T.C. - tez.sdu.edu.trtez.sdu.edu.tr/Tezler/TF01566.pdf · yükseltgenme potansiyeli (ORP), renk giderme hızı, kimyasal oksijen ihtiyacı (KOİ) giderme verimi, mikroorganizmaların

T.C.

SÜLEYMAN DEMİREL ÜNİVERSİTESİ

FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSİ

FARKLI ELEKTRON ALICILARININ

ANAEROBİK RENK GİDERME VERİMİNE ETKİSİ

Kevser CIRIK

Danışman: Prof. Dr. Mehmet KİTİŞ

II. Danışman: Doç. Dr. Özer ÇINAR

DOKTORA TEZİ

ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI

ISPARTA-2010

i

İÇİNDEKİLER

İÇİNDEKİLER ............................................................................................................. İ

ÖZET .......................................................................................................................... V

ABSTRACT .............................................................................................................. Vİİ

TEŞEKKÜR ............................................................................................................... İX

ŞEKİLLER DİZİNİ ..................................................................................................... X

ÇİZELGELER DİZİNİ ........................................................................................... XİV

SİMGELER DİZİNİ ............................................................................................... XVİ

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

1.1. Motivasyon ve Amaç ...................................................................................................... 1

1.2. Kapsam ........................................................................................................................... 7

2. KAYNAK ÖZETLERİ ....................................................................................... 10

2.1. Tekstil Endüstrisi Atıksuları ve Özellikleri .................................................................. 10

2.1.1. Haşıllama ...................................................................................................................... 13

2.1.2. Haşıl sökme .................................................................................................................. 14

2.1.3. Yıkama .......................................................................................................................... 14

2.1.4. Yün karbonizasyonu ..................................................................................................... 15

2.1.5. Keçeleştirme ................................................................................................................. 15

2.1.6. Ağartma ........................................................................................................................ 15

2.1.7. Pamuk merserizasyonu ................................................................................................. 15

2.1.8. Boyama ......................................................................................................................... 16

2.1.9. Baskı ............................................................................................................................. 17

2.2. Tekstil Endüstrisinde Kullanılan Boyar Maddeler ve Özellikleri ................................. 18

2.2.1. Boyar maddelerin çevresel riskleri ............................................................................... 21

2.2.1.1. Biyoakümülasyon ....................................................................................................... 22

2.2.1.2. Toksisite ..................................................................................................................... 22

2.2.2. Renk ölçüm yöntemleri................................................................................................. 23

2.3. Tekstil Atıksularının Arıtımında Kullanılan Renk Giderme Prosesleri ........................ 27

2.3.1. Fiziksel arıtma yöntemleri ............................................................................................ 27

2.3.1.1. Adsorpsiyon ............................................................................................................... 27

2.3.1.2. Radyasyon (Işınlama) ................................................................................................ 28

2.3.1.3. İyon değişimi .............................................................................................................. 29

2.3.1.4. Membran filtrasyon .................................................................................................... 29

2.3.2. Kimyasal arıtma yöntemleri ......................................................................................... 30

Sayfa

ii

2.3.2.1. Oksidasyon ................................................................................................................. 30

2.3.2.2. Koagülasyon flokülasyon ........................................................................................... 31

2.3.3. Biyolojik arıtma yöntemleri .......................................................................................... 31

2.3.3.1. Bakteriyel arıtım ........................................................................................................ 32

2.3.3.2. Mantarlarla arıtma ...................................................................................................... 35

2.3.3.3. Alglerle arıtma ........................................................................................................... 36

2.4. Tekstil Atıksularının Anaerobik-Aerobik Arıtımı ........................................................ 37

2.4.1. Anaerobik renk giderimi ............................................................................................... 38

2.4.1.1. Reaksiyon süresinin etkisi .......................................................................................... 41

2.4.1.2. Çamur yaşının etkisi ................................................................................................... 42

2.4.1.3. Boyar madde türü ve konsantrasyonunun etkisi ........................................................ 42

2.4.1.4. Substrat türünün ve konsantrasyonun etkisi ............................................................... 42

2.4.1.5. Redoks mediatörlerinin etkisi .................................................................................... 43

2.4.1.6. Farklı elektron alıcıların etkisi ................................................................................... 44

2.4.2. Aerobik aromatik amin giderimi .................................................................................. 47

2.5. Tekstil atıksularının anaerobik-aerobik arıtımında AKR çalışmaları ........................... 49

3. MATERYAL VE YÖNTEM .............................................................................. 52

3.1. Materyal ........................................................................................................................ 55

3.1.1. Boyar madde ................................................................................................................. 55

3.1.2. Anaerobik ve aerobik şartlarda devreden ardışık kesikli reaktör .................................. 56

3.1.3. Simüle atıksu ................................................................................................................ 59

3.1.3.1. Elektron kaynaklarının KOİ eşdeğerlerinin hesaplanması ......................................... 61

3.1.4. Mikroorganizma ve SRT .............................................................................................. 62

3.2. Yöntem ......................................................................................................................... 64

3.2.1. Analizler ....................................................................................................................... 64

3.2.1.1. Renk ve boyar madde ölçümü .................................................................................... 64

3.2.1.2. Askıda katı madde (AKM) analizi ............................................................................. 65

3.2.1.3. Mikroorganizma (MLSS) ölçümü .............................................................................. 65

3.2.1.4. Aromatik amin ölçümü .............................................................................................. 66

3.2.1.5. Anyon ölçümü (Sülfat, Sülfit, Nitrat, Nitrit) .............................................................. 68

3.2.1.6. Sülfür ölçümü ............................................................................................................. 68

3.2.1.7. KOİ ölçümü ................................................................................................................ 68

3.2.1.8. Çözünmüş organik karbon (TOK) ölçümü ................................................................ 68

3.2.1.9. ORP ölçümü ............................................................................................................... 69

3.2.2. Renk giderme hızının (RGH) belirlenmesi ................................................................... 69

iii

3.2.3. Spesifik enzim aktivitesinin belirlenmesi ..................................................................... 69

3.2.3.1. Enzim deneyleri ......................................................................................................... 69

3.2.3.2. Spesifik enzim aktivitesinin (SEA) hesaplanması ..................................................... 72

3.2.4. Mikroorganizma popülasyon dinamiğinin belirlenmesi ............................................... 72

3.2.4.1. DNA izolasyonu ve polimeraz zincir reaksiyonu (PCR) ........................................... 72

3.2.4.2. Denatüre Gradyan Jel Elektroforezi (DGGE) ............................................................ 74

4. ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMA ................................................. 77

4.1. Oksijenin Anaerobik Renk Giderme Verimine Etkisi .................................................. 78

4.1.1. Oksijenin ORP profiline etkisi ...................................................................................... 78

4.1.2. Oksijenin KOİ giderme verimine etkisi ........................................................................ 80

4.1.3. Oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisi ....................................................... 82

4.1.4. Oksijenin anaerobik renk giderme hızına etkisi ........................................................... 85

4.1.5. Oksijenin anaerobik enzim (AzoR) aktivitesine etkisi ................................................. 87

4.1.6. Oksijenin aerobik enzim aktivitesine etkisi .................................................................. 90

4.1.7. Oksijenin aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi ........................................... 93

4.1.8. Oksijenin mikroorganizma popülasyon dinamiğine etkisi ........................................... 96

4.1.8.1. DGGE bulguları ......................................................................................................... 97

4.2. Nitrat İyonunun Anaerobik Renk Giderme Verimine Etkisi ...................................... 103

4.2.1. Anoksik nitrat giderimi ............................................................................................... 104

4.2.2. Nitratın ORP profiline etkisi ....................................................................................... 108

4.2.3. Nitratın KOİ giderme verimine etkisi ......................................................................... 110

4.2.4. Nitratın renk giderme verimine etkisi ......................................................................... 112

4.2.5. Nitratın renk giderme hızına etkisi ............................................................................. 115

4.2.6. Nitratın anaerobik enzim aktivitesine etkisi ............................................................... 117

4.2.7. Nitratın aerobik enzim aktivitesine etkisi ................................................................... 120

4.2.8. Nitratın aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi ............................................ 123

4.2.9. Nitratın mikroorganizma popülasyon dinamiğine etkisi ............................................ 125

4.2.9.1. PCR bulguları ........................................................................................................... 125

4.2.9.2. DGGE bulguları ....................................................................................................... 126

4.3. Sülfat İyonunun Anaerobik Renk Giderme Verimine Etkisi ...................................... 132

4.3.1. Anaerobik sülfat giderimi ........................................................................................... 133

4.3.2. Sülfatın ORP profiline etkisi ...................................................................................... 140

4.3.3. Sülfatın KOİ giderme verimine etkisi ......................................................................... 142

4.3.4. Sülfatın renk giderme verimine etkisi ......................................................................... 144

4.3.5. Sülfatın renk giderme hızına etkisi ............................................................................. 147

iv

4.3.6. Sülfatın anaerobik enzim aktivitesine etkisi ............................................................... 148

4.3.7. Sülfatın aerobik enzim aktivitesine etkisi ................................................................... 150

4.3.8. Sülfatın aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi ............................................ 152

4.3.9. Sülfatın mikroorganizma popülasyon dinamiğine etkisi ............................................ 155

4.3.9.1. PCR bulguları ........................................................................................................... 155

4.3.9.2. DGGE bulguları ....................................................................................................... 156

5. SONUÇ ............................................................................................................. 163

6. KAYNAKLAR ................................................................................................. 168

ÖZGEÇMİŞ ............................................................................................................. 180

v

ÖZET

Doktora Tezi

FARKLI ELEKTRON ALICILARININ ANAEROBİK RENK GİDERME

VERİMİNE ETKİSİ

Kevser CIRIK

Süleyman Demirel Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü

Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı

Danışman: Prof. Dr. Mehmet KİTİŞ

Anaerobik arıtım, boyar madde içeren tekstil atıksularının arıtılmasında kullanılan ilk ve en önemli basamaktır. Bu basamakta, genellikle renksiz fakat kanserojen potansiyelli aromatik aminlerin oluşumu ile sonuçlanan azo boyanın azo bağı kırılarak renk giderimi gerçekleşmektedir. Aerobik koşullar ise aromatik aminlerin giderilmesi için gereken biyokimyasal çevreyi oluşturmaktadır ve prosesin ikinci aşamasını oluşturmaktadır. Bu nedenle tekstil atıksularının arıtımında ardışık anaerobik-aerobik koşulların birlikte kullanılması gerekmektedir. Anaerobik koşullarda gerçekleşen renk giderimi bir indirgenme yükseltgenme reaksiyonu olup, atıksu içerisindeki organik maddelerin yükseltgenmesi ile açığa çıkan elektronların azo boyaya giderek azo bağını kırması ile gerçekleşmektedir. Anaerobik renk giderimi mikrobiyal elektron taşıma zincirinde son elektron alıcısı olan azo boyanın indirgenmesiyle gerçekleştiği için, sistemde oksijen, nitrat ve sülfat gibi rekabetçi başka elektron alıcılarının bulunmasının azo boya indirgenme hızını ve dolayısıyla renk giderimini olumsuz etkileyebileceği düşünülmektedir. Bu çalışmanın amacı farklı elektron alıcılarının (oksijen, nitrat ve sülfat) anaerobik renk giderme verimine olan etkilerini incelemektir. Bu amaçla Remazol Brilliant Violet 5R (RBV-5R) azo boyası içeren sentetik atıksu ile beslenen anaerobik-aerobik ardışık kesikli reaktör (AKR) 6 saat anaerobik ve 6 saat aerobik reaksiyon süreleri içeren 12 saatlik toplam devir süresi ile çalıştırılmıştır. Çalışmada anaerobik reaksiyon süresindeki mikroorganizmalar farklı miktarlarda rekabetçi elektron alıcılara maruz bırakılarak sistem performansı renk giderme verimi, indirgenme-yükseltgenme potansiyeli (ORP), renk giderme hızı, kimyasal oksijen ihtiyacı (KOİ) giderme verimi, mikroorganizmaların sentezlediği spesifik anaerobik (azo redüktaz) ve aerobik enzim aktiviteleri (kateşol 1,2 dioksijenaz), aromatik amin oluşumu ve giderimi ile değerlendirilmiştir. Anaerobik koşullarda farklı elektron alıcılarına

vi

maruz kalan mikroorganizmaların popülasyon dinamiğindeki değişimler denatüre gradyan jel elektroforezi (DGGE) ile tanımlanmıştır. Çalışmada, oksijenin anaerobik renk giderme verimini oldukça olumsuz etkilediği bulunmuştur. Artan oksijen miktarlarına maruz kalan mikrorganizmaların azo redüktaz enzim seviyeleri yaklaşık olarak % 70 oranında sınırlanmıştır. Kateşol 1,2 dioksijenaz enzim seviyeleri ise artan oksijen miktraları ile orantılı olarak artış göstermiştir. Nitratın anaerobik renk giderme verimini olumsuz etkilediği bulunmuştur ve renk giderimi denitrifikasyon tamamlandıktan sonra gerçekleşmiştir. Sülfatın ise renk giderimini hızlandırdığı ve indirgenme ürünü olan sülfürün renk gideriminde önemli rolü olduğu bulunmuştur. Oksijen ve nitratın ortamdaki KOİ giderimini sitümüle ettiği ve reaktörün ilk saatlerindeki KOİ giderimini hızlandırdığı bulunmuştur. Artan elektron alıcı miktarlarına maruz kalan mikroorganizmaların toplam KOİ giderme verimleri yaklaşık % 90 olarak elde edilmiştir. Artan sülfat konsantrasyonları ise KOİ giderimini yavaşlatmıştır. Oksijen, nitrat ve sülfat gibi farklı elektron alıcıların sistemin redoks potansiyelini değiştirdiği ve değişen redoks potansiyeline maruz kalan mikroorganizma popülasyon dinamiğinin değişerek çeşitliliğin arttığı bulunmuştur. Anahtar Kelimeler: Azo boya, anaerobik-aerobik AKR, anaerobik renk giderimi, oksijen, nitrat, sülfat, azo redüktaz, kateşol 1,2 dioksijenaz, DGGE 2010, 182 sayfa

vii

ABSTRACT

Ph.D. Thesis

EFFECT OF DIFFERENT ELECTRON ACCEPTORS ON ANAEROBIC

COLOR REMOVAL

Kevser CIRIK

Süleyman Demirel University Graduate School of Applied and Natural Sciences

Department of Environmental Engineering

Supervisor: Prof. Dr. Mehmet KİTİŞ

Anaerobic treatment is the first and the most important step that is used for the treatment of dye containing textile wastewaters. In this step, reductive cleavage of the dyes’ azo linkage occurs, resulting in color removal and formation of generally colorless but potentially hazardous aromatic amines. Aerobic treatment is the second step forming biochemical environment which is essention for aromatic amine removal. Process in which sequencing anaerobic and aerobic conditions are combined is therefore the most convenient biological treatment process for treating textile wastewaters.

Anaerobic reductive cleavage of azo dyes is an oxidation-reduction reaction and electrons releasing from oxidation of organic compounds in the wastewaters goes through the azo dye and cleaves the azo bond. As anaerobic color removal occurs by the way of reduction of the azo dye which acts as a final electron acceptor in the microbial electron transport chain, existing different electron acceptors such as oxygen, nitrate, sulfate in anaerobic zone can be assessed as limiting factor for the dye removal.

The aim of this study is to investigate the effect of different electron acceptors (oxygen, nitrate, and sulfate) on anaerobic color removal efficiencies. For this aim, anaerobic-aerobic sequencing batch reactor (SBR) fed with a simulated textile effluent including Remazol Brilliant Violet 5R azo dye was operated with a total cycle time of 12 hours including anaerobic (6 hours) and aerobic cylcles (6 hours). Microorganism grown under anaerobic phase of the reactor was exposed to different amounts of competitive electron acceptors and performance of the system was determined by monitoring color removal efficiency, oxidation reduction potential,

viii

color removal rate, chemical oxygen demand (COD), color, specific anaerobic enzyme (azo reductase) and aerobic enzyme (catechol 1,2 dioxygenase), and formation and removal of aromatic amines. Variations of population dynamics of microorganism exposed to different electron acceptors was identified by denaturing gradient gel electrophoresis (DGGE). In this study, it was found that oxygen has adverse effect on anaerobic color removal efficiency. Azo reductase level of microorganism exposed to increasing amount of oxygen was limited to about 70%. However; Catechol 1,2-dioxygenase enzyme increased its activity by increasing oxygen level. It was also found that nitrate has adverse effect on anaerobic color removal efficiency and color removal was achieved after denitrification process was completed. On the contrary, it was found that sulfate accelarates color removal and sulfide, which is product of biological sulfate reduction, has important role on color removal. It was found that oxygen and nitrate stimulates the COD removal efficiency and accelarates the COD removal in the first hour of anaerobic phase. About 90 % total COD removal efficiencies were achieved in which microorganism exposed to increasing amount of electron acceptors, however; increase in sulfate concentration decelerated the COD removals. It was found that different electron acceptors such as oxygen, nitrate and sulfate changed the redox potential of the system and population dynamics of microorganism exposed to the changing redox potentials were changed and increased the diversity.

Key Words: Azo dye, anaerobic-aerobic SBR, anaerobic color removal, oxygen, nitrate, sulfate, azo reductase, cathechol 1,2 dioxygenase, DGGE

2010, 182 pages

ix

TEŞEKKÜR

Tez çalışmam boyunca danışmanlığımı yürüten, her konuda yardım, fikir ve

desteğini esirgemeyen değerli hocalarım Prof. Dr. Mehmet KİTİŞ ve Doç. Dr. Özer

ÇINAR’a şükranlarımı sunarım.

Tez çalışmalarımın yürütülmesinde bana her türlü laboratuvar imkanı sağlayan

Kahramanmaraş Sütçü İmam Üniversitesi Çevre Mühendisliği bölümüne ve ÇINAR

gruba teşekkür ederim. Laboratuvar çalışmalarında bana destek veren sevgili

arkadaşlarım Dilek AYDOĞMUŞ ve Şebnem ÖZDEMİR’e sonsuz teşekkürlerimi

sunarım.

Tez çalışmam süresince destekleri ve yardımları için Süleyman Demirel Üniversitesi

Çevre Mühendisliği bölüm hocalarıma ve çalışma arkadaşlarıma teşekkür ederim.

Her türlü yardımını esirgemeyen değerli arkadaşlarım Bilgehan İlker HARMAN ve

Emine SAYILGAN’a sonsuz teşekkürlerimi sunarım.

Bu tez çalışmasının bir bölümü “Tekstil Atıksularının Arıtımında Oksijenin

Enzimatik Renk ve Aromatik Amin Giderimine Etkisi” başlıklı TÜBİTAK hızlı

destek projesi (Proje No: 108Y231) kapsamında yapılmıştır ve projemizi maddi

olarak destekleyen TÜBİTAK’a teşekkür ederim.

Öğrenim hayatım boyunca gösterdikleri destek ve fedakarlıklar için anneme, babama

ve kardeşlerime sonsuz şükranlarımı sunarım. Deneysel aşamalardaki manevi desteği

ve sabrı başta olmak üzere her konudaki yardımı için eşim Sedat CIRIK’a teşekkür

ederim.

Kevser CIRIK

ISPARTA, 2010

x

ŞEKİLLER DİZİNİ

Şekil 2.1. Tekstil endüstrisinde yer alan genel proses basamakları. .......................... 11

Şekil 2.2. Mordant Yellow 10 azo boyar maddesinin kimyasal yapısı ...................... 19

Şekil 2.3. Azo boyar madde ve aromatik aminin anaerobik-aerobik koşullarda

biyodegradasyonu ........................................................................................... 37

Şekil 2.4. Enzimatik azo boya indirgenmesi ......... Hata! Yer işareti tanımlanmamış.

Şekil 2.5. Farklı redoks çiftleri için elektron akışı ..................................................... 44

Şekil 2.6. Sülfür türlerinin pH’a bağlı oranları .......................................................... 45

Şekil 2.7. Hızlandırılmış biyolojik azo boya indirgenmesi ........................................ 46

Şekil 2.8. Aromatik aminlerin biyodegradasyonunda oluşan merkezi ara ürünler .... 48

Şekil 3.1. Deneysel plan ............................................................................................. 53

Şekil 3.2. Performans kriterleri .................................................................................. 53

Şekil 3.3. Remazol Brilliant Violet 5R’nin özellikleri ............................................... 55

Şekil 3.4. Kullanılan ardışık anaerobik-aerobik reaktörler ........................................ 57

Şekil 3.5. Anaerobik-aerobik ardışık kesikli reaktörlerin işletimi ............................. 58

Şekil 3.6. Boyar madde kalibrasyon eğrisi ................................................................. 64

Şekil 3.7. AKM ile ABS600nm arasındaki korelasyon ................................................. 66

Şekil 3.8. RBV-5R azo boyar maddesinin indirgenme ürünleri ve HPLC’de gelme

zamanları ........................................................................................................ 67

Şekil 3.9. PCR koşulları ............................................................................................. 74

Şekil 4.1. Oksijenin ORP profiline etkisi ................................................................... 79

Şekil 4.2. Oksijenin KOİ giderme verimine etkisi ..................................................... 82

Şekil 4.3. Oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisi .................................... 84

Şekil 4.4. Oksijenin anaerobik renk giderme hızına etkisi......................................... 86

Şekil 4.5. Oksijenin AzoR enzim aktivitesine etkisi .................................................. 88

Şekil 4.6. Oksijenin AzoR enzim aktivitesine (%) etkisi ........................................... 89

Şekil 4.7. Oksijenin C12O enzim aktivitesine etkisi ................................................. 91

Şekil 4.8. Oksijenin C12O enzim aktivitesine (%) etkisi .......................................... 92

Şekil 4.9. Remazol Brilliant Violet 5R’nin azo bağının kırılması ile oluşan

aromatik aminler ............................................................................................ 93

Şekil 4.10. . Oksijenin benzen esaslı aromatik amin oluşumuna ve giderimine

etkisi ............................................................................................................... 94

xi

Şekil 4.11. Oksijenin naftalin esaslı aromatik amin oluşumuna ve giderimine

etkisi ............................................................................................................... 95

Şekil 4.12. Farklı hava debilerine maruz kalan mikroorganizma DNA’larının PCR

görüntüsü ........................................................................................................ 97

Şekil 4.13. PCR ürünlerinin DGGE görüntüleri ........................................................ 98

Şekil 4.14. 1a (kontrol) koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics bilgisayar

yazılımı ile görüntülenmesi ............................................................................ 99

Şekil 4.15. 1b (0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının

BioNumerics bilgisayar yazılımı ile görüntülenmesi ................................... 100

Şekil 4.16. 1c (0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.17. 1d (0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.18. 1e (0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.19. 1f (0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.20. Nitrat konsantrasyonunun anaerobik nitrat giderimine etkisi ................ 106

Şekil 4.21. Nitrat konsantrasyonunun anaerobik nitrit oluşumuna ve giderimine

etkisi ............................................................................................................. 107

Şekil 4.22. Nitratın ORP profiline etkisi .................................................................. 109

Şekil 4.23. Nitratın KOİ giderme verimine etkisi .................................................... 111

Şekil 4.24. Nitratın renk giderme verimine etkisi .................................................... 112

Şekil 4.25. Nitratın renk giderme hızına etkisi ........................................................ 116

Şekil 4.26. Nitratın AzoR aktivitesine etkisi ............................................................ 118

Şekil 4.27. Nitratın AzoR aktivitesine (%) etkisi ..................................................... 119

Şekil 4.28. Nitratın C12O aktivitesine etkisi ........................................................... 121

Şekil 4.29. Nitratın C12O aktivitesine (%) etkisi .................................................... 122

Şekil 4.30. Nitratın benzen esaslı aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi . 123

Şekil 4.31. Nitratın naftalin esaslı aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi 124

Şekil 4.32. Farklı miktarlarda nitrata maruz kalan mikroorganizma DNA’larının

PCR görüntüsü ............................................................................................. 125

xii

Şekil 4.33. PCR ürünlerinin DGGE görüntüleri ...................................................... 126


yazılımı ile görüntülenmesi .......................................................................... 127

Şekil 4.35. 2b (2,26 mg/L NO -N) koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics

bilgisayar yazılımı ile görüntülenmesi ......................................................... 128

Şekil 4.36. 2c (4,52 mg/L NO ‐N) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.37. 2d (9,04 mg/L NO ‐N) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.38. 2e (18,08 mg/L NO ‐N) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.39. 2f (36,16 mg/L NO ‐N) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.40. 2g (113,12 mg/L NO ‐N) koşullarındaki DGGE bantlarının


Şekil 4.41. Sülfat konsantrasyonlarının anaerobik sülfat giderimine etkisi ............. 136

Şekil 4.42. Sülfat konsantrasyonlarının anaerobik sülfit oluşumuna etkisi ............. 138

Şekil 4.43. Sülfat konsantrasyonlarının anaerobik sülfür oluşumuna etkisi ............ 139

Şekil 4.44. Sülfatın ORP profiline etkisi .................................................................. 141

Şekil 4.45. Sülfatın KOİ giderme verimine etkisi .................................................... 143

Şekil 4.46. Sülfatın renk giderme verimine etkisi .................................................... 145

Şekil 4.47. Sülfatın renk giderme hızına etkisi ........................................................ 147

Şekil 4.48. Sülfatın AzoR aktivitesine etkisi ........................................................... 149

Şekil 4.49. Sülfatın AzoR aktivitesine (%) etkisi .................................................... 150

Şekil 4.50. Sülfatın C12O aktivitesine etkisi ........................................................... 151

Şekil 4.51. Sülfatın C12O aktivitesine (%) etkisi .................................................... 152

Şekil 4.52. Sülfatın benzen esaslı aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi . 153

Şekil 4.53. Sülfatın naftalin esaslıaromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi . 154

Şekil 4.54. Farklı konsantrasyonlarda sülfata maruz kalan mikroorganizma

DNA’larının PCR görüntüsü ........................................................................ 155

Şekil 4.55. PCR ürünlerinin DGGE görüntüleri ...................................................... 156

xiii

Şekil 4.56. 3a (20 mg/L SO ) koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics


Şekil 4.57. 3b (70 mg/L SO ) koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics


Şekil 4.58. 3c (120 mg/L SO koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics


Şekil 4.59. 3d (180 mg/L SO koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics


Şekil 4.60. 3e (190 mg/L SO koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics


Şekil 4.61. 3f (360 mg/L SO koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics


Şekil 4.62. 3g (480 mg/L SO koşullarındaki DGGE bantlarının BioNumerics


xiv

ÇİZELGELER DİZİNİ

Çizelge 1.1. Tez kapsamı ............................................................................................. 8

Çizelge 2.1. Farklı tekstil endüstrilerine ait işlem basamakları ve atıksu

karakterizasyonu ........................................................................................... 12

Çizelge 2.2. Boyama prosesinde kullanılan kimyasal maddeler ................................ 16

Çizelge 2.3. Pamuklu tekstil endüstrisi atık sularının alıcı ortama deşarj

standartları ...................................................................................................... 18

Çizelge 2.4. Elektromanyetik spektrum bölgeleri ve dalga boyu/renk arasındaki

ilişki ................................................................................................................ 25

Çizelge 2.5. Atıksulardaki rengin ölçülmesinde kullanılan kantitatif metotlar ......... 25

Çizelge 2.6. Aromatik aminlerin biyodegradasyonunda rol oynayan enzimler ve

gerçekleşen reaksiyonlar ................................................................................ 48

Çizelge 2.7. Azo boyar madde içeren atıksuların anaerobik aerobik ardışık kesikli

reaktör ile arıtım çalışmaları .......................................................................... 50

Çizelge 3.1. Analiz planı ............................................................................................ 54

Çizelge 3.2. Simüle atıksu bileşimi ............................................................................ 59

Çizelge 3.3. Reaktördeki elektron alıcı ve verici kaynakları ..................................... 60

Çizelge 3.4. Boyar madde kalibrasyon eğrisi verileri ................................................ 65

Çizelge 3.5. PCR içeriği ............................................................................................. 73

Çizelge 3.6. Poliakrilamid jel yüzdesinin belirlenmesi .............................................. 75

Çizelge 3.7. Denatürant miktarları ............................................................................. 75

Çizelge 3.8. Toplayıcı (Stacking) jel (% 4) içeriği .................................................... 76

Çizelge 4.1. Elde edilen verilerin elektron alıcı ve verici kaynaklarına göre

sınıflandırılması .............................................................................................. 77

Çizelge 4.2. Oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisinde kullanılan

veriler ............................................................................................................. 78

Çizelge 4.3. Nitratın anaerobik renk giderme verimine etkisinde kullanılan veriler 104

Çizelge 4.4. Biyoreaktördeki elektron alıcı ve vericilerin KOİ eşdeğerleri ............. 105

Çizelge 4.5. İşletme koşullarının e- verici/e- alıcı oranları ....................................... 114

Çizelge 4.6. Sülfatın anaerobik renk giderme verimine etkisinde kullanılan veriler 133

Çizelge 4.7. Biyoreaktördeki elektron alıcı ve vericilerin KOİ eşdeğerleri ............. 135

xv

Çizelge 4.8. Mono azo boyar maddenin sülfat varlığında kabul edilen indirgenme

mekanizması ................................................................................................. 140

xvi

SİMGELER DİZİNİ

AKR Ardışık kesikli reaktör

AzoR Azo redüktaz

BOİ Biyolojik oksijen ihtiyacı

C12O Kateşol 1,2-dioksijenaz

C23O Kateşol 2,3-dioksijenaz

G12O Gentisik 1,2-dioksijenaz

KOİ Kimyasal oksijen ihtiyacı

P34O Protokateşik 3,4-dioksijenaz

P45O Protokateşik 4,5-dioksijenaz

RBV-5R Remazol Brilliant Violet 5R

ADMI Amerikan boya imalatçıları enstitüsü renk birimi

TK Toplam katı madde

TÇK Toplam çözünmüş katı madde

AKM Askıda katı madde

1

1. GİRİŞ

1.1. Motivasyon ve Amaç

Tekstil ürünlerine olan talebin her geçen gün artması ile birlikte tekstil endüstrileri ve

buna paralel olarak tekstil endüstrisi atıksuları hızla artarak dünyadaki en önemli

endüstriyel kaynaklı atıksulardan birini oluşturmaktadır. Tekstil endüstrilerinde farklı

teknolojiler paralelinde uygulanan her işlem açığa çıkan atıksuların standart bir

arıtma yöntemi ile arıtılmasını olanaksız hale getirmektedir. Tekstil endüstrisi

atıksuları proses ve üretim sırasında kullanılan çok fazla çeşitliliğe sahip kimyasal

madde ve boyar madde içermekte, buna bağlı olarak renkli ve yüksek hacimlerde

atıksu açığa çıkarmaktadır. Tekstil endüstrisi atıksularında karşılaşılan en büyük

problem atıksuların yüksek miktarlarda boyar madde içermesidir. Boyama

prosesinde elyafa yapışmadan atık suya karışan boyalar arıtılmadan alıcı ortama

verildiklerinde renk oluşturmakta, estetik görünümü bozmakta ve suyun ışık

geçirgenliğini azaltarak fotosentezi olumsuz yönde etkilemektedirler. Aynı zamanda

boyar maddelerin ve yan ürünlerinin doğada toksik etki, insanlar üzerinde mutajenik

ve kanserojenik etki göstermesi arıtılmalarını zorunlu hale getirmektedir (Rajaguru et

al., 2002; Weisburger, 2002; Pandey et al., 2007). Dünyada 100.000’nin üzerinde

ticari boya bulunmakta olup ve her yıl 109 kg’ın üzerinde boyar madde

üretilmektedir (Zollinger, 1987). Üretilen yıllık boya miktarının ağırlıkça %70’ini

oluşturan boyar madde türü, bir veya daha fazla azo bağı (-N=N-) içermeleri ile

karakterize edilen azo boyalardır.

İçerdikleri kompleks aromatik moleküler yapıdaki boyar maddelerden dolayı sektör

için arıtılması pahalı ve zor olan tekstil atık suları için farklı fiziksel ve kimyasal

yöntemler kullanılmıştır. Renk giderimi için kullanılan fiziksel ve kimyasal metotlar

adsorpsiyon, iyon değişimi, membran filtrasyon, koagülasyon-flokülasyon,

oksidasyon ve cucurbituril ile arıtım yöntemlerini kapsamaktadır (Anjaneyulu et al.,

2005). Mevcut fiziksel ve kimyasal renk giderme yöntemleriyle, çoğunlukla renk

çamurda yoğunlaştırılmakta ve renkli moleküller kısmen giderilmektedir. Ayrıca, bu

yöntemlerde kullanılan kimyasal maddelerin ve enerjinin yüksek maliyeti ve oluşan

çamurların uzaklaştırılma problemleri bu yöntemlerin en büyük dezavantajları

2

arasında yer almaktadır. Bu dezavantajlardan dolayı, bilim adamları son yıllarda

tekstil atıksularındaki boyar maddelerin giderilmesini sağlamak amacıyla işletmesi

kolay ve ucuz çevre dostu arıtma teknolojilerine yoğunlaşmışlardır. Bu amaçla son

yıllarda tekstil atık sularının arıtımında biyolojik yöntemlerin kullanılması

yaygınlaşmıştır. Biyolojik arıtma sistemlerinin kimyasal ve fiziksel arıtma

yöntemlerine göre daha az çamur oluşturması, daha düşük maliyetli olması ve alıcı

ortama zarar verebilecek tehlikeli yan ürünlerin meydana gelmemesi gibi

avantajlarından dolayı tekstil atık sularının arıtımı için daha uygun bir çözüm olarak

kabul edilmektedir.

Biyolojik arıtma yöntemleri anaerobik ve aerobik arıtma yöntemleri olmak üzere

ikiye ayrılmaktadır. Azo boyar madde içeren tekstil atık sularının biyolojik olarak

arıtılması çalışmalarında aerobik ve anaerobik şartların tek başına yeterli olmadığı ve

arıtımın tam olarak sağlanamadığı gözlemlenmiştir. Yapılan araştırmalar, boyar

madde içeren tekstil atıksularının biyolojik arıtımının ardışık anaerobik ve aerobik

koşulların sağlandığı işletme koşullarında gerçekleşebileceğini ve etkili bir arıtım

yapılabileceğini savunmaktadır (O’neill et al., 2000). Anaerobik koşullarda, azo

boyar maddenin elektron alıcısı, organik maddenin elektron vericisi olarak görev

yaptığı yükseltgenme-indirgenme reaksiyonları gerçekleştiğinde azo boyar maddeye

rengini veren azo bağı kırılmakta, atıksudaki renk giderilmekte fakat renksiz ve

kanserojen aromatik amin bileşikleri oluşmaktadır. Anaerobik koşullarda azo boyar

maddelerinin indirgenmesi ve renk giderimi ile ilgili teoriler Chung and Stevens

(1993) tarafından incelenmiş, azo halkasının oksijene duyarlı olduğu bilinen ve

bakterilerin hücre dışında sentezlediği bir enzim olan azo redüktaz (AzoR) enzimi ile

kırıldığı belirtilmiştir. Anaerobik koşullarda oluşan renksiz ve kanserojen etkiye

sahip boyar madde ürünlerinin anaerobik koşullara dirençli olduğu ve bu koşullarda

daha fazla mineralize olmadığı bilinmektedir (Brown and Hamburger 1987;

Knackmuss, 1996). Anaerobik koşulları takip eden aerobik koşullar ise oluşan toksik

ve renksiz aromatik amin bileşiklerinin giderilmesini sağlamaktadır (Haug et al.,

1991). Aerobik koşullarda aromatik aminlerin giderimi, bakterilerin moleküler

oksijeni kullanarak sentezledikleri monooksijenaz ve dioksijenaz enzimleri ile

aromatik halkanın kırılması prensibine dayanmaktadır (Altenschmidt et al., 1993).

3

Bu enzimler aromatik bileşikleri, kateşik, protokateşik ve gentisik asit adı verilen

birkaç merkez ara ürüne dönüştürürler. Bu ara ürünler sonrasında Kateşol 1,2-

dioksijenaz (C12O), Kateşol 2,3- dioksijenaz (C23O), Gentisik 1,2- dioksijenaz

(G12O), Protokateşik 3,4-dioksijenaz (P34O) ve Protokateşik 4,5-dioksijenaz (P45O)

enzimleri tarafından tekrar parçalanmaktadır (Çınar, 2002). Böylece ardışık

anaerobik-aerobik sistemlerin birlikte kullanılmasıyla ilk aşamada etkili bir renk

giderimi sağlanmakta ve ikinci aşamada ise anaerobik koşullarda biyolojik olarak

ayrışamayan aromatik aminler CO2, H2O ve NH3’e kadar mineralize edilerek aerobik

basamakta giderilebilmektedir (Işık and Sponza, 2004). Bu iki sistemin birlikte

kullanılmasıyla renk gideriminin yanı sıra KOİ, toksik madde ve diğer kirleticilerin

giderimi de sağlanabilmektedir (Kapdan et al., 2003).

Tekstil atıksularının biyolojik olarak arıtılabilirliğinde en uygun yöntem olarak kabul

edilen ardışık anaerobik-aerobik koşulların sağlanabileceği uygun reaktör tiplerinin

seçilmesi önemlidir. Tekstil atıksularının etkili bir şekilde arıtımını sağlamak için

akışkan yataklı reaktör, yukarı akışlı çamur reaktör ve paket yataklı reaktörler gibi

çok farklı reaktör tipleri kullanılmıştır. Günümüzde ardışık kesikli sistemlerin bu tip

atıksuların arıtımındaki başarısı yapılan son çalışmalarda gösterilmiştir. Ardışık

kesikli reaktörlerde, doldurma, besleme, çökeltme, boşaltma işlemlerinin tek bir

reaktör içerisinde başarı ile sağlanabiliyor olması, bu reaktörlerde işletme kolaylığı

sağlamaktadır. Ardışık kesikli reaktör kullanmanın diğer avantajlarından biri ise

işletim esnekliğidir. Organik yükü sıklıkla değişebilen tekstil atıksularının arıtılması

için bu reaktörler daha uygundur, çünkü reaksiyon süresi giren yüke göre

ayarlanabilmektedir. Ayrıca, kolaylıkla uzaklaştırılabilen substratların yüksek

organik yükü genellikle çamurun çökelme özelliklerini iyileştiren flamentli

bakterilerin gelişimine uygun olmaktadır (Albuquerque et al., 2005).

Son yıllarda Avrupa Birliği çevre kriterlerinin sağlanması amacıyla T.C. Çevre ve

Orman Bakanlığı’nın ve Avrupa Birliği direktifleri doğrultusunda boya ve kasar

içeren birçok tekstil endüstrisi tesislerinde atıksu arıtma tesisi kurulmuştur. İşletim ve

ilk yatırım maliyetlerinin daha düşük olması nedeniyle bu işletmeler biyolojik arıtma

tesislerini tercih etmişlerdir. Kurulan biyolojik arıtma tesislerinin çoğunluğu

anaerobik ve aerobik ardışık biyolojik sistemleri içermektedir. Anaerobik ve aerobik

4

ardışık biyolojik sistemlerinin işletiminin kompleks yapısından dolayı arıtma tesisleri

istenilen verimde çalıştırılamamaktadır. Boyarmadde içeren tekstil endüstrisi atık

sularının biyolojik arıtımında oldukça sık karşılaşılan problemler genelde renk

gideriminin sağlandığı anaerobik süreçte yaşanmaktadır. Anaerobik renk giderimi

biyolojik arıtmada hassas ve işletme titizliği gerektiren bir süreç olup, proses

kontrolü önemlidir. Birçok parametrenin kontrolü yapılarak renk giderme verimleri

iyileştirilebilir. Boyar madde konsantrasyonu ve türü, reaksiyon süresi, substrat

miktarı, çamur yaşı (SRT) ve farklı elektron alıcılarının varlığı gibi parametrelerin

anaerobik renk gideriminde önemli olduğu bilinmektedir.

Biyolojik arıtım prosesinde, en önemli ve ilk basamağı oluşturan anaerobik süreçte

azo boyaların indirgenmesi, mikrobiyal elektron taşınım zincirinde bir son elektron

alıcısı olarak görev yapan azo boyar maddenin indirgenmesiyle gerçekleştiği için,

sistemdeki rekabetçi başka elektron alıcılarının bulunmasının azo boyar madde

indirgenme hızını olumsuz yönde etkileyebileceği düşünülmektedir. Ancak boyar

madde içeren tekstil endüstrisi atıksularının anaerobik renk giderme proseslerinde

farklı elektron alıcılarının rolünü açıklayan literatür bilgisi oldukça sınırlıdır. Yapılan

sınırlı sayıdaki çalışmada, ortamda sülfat, demir, nitrat ve oksijen gibi farklı

rekabetçi elektron alıcı bileşiklerin bulunmasının boyanın renk giderimi üzerinde

çeşitli etkilere sahip olduğundan bahsedilmektedir.

Tez çalışmasının ana amacı laboratuvar koşullarında hazırlanmış Remazol Brilliant

Violet 5R (RBV-5R) azo boyar maddesi içeren sentetik tekstil atıksuyunun anaerobik

ve aerobik şartlarda devreden ardışık kesikli reaktör (AKR) sistemi kullanılarak

biyolojik arıtılabilirliğinin ve rekabetçi elektron alıcılarının (oksijen, nitrat ve sülfat)

anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin araştırılmasıdır. Biyoreaktör 6 saat

anaerobik- 6 saat aerobik reaksiyon sürelerini içeren toplam 12 saatlik devir süresi ile

çalıştırılmıştır. Çalışmada farklı elektron alıcılarının (oksijen, nitrat, sülfat) anaerobik

renk giderme performansına olan etkileri 3 ana bölümde araştırılmıştır. Yapılan tez

çalışmalarının her bölümü için oluşturulan ana hedefler aşağıda özetlenmiştir.

5

1) Oksijenin boyar madde içeren tekstil atıksularının anaerobik renk giderme

verimine olan etkilerinin araştırılması.

Hipotez: Atıksu arıtma tesislerinde çalıştırılan anaerobik reaktörlerin yüzeyi

genellikle atmosfere açık olarak tasarlanmaktadır. Gerek anaerobik reaktörlerdeki

karıştırma ve gerekse de aerobik reaktörlerden gelen geri devir ile anaerobik

reaktörlerdeki mikroorganizmalar belirli miktarlarda oksijene maruz kalmaktadır.

Oksijenin elektron taşıma zincirindeki en güçlü elektron alıcısı olduğu

düşünüldüğünde, sisteme sızan oksijen miktarının, sistemde elektron alıcısı olarak

görev yapan azo boyar maddenin anaerobik giderimi üzerine etkisi önem

kazanmaktadır. Bu amaçla çalışma süresince büyük oranda renk gideriminin

gerçekleştiği anaerobik süreçte bir elektron alıcısı olan oksijenin anaerobik renk

giderme verimine olan etkileri araştırılmıştır. Karışık kültür mikroorganizmalar 6

saat anaerobik- 6 saat aerobik koşullarda devreden ardışık kesikli reaktörün

anaerobik sürecinde farklı debilerde hava ile temas etmiştir. Bu çalışmalar sırasında

oksijenin sistem performansına olan etkileri; renk giderme verimi, renk giderme hızı,

yükseltgenme indirgenme potansiyeli (ORP), kimyasal oksijen ihtiyacı (KOİ )

giderme verimi, renk gideriminden ve aromatik amin gideriminden sorumlu

anaerobik (AzoR )ve aerobik enzimler (C12O, C23O, G12O, P34O, P45O) açısından

değerlendirilmiştir.

2) Nitrat iyonunun boyar madde içeren tekstil atıksularının anaerobik renk giderme


Hipotez: Tekstil atıksuları, karakteristiğine bağlı olarak genellikle orta veya yüksek

konsantrasyonlarda nitrat içermektedir. Tekstil atıksularındaki en büyük nitrat

kaynağı, boyanın kumaşa tutunmasını sağlamak için eklenen nitrat tuzlarıdır. Bu

amaç için genellikle sodyum nitrat kullanılır. Aynı zamanda boyar maddenin kendisi

de nitrat içerebilir. Nitrat, anaerobik koşullarda bir elektron alıcısı olarak görev

yaparak boyar madde ile rekabet edebilir ve renk giderim performansını

etkileyebilir. Bu amaçla çalışma süresince büyük oranda renk gideriminin

gerçekleştiği anaerobik süreçte bir elektron alıcısı olan nitratın anaerobik renk

giderme verimine olan etkileri araştırılmıştır. Karışık kültür mikroorganizmalar 6

saat anaerobik- 6 saat aerobik koşullarda devreden ardışık kesikli reaktörün

6

anaerobik sürecinde farklı konsantrasyonlarda nitrat içeren ortamda çoğaltılmıştır.

Bu çalışmalar sırasında nitratın sistem performansına olan etkileri; renk giderme

verimi, renk giderme hızı, yükseltgenme indirgenme potansiyeli (ORP), kimyasal

oksijen ihtiyacı (KOI) giderme verimi, nitrat indirgenmesi, renk gideriminden ve

aromatik amin gideriminden sorumlu anaerobik (AzoR )ve aerobik enzimler (C12O,

C23O, G12O, P34O, P45O) açısından değerlendirilmiştir.

3 ) Sülfat iyonunun boyar madde içeren tekstil atıksularının anaerobik renk giderme


Hipotez: Tekstil atıksuları genellikle orta veya yüksek konsantrasyonlarda sülfat

içermektedir. Tekstil atıksuyunda bulunan sülfat proseste gerçekleşen bazı işlemlerin

bir sonucu olarak atıksuya karışabilmektedir. Ayrıca boyama prosesi için seçilen

boyar maddelerin kendisi de sülfat içerebilmektedir. Sülfat bazı durumlarda ise

boyama proseslerinde kullanılan indirgenmiş sülfür bileşiklerinin oksidasyonu ile

oluşabilir. Sülfat aynı zamanda, alkali boya atıksularının sülfürik asitle

nötralizasyonu sonucunda da atıksuya karışabilmektedir. Sodyum sülfat tuzları,

elyafın zeta potansiyelini nötralize etmek ve yavaşlatmak, sodyum hidrosülfit ve

sodyum sülfit ise boyaların çözünebilirliğini arttırmak ve reaksiyona girmemiş

boyaları uzaklaştırmak, sülfürik asit ise pH ayarlamak için tekstil endüstrisinde en

çok kullanılan sülfürlü bileşikleri oluşturmaktadır.

Boyar madde içeren tekstil atıksularındaki sülfat, sülfat indirgen bakteriler ile

biyolojik olarak sülfür bileşiklerine indirgenir. Ancak, sülfatın indirgenmesi

sonucunda oluşan sülfür bileşiklerinin rolü çok önemlidir ve azo boyaların

indirgenmesinde farklı etki yaratabilir. Bu nedenle sülfat, tekstil atıksularının

anaerobik renk giderme verimi üzerinde farklı etkilere sahip olabilir. Sülfat bir

yandan mikrobiyal kültürün sülfat indirgeme kapasitesine ve atıksudaki sülfat

konsantrasyonuna bağlı olarak bir elektron alıcısı olarak boyar madde ile mevcut

elektronlar için rekabet edebilir. Diğer yandan, anaerobik substrat oksidasyonuyla

sülfat indirgenmesi boyunca oluşan indirgenmiş kofaktörler, azo boyanın

indirgenmesine katkı sağlayabilir, yani sülfür bir elektron vericisi olarak görev

yaparak renk gideriminin bir kısmından sorumlu olabilir. Bu amaçla çalışma

süresince büyük oranda renk gideriminin gerçekleştiği anaerobik süreçte bir elektron

7

alıcısı olan sülfatın anaerobik renk giderme verimine olan etkileri araştırılmıştır.

Karışık kültür mikroorganizmalar 6 saat anaerobik- 6 saat aerobik koşullarda

devreden ardışık kesikli reaktörün anaerobik sürecinde farklı konsantrasyonlarda

sülfat içeren ortamda çoğaltılmıştır. Bu çalışmalar sırasında sülfatın sistem

performansına olan etkileri; renk giderme verimi, renk giderme hızı, yükseltgenme

indirgenme potansiyeli (ORP),sülfat indirgenmesi, kimyasal oksijen ihtiyacı (KOİ)

giderme verimi, renk gideriminden ve aromatik amin gideriminden sorumlu

anaerobik (AzoR)ve aerobik enzimler (C12O, C23O, G12O, P34O, P45O) açısından


Laboratuvar ölçekli tez çalışmalarından elde edilecek bilimsel veri ve bulguların, son

yıllarda tekstil endüstrisinde kimyasal ve fiziksel arıtma yöntemleri yerine yaygın

olarak kullanılmaya başlanan biyolojik arıtma yöntemlerinin uygulanması sırasında

karşılaşılabilecek problemlerin çözümünde geleneksel deneme-yanılma metodu

olarak bilinen siyah kutu (black box) yaklaşımı yerine kullanılması hedeflenmiştir.

1.2. Kapsam

Tez kapsamında yapılan çalışmaların ve deneysel planın genel hatları Çizelge 1.1.’de

verilmiştir. Doktora tez çalışmaları 3 ana aşamayı kapsamaktadır. Her aşamada

planlanan amaç ve amaca ulaşmak için oluşturulan deneysel plan özetlenmiş, yapılan

deneysel içerik ayrıntılı olarak Materyal ve Yöntem kısmında açıklanmıştır.

8

Çizelge 1.1. Tez kapsamı

Aşama No Tez İçeriğindeki Başlık No Amaç Kapsam

1 4.1

Oksijenin boyar madde içeren tekstil atıksularının anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin araştırılması.

• Oksijenin anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin belirlenmesi amacıyla 6 saatlik anaerobik reaksiyon süresince mikroorganizmalar faklı debilerde havaya (0 m3 hava /m3 reaktör.dk, 0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk, 0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk, 0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk, 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk, 0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk) maruz bırakılarak, her bir hava debisindeki anaerobik renk giderme veriminin, renk giderme hızının, ORP’nin, KOİ giderme veriminin, anaerobik ve aerobik spesifik enzim aktivitelerinin karşılaştırılması • Değişen hava debilerine maruz kalan mikroorganizmaların popülasyon dinamiğindeki değişikliklerin araştırılması

2 4.2

Nitrat iyonunun boyar madde içeren tekstil atıksularının anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin araştırılması.

• Nitrat iyonunun anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin belirlenmesi amacıyla 6 saatlik anaerobik reaksiyon süresince mikroorganizmalar farklı konsantrasyonlarda nitrat içeren büyüme ortamına (0 mg/L NO3-N; 2,26 mg/L NO3-N; 4,52 mg/L NO3-N; 9,04 mg/L NO3-N; 18,08 mg/L NO3-N; 36,16 mg/L NO3-N; 113,12 mg/L NO3-N) maruz bırakılarak, oluşturulan farklı nitrat konsantrasyonlarına sahip her bir ortamdaki anaerobik renk giderme veriminin, renk giderme hızının, nitrat indirgenmesinin, ORP’nin, KOİ giderme veriminin, anaerobik ve aerobik spesifik enzim aktivitelerinin karşılaştırılması • Değişen nitrat konsantrasyonuna maruz kalan mikroorganizmaların popülasyon dinamiğindeki değişikliklerin araştırılması

9

Çizelge 1.1. (devam)

3 4.3

Sülfat iyonunun boyar madde içeren tekstil atıksularının anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin araştırılması.

• Sülfatın anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin belirlenmesi amacıyla 6 saatlik anaerobik reaksiyon süresince mikroorganizmalar farklı konsantrasyonlarda sülfat içeren (0 mg/L SO4

-2, 30 mg/L SO4 -2, 50 mg/L

SO4 -2, 75 mg/L SO4

-2, 100 mg/L SO4 -2, 150 mg/L SO4

-2, 300 mg/L SO4 -2)

büyüme ortamına maruz bırakılarak, oluşturulan farklı sülfat konsantrasyonlarına sahip her bir ortam koşullarındaki anaerobik renk giderme veriminin, sülfat indirgenmesinin, renk giderme hızının, ORP’nin, KOİ giderme veriminin, anaerobik ve aerobik spesifik enzim aktivitelerinin karşılaştırılması • Değişen sülfat konsantrasyonuna maruz kalan mikroorganizmaların popülasyon dinamiğindeki değişikliklerin araştırılması

10

2. KAYNAK ÖZETLERİ

2.1. Tekstil Endüstrisi Atıksuları ve Özellikleri

Tekstil endüstrisinde oluşan atıksular genel olarak miktar ve bileşim yönünden

oldukça değişkenlik göstermektedir. Her geçen gün yenilenen işletme prosesleri ve

uygulanan teknolojilerdeki farklılıklar oluşan atıksuların bileşimine yansımaktadır.

KOİ, pH, biyolojik oksijen ihtiyacı (BOİ), renk ve tuzluluk gibi birçok parametre

yüksek değerler göstermektedir. Tekstil atıksuyunun kompozisyonu, endüstrinin

ıslak ve kuru proses basamaklarında kullanılan farklı organik kökenli bileşiklere,

kimyasallara ve boyalara göre değişiklik göstermektedir.

Tekstil endüstrilerinde kullanılan hammadde göz önünde bulundurulduğunda,

endüstri genel olarak yünlü tekstil, pamuklu tekstil ve sentetik tekstil olarak 3’e

ayrılmaktadır. Şekil 2.1.’de gösterildiği gibi proses basamakları uygulanan işleme

göre değişiklik göstermektedir ve açığa çıkan atıksular uygulanan materyal ve

prosese göre farklı kirlilik yüklerine sahip olmaktadır. Örneğin haşıllama işleminde

açığa çıkan atıksu miktarı düşük, fakat kirlilik yükü yüksektir. Yıkama, boyama ve

ağartma işlemleri büyük miktarda su kullanımını gerektirdiğinden açığa çıkan atıksu

hacimleri oldukça yüksektir.

Gerçekleşen işletme koşullarına bağlı olarak gerek boyamada gerekse diğer

işlemlerde kullanılan organik ve inorganik formdaki bileşiklerin çeşitliliğine bağlı

olarak, ortaya çıkan atıksuların özellikleri de farklı olmaktadır. Birçok tekstil

endüstrisi; haşıllama, haşıl sökme, merserizasyon, yıkama ve boyama gibi işlem

proseslerini içermektedir. Her bir işlemde kullanılan maddeler aynı zamanda

atıksuyun kompozisyonunu oluşturmaktadır.

11

Şekil 2.1. Tekstil endüstrisinde yer alan genel proses basamakları. Dikdörtgen

şeklindeki basamaklar proseste her zaman bu sırayla yer almaktadır, altıgen

şeklindeki basamaklar uygulanan proseslere göre değişiklik göstermektedir. Çizgi

stilleri prosesin sadece özel elyaf türlerine uygulandığını göstermektedir (••••

sentetik elyaf;―••― pamuk elyaf; ―― yün elyaf)

12

Çeşitli tekstil prosesleri sırasında açığa çıkan atıksu miktarları ve atıksu bileşimi

Çizelge 2.1.’de sunulmaktadır.

Çizelge 2.1. Farklı tekstil endüstrilerine ait işlem basamakları ve atıksu

karakterizasyonu (Bisschops ve Spanjers, 2003)

Parametre Elyaf Türü

Haşıl Sökme Yıkama Ağartma Boyama Baskı

KOİ (mg/L)

Yün

Pamuk

Sentetik

-

950-20000

-

5000-90000

8000

-

-

288-13500

-

7920

1115-4585

620

-

-

1515

BOI5(mg/L)

Yün

Pamuk

Sentetik

-

-

-

2270-60000

100-2900

500-2800

400

90-1700

-

400-2000

970-1460

530

-

-

590

Renk (ADMI)

Yün

Pamuk

Sentetik

-

64-1900

-

2000

694

-

-

153

-

2225

1450-4750

1750

-

-

-

Toplam Katı (mg/L)

Yün

Pamuk

Sentetik

-

-

-

28900-49300

-

-

910

2300-14400

-

-

-

-

-

-

150-250

Toplam Askıdaki Katı (mg/L)

Yün

Pamuk

Sentetik

-

18-800

-

1000-26200

184-17400

600-3300

900

130-25000

-

-

120-190

140

-

-

- Toplam Çözünmüş Katı (mg/L)

Pamuk 530-6900 - 4760-19500 - -

Çözünmüş Organik Karbon (mg/L)

Yün

Pamuk

-

250-2750

5800

-

-

320

-

-

-

- Toplam Kjeldahl Azotu (mg/L)

Pamuk

Sentetik

70

-

-

-

40

-

-

-

-

164

Amonyum Azotu (mg/L)

Yün

Pamuk

Sentetik

-

9-19

-

604

-

-

-

8-19

-

-

-

-

-

-

129

Toplam Fosfor (mg/L)

Pamuk

Sentetik

4-10

-

-

-

6-60

-

-

-

-

21

13


Fosfat

(mg/L) Yün - 89 - - -

Sülfür (mg/L) Yün

Pamuk

-

-

0-2

-

-

-

-

325-900

-

- Sülfat(mg/L) Pamuk - - - 1750-2690 -

Klorür (mg/L) Genel Elyaflar - - 90-100 26000 -

Yağ-Gres

(mg/L) Yün - 580-55000 - - -

Cr-2

(mg/L) Yün - 50 - - -

pH

Yün

Pamuk

Sentetik

-

8.8-9.2

-

7.6-10.4

7.2-13

8-10

6

6.5-13.5

-

4.6-8

9.2-10.1

11.7

-

-

-

Su Tüketimi

(L .kg-1 elyaf)

Yün

Pamuk

Sentetik

-

-

-

4-77.5

2.5-43

17-67

-

30-50

-

40-150

38-143

38-143

280-520

-

-

Çizelge 2.1. göz önünde bulundurularak tekstil atıksularının karakterizasyonunda en

fazla kirlilik yükü getiren işlem basamakları aşağıda kısaca açıklanmıştır.

2.1.1. Haşıllama

Haşıllama; dokuma öncesi yapılan bir dokuma hazırlık işlemidir. Çözgü ipleri

dokuma sırasında sürtünmeye ve gerilime maruz kalır ve kırılmaları minimize etmek

için haşıl maddeleri eklenerek ipliklerin direnci arttırılır. Haşıllama uygulaması temel

olarak iplikleri dokuma sırasındaki yıpratıcı etkilerden korumak amacı ile

yapılmaktadır. Kullanılan haşıl maddeleri; makro moleküllü, film oluşturabilen ve

liflere belirli bir yapışma, tutunma yeteneğine sahip olan doğal veya yapay

maddelerdir. En çok kullanılan haşıl maddeleri yapay ve doğal kaynaklı olmak üzere

iki çeşittir. En çok kullanılan doğal kaynaklı haşıl maddeleri, nişasta ve türevleri

(doğal nişasta, kısmen parçalanmış veya kimyasal olarak modifiye edilmiş nişasta

14

türevleri), selüloz türevleri (karboksimetilselüloz, metilselüloz, oksietilselüloz),

yumurta akı haşıl maddeleridir (tutkal, jelatin). Stiren-maleik asit kopolimerleri,

polivinilalkoller (PVA), poliakrilatlar ise yapay kaynaklı haşıl maddeleri grubunda

yer almaktadır. Kullanılan haşıl maddeleri bu prosesten çıkan atıksulardaki en büyük

kirlilik kaynağını oluşturmaktadır. Oluşan atıksular hacimsel olarak düşük fakat

yüksek seviyelerde KOİ, BOİ ve askıda katı madde içermektedir.

2.1.2. Haşıl sökme

Haşıllama işlem basamağını takip eden haşıl sökme işlemi, çözgü iplikleri üzerindeki

haşıl maddelerini uzaklaştırmak için uygulanır. Sonrasında doğal yağları, doymuş ve

doymamış yağları, vaksları ve sürfaktanları gidermek için bazı alkali çözeltiler (çoğu

zaman sodyum hidroksit) kullanılarak yıkama işlemi gerçekleştirilir. Haşıl maddesi

olarak nişastanın kullanıldığı durumlarda ise yıkamada işleminde enzimler

kullanılmaktadır. Haşıl sökme işleminde açığa çıkan atıksular haşıl maddesi olarak

nişasta kullanıldığında tekstil atıksularının BOİ5 yükünün yaklaşık yarısından

sorumludur.

2.1.3. Yıkama

Yıkama prosesi ham elyafta bulunan yağ, vaks, mineral ve bitki gibi safsızlıkların

giderilmesi için su veya solvent kullanılarak uygulanmaktadır. Sentetik elyaflar yün

ve pamuk elyaflara oranla daha az yıkama prosesine ihtiyaç duyarlar. Yıkama için

deterjanlar, sabunlar, yüzey aktif maddeler, köpük gidericiler, yağlayıcılar gibi

kimyasallar kullanılmaktadır. Uygulama sırasında artık kimyasallar suya karışarak

kimyasal ve toksik madde içeriği yüksek bir atıksu bileşimi oluştururlar. Atıksu

yüksek KOİ ve katı madde içeriğine sahiptir.

Yünün yıkanması ise tekstil endüstrisinde kirlilik yükü en fazla olan basamaktır.

Ham yünün yaklaşık ağırlıkça %30-70’i safsızlık (yün yağı, katı madde, dışkı)

içermektedir. Biyolojik arıtımdan önce yağın uygun bir prosesle atıksudan ayrılması

atıksu arıtma verimi açısından önemli ve şarttır.

15

2.1.4. Yün karbonizasyonu

Mekanik işlemle veya yıkama ile giderilemeyen yünün içindeki güçlü kirleticilerin

giderilmesi için uygulanmaktadır. Uygulamada, yüne zarar vermeyecek şekilde

selülozu parçalamak için yüksek sıcaklıkta güçlü asitler kullanılır. Yün

karbonizasyon basamağını takip eden işlem basamağına geçmeden önce kullanılan

güçlü asitlerin etkisini gidermek için nötralizasyon ve yıkama gerekmektedir. Bu

basamakta oluşan atıksuların organik madde içeriği düşük fakat katı madde içeriği

yüksektir.

2.1.5. Keçeleştirme

Bu basamakta daha küçük, mat ve yoğun bir materyal elde etmek için genellikle

karbonizasyon basamağından sonra yün elyafa uygulanır. Proseste kullanılan

maddeler sıcak soda çözeltileri ve sülfürik asittir. İşlemi bitirmiş elyaf yıkandığında

oluşan atıksu yüksek miktarda BOİ içermektedir.

2.1.6. Ağartma

Hemen ardından uygulanan ağartma işleminin amacı ise istenmeyen renkleri bazı

kimyasallar yardımı ile gidermektir. Sodyum hipoklorit ve hidrojen peroksit yaygın

olarak kullanılan kimyasallar arasındadır. Bu basamakta oluşan atıksuyun BOİ

içeriği düşük, katı madde muhtevası yüksektir.

2.1.7. Pamuk merserizasyonu

Merserizasyon işlemi genellikle kumaş yüzeyinde bir parlaklık elde etmek, boyutsal

stabiliteyi sağlamak, daha yüksek mukavemet elde etmek, selüloz liflerinin

muntazam şekilde şişmesini sağlamak, iç yüzeydeki artış nedeniyle daha iyi boya

tutmak amacıyla uygulanmaktadır. Merserizasyon işleminde en yaygın kullanılan

maddelerden biri pH’ı arttırmak için eklenen sodyum hidroksittir. Oluşan atıksuların

BOİ ve katı madde içeriği düşüktür.

16

2.1.8. Boyama

Boyama işleminde elyafa renk verilir ve genellikle büyük hacimlerde su kullanılır.

Boyama prosesine bağlı olarak; metaller, tuzlar, sürfaktanlar, sülfür ve formaldehit

gibi birçok kimyasal madde, elyaf üzerindeki boya adsorpsiyonunu arttırmak için

kullanılır. Boya banyosunda en çok kullanılan tuzlar ise, sodyum nitrat, sodyum

sülfat ve sodyum klorittir (Carliell et al., 1998). Boyama prosesinde en sık kullanılan

kimyasal maddeler ve prosesteki fonksiyonu Çizelge 2.2.’de verilmiştir.

Çizelge 2.2. Boyama prosesinde kullanılan kimyasal maddeler (Kocaer ve Alkan,

2002)

Kimyasal Madde Bileşim Fonksiyon

Tuzlar Sodyum klorür Sodyum sülfat Sodyum nitrat

Elyafın zeta potansiyelini nötralize edici, yavaşlatıcı

Asitler Asetik asit Sülfürik asit

pH kontrolü

Bazlar Sodyum hidroksit Sodyum karbonat

pH kontrolü

Tamponlar Fosfat pH kontrolü

Kompleks Yapıcılar Etilen diamin tetra asetikasit (EDTA)

Kompleks yapma, yavaşlatıcı

Dispers edici/düzgünleştirici ve yüzey aktif maddeler

Anyonik, katyonik ve noniyonik

Boyaları dağıtma, boya uygulamasını düzene sokma

Okside Edici Maddeler Hidrojen peroksit Sodyum nitrit

Boyaları çözünemez yapma

İndirgeyici Maddeler Sodyum hidrosülfit Sodyum sülfit

Boyaları çözünebilir yapma, reaksiyona girmemiş boyanın uzaklaştırılması

Taşıyıcılar Fenil fenoller Klorlu benzenler

Adsorpsiyonun arttırılması

Boyama prosesi sonrasında oluşan atıksular genellikle yüksek renk içeren

atıksulardır. Kullanılan kimyasal madde içeriği yüksek olduğundan atıksu toksik

17

özellikte ve biyolojik arıtılabilirliği içerdiği boyar maddelerden dolayı zordur.

Endüstri atıksuyunun metal, tuz ve renk içeriğinin neredeyse tamamı bu prosesten

gelmektedir.

2.1.9. Baskı

Bu proseste kullanılan materyaller boyamada kullanılanlarla aynıdır, basamaklar

arasındaki tek fark elyafın sadece belirli bölgelerinin boyanmasıdır. Açığa çıkan

atıksu renkli olup inceltici, boyar madde, üre, sürfaktan ve solventler gibi çeşitli

kimyasallar içermektedir. Ürenin kullanım amacı, pamuk viskoz ve ipeklerin baskı

işlemlerinde, çözünürlüğü düşük boyar maddelerin çözünürlüklerini arttırmak ve

elyaf üzerinde tutunmasını sağlamaktır. Bu basamakta oluşan atıksu, endüstri

atıksuyunun KOİ, renk ve azot parametrelerinin değerini arttırıcı özellik

taşımaktadır.

Sonuç olarak bakıldığında kullanılan hammaddeye gören uygulanan proses

değişiklik göstermektedir ve her proses basamağında oluşan atıksu miktarı ve kirlilik

yükü farklıdır. Genel olarak tekstil atıksularının karakterizasyonu için kullanılması

gereken parametreler KOİ, pH, renk, AKM, BOİ, NH4-N,yağ-gres, sülfat, sülfür,

toplam katı madde olarak verilebilir. Bu parametreler sayıca arttırılabilir.

Ülkemizde Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliğinde (SKKY) Tekstil Endüstrisinden

kaynaklanan atıksular için deşarj limitleri verilmiştir. Yönetmelik tekstil endüstrisini

sektörel farklılıklara göre ayırmıştır ve her sektör için farklı deşarj standartları

belirlemiştir. Pamuklu tekstil endüstrisi için belirlenen deşarj limitleri Çizelge 2.3’de

örnek olarak verilmiştir

Pamuklu tekstil endüstrisi, belirlenen sektörlerden bir tanesidir. Diğer sektörler

aşağıda sıralanmıştır.

• Açık elyaf, iplik üretimi ve terbiye (SKKY, Tablo 10.1)

• Dokunmuş kumaş terbiyesi ve terbiye (SKKY, Tablo 10.2)

• Pamuklu tekstil ve benzeri (SKKY, Tablo 10.3)

18

• Yün yıkama, terbiye ve benzeri (SKKY, Tablo 10.4)

• Örgü kumaş terbiyesi ve benzeri (SKKY, Tablo 10.5)

• Halı terbiyesi ve benzeri (SKKY, Tablo 10.6)

• Sentetik tekstil terbiyesi ve benzeri (SKKY, Tablo 10.7)

Çizelge 2.3. Pamuklu tekstil endüstrisi atık sularının alıcı ortama deşarj standartları

(SKKY, Tablo 10.3)

Parametre Birim

Kompozit

numune

2 saatlik

Kompozit

numune

24 saatlik

Kimyasal oksijen ihtiyacı (KOİ) (mg/l) 250 200

Toplam askıda katı madde (AKM) (mg/l) 160 120

Amonyum azotu (NH4-N) (mg/l) 5 -

Serbest klor (mg/l) 0.3 -

Toplam krom (mg/l) 2 1

Sülfür (S⎯2) (mg/l) 0.1 -

Sülfit (mg/l) 1 -

Yağ ve gres (mg/l) 10 -

Balık biyodeneyi (ZSF) -- 4 3

pH - 6-9 6-9

2.2. Tekstil Endüstrisinde Kullanılan Boyar Maddeler ve Özellikleri

Boyar maddeler, kromoforlardan ve kromofor grubunun özelliklerini arttıran ve

destekleyen oksokrom adı verilen gruplardan oluşmaktadır. Organik bir molekül

içinde renkli görünümü sağlayan atom, atom grubu veya elektronlara kromofor denir.

En önemli kromofor grupları, (-N=N) azo grubu, (-NO2) nitro grubu, (-CH= ) metin

grubu ve (-C = O ) karbonil grubudur. Boyarmadde konstrüksiyonunda kromofor

içeren aromatik halkalı bileşiklere kromojen denir. Genellikle bunların renkleri soluk

olduğundan oksokrom denilen elektron verici hidroksil, amin, karboksil, sülfo gibi

1.dereceden substituentlerin ve antioksokrom denilen karbonil, nitrozo gibi

19

2.dereceden substituentlerin bağlanmasıyla hem renk koyulaşır, hem de renkli bileşik

liflere karşı bir afinite kazanarak boyarmadde niteliği taşır. Oksokrom, boyarmadde

içinde rengi ve boyama özelliklerini etkileyen ve kromofor grubun çevresinde

bulunan ikincil gruplardır. En önemli oksokromlar, amin(-NH3), karboksil (-COOH),

sulfonat (-SO3H ) ve hidroksil (-OH)’dir. Şekil 2.2.’de Mordant Yellow 10 azo boyar

maddesine ait kromofor ve oksokrom gruplar gösterilmektedir.

Şekil 2.2. Mordant Yellow 10 azo boyar maddesinin kimyasal yapısı

Boyar maddelerin elyaf üzerine bağlanması van der Waals kuvvetleri, hidrojen

bağları ve hidrofobik etkileşimler sonucunda gerçekleşmektedir. Boyar maddenin

elyafta tutunması boyanın yapısına ve boyanın kimyasal bileşenlerine bağlıdır. En

güçlü boyar madde-elyaf bağlanması, boya ve elyafın zıt yüklere sahip olduğu

elektrostatik etkileşimler ile kovalent bağ oluşturması ile gerçekleşmektedir

(Welham, 2000).

Tekstil endüstrisinde boyama prosesinde boya tipine bağlı olarak elyafa yapışmayan

boyaların oranı %50’ye kadar değişebilmektedir (Supaka et al., 2004). Bu boyar

maddeler çözünürlük, kimyasal yapı, boyama özellikleri, kullanılış yerleri gibi çeşitli

özelliklerine göre birkaç farklı şekilde sınıflandırılmaktadırlar.

Boyar maddeler boyama özelliklerine göre aşağıdaki gibi sınıflandırılabilir (Cing,

2001).

• Küp boyarmaddeler

20

• Reaktif boyarmaddeler

• Dispers boyarmaddeler

• Direkt boyarmaddeler

• Asit boyarmaddeler

• Bazik boyarmaddeler

Boyar maddeler çözünürlüklerine göre şu şekilde sınıflandırılabilir.

• Suda çözünen boyarmaddeler : Anyonik, katyonik ve noniyonik boyarmaddeler

• Suda çözünmeyen boyarmaddeler

Boyalar kimyasal yapılarına sınıflandırma aşağıdaki gibi olmaktadır (Başer ve

İnanıcı, 1990),

• Azo boyarmaddeler

• Kükürt boyarmaddeler

• Nitro ve nitrozo boyarmaddeler

• Polimetin boyarmaddeler

• Arilmetin boyarmaddeler

• Aza (18) annulen boyarmaddeler

• Karbonil boyarmaddeler

Dünyada boyaların yıllık üretiminin 109 kg’nin üzerinde olduğu ve bu miktarın

ağırlıkça %70’ini ise azo boyaların oluşturduğu tahmin edilmektedir. Bu grup

boyalar, elyafların (pamuk, yün, naylon, ipek) içerisindeki OH-, NH- veya SH-

grupları ile kovalent bağ oluşturan reaktif gruplarla karakterize edilirler. Azo boyalar

genellikle sarı, turuncu ve kırmızı renk elde edilmek amacıyla kullanılırlar (Dos

Santos, et al., 2007). Hedef rengi elde edebilmek için genellikle sarı, kırmızı ve mavi

renkler karıştırılarak boya banyosunda uygulanır. Bu renkleri elde etmek için

kullanılan boyalar aynı kimyasal yapıda olmayabilir. En yaygın kullanılan gruplar;

azo, ftalosiyanin ve antrakinonlardır (Hao et al., 2000). Antrakinon boyaları tekstil

21

boyaları içerisinde azo boyalardan sonra ikinci önemli boya grubunu

oluşturmaktadır. Bu boyalar genellikle violet, mavi ve yeşil renkler için

uygulanmaktadır.

2.2.1. Boyar maddelerin çevresel riskleri

Tekstil proses atıksuları genellikle 10-20 mg/L konsantrasyon aralığında boyar

madde içermektedirler (O’ neill et al., 1999) ve oldukça renkli atıksulardır. Herhangi

bir arıtım uygulanmadan alıcı ortama direk deşarj edildiklerinde ise bazı problemlere

neden olabilmektedirler. Bunlardan en önemlilerinden olan toksik etki göstermeleri

ve biyoakümülasyona neden olmaları alt başlıklarda açıklanmıştır.

• Boyar maddeler kimyasal ve fotolitik olarak stabil olduklarından, doğal çevrede

inatçı ve kalıcıdırlar. Boyaların çevreye salınması ekotoksik risk oluşturmaktadır.

Renklerinden dolayı estetik açıdan probleme neden olmaktadırlar (Wrong and Yuen,

1996; Işık and Sponza, 2004).

• Canlılar üzerinde toksik etki oluşturmaktadırlar (Işık and Sponza, 2004). Yapılan

çalışmalarda mikrobiyal hücrelere absorbe olduğu tespit edilmiştir. Besin zincirine

kadar giren boya kompleksinin besin maddesi olarak kullanılması sonucu sucul

canlıların yanı sıra insan vücuduna kadar ulaştığı rapor edilmiştir (Chung and

Stevens, 1993). Özellikle azo bağının indirgenmesi sonucu oluşan benzidin aromatik

aminin, o-toluidinin ve fenilendiaminin insan sağlığı açısından zararlı bileşikler

arasında olduğu bildirilmiştir (Lourenço et al., 2001). Bazı azo boyar maddelerin

aktif çamur ve akarsulardaki mikrobiyal oksidasyon prosesini inhibe ettiği

belirtilmiştir (Kalemtaş, 2002).

• Alıcı ortamda bulanıklığa neden olarak güneş ışınlarının geçişini engellerler.

Buna bağlı olarak fotosentez yavaşlar ve çözünmüş oksijen seviyesi düşerek suda

yaşayan canlılar arasında denge bozulur.

22

2.2.1.1. Biyoakümülasyon

Balıklar üzerinde oldukça fazla sayıda biyoakümülasyon araştırmaları yapılmıştır.

Yapılan çalışmalarda, farklı uygulama gruplarından 75 tür boyanın

biyokonsantrasyon faktörü (BCF) belirlenmiştir. Oktanol-su ayrım katsayısı (KOW),

kimyasal maddelerin organik ve inorganik fazlarda çözünme oranlarını ifade eden bir

katsayıdır. Belirlenen BCF’s ve KOW birbirleri ile ilişkilendirilmektedir. Asit, reaktif

ve bazik iyonik boyalar gibi düşük KOW ‘ye sahip suda çözünebilen boyalarda

biyoakümülasyon olmamıştır (genellikle log BCF< 0.5). Bu tür suda çözünebilen

boyalar için log KOW, log BCF ile lineer bir ilişki göstermiştir ve daha yüksek KOW

değerlerinde biyoakümülasyonun gerçekleşebileceği düşünülmüştür. Fakat, suda

çözünmeyen yüksek KOW’ye sahip organik pigmentlerde biyoakümülasyon

gerçekleşmemiştir.

2.2.1.2. Toksisite

Boyar maddelerin toksik etki göstermelerinin araştırıldığı çalışmalar kapsamda suda

yaşayan canlılardan (balık, alg, bakteri vb.) insanlara kadar uzanan geniş çaplı testler

yapılmıştır. Mortalite, genotoksisite, mutajenite ve karsinojenite testleri toksisite

çalışmalarında yürütülmektedir. Aynı zamanda bu alanda yapılan araştırmalar, boyar

maddelerin ve boyar madde içeren atıksuların atıksu arıtma tesislerindeki anaerobik

ve aerobik bakteriler üzerindeki etkilerini de kapsamaktadır.

Boyar maddelerin akut toksisitesi genellikle düşüktür. Alg büyümesi, 1mg/L ‘nin

altındaki boyar madde konsantrasyonlarında inhibisyona uğramamıştır. Balıklar için

en akut toksik boyalar, trifenilmetan yapısına sahip bazik boyalardır. Balıklar aynı

zamanda asit boyalara karşı da hassasiyet göstermektedirler. İnsanlarda ise, fareler

ile yapılan mortalite testlerine dayanarak, akut boyar madde toksisitesinden

kaynaklanan mortalite ihtimalinin düşük olduğu söylenmektedir. Fakat insanlarda

boyar maddelere karşı akut hassasiyet reaksiyonları sıklıkla karşılaşılmaktadır.

Özellikle bazı dispers boyar maddelerin egzama gibi alerjik reaksiyonlara neden

olduğu bilinmektedir.

23

Boyar maddelerin özellikle de azo boyar maddesinin kronik etkileri uzun yıllardır

araştırılmaktadır. Besin maddelerinde kullanılan azo boyaların etkileri ve boyaların

boya üretim tesislerinde maruz kalan çalışanlar üzerindeki etkileri dikkat çekmiştir.

Bazı serbest amino grubuna sahip azo boyar maddeler dışında, saflaştırılmış azo

boyalar nadir olarak mutajenik veya karsinojenik etki göstermektedir (Brown and

DeVito, 1993). Fakat; azo boyaların indirgenmesi; azo çift bağının kırılması,

çoğunun mutajenik ve karsinojenik etkiye sahip olduğu bilinen aromatik amin

oluşumuna neden olmaktadır. Memelilerde azo boyaların indirgenmesi, sindirim

sisteminin anaerobik bölgesindeki bakteriyel aktiviteler ile gerçekleşir. Çeşitli diğer

organlar, özellikle karaciğer ve böbrek azo boyaları indirgeyebilmektedir.

Bağırsaklarda azo boyaların indirgenmesinden sonra açığa çıkan aromatik aminler

bağırsakta absorplanır ve idrarla dışarı atılır. Aromatik aminlerin akut toksik en

büyük tehlikesi mesane kanserine neden olmasıdır. Aromatik aminlerin mutajenik

etkisi ise genellikle aromatik aminin moleküler yapısına bağlıdır.

Sonuç olarak incelendiğinde boyar maddelerin ve yan ürünlerinin tehlikeli etkilerini

yok etmek veya minimize etmek için, bu tür maddeleri içeren atıksuların arıtılmaları

zorunlu hale gelmiştir.

2.2.2. Renk ölçüm yöntemleri

Sulardaki renk, organik maddelerin bozunması ile oluşan kalıntı, demir, magnezyum

gibi metalik iyon ve planktonlar gibi doğal olayların bir sonucu olarak veya boya ve

pigmentlerin deşarjı gibi yapay olaylar sonucu oluşabilir. Endüstriyel atıksulardan

özellikle tekstil atıksuları, büyük miktarlarda renkli atıksular deşarj etmektedir.

Renk parametresi, tekstil atıksuları gibi renk içeren atıksularda ölçülmesi ve

karşılaştırılması en zor parametredir. Genelde sular içerisindeki renk, görünür renk

ve gerçek renk olmak üzere iki şekilde sınıflandırılmaktadır. Gerçek rengin

belirlenebilmesi için su içerisindeki bulanıklığın bir ön işlem olarak giderilmesi,

sonrasında renk ölçümünün gerçekleştirilmesi gerekmektedir. Görünür renk ise,

sudaki rengin herhangi bir ön işleme tabi tutulmadan direk ölçümü ile

belirlenebilmektedir (Dos Santos et al., 2007).

24

Farklı birimler ile ifade edilen birçok metot renk parametresi ile ilgili bir değer

vermek için kullanılmaktadır. Her biri farklı birimde olduğu için verilen değerlerin

birbiri ile karşılaştırılması çoğu zaman imkansız olmaktadır. Spesifik boyar

maddelerin konsantrasyonları kantitatif olarak HPLC (High Performance Liquid

Chromatography) ve HPCE (High Performance Capillary Electrophoresis) ile

ölçülebilmektedir (Hao et al., 2000). Boyar madde içeren sular boyaların renk verici

karakteristiklerinden dolayı değişken bir özelliğe sahiptirler. Bu nedenle belirli

miktarda boyar maddenin suya vereceği renk için spesifik bir birim kullanılması

zordur. Birçok ülke üç farklı dalga boyundaki maksimum absorbans değerinin

tanımlandığı yasal limit değerlerini geliştirmiştir (Bechtold et al., 2001). Renk ölçüm

metotları karşılaştırılırken, Amerikan Boya İmalatçıları Enstitüsü (ADMI), seyreltme

oranı ve Lovibond metotları arasındaki ilişki keşfedilmiştir ve birimler arasındaki

kantitatif dönüşümün mümkün olduğu görülmüştür. Literatürde renk genellikle tek

bir dalga boyundaki absorbans değeri (genellikle 465 nm) ile karakterize

edilmektedir. Tüm renklerin maksimum absorbans verdiği dalga boyları farklı

olduğu için, bu metot özellikle karışık boyar madde içeren tekstil atıksularındaki

rengin ölçülmesinde etkin bir metot olmamaktadır.

Görsel karşılaştırma ve spektrofotometri, su ve atıksulardaki rengi ölçmek için

kullanılan en yaygın metotlardır. Görsel karşılaştırma metodunda numune rengi; ya

konsantrasyonu bilinen renkli standartlarla (çoğunlukla platinyum kobalt çözeltileri)

veya kalibreli renkli plaklarla belirlenir. Bu metot kolaylığı açısından günümüzde su

arıtma tesislerinde kontrol parametresi olarak kullanılmasına rağmen yüksek renk

içeren endüstriyel atıksu analizlerinde kullanımı uygun değildir. Spektrofotometrik

yöntemde ise renk ölçüm protokolleri metodolojiler arasında farklılık göstermekte

olup en yaygın kullanılanları, Tristimulus Filtre Metodu, ADMI, Tristimulus Filtre

Metodu ve Spektrum Kaydı’dır.

Elektromanyetik spektrum; ultraviyole, görünür ışık ve kızıl ötesi olmak üzere üç

farklı bölgeye ayrılabilir (Çizelge 2.4.). Görünür ışığın, 350 nm ve 780 nm dalga

boyları arasında olduğu düşünülse de, insan gözü normalde 380 nm ve 720 nm

arasındaki ışınımları algılayabilmektedir (van der Zee, 2002).

25

Çizelge 2.4. Elektromanyetik spektrum bölgeleri ve dalga boyu/renk arasındaki ilişki

(van der Zee, 2002)

Elektromanyetik bölge Dalga boyu (nm) Algılanan Renk Ultraviyole <350 Gözle fark edilemez Görünür bölge (visible light) 350-400 Gözle fark edilemez

400-435 Violet 435-480 Mavi 480-490 Yeşilimsi mavi 490-500 Mavimsi yeşil 500-560 Yeşil 560-580 Sarımsı yeşil 580-595 Sarı 595-605 Turuncu 605-750 Kırmızı 750-780 Gözle fark edilemez

Kızılötesi (infrared) >780 Gözle fark edilemez

Atıksulardaki rengin ölçülmesinde kullanılan tüm metotlar Çizelge 2.5.’de ayrıntılı

olarak değerlendirilmiştir. Ülkemizde şu anda “Su Kirliliği Kontrol Yönetmeliğinde”

renk kriteri bulunmadığı için, renkli deşarj sularının alıcı ortama verilmesi diğer

kriterleri sağladığı takdirde yasal yönden bir problem teşkil etmemektedir. Fakat

Çevre ve Orman Bakanlığının yönetmeliğe renk kriteri eklemesi yönünde bir

çalışması olduğu takdirde, hem ölçüm metodu hem de sınır değerleri

belirlenebilecektir.

Çizelge 2.5. Atıksulardaki rengin ölçülmesinde kullanılan kantitatif metotlar

(Bisschops and Spanjers, 2003)

Metot Tipi Metot Adı Tanım Açıklama

Gör

sel

Platinyum-kobalt

Numune ile konsantrasyonu bilinen platinyum kobalt çözeltileri arasındaki karşılaştırmaya dayanmaktadır. Genellikle içme suyu analizlerinde kullanılmaktadır.

Yoğun renk içeren endüstriyel atıksulardaki rengin ölçümü için uygun değildir.

26


Saydamlık Görünebilirlik

Kalibre edilmiş cam disklerle yapılmaktadır. Atıksudaki askıda katı madde içeriğinin analiz sonuçlarına etkisi büyüktür.

Kolaylığından dolayı arazi uygulamalarında tercih edilmektedir. Renk ve askıda katı madde içeren endüstriyel atıksuların analizi için uygun değildir.

Seyreltme Oranı

Numune temiz görünene kadar saf su ile seyreltilir ve seyreltme oranı belirlenir.

Tamamen görselliğe dayanır. Pt-Co ve saydamlık metotlarına benzerlik gösterir.

Spek

trof

otom

etri

k

Tek Dalga Boyu

(simüle atıksu)

Bilinen bir boya için

maksimum absorbans

verdiği dalga boyunda

ölçüm yapılır.

Tek bir boyar madde

kullanılarak hazırlanan

simüle atıksuların

analizinde kullanılır.

Tek Dalga Boyu

(gerçek atıksu)

Numunenin bileşimine

bağlı olarak, tek bir dalga

boyunda gerçek

atıksulardaki renk ölçümü

yapılabilir.

Kullanılan dalga boyları,

426 nm, 455 nm, 465

nm

3 dalga boyu

Atıksudaki renk 3 renk

bölgesinde tanımlanır (sarı,

kırmızı ve mavi). Seçilen

3’lü dalga boyları

değişkenlik gösterebilir.

435 nm,500 nm ve 620 nm 426 nm,558 nm ve 660 nm

DFZ (Durchsichts

Farb Zahl) Alman

Metodu

Küvet uzunluğu ve spektral absorbans değerleri kullanılarak hesaplanmaktadır.

Alman standardı olarak bilinmektedir. Dalga boyları: 436 nm,525 nm ve 620 nm’dir.

Spek

trof

otom

etri

k

ADMI Tristimulus Filtre metodu

3 dalga boyu (438 nm,540 nm,590 nm) veya 31 dalga boyu (400 ile 700 nm arasında her 10 nm’de ölçüm yapılır) kullanılmaktadır.

Analiz uğraştırıcı olduğundan laboratuvar çalışmalarında ve data analizlerinde uygulanmaz. Genellikle bilgisayar ile uygulanan metotlar ile online ölçümler tüm renkler için mümkündür.

27


Spektrum Kaydı Seçilen dalga boyları arasında atıksuyun tüm spektrum kaydı yapılır.

Spektrum kaydı dikkate alınarak uygun dalga boyu seçilir

Alan Metodu

Ekstinksiyon eğrisinin altında kalan alan renk yoğunluğunu ifade etmek için kullanılır, alan birimi ile ifade edilir.

Endüstriyel atıksularda renk ölçümü için Pt-Co metoduna göre daha güvenilir bir metottur. Renk alan birimi ile ifade edilir.

2.3. Tekstil Atıksularının Arıtımında Kullanılan Renk Giderme Prosesleri

Boyarmadde içeren renkli atıksulardan rengi giderebilmek için çeşitli fiziksel,

kimyasal ve biyolojik arıtma yöntemleri kullanılabilir. Renk giderimi için kullanılan

her bir arıtma uygulamasının teknik ve ekonomik fizibilitesini etkileyen bazı

faktörler en uygun arıtma yöntemimin seçilmesinde etkilidir. Bunlar, boyar madde

türü, atıksu bileşimi, gerekli kimyasalların dozajı ve maliyeti, işletme maliyeti

(Enerji ve Madde), oluşan atık ürünlerin getirdiği maliyet olarak sıralanabilir.

Boyar madde içeren tekstil atıksularının arıtımında kullanılan arıtma yöntemleri

aşağıda detaylı olarak açıklanmaktadır.

2.3.1. Fiziksel arıtma yöntemleri

2.3.1.1. Adsorpsiyon

Adsorpsiyon, su ve atıksu arıtımında fizikokimyasal metotlar arasında en etkin

metotlardan biri olarak düşünülmektedir. Adsorpsiyon ile renk giderim prosesi

adsorpsiyon ve iyon değişimi mekanizmalarının bir sonucu olarak gerçekleşmekte

olup, boya/adsorban etkileşimi, adsorban yüzey alanı, partikül büyüklüğü, sıcaklık,

pH ve temas süresi gibi birçok parametreden etkilenmektedir (Anjaneyulu et al.,

2005). Proseste düşük maliyetli adsorbanların seçimi önemlidir. En yaygın olarak

kullanılan adsorban madde aktif karbon olmakla birlikte, zeolit, bentonit, bataklık

kömürü, ağaç kırıntıları, uçucu kül+kömür karışımı, silika jeller, doğal killer, mısır

28

koçanı gibi bazı üretimi kolay ve ucuz adsorban maddeler de renk gideriminde

kullanılmaktadır. Kitin gibi amino nitrojen içeren adsorbanların asit boyalar üzerinde

adsorpsiyon kapasitesi daha yüksektir. Ancak adsorpsiyonda ilk yatırım maliyetinin

yüksek olması ve adsorbanın periyodik olarak yenilenmesi gerekliliği işletim

maliyetini arttırmaktadır. Ucuz ve elde edilebilir adsorbanların kullanılması

adsorpsiyonun renk giderme yöntemi olarak kullanılabilirliğini daha ekonomik hale

getirse de adsorplanan maddenin sıvı fazdan katı faza geçirilmesi arıtma açısından

çözüm değildir çünkü çoğunlukla renk çamurda yoğunlaştırılmakta ve renkli

moleküller kısmen giderilmektedir.

2.3.1.2. Radyasyon (Işınlama)

Gamma veya elektron demeti kullanılarak uygulanan radyasyon yöntemi ile renk

gideriminin, hem kolay hem de geniş aralıkta organik kirleticileri elimine etmesi ve

zararlı mikroorganizmaları dezenfekte etmesi açısından etkili bir yöntem olduğu

düşünülür. Fakat tam ölçekli bir arıtma tesisinde uygulanabilirliği düşük, işletme

maliyeti yüksektir.

Yapılan çalışmalarda genellikle titanyum dioksit (TiO2) renk giderme hızını arttırıcı

özelliği ile kullanılmaktadır. Bir organik maddenin radyasyon ile etkili bir şekilde

gideriminin sağlanması için yeterli miktarda oksijenin ortamda bulunması

gerekmektedir. Yapılan bir çalışmada vat boyar madde içeren bir atıksuyun arıtım

çalışmaları 60 gün boyunca güneş ışığına bırakılarak gerçekleştirilmiş ve %84 renk

giderme verimi elde edilmiştir (Anjaneyulu et al., 2005). Başka bir çalışmada azo

boyar madde içeren aseton ve tritilaminin yer aldığı 253.7 nm’de monokromatik UV

lamba altında kompleks fotoliz sisteminde renk giderimi araştırılmıştır (Chu and

Tsui, 2002). Herrera et al. (1999) Remazol Brilliant Blue ve Uniblue A reaktif

boyalarının Fe+3⁄ H2O2 varlığında farklı dalga boylarında ışın radyasyonu ile

fotokimyasal renk giderimini araştırmıştır.

Ticari olarak üretilen boyar maddelerin çoğu ışığa dayanıklı olarak dizayn

edilmektedir. Bu nedenle araştırmacılar genellikle organik boyar maddelerin

fotodegradasyon çalışmalarında UV radyasyon yöntemine yönelmiştir.

29

2.3.1.3. İyon değişimi

İyon değişim yönteminin boyar madde içeren atıksulardan renk giderimi için

kullanılabilirliği çok yüksek değildir. Çünkü iyon değiştiriciler tüm boyar maddeler

üzerinde etkin değildir. Bu metodun avantajı, çözünebilen boyar maddelerin

giderimindeki etkinliği ve solventin kullanıldıktan sonra değerlendirilmesine imkan

vermesidir. Anyonik ve katyonik boyar maddelerin gideriminde başarı

sağlanmaktadır. En önemli dezavantajı ise yüksek işletme maliyetidir. Organik

solventler pahalıdır ve bu metot dispers boyar maddelerin gideriminde başarısızdır.

2.3.1.4. Membran filtrasyon

Membran; maddelerin kabaca moleküler büyüklüklerinin baz alınarak ayrılmalarını

sağlayan bir araçtır. Herhangi bir kimyasal bileşiğin membran üzerinden hareketine

bir veya iki yürütücü kuvvet (itici güç) sebep olur. Bu yürütücü kuvvetler, bir

kimyasal potansiyel veya elektriksel potansiyel değişiminden kaynaklanırlar.

Membranlar seçici bariyer görevi yapmaktadırlar. Membran özelliğine bağlı olarak,

su içerisinde bulunan maddelerden bazıları membrandan geçerken bazıları da

geçişini tamamlayamaz ve membran tarafından bloke edilir. Suyun membrandan

geçişi için itici bir kuvvete ihtiyaç vardır. Su arıtımında itici kuvvet genelde

basınçtır. İtici kuvvet olarak basıncı kullanan membran prosesleri; mikrofiltrasyon

(MF), ultrafiltrasyon (UF), nanofiltrasyon (NF) ve ters ozmozdur (RO).

Membran prosesleri, tekstil endüstrisi atıksularının arıtımında kullanılan en yaygın

metotlardan birisidir. Her ne kadar filtrasyon yüksek yatırım maliyetleri gerektirse

de, bu maliyet atıksuyun, tuzların ve boyaların geri kazanımı ile elde edilen yüksek

kazançlarla karşılanmaktadır. Güney Afrika’ da ultrafiltrasyon, nanofiltrasyon ve ters

ozmos yöntemleri ile uygulanan tam ölçekli arıtım, suyun ve kimyasalların geri

kullanımında yirmi yıldır kullanılmaktadır (Vandevivere et al., 1998). Membran

proseslerinin hem boyaların uzaklaştırılmasında hem de boyamada kullanılan

kimyasal ve boyaların konsantre edilmesinde ve endüstriye uygun kalitede su

üretiminde uygulamaları (ABD ve AB ülkelerinde) hızla yaygınlaşmaktadır. MF

boyama tankından çıkan askıda boyalar ve yıkama sularının arıtımı için uygun bir

30

prosestir. UF partiküllerin ve büyük moleküllerin gideriminde etkilidir. NF düşük

molekül ağırlıklı organik bileşiklerin gideriminde uygulanır. RO iyonların

gideriminde uygundur. Membran ayırma teknolojisinin tekstil atıksuyunda ulaşılan

arıtım verimi ve kıymetli hammaddenin geri kazanımı, geleneksel arıtım

teknolojilerine göre avantajları arasında yer almaktadır. Tekstil atıksularının

arıtımında elde edilen renk giderme verimleri genellikle %70’in üzerindedir (Alves

ve Pinho, 2000; Frank et al., 2002; Mutlu et al., 2002). Bunun yanında,

membranların tıkanma problemleri ve sık temizlik gereksinimleri, modüllerin düzenli

yer değiştirmesi gibi işletme titizliği gerektirmesi işletme maliyeti açısından

yüksektir.

2.3.2. Kimyasal arıtma yöntemleri

2.3.2.1. Oksidasyon

Oksidasyon renk giderimi için uygulanan en yaygın kimyasal yöntemdir. H2O2-Fe(II)

Tuzları (Fenton ayıracı), UV/peroksit, UV/ozon ve bunların kombinasyonu en sık

kullanılan kimyasal oksidasyon prosesleridir. Fenton oksidasyonunda yüksek oranda

KOİ, renk ve atıksudaki toksisite giderilebilmektedir. Bu yöntemin dezavantajı ise

kirliliğin çamurda tutunması ve tekrar giderilmesi gereken bir kirliliğin oluşmasıdır

(Robinson et al., 2001).

Ozon yüksek kararsızlığa sahip (Eº=2.07 V) iyi bir oksitleyici ajandır. Ozon ile

oksidasyon, klorlu hidrokarbonların, fenollerin, pestisitlerin ve aromatik

hidrokarbonların gideriminde etkilidir. Düşük pH’larda daha iyi arıtma performansı

göstermektedir. Tekstil atıksularının arıtımında yüksek renk ve KOİ giderme

verimleri elde edilmiştir. Boyarmadde içeren atıksularının arıtımı için uygulanan

dozaj, giderilmesi gereken KOİ ve rengin miktarına bağlıdır. Ozon oksidasyonunun

en büyük avantajı gaz halinde verildiğinden atıksu hacmini ve oluşacak çamur

hacmini arttırmaz. Dezavantajı ise, yarı ömür süresinin kısa olmasından dolayı

ozonlamanın sürekli olması gerekmektedir ve yüksek maliyet gerektirir.

31

Kimyasal oksidasyon yöntemlerinden biri de elektrokimyasal arıtma yöntemidir.

Metot için gerekli ekipmanlar basit ve işletmesi kolaydır. Kirliliğe neden olan çoğu

maddenin giderimi sağlanabilmektedir. Tekstil atıksularının elektrokimyasal yöntem

kullanılarak arıtıldığı bir çalışmada KOİ gideriminin yanı sıra %80’nin üzerinde

renk giderme verimleri elde edilmiştir (Vlyssides et al., 2000). Yöntemin en büyük

dezavantajı arıtım sırasında tehlikeli bileşiklerin oluşma ihtimali ve gereken elektrik

miktarının fazla olmasından dolayı yüksek işletme maliyetidir.

2.3.2.2. Koagülasyon flokülasyon

Tekstil atıksularının arıtımında sıklıkla uygulanan bir prosestir.

Koagülasyon/flokülasyon ham atıksudan kısmi bir KOİ ve renk giderimi sağlamak

için ön arıtma olarak veya ileri arıtma bazen de atıksu arıtımı olarak

uygulanmaktadır. Prosesin prensibi, koagülant eklenerek flok oluşturulması, flokların

çökelti oluşturarak veya flotasyonla atıksudan ayrılmasına dayanır. Magnezyum,

demir ve alüminyum tuzları gibi çeşitli inorganik koagülantlar kullanılmaktadır.

Fakat bu tür inorganik koagülantlar çok büyük miktarlarda dozlanmadığı sürece,

yüksek oranda çözünmüş boyaların (örn; sülfonatlı boyalar) gideriminde uygun

değildir. İnorganik kimyasallarla yapılan koagülasyon/flokülasyon işlemi büyük

hacimlerde ve toksik atık çamur oluşumuna neden olmaktadır. Oluşan çamurun

bertarafı için maliyet gerektiren işlemler ise prosesin en büyük dezavantajını

oluşturmaktadır.

2.3.3. Biyolojik arıtma yöntemleri

Biyolojik renk giderme teknikleri boyaların mikrobiyal aktiviteler ile

biotransformasyonuna dayanmaktadır. Boyaların stabil ve kalıcı renk vermeleri

amaçlanarak sentezlenmelerinden dolayı biyolojik olarak parçalanmaları genellikle

kolay olmamaktadır. Buna rağmen, birçok araştırmacı, saf veya karışık kültür

bakteriler, mantar ve algler kullanarak boyar maddeleri kısmen veya tamamen

atıksudan gidermeyi başarmışlardır.

32

2.3.3.1. Bakteriyel arıtım

Azo boyar madde içeren tekstil atıksularının bakteriyel arıtımı aerobik ve anaerobik

koşullarda gerçekleşmektedir. Farklı redoks potansiyeline sahip bu koşullarda

gerçekleşen renk giderim çalışmaları aşağıda ayrıntılı olarak açıklanmıştır.

Boyaların biyolojik olarak parçalanabilirliğindeki en önemli husus, uygulama

sınıfından ziyade boyaların kimyasal yapısıdır. Şu ana kadar yapılan bakteriyel renk

giderimi amaçlanan bilimsel araştırmalarda en çok azo boyalar kullanılmıştır. Azo

bağlarının doğal yapısı, azo boya moleküllerinin oksidatif reaksiyonlara olan

hassasiyetini engellemektedir. Bu açıdan azo boyalar genellikle aerobik koşullarda

bakteriyel biyodegradasyona dirençlidirler. Azo boyar maddeler gibi sentetik

boyaların aerobik şartlar altında mikrobiyal parçalanmaya karşı dirençli olmasına

rağmen son birkaç yıl içerisinde aerobik koşullarda azo boyayı indirgeyen çeşitli

bakteri grupları izole edilmiştir. Bunlardan çoğu azo boyayı büyüme ve gelişmek için

kullanamadıklarından, bazı organik karbon kaynaklarına ihtiyaç duyarlar (Stolz,

2001). Bu durum, boyar maddelerinin aerobik bakteriler tarafından karbon ve enerji

kaynakları olarak kullanılmadığını ortaya çıkarmaktadır. Örneğin, Bacillus subtilis,

aerobik ortamda p-aminoazobenzeni ancak ortamda başka bir karbon ve enerji

kaynağı (glikoz) bulunduğunda parçalayabilmektedir (Zissi et al., 1997). Benzer

şekilde, Pseudomonas stutzeri, Acetobacter liquefaciens ve Klebsiella pneumoniae 4-

dimetilaminoazobenzeni, glikoz veya nütrient karışımlarının bulunduğu aerobik

ortamlarda indirgeyerek parçalayabilmektedir (Yatome et al., 1993; Wong and Yuen,

1996;).

Yukarıda belirtilen aerobik bakterilerin yanı sıra, tekstil boyar maddelerini enerji ve

karbon kaynağı olarak kullanabilen bazı bakterilere de rastlanmıştır (Yatome et al.,

1993). Bu tür bakteriler azo –N=N- bağını kırarlar ve oluşan aromatik aminleri

karbon ve enerji kaynağı olarak kullanarak gelişirler. Bunlara örnek olarak, aerobik

şartlar altında carboxy-orange I ve carboxy-orange II boyası üzerinde büyüyebilen

Xenophilus azovorans KF 46 ve Pigmentiphaga Kullae K24 bakterileri verilebilir

(Zimmermann et al., 1982; Kulla et al., 1983). Actinomycetes ve bunlar arasından

özellikle Streptomyces türü, lignini biyolojik olarak parçalayan ekstrasellüler

33

peroksidaz enzimi üretmektedirler. Bazı Actinomycetes türleri olan

Streptomycesbadius 252, Streptomyces sp. strain EC22 ve Thermomonospora fusca

T800 aerobik ortamlarda boyaların renklerini gidermiştir (Ball et al., 1989). Bu

bakteriler üzerindeki benzer araştırmalar değişik araştırmacılar tarafından da

yapılmıştır (Pasti and Crawford, 1991). Actinomyctetes haricinde, aerobik ortamlarda

tekstil boyalarının (özellikle sülfonik asitli azo boyaları) rengini giderebilen ve/veya

tamamen mineralleştirebilen bakteri türlerinin izole edilmesi oldukça zor olmaktadır.

Azo boyalar haricindeki boya türlerini aerobik ortamlarda biyolojik giderebilen

mikroorganizma türlerini izole etme çalışmaları çok başarılı olmamıştır. Bu alanda,

Pseudomonas mendocina MCM B-402 türü kullanılarak, trifenilmetan ve metilviolet

boyalarının aerobik ortamlarda biyolojik parçalanması üzerinde çalışmalar

yürütülmüştür (Sarnaik and Kanekar, 1999). Çalışmada, metilvioletin bu bakteri

tarafından enerji ve karbon kaynağı olarak kullanıldığını ve arada oluşan tam olarak

saptanamayan ürünlerin fenole dönüştüğünü bulmuşlardır. Literatürde, kullanılan azo

boyanın türüne bağlı olarak yetiştirilmiş özel bakteriler ile azo boyaların aerobik

koşullarda ayrıştırılabilmesine ait bildiriler sınırlı olmaktadır.

Anaerobik koşullarda ise azo boyar madde içeren tekstil atıksularının arıtımında daha

yaygın kullanılmaktadır. Anaerobik koşullarda azo boyalar indirgenmekte ve renk

giderimi sağlanabilmektedir (Baughmann and Weber, 1994). Bu proses

“azoredüktaz” adı verilen çözünmüş sitoplazmik enzimler tarafından gerçekleştirilir.

Bu enzimler anaerobik koşullarda çözünmüş flavinler vasıtasıyla bazı azo boyalarına

elektron transferinin gerçekleşmesinde rol oynarlar ve böylece bu enzimler

vasıtasıyla azo boyalar indirgenir. Bazı polimerik boya moleküllerinin ve yüksek

yüklü sülfonatlı azo boyaların hücre membranından geçmesi zor olacağından, bazı

“azoredüktaz” enzimlerinin sitoplazma dışında yer alması muhtemeldir (Keck et al.,

1997). Azo boyaların anaerobik ortamlarda renksiz ve tehlikeli aromatik aminlere

indirgenmesi nispeten daha kolay olmasına rağmen, bunların tamamen

mineralizasyonu zor olmaktadır. Aromatik aminlerin giderimi ise aerobik koşulları

gerektirmektedir. Bu açıdan anaerobik koşullar azo boyasının biyolojik olarak

arıtılabilirliğinde ilk basamağı oluşturmaktadır.

34

Mordant orange 1 azo boyasının metanojenik bakteriler tarafından kısmen

mineralizasyonu gerçekleştirilmiştir (Donlon et al., 1997). Bununla birlikte, azo

boyaların biyolojik ayrışması sırasında oluşan ara ürünlerden olan 5-aminosalisilik

asitin tam olarak minerilizasyonu mümkün olmasına rağmen, diğer ara ürünler (1,4-

fenilendiamin v.b.) reaktörde birikmiştir. Azo boyalarının yanında, diğer boya

moleküllerinin anaerobik ortamlarda bakteriyel biyolojik ayrışması üzerinde

çalışılmıştır. Henderson et al. (1997), geniş bir bakteri spektrumunun (fare ve insan

sindirim sistemlerinden) kolayca trifenilmetan malakit yeşilini indirgediğini

bulmuşlardır. Bu indirgeme sonucu biriken ara ürünün (lükomalakit) kanserojen

olduğundan şüphelenilmektedir ve böylece trifenilmetan malakit yeşilinin dünyada

yaygın olarak kullanılması kaygı vericidir.

Kompleks organik bileşiklerin parçalanmaları asitojenik ve metanojenik gibi birçok

bakteri gruplarını içeren bir topluluk gerektirir (Anjali et al., 2006). Boyaların bu

koşullar altında indirgenmesi için mutlaka bir karbon/enerji kaynağı gerekmektedir.

Şu ana kadar yapılan bilimsel çalışmalarda glikoz, nişasta, asetat, etanol ve daha

kompleks yapıdaki substratlar anaerobik koşullarda yaygın olarak kullanılmıştır

(Yoo et al., 2001; Işık and Sponza, 2005; van der Zee and Villaverde, 2005). Birçok

araştırmacı çeşitli gruplardaki bakterilerin azo boyanın indirgenmesindeki rolünü

belirlemek için çeşitli incelemeler yapmıştır. Yapılan araştırmalarda metanojenlerle

çeşitli boyar maddelerin giderimini sağlamışlardır (Carliell et al.,1996; Razo Flores

et al.,1997). Bunun yanında, asitojenik ve hatta metanojenik bakterilerin de azo

boyaların indirgenmesinde büyük rolleri olduğunu bildirilmiştir (Anjali et al., 2006).

Örneğin; boyar madde içeren endüstriyel atıksuların arıtıldığı bir anaerobik

reaktördeki mikrobiyal topluluğu karakterize etmek için kullanılan moleküler

metotlar yardımı ile γ-proteobakteri ve sülfat indirgeyen bakteri türlerinin karışık

bakteri topluluğunda önemli yeri olduğu saptanmıştır.

Anaerobik koşullarda renk giderme verimi eklenen organik karbon kaynağına ve

boyanın yapısına bağlı olmasına rağmen, birçok boya çeşidinin anaerobik koşullarda

indirgeniyor olmasından dolayı, indirgenme spesifik bir proses değildir (Stolz, 2001).

Aynı zamanda moleküler ağırlık ve renk giderme verimi arasında bir ilişkinin

olmaması, renk gideriminin spesifik bir proses olmadığını ve hücre geçirgenliğinin

35

renk gideriminde önemli olmadığını göstermiştir. Karışık aerobik ve fakültatif

anaerobik mikrobiyal topluluklar ile çeşitli azo boyaların anoksik koşullarda

indirgendiği bazı araştırmacılar tarafından bildirilmiştir (Khehra et al.,2005). Bu

toplulukların çoğu aerobik koşullar altında yaşayabilmesine rağmen, renk giderimi

sadece anaerobik koşullarda gerçekleşmektedir. Pseudomonas luteola, Aeromonas

hydrophila, Bacillus subtilis, Pseudomonas gibi birçok saf kültür bakterileri anoksik

şartlar altında azo boyaların indirgenmesinde başarılı olmuşlardır (Chen et al., 1999;

Chang et al., 2001; Yu et al., 2001). Daha önce belirtildiği gibi azo boyaların

indirgenmesinde mikroorganizmalar organik karbon kaynağına ihtiyaç duyarlar.

Anaerobik koşullarda glikoz anaerobik boya indirgenmesinde tercih edilen substrattır

fakat anoksik koşullarda fakültatif bakterilerle boyanın indirgenmesinde tercih

edilebilirliği, bakteri kültürüne bağlı olarak değişiklik göstermektedir. Mordant

Yellow 3 boyasının Sphingomonas xenophaga Strain BN6 saf bakteri kültürü ile

indirgenmesinde glikozun prosese olumlu etkisi olurken, Pseudomonas leuteola,

Aeromonas sp. ve birkaç karışık kültür bakteriler ile renk gideriminde glikoz varlığı

sistemi olumsuz etkilediği araştırmacılar tarafından bildirilmiştir (Chang et al., 2001;

Chen et al., 2003).

2.3.3.2. Mantarlarla arıtma

Bugüne kadar tekstil boyar maddelerinin biyolojik ayrışması ile ilgili yapılan

bilimsel araştırmalarda, en yaygın olarak kullanılanı saf mikroorganizma kültürleri

beyaz çürükçül mantarlardır. Bu organizma grubu, kompleks polimerik yapıya sahip

olan bitki materyali olan ligninin ayrışmasında önemli rol oynadığından dolayı

küresel karbon döngüsünün merkezinde yer almaktadır. Beyaz çürükçül mantarlar,

ligninin yanı sıra, zor biyolojik ayrışmaya uğrayan geniş bir spektruma sahip organik

kirleticilerin biyolojik ayrışmasında da rol oynarlar. Bu mikroorganizmalar, spesifik

olmayan lignin peroksidaz (LiP), manganez peroksidaz (MnP) ve lakkaz enzimleri

yardımıyla bu geniş spektruma sahip organik kirleticileri biyolojik olarak

ayrıştırırlar. LiP aromatik olmayan bileşikleri katalize etmesine rağmen MnP ve

bakır içeren lakkaz (benzendiol:oksijen oksidoredüktaz) birçok aromatik bileşikleri

katalize eder (Glenn et al., 1986; Edens et al., 1999). Beyaz çürükçül mantarlar

tarafından tekstil boyar atıksularında gerçekleştirilen renk giderimi, ilk olarak

36

Phanerochaete chrysosporium türünde, ligninolitik aktiviteyi ölçen metodu geliştiren

Glenn ve Gold (1983) tarafından rapor edilmiştir. Phanerochaete chrysosporium

üzerinde en çok çalışılan mantar türü olmasına rağmen, Trametes (Coriolus)

versicolor, Bjerkandera adusta, Pleurotus ve Phlebia türleri üzerinde de çalışılmıştır

(Heinfling et al., 1998; Conneely et al., 1999; Swamy and Ramsay, 1999; Kirby et

al., 2000; Pointing et al., 2000). Tekstil boya moleküllerinin ve bunların biyolojik

ayrışmalarında kullanılan enzimlerin kompleks yapısı nedeniyle, Phanerochaete

chrysosporium dışındaki beyaz çürükçül mantarların hangi biyolojik ayrışma

yollarını kullandığı tam kesinlik kazanmamıştır (Smyth et al., 1999). Ayrıca, beyaz

çürükçül mantarların, ligninolitik enzimlerin düşük pH değerlerinde (pH = 4,5-5)

aktif olması ve atıksularda bulunma ihtimali düşük olan tiamin ile veratril alkol

maddelerine ihtiyaç duyması gibi dezavantajları bulunmaktadır (Kapdan ve Kargı,

2000).

2.3.3.3. Alglerle arıtma

Birçok çalışmada alglerin azo boyaları indirgeyebildiği rapor edilmiştir (Semple et

al., 1999). Alglerin sülfonatlı aromatik aminler de dahil olmak üzere birçok aromatik

amini de parçalayabildiği kanıtlanmıştır. Yüzeyi açık atıksu arıtma tesislerinde,

özellikle stabilizasyon havuzlarında, algler renk ve aromatik amin giderimine katkı

sağlayabilirler.

Sonuç olarak bakıldığında mevcut fiziksel ve kimyasal renk giderme yöntemleriyle,

çoğunlukla renk çamurda yoğunlaştırılmakta ve renkli moleküller kısmen

giderilmektedir. Ayrıca, bu yöntemlerde kullanılan kimyasal maddelerin ve enerjinin

yüksek maliyeti ve oluşan çamurların uzaklaştırılma problemleri bu yöntemlerin en

büyük dezavantajları arasında yer almaktadır. Bu nedenle, biyolojik arıtma

yöntemlerinin, kimyasal ve fiziksel arıtma yöntemlerine göre daha az çamur

oluşturması, daha düşük maliyetli olması gibi avantajlarından dolayı, boyar madde

içeren tekstil atıksularının arıtımı için en uygun yöntem olduğu düşünülmektedir.

Bakteriler kullanılarak ardışık anaerobik ve aerobik koşulların kullanıldığı biyolojik

yöntem ise günümüzde boyar madde içeren tekstil atıksularının arıtımı için

oluşturulmuş en güncel arıtma yöntemidir. Anaerobik-aerobik arıtımda gerçekleşen

37

biyokimyasal mekanizma ve biyolojik renk giderme performansını etkileyen

faktörler aşağıda ayrıntılı olarak incelenmiştir.

2.4. Tekstil Atıksularının Anaerobik-Aerobik Arıtımı

Azo boyar maddelerin aerobik koşullara dirençli olması, anaerobik koşullarda

giderilebiliyor olması ve anaerobik koşullarda renk gideriminin bir sonucu olarak

oluşan aromatik aminlerin bu koşullara dirençli olması ve aerobik koşullarda

giderilebiliyor olmasından dolayı boyar madde içeren renkli tekstil atıksularının tam

olarak arıtımı ancak ardışık anaerobik ve aerobik süreçlerin birlikte kullanılması ile

sağlanabilmektedir (Şekil 2.3.). Anaerobik renk gideriminin sağlandığı süreç 1.

basamak, renk giderimi sonucu oluşan toksik ve renksiz aromatik aminlerin aerobik

koşullarda giderildiği süreç arıtmanın 2. aşamasını oluşturmaktadır.

Şekil 2.3. Azo boyar madde ve aromatik aminin anaerobik-aerobik koşullarda

biyodegradasyonu

38

2.4.1. Anaerobik renk giderimi

Azo boyaların indirgenmesi ile ilgili yapılan ilk çalışma 1937 yılında yayınlanmıştır

ve gıda azo boyasının insan bağırsağından izole edilmiş laktik asit bakterisi

kullanılarak rengi giderilmiştir (van der Zee, 2002). Böylece sindirim sisteminde

aromatik amin oluşumu insan sağlığı açısından tehdit oluşturduğundan, bakteriyel

azo boya indirgenmesi üzerinde yapılan araştırmalarda, memelilerin sindirim

sistemindeki anaerobik (fakültatif) bakteriler üzerinde yoğunlaşılmıştır. Sonralarında

ise atıksulardan renk giderimi söz konusu olduğunda, saf kültür, karışık kültür,

anaerobik sediment, yoğunlaştırma çamurları, anaerobik granüler çamur ve aktif

çamur gibi farklı türden bakteriler kullanılarak anaerobik azo boya indirgenmesi

araştırılmıştır. Yapılan çoğu araştırmada çok çeşitli bakteri gruplarıyla farklı azo

boyalarının anaerobik koşullarda başarıyla indirgenmesi gerçekleştirilmiştir.

Biyolojik azo boya indirgenmesi, organik bileşiklerin oksidasyonu sırasında açığa

çıkan elektronların enzimler ile elektron alıcısı olan azo boyada son bulmasına

dayanmaktadır. Azo boyaların indirgenmesini sağlayan enzimler spesifik (sadece azo

boya indirgenmesini katalizler) veya non spesifiktir (azo boya dahil birçok bileşiğin

indirgenmesini katalizler). Azo boyayı indirgeyen azo redüktaz adı verilen spesifik

enzimlerin varlığı, karbon ve enerji kaynağı olarak azo boyayı kullanarak

büyüyebilen bazı aerobik ve fakültatif aerobik bakterilerle yapılan çalışmalarda

kanıtlanmıştır. Bu türler, azo bağının kırılmasıyla başlayan bir metabolizma

kullanarak sıkı aerobik koşullar altında büyümektedirler (Kulla et al., 1983). Aerobik

bakterilerdeki azo boyayı indirgeyen enzimlerin varlığı, ilk olarak zorunlu aerobik

bakterilerden azoredüktazlar izole edildiğinde ve karakterizasyonu belirlendiğinde

ortaya çıkmıştır (Zimmermann et al., 1984; Zimmermann et al., 1982). Bu hücre içi

(intraselüler) azoredüktazlar boya yapısına göre özgünlük gösterir. Bu tür spesifik

azo redüktazların yanı sıra, Shigella dysenteria, Escherichia coli ve Bacillus sp. gibi

aerobik olarak büyüyebilen kültürlerden spesifik olmayan (non spesifik) azo redüktaz

enzimleri izole edilmiştir (Suzuki et al., 2001). Fakat anaerobik büyüyebilen

bakterilerdeki spesifik azo redüktaz enzimlerinin varlığına dair kesin bir kanıt

bulunmamaktadır. İnsan sindirim sisteminden izole edilen 10 bakteri türünün Direct

Blue 15’i indirgediği bulunmuştur (Rafii et al., 1990). Rafii and Cemiglia (1993),

39

yaptığı bir çalışmada azo boya indirgeyen enzimin, membran veya herhangi bir

organelle bir ilgisi olmaksızın bakteriyel sitoplazmada yer aldığını bulmuşlardır.

Fakat azo redüktaz olarak görev yapmadan önce gizlenmiş bir şekilde olduğu rapor

edilmiştir. Varsayılan ekstrasellüler enzimlerin, azo boyaların indirgenmesi için

gerekli biyokimyasal elektron eşdeğerini (örn; NADH) nasıl kazandığı konusunun

açıklanmasındaki yetersizlik akıllarda soru işaretleri bırakmaktadır.

Biyolojik azo boyaların indirgenmesinde direkt olarak enzimler rol alabildiği gibi,

dolaylı yollarla da azo boyalar indirgenebilmektedir. Önceki çalışmalarda, flavin

kökenli redüktazlar tarafından üretilmiş indirgenmiş flavinlerin (FADH2, FMNH2,

riboflavin) spesifik olmayan kimyasal reaksiyonlarla azo boyayı indirgeyebildiği

konusunda bir hipotez çıkmıştır (Gingell and Walker, 1971). Flavinlerin azo boya

indirgenmesini harekete geçirdiği bulunmuştur ve yakın araştırmalar flavin

redüktazların aslında azo redüktaz olduğunu savunmaktadır (Russ et al., 2000). Aynı

zamanda NADH, NADPH gibi indirgenmiş diğer enzim kofaktörlerinin de direkt

olarak azo boya indirgenmesini gerçekleştirdiği rapor edilmiştir (van der Zee, 2002).

Bu tür enzim kofaktörlerinin yanı sıra, çeşitli yapay redoks mediatörleri de azo

boyaların biyolojik olarak indirgenmesinde önemli oranda rol almaktadır. Bir redoks

mediatörünün azo boya indirgenmesi için redoks potansiyelinin, elektron verici bir

substratın redoks potansiyeli (anaerobik oksidasyon = karbonhidtratların CO2’e

dönüşümü) ve azo boyanın redoks potansiyeli (azo boya/aromatik amin redoks çifti)

arasında olması gerekmektedir. Sıradan bir elektron vericisi için elektron potansiyeli

-430 mV (CO2/glikoz) ile -290 mV (CO2/asetat) arasında değişmektedir. Genel bir

azo boya indirgenmesinde ise elektron potansiyeli yaklaşık -100 mV değerindedir.

Sonuç olarak, azo boya indirgenmesinde elektron potansiyel değerleri -100 mV ile

- 430 mV arasında olmaktadır.

Boyar madde ve elektron taşıyıcılar arasındaki kimyasal reaksiyonlar hücre içinde

veya hücre dışında gerçekleşmektedirler. Flavin adenin dinülkeotid (FADH2), flavin

mononükleotid (FMNH2), nikotinamid adenin dinükleotid (NAD), redükte

nikotinamid adenin dinükleotid (NADH) ve nikotinamid adenin dinükleotid fosfat

(NADPH) gibi kofaktörler ve aynı zamanda bu kofaktörleri indirgeyen enzimler

sitoplazmada yer almaktadır (Russ et al., 2000). Hücre sitoplazmasının parçalanması

40

(lysis), kofaktörlerinin hücre dışı çevreye salınımına neden olacaktır. Bu tür

hücrelerin azo boya indirgeme hızının kalan hücreden çok daha fazla olduğu rapor

edilmiştir (van der zee, 2002). Sağlam hücrelerde ise bu kofaktörler ile azo boya

indirgenmesi için bir membran transport sistemi zorunludur. Bu ise, özellikle

sulfonat grup içeren boyalar için bir engel oluşturmaktadır. Ek olarak flavin adenine

dinucleotide (FAD) ve flavin mononucleotide (FMN) hücre duvarından geçemezken,

riboflavinler hücre membranından geçebilmektedir.

Boyanın yapısı (moleküler ağırlığı, büyüklüğü, içerdiği sülfonat grubu sayısı) ile

indirgenme hızı arasındaki ilişkinin açıklanmasındaki yetersizlik, hücre içinde

gerçekleşen azo boya indirgenme mekanizmasının çok önemli bir rol oynamadığını

göstermektedir. Sonuç olarak, anaerobik azo boya indirgenmesi hücre dışında

gerçekleşmektedir, direkt olarak periplazmik enzimlerle veya dolaylı olarak

periplazmik enzimlerle tekrar oluşan indirgenmiş elektron taşıyıcılar ile

katalizlenmektedir. Şekil 2.4.’de azo boyar maddenin anaerobik koşullarda enzimatik

indirgenmesi şematik olarak gösterilmektedir. Substratın yükseltgenmesi ile açığa

çıkan elektronlar elektron alıcısı olarak görev yapan azo boyar maddeyi

indirgemektedir. Anaerobik süreçte genellikle yüksek oranda; çoğu çalışmada

%70’in üzerinde, bazı boyalarda ise %100; renk giderimleri elde edilebilmektedir.

Renk giderim verimleri kullanılan boyar maddeye bağlı olarak değişmektedir. Aynı

çalışma koşullarında farklı boyar maddeler kullanıldığında elde edilen renk giderme

verimleri her boya için farklı olabilmektedir ve renk giderme verimi, kullanılan

boyar madde türüne bağlı olarak değişiklik göstermektedir.

Şekil 2.4. Enzimatik azo boya indirgenmesi

AZO BOYA

AROMATİK AMİN

SUBSTRAT

YÜKSELTGENMİŞSUBSTRAT

AZO REDÜKTAZ

41

Boyar madde içeren tekstil endüstrisi atık sularının biyolojik arıtımında oldukça sık

karşılaşılan problemler genelde azo bağının kırıldığı ve renk gideriminin sağlandığı

anaerobik süreçte yer almaktadır. Anaerobik arıtım sürecini etkileyen faktörlerin

bilinmesi bu açıdan çok önemlidir. Yapılan laboratuvar çalışmalarında anaerobik

renk giderme verimini:

Anaerobik reaksiyon süresi

Çamur yaşı

Boyar madde türü ve konsantrasyonu

Substrat türü ve konsantrasyonu

Redoks mediatörleri

Farklı elektron alıcılarının varlığı gibi bazı faktörlerin etkilediği kanıtlanmıştır.

Anaerobik renk giderme verimini etkileyen faktörler aşağıda ayrıntılı olarak

açıklanmıştır.

2.4.1.1. Reaksiyon süresinin etkisi

Anaerobik renk gideriminde reaksiyon süresi önemli bir parametredir. Anaerobik

süreçler kısaltıldığında genellikle daha düşük renk giderme verimleri elde

edilmektedir. Anaerobik azo boya giderimi esasında uzun reaksiyon süreleri

gerektirmektedir. Çınar ve arkadaşlarının yaptığı bir çalışmada, anaerobik-aerobik

ardışık kesikli reaktör, sırasıyla 48, 24 ve 12 saat toplam devir sürelerinde işletilmiş

ve bu farklı sürelerin sistem performansına olan etkileri araştırılmıştır (Çınar et al.,

2008). Anaerobik devir sürelerinin azaltılmasının sistemin toplam renk giderme

performansını olumsuz olarak etkilemediği, aksine anaerobik renk giderim

performansını arttırdığı rapor edilmiştir. Bunun sebebi, ardışık sistemlerde seyahat

eden mikroorganizmaların renk gideriminden sorumlu olan anaerobik enzim

sistemlerinin aerobik şartlara daha az maruz kalarak bu zıt çevre koşullarının sebep

olabileceği tahribatın indirgenmesidir. Aynı çalışmada, 12 saatlik toplam devir

süresinde farklı anaerobik ve aerobik sürelerin renk giderme performansına olan

42

etkileri incelenmiş ve uzun anaerobik reaksiyon süreleri ile daha etkili renk giderme

verimi elde edilmiştir.

2.4.1.2. Çamur yaşının etkisi

Önemli bir diğer parametre ise anaerobik azo boya gideriminde biyokütle

konsantrasyonunun kontrolüdür. Ardışık kesikli reaktör kullanılan yapılan bir

çalışmada çamur yaşı 15 günden 10 güne düşürüldüğünde renk giderim veriminin

%90’dan %30’lara kadar düştüğü rapor edilmiştir (Lourenço et al., 2000).

2.4.1.3. Boyar madde türü ve konsantrasyonunun etkisi

Renk giderme prosesini etkileyen bir diğer parametre ise kullanılan boyar maddenin

konsantrasyonudur. Birçok durumda, uygulanan boyar madde konsantrasyonu,

boyahane atıksularındaki ortalama boyar madde konsantrasyonunu (10-250 mg/L)

aşmaktadır (O’Neill et al., 1999). Yüksek boyar madde konsantrasyonu, reaktörün

azo boya indirgeme kapasitesini aşarak veya anaerobik biyokütlede toksisiteye neden

olarak, anaerobik renk giderme verimini olumsuz etkileyebilir.

2.4.1.4. Substrat türünün ve konsantrasyonun etkisi

Anaerobik renk giderimi bir indirgenme yükseltgenme reaksiyonu olduğu için,

uygun etkili bir renk giderimi sağlamak için uygun bir elektron verici kaynağı

gereklidir. Glikoz, H2/CO2 ‘nin etkili bir elektron verici kaynağı olduğu, asetat ve

diğer uçucu yağ asitlerinin ise zayıf elektron verici kaynağı olduğu rapor edilmiştir

(Tan et al., 1999; Dos Santos et al., 2003; Pearce et al., 2006). Reaktör çalışmalarında

kullanılan elektron verici kaynağı, asetat, etanol ve glikoz gibi basit substratlar

olabileceği gibi; nişasta, polivinilalkol (PVA) ve karboksimetil selüloz gibi tekstil

atıksu bileşiminde yer alan kompleks substratlar da olabilir. Substrat kaynağının renk

giderme verimi üzerindeki etkisinin araştırıldığı bir çalışmada, KOİ kaynağı olarak

nişasta kullanıldığında düşük renk giderme verimi, laktat kullanıldığında yüksek renk

giderme verimleri elde edilmiştir (Albuquerque et al., 2005). Bir diğer reaktör

çalışmasında ise, elektron verici kaynağı olarak glikoz ile asetat denenmiş ve asetat

43

ile daha etkili renk giderme verimi elde edilmiştir. Buradan elde edilen veriler

doğrultusunda, polifosfat depolayan mikroorganizmaların, glikojen depolayan

mikroorganizmalardan daha yüksek azo boya indirgeme kapasiteleri olduğu

söylenebilmektedir (Panswad et al., 2001a).

Elektron verici kaynağın türü kadar konsantrasyonunun da önemli olduğu

belirtilmiştir. Biyoreaktörler içerisinde çok fazla reaksiyon gerçekleşmektedir. Artan

elektron ihtiyacı, elektron verici kaynağı ihtiyacını da arttırmaktadır. Teorik olarak,

her mmol monoazo boya için gerekli elektron verici kaynağı 32 mg KOİ olsa da,

yapılan bir çalışmada sitokiyometrik hesaplamalardan 60–300 kat daha fazla elektron

verici kaynağı kullanıldığı halde yeterli olmadığı rapor edilmiştir (O’Neill et al.,

2000).

2.4.1.5. Redoks mediatörlerinin etkisi

Azo bağının anaerobik fazda indirgenmesi normalde çok uzun reaksiyon süreleri

gerektirir. Anaerobik fazda elektron akışının elektron vericiden son elektron alıcı

boyaya taşınması, zamanı tayin eden sınırlayıcı bir faktördür. Fakat bu sınırlamanın

redoks mediatör bileşiklerinin prosesi hızlandıran özelliklerinden faydalanılarak

giderilebildiği gösterilmiştir. Çeşitli “quinone” bileşiklerinin ve flavin enzim

kofaktörlerinin azo boya giderimi için etkili redoks mediatörleri olduğu

bilinmektedir. Bu şekilde hem kimyasal hem de biyolojik yollarla azo boyanın

indirgenmesi, AQS (anthraquinone-sulfonate) ve AQDS (anthraquinone-disulfonate),

riboflavin gibi redoks mediatörlerinin eklenmesi ile hızlanmaktadır (van der Zee et

al., 2003). Redoks mediatörleri birincil elektron alıcısından son elektron alıcına

elektron transferini hızlandıran, reaksiyon hızını artıran bileşiklerdir (Cervantes,

2002). Azo boyanın anaerobik indirgenmesi genellikle uzun reaksiyon süreleri

gerektirdiğinden bu tür bileşiklerin kullanımı çok yaygındır.

44

2.4.1.6. Farklı elektron alıcıların etkisi

Azo boyaların indirgenmesi, mikrobiyal elektron taşınım zincirinde bir son elektron

alıcısı olarak boyanın indirgenmesiyle gerçekleştiği için, sistemdeki rekabetçi başka

elektron alıcılarının bulunmasının azo boya indirgenme hızını etkileyebileceği

düşünülmektedir. Tekstil atıksularında boyar maddeler ile rekabet edebilecek

elektron alıcıları oksijen, nitrat, sülfat, demir (Fe+3) olarak sıralanabilir. Şekil 2.5.’de

farklı redoks çiftlerine ait indirgenme potansiyelleri verilmiştir. Şekilden de

anlaşılacağı gibi en güçlü elektron alıcısı olan oksijen azo boyadan çok daha etkili bir

elektron alıcısıdır, bu durum aerobik koşullardaki düşük renk giderimini (%10 -

%30) açıklamaktadır. Atıksu arıtma tesislerinin anaerobik reaktörlerin yüzeyi

genellikle atmosfere açık olarak tasarlandığından, anaerobik reaktörlerdeki

karıştırma ve gerekse de aerobik reaktörlerden gelen geri devir ile bir miktar oksijen

içeri girmektedir. Anaerobik renk gideriminde oksijenin etkisi sınırlı sayıdaki

araştırıcı tarafından araştırılmış ve renk giderme verimini düşürdüğü bulunmuştur

(Işık and Sponza, 2003). Sistemdeki moleküler oksijen, konsantrasyonuna ve

reaktörün hidrolik bekletme süresine bağlı olarak, azo redüktaz enzimini inhibe

edebilmektedir (Sandhya et al., 2004)

Şekil 2.5. Farklı redoks çiftleri için elektron akışı (Dos Santos et al., 2005)

Azo Boyaların E0 aralığı

Elektron tercihi

İndi

rgen

me

Pota

nsiy

eli E

0 (V

)

45

Boya atıksularındaki sülfat, sülfat indirgen bakterilerle biyolojik olarak sülfür

bileşiklerine indirgenir. Ancak, sülfatın indirgenmesi sonucunda oluşan sülfür

bileşiklerinin rolü çok önemlidir ve azo boyaların indirgenmesinde farklı etki

yaratabilir. Anaerobik süreçte sülfat, sülfat indirgeyen bakteriler tarafından bir

elektron alıcı olarak kullanılır. Elementel kükürt ve organik sülfür bileşikleri de

oluşmakla birlikte, reaksiyon sonucu ara ürün olarak oluşan H2S gazı açığa çıkar.

Özellikle boyar tekstil atık sularını arıtan arıtma tesislerinde anaerobik sistemde

açığa çıkan H2S gazı rahatsız edici bir koku problemi oluşturmakta ve

istenmemektedir. Anaerobik ortamda bulunan sülfür bileşikleri pH’a bağlı olarak

değişmektedir (Yoo, 2002). H2S kontrolü için pH’ nın 8–9 arasında kontrol altına

alınması gerekmektedir. pH 9’da ortamda H2S gazı yerine S-2 bulunmaktadır. Bu

sebeple, atıksu pH’sı ortamda dominant sülfür bileşiğinin kontrol edilmesi için önem

taşımaktadır (Şekil 2.6.).

Şekil 2.6. Sülfür türlerinin pH’a bağlı oranları (Yoo, 2002)

Sülfat indirgeyen bakterilerin faaliyetleri sonucu oluşan sülfürün anaerobik arıtımda

iki rol oynadığı bilinmektedir: Bir yandan sülfat, mikrobiyal kültürün sülfat

indirgeme kapasitesine ve sülfat konsantrasyonuna bağlı olarak bir elektron alıcısı

olarak boyalarla mevcut elektronlar için rekabet edebilir. Diğer yandan, anaerobik

substrat oksidasyonuyla sülfat indirgenmesi boyunca oluşan indirgenmiş kofaktörler,

azo boyanın indirgenmesine katkıda bulunabilir. Sülfür bir elektron verici haline

dönüşerek renk gideriminin bir kısmından sorumlu olabilir. Şekil 2.7.’de azo boyanın

46

kimyasal olarak hızlandırıldığı (sülfür; elektron verici) biyolojik indirgenmesi

şematik olarak gösterilmektedir.

Şekil 2.7. Hızlandırılmış biyolojik azo boya indirgenmesi

Birçok araştırmacı, farklı azo boyalar kullanarak sülfatın renk giderimine olan

etkisini araştırmışlardır. Reactive Red 2 azo boyası kullanılarak yapılan çalışmalarda,

60 mM konsantrasyonunda sülfat, azo boyasına elektron transferini engellenememiş

ve renk giderimi üzerinde olumsuz bir etki yaratmamıştır (van der Zee, 2003; Carliell

et al., 1995). Benzer şekilde, Remazol Black 5 boyası kullanılarak yapılan bir

çalışmada, ortama 10 mmol miktarında sülfat eklendiğinde, sülfatın azo boyadan

daha az etkili bir elektron alıcısı olmasından dolayı azo boyanın renk giderimine

olumsuz bir etki yaratmazken, daha yüksek miktarlarda ilave edilen sülfatın azo boya

giderimine olumsuz etki yarattığı bulunmuştur (Carliell et al., 1995). Cervantes et al.

(2007), bir anaerobik çamur kültürü tarafından azo boya RO14’ün indirgenmesini

farklı sülfat konsantrasyonlarında incelemiş ve ortamdaki sülfat konsantrasyonunun

artmasının genellikle boya indirgenmesini arttırdığı ve sülfat ve azo boya

giderimlerinin tüm inkübasyonlarda ardı ardına gerçekleştiğini bulmuştur. Ortama

redoks mediatör olarak eklenen riboflavin renk giderimini 44 kat artırmıştır.

Acid Orange 7 ve Remazol Brillant 5R kullanarak yapılan bir çalışmada da,

anaerobik aerobik ardışık reaktör kullanılmış ve sülfatın indirgenmesinin, Remazol

Brillant 5R azo boyasının anaerobik biyodegradasyonu için çok önemli olduğu

sonucuna varılmıştır. Buna zıt olarak, kullanılan diğer boya için renk gideriminde

herhangi bir iyileşme görülmemiştir (Albuquerque et al., 2005).

47

Sülfatın yanında nitrat da tekstil atıksuyu bileşiminde yer almaktadır ve ortamda

boyar maddedeki azo bağından daha güçlü bir elektron alıcısıdır. Boyanın kumaşa

fiksajını arttırmak için kullanılan sodyum nitrat gibi tuzlar boya banyosuna

eklenmekte ve tekstil atıksularındaki en önemli nitrat kaynağını oluşturmaktadır.

Remazol Black 5, Remazol Blue R ve Reaktif Blue 5 boyaları üzerinde yapılan

çalışmalarda, farklı nitrat konsantrasyonlarının renk giderimine etkileri araştırılmış,

Remazol Black 5’in renk giderim kapasitesinde azalma görülmüştür (Carliell et al.,

1995; Panswad and Luangdilok, 2000). Bunun nedeninin, atık su içerisindeki nitrat

ve azo boyadaki azo bağı arasındaki indirgenme reaksiyonlarının rekabete

girmesinden kaynaklandığı ifade edilmiştir. Diğer boyalarda nitrat eklenmesinin renk

giderimine herhangi bir olumsuz etkisinin olmaması, bu tip boyaların renk

gideriminin mikrobiyal ayrışmayla değil, adsorpsiyon mekanizmasıyla

gerçekleşmesinden kaynaklandığı ileri sürülmüştür. Carliell (1993), deney sisteminde

nitratın varlığının, eklenen nitrat konsantrasyonuyla orantılı olarak renk giderimini

bir süre için inhibe ettiğini ifade etmiştir. Bu da nitratın (termodinamik olarak daha

uygun bir elektron alıcısı olarak) boyaya (Procion Red HE-7B) göre öncelikli olarak

indirgendiğini ve sadece tüm nitrat (ve muhtemelen nitrit) indirgendikten sonra

boyanın renk giderimi başladığını belirtmiştir.

2.4.2. Aerobik aromatik amin giderimi

Anaerobik koşullarda azo bağının kırılması ile oluşan aromatik aminlerin bu koşullar

altında daha fazla mineralize olamadığı ve aerobik koşullar altında biyolojik

ayrışmasının çok daha kolay olduğu bildirilmiştir (Haug et al., 1991). Fakat

anaerobik koşullarda mineralize olabilen birkaç aromatik amin türü (aminobenzoik, 2

ve 4- aminofenol, 2, 4-dihidroksianilin ve 5-aminosalisilik asit (5-ASA) saptanmıştır

(Anjali et al., 2006). Bunun yanında birkaç çalışmada ise amino benzen sülfonat ve

aminonaftalin sülfonat gibi bazı aromatik aminlerin parçalanmasında aerobik

koşulların dahi yetersiz kaldığı gözlemlenmiştir.

Aromatik halkanın kırılması esnasında gerçekleşen reaksiyonlar, biyolojik

ayrışmanın gerçekleştiği oksidasyon koşullarına bağlıdır. Moleküler oksijen

varlığında çoğu reaksiyon oksidatiftir ve reaktant olarak moleküler oksijen içerir. Bu

48

durumda mikroorganizmalar moleküler oksijeni kullanarak, sentezledikleri

monooksijenaz ve dioksijenaz enzimleri ile aromatik halkayı kırarlar.

Kateşik Gentisik Protokateşik

Şekil 2.8. Aromatik aminlerin biyodegradasyonunda oluşan merkezi ara ürünler

Bu enzimler aromatik bileşikleri, kateşik, protokateşik ve gentisik adı verilen birkaç

merkezi ara ürüne dönüştürürler (Şekil 2.8.). Bu ara ürünler sonrasında dioksijenazlar

tarafından tekrar parçalanırlar (Çınar, 2002). Bu enzimler “Kateşol 1,2-dioksijenaz

(C12O), Kateşol 2,3- dioksijenaz (C23O), Gentisik 1,2- dioksijenaz (G12O),

Protokateşik 3,4-dioksijenaz (P34O) ve Protokateşik 4,5-dioksijenaz (P45O)”’dır

(Altenschmidt et al., 1993; Çınar, 2002; Wang et al., 2006). Çizelge 2.7.’de aromatik

aminlerin biyodegradasyonunda rol alan enzimlerin gerçekleştirdiği reaksiyonlar

gösterilmiştir.

Çizelge 2.6. Aromatik aminlerin biyodegradasyonunda rol oynayan enzimler ve

gerçekleşen reaksiyonlar

Enzim Adı Gerçekleşen Reaksiyon

C12O Kateşol +O2 cis,cis –mükonik asit

C23O Kateşol+O2 2-hidroksi mükonik semialdehit

P34O 3,4- dihidroksi benzoat + O2 3-karboksi-cis,cis-mükonat

P45O Protokateşik + O2 4-karboksi-2-hidroksimükonat semialdehit

G12O 2,5- dihidroksi benzoat + O2 malepirüvat

49

Aromatik aminlerin aerobik basamaktaki gideriminin değerlendirilmesi için

kullanılan metotlarda aromatik amin tayini; HPLC kromatogramlarında oluşan

piklerdeki azalmalar veya kaybolmalar göz önünde bulundurularak veya UV

absorbansındaki değişimler dikkate alınarak belirlenmeye çalışılır. Aynı zamanda

anaerobik çıkış ile aerobik çıkıştan alınan numunelerde aerobik bakterilerdeki

toksisite azalmaları ölçülerek değerlendirilir.

2.5. Tekstil atıksularının anaerobik-aerobik arıtımında AKR çalışmaları

Şu ana kadar laboratuar koşullarında gerçekleştirilen boyar madde içeren tekstil

atıksularının renk giderimi amaçlanarak yapılan laboratuar çalışmaları Çizelge

2.7.’de verilmektedir. Çalışmalarda kullanılan işletme koşulları, boyar madde türü ve

konsantrasyonu, renk giderme verimleri ve anaerobik aromatik amin oluşumu-

aerobik aromatik amin giderimi değerlendirilmiştir. Anaerobik-aerobik koşullarda

devreden ardışık kesikli reaktör çalışmalarının büyük bir bölümünde başarılı renk

giderme verimleri elde edilmiştir ve anaerobik koşulların renk giderimindeki

üstünlüğü açıktır. Farklı kimyasal yapılarda boyar maddeler, farklı substratlar ve

farklı anaerobik ve aerobik reaksiyon sürelerinin kullanıldığı çalışmalarda elde dilen

veriler tam ölçekli arıtım uygulamaları için optimizasyon çalışmalarında

kullanılmaktadır.

50

Çizelge 2.7. Azo boyar madde içeren atıksuların anaerobik aerobik ardışık kesikli reaktör ile arıtım çalışmaları

Reaksiyon Süresi (saat) Atıksu Karakterizasyonu Renk Giderimi (%) Aromatik Aminler Referanslar

Anaerobik Aerobik Toplam Atıksu Türüa

Boyar Madde (BM)

BM Konsantrasyonu

(mg/L) Substrat Anaerobik Aerobikb Anaerobik Oluşumc Aerobik Giderimd Analiz

metodue

13 8 24 S RV5 60-100 Nişasta 30-90 +/0 + +i 1 Lourenço et al. (2000)

9-12 8-12 24 S RV5, RBk5 60-100 Nişasta 20-90 Bilgi yok Değerlendirilmemiş + 1 Lourenço et al. (2001)

9-13 8-12 24 S RV5 100 Nişasta Maksimum

90 Bilgi yok Değerlendirilmemiş +i 1 Lourenço et al. (2003)

10.5 10 24 S RV5 100 Nişasta 90-99 Bilgi yok Değerlendirilmemiş Değerlendirilmemiş 1 Albuquerque et al. (2005)

10.5-17 3.5-10 24 S AO7 25 Nişasta 5-55

10.5 10 24 S AO7 25 Nişasta+Laktat Maksimum

95

0-12 8-12 24 G (yün boyama)

Azo ve antrokuinon

+ + + 2 Cabral

Gonçalves et al. (2005)

18 5 24 S RBk5 20-100 Glikoz+Asetat 58-63 + - 1 Luangdilok ve Paswad

(2000)

18 5 12 S RBk5 10 Nütrient broth

+asetat veya glikoz 68-72 2-8% Değerlendirilmemiş 2

Panswad et al. (2001a)

0-8 3-11 24 S RBk5 10-80

Nütrient broth+asetat veya

nütrient broth+glikoz

30-61 2-17% Değerlendirilmemiş 2 Panswad et al. (2001b)

18.5 0.5 24 S RBk5 533 Nişasta,

polivinilalkol, karboksimetilseliloz

86-96 + + 2 Shaw et al.

(2002)

6 6 12 S RBV5R 100 Glikoz 86 - + +i 1 Çınar et al. (2008)

51


12 12 24 S RBV5R 100 Glikoz 89 - + +i 1 Çınar et al.

(2008) 24 24 48 S RBV5R 100 Glikoz 72 - + +i 1

Çınar et al. (2008)

12 11 23 S Remazol Red RR

60-500 Glikoz 95-90 Bilgi yok Değerlendirilmemiş Değerlendirilmemiş Kapdan and

Öztürk (2005)

a Atıksu türü: S, sentetik; G, gerçek atıksuyu simgelemektedir.

bAerobik renk giderimi: (+) aerobik koşulların renk giderimine katkısı olduğunu; (-) renk oluşumunu göstermektedir.

cAnaerobik aromatik amin oluşumu: (+) Oluşan aromatik aminler miktar olarak verilmemiştir.

dAerobik aromatik amin giderimi: (+) Giderilen aromatik aminler miktar olarak verilmemiştir; (-) aromatik amin giderimi

gözlemlenmemiştir; (+i), aromatik amin giderimi % olarak verilmiştir.

dAromatik amin analiz metodu: (1) HPLC; (2) UV spektrofotometre.

52

3. MATERYAL VE YÖNTEM

Tez kapsamındaki laboratuvar ölçekli anaerobik-aerobik ardışık kesikli reaktörde

yapılan çalışmalarda Şekil 3.1.’de yer alan deneysel plan kullanılmıştır.

Kontrol reaktöründen bakteri aşılaması ve kararlı koşulların sağlanması

(4.1.) Oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisi için anaerobik sürecin,

(1a) Kontrol koşulları (0 m3 hava /m3 reaktör.dk)

(1b) 0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk

(1c) 0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk

(1d) 0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk

(1e) 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk

(1f) 0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk hava debisi ile çalıştırılması

Reaktörün boşaltılması ve kontrol reaktöründen bakteri aşılaması, kararlı koşulların sağlanması

(4.2.) Nitrat iyonunun anaerobik renk giderme verimine etkisi için anaerobik sürecin başlangıcında

reaktördeki nitrat konsantrasyonlarının sırasıyla,

(2a) Kontrol koşulları (0 mg/L NO -N)

(2b) 2,26 mg/L NO -N

(2c) 4,52 mg/L NO -N

(2d) 9,04 mg/L NO -N

(2e) 18,08 mg/L NO -N

(2f) 36,16 mg/L NO -N

(2g) 113,16 mg/L NO -N olarak sağlanması

Reaktörün boşaltılması ve kontrol reaktöründen bakteri aşılaması, kararlı koşulların sağlanması

(4.3.) Sülfat iyonunun anaerobik renk giderme verimine etkisi için anaerobik sürecin başlangıcında

reaktördeki sülfat konsantrasyonlarının sırasıyla,

(3a) Kontrol koşulları (0 mg/L SO )

(3b) 30 mg/L SO

(3c) 50 mg/L SO

(3d) 75 mg/L SO

(3e) 100 mg/L SO

(3f) 150 mg/L SO

(3g) 300 mg/L SO olarak sağlanması

53

Şekil 3.1. Deneysel plan

*Her aşama için oluşturulmuş kontrol koşullarını simgelemektedir. Elektron alıcısı sadece azo boyar maddedir.

Şekil 3.2. Performans kriterleri

Deneysel olarak planlanan iş paketlerinin gerçekleştirilmesi durumunda sistem Şekil

3.2.’de yer alan performans kriterleri kullanılarak değerlendirilmiştir. Çizelge 3.1.’de

sistem performansını değerlendirmek için oluşturulmuş analiz planı verilmiştir.

Analiz planı, her bir bölüm için planlanmış numune alma zamanlarını ve alınan

numunede yapılacak analizleri göstermektedir (4.1: Oksijenin anaerobik renk

giderme verimine etkisi; 4.2: Nitratın anaerobik renk giderme verimine etkisi; 4.3:

Sülfatın anaerobik renk giderme verimine etkisi).

KO

NTR

OL

REA

KTÖ

RÜ

(1a)* (1b) (1c) (1d) (1e) (1f)

(2a)* (2b) (2c) (2d) (2e) (2f) (2g)

(3a)* (3b) (3c) (3d) (3e) (3f) (3g)

e- alıcısı oksijen ve azo boyar madde • ORP • Renk Giderme Verimi • Renk Giderme Hızı • KOİ Giderme Verimi • Aromatik Amin Oluşumu ve Giderimi • Anaerobik-Aerobik Enzim Aktiviteleri • Mikroorganizma Popülasyon Dinamiği

e- alıcısı nitrat ve azo boyar madde • Nitrat Giderimi • ORP • Renk Giderme Verimi • Renk Giderme Hızı • KOİ Giderme Verimi • Aromatik Amin Oluşumu ve Giderimi • Anaerobik-Aerobik Enzim Aktiviteleri • Mikroorganizma Popülasyon Dinamiği

e- alıcısı sülfat ve azo boyar madde • Sülfat Giderimi • ORP • Renk Giderme Verimi • Renk Giderme Hızı • KOİ Giderme Verimi • Aromatik Amin Oluşumu ve

Giderimi • Anaerobik-Aerobik Enzim

Aktiviteleri • Mikroorganizma Popülasyon

Dinamiği

(4.1)

(4.2)

(4.3)

54

Çizelge 3.1. Analiz planı

Ana

erob

ik Z

aman

(d

k)

OR

P

(4.1

., 4

.2.,

4.3

.) R

enk

(4

.1.,

4.2

., 4

.3.)

MLS

S

(4.1

., 4

.2.,

4.3

.)

Enzi

m A

ktiv

itesi

(4

.1.,

4.2

., 4

.3.)

Aro

mat

ik A

min

(4

.1.,

4.2

., 4

.3.)

Mik

roor

gani

zma

Popü

lasy

on D

inam

iği

(4.1

., 4

.2.,

4.3

.)

Sülfa

t, Sü

lfit,

Sülfü

r ( 4

.3.)

Nitr

at, N

itrit

( 4.2

.)

0 � � � � � � � 10 � 15 � � � � 20 � 30 � � � � � 40 � 45 � � � � 50 � 60 � � � 70 � 75 � � � � 80 � 90 � � � � �

100 � 105 � � � � 110 � 120 � � � � � � � 130 � 135 � � � � 140 � 150 � � � � � 160 � 165 � � � � 170 � 180 � � � � � � � 190 � 195 � � � � 200 � 210 � � � � � 220 � 225 � � � � 230 � 240 � � � � � � � 250 � 255 � � � �

55


260 � 270 � � � � � 280 � 285 � � � � 290 � 300 � � � � � � � 310 � 315 � � � � 320 � 330 � � � � � 340 � 345 � � 350 � 360 � � � � � �

3.1. Materyal

3.1.1. Boyar madde

Tez çalışmasında boyar madde olarak, Remazol Brilliant Violet 5R (Reaktif Violet

5) (Sigma-Aldrich Company, St. Louis, MO, ABD) boyası kullanılmıştır. Remazol

Brilliant Violet 5R içerdiği benzidin aromatik amini yüzünden Avrupa’da ve

ülkemizde yasaklı azo boyar maddeler arasındadır. Ancak bu boyar maddeler ucuz

olmaları ve etkin boyama verimlerinden dolayı tekstil endüstrisinde yaygın olarak

kullanılmaktadırlar. Remazol Brilliant Violet 5R’ye ait kimyasal özellikler Şekil

3.3.’de sunulmaktadır.

Formül C20H16N3Na3O15S4

Mol ağırlık (g/mol) 735.59

Maks. Dalga boyu λmax (nm) 560

Açık formül

Şekil 3.3. Remazol Brilliant Violet 5R’nin özellikleri

56

3.1.2. Anaerobik ve aerobik şartlarda devreden ardışık kesikli reaktör

Laboratuvar koşullarında kurulan 2 adet (kontrol reaktörü ve çalışma reaktörü)

Modular BioFlo 110 Fermentör (New Brunswick, NJ, ABD) simüle tekstil atıksuyun

arıtılabilirlik çalışmaları için kullanılmıştır (Şekil 3.4.). Sistemdeki her bir çalışma

periyodu sonrasında sistemin tekrar başlangıç koşullarına döndürülerek kararlı

koşulların sağlanması sırasında zaman kaybetmemek, aynı zamanda bakterilerin

herhangi bir sebepten dolayı çalışma sırasında aktivitelerini kaybetme riskini

azaltmak amacıyla çalışma reaktörüne ek olarak devamlı bir kontrol reaktörü

çalıştırılmıştır. Reaktörlerin çalışma hacmi 5L olarak seçilmiş olup

mikroorganizmaların karışımı 450 rpm’de sağlanmıştır Reaktörlerde pH, 7,2’de

otomatik olarak pH kontrol mekanizması tarafından kontrol edilmiş olup, bu amaçla

gerektiğinde pompalar tarafından 0,1 N HCl ve 0,1 N NaOH dozlanmıştır.

Reaktörlerde sıcaklık 25 oC’de reaktör etrafında sarılı olan ısı ceketi tarafından

sağlanmıştır. Anaerobik koşullarda reaktörlerden azot gazı geçirilerek sisteme

dışarıdan girebilecek muhtemel oksijen sızıntıları giderilmiştir. Aerobik koşullarda

reaktörlere pompalar yardımı ile hava basılmıştır. Şekil 3.5.’de kesikli reaktörlere ait

bazı işletme parametreleri yer almaktadır. Reaktörler, yükleme (doldurma), 12 saat

toplam reaksiyon sununda çökeltme ve 1:1 oranında boşaltma basamakları ile

periyodik olarak işletilmiştir.

Ardışık kesikli reaktör KİPAŞ İPL. PAMUK TİC. ve SAN. A.Ş

(KAHRAMANMARAŞ) atıksu arıtma tesisinden alınan aşı çamur ve hazırlanan

simüle atıksu içeriği ile kararlı koşullar sağlanana kadar çalıştırılmıştır. Bakteriler

eşit olarak her iki reaktöre paylaştırılarak reaktörlerden bir tanesi kontrol reaktörü

diğeri ise çalışma reaktörü olarak çalıştırılmıştır. Her bir çalışma periyodu öncesinde,

reaktörün kararlı koşullara ulaşması (3 SRT, 3x15 gün) için 45 gün beklenmiştir.

Reaktörler kararlı koşullara ulaştığında deneysel veriler toplanmıştır.

57

Şekil 3.4. Kullanılan ardışık anaerobik-aerobik reaktörler

58

Şekil 3.5. Anaerobik-aerobik ardışık kesikli reaktörlerin işletimi

Çökelme (30 dk)

Reaktörün simüle atıksu

ile doldurulması (5 dk)

Anaerobik reaksiyon

süresi (6 saat)

Aerobik reaksiyon

süresi (5.3 saat)

Boşaltma (5dk)

4.1. Anaerobik reaksiyon süresi (6 saat)

e- alıcısı oksijen ve azo boyar madde


e- alıcısı nitrat ve azo boyar madde


e- alıcısı sülfat ve azo boyar madde

0, 0,001, 0,002, 0,004, 0,008, 0,02

m3 hava /m3 reaktör.dk hava debisi

STOK NİTRAT ÇÖZELTİSİ

STOK SÜLFAT ÇÖZELTİSİ

Reaktördeki Sülfat Konsantrasyonu: 0, 30, 50, 75, 100, 150, 300 mg/L SO

Reaktördeki Nitrat Konsantrasyonu: 0; 2,26; 4,52; 9,04; 18,08; 36,16; 113,12 mg/L NO3-N

Kontrol (e- alıcısı azo boyar madde)

59

3.1.3. Simüle atıksu

Çalışmada kullanılan simüle tekstil atıksu; mikroorganizmaların büyümesi için

gerekli makro ve mikro nütrientlerin ilave edilmesiyle oluşturulmuştur. Simüle atık

suyu oluşturmak için kullanılan kimyasal maddeler ve reaktör içerisindeki

konsantrasyonları Çizelge 3.2.’de gösterilmiştir.

Çizelge 3.2. Simüle atıksu bileşimi

Kimyasal Maddeler Miktar (mg/L)

NH4CI 80

H3 BO3 0.04

MnCI2.4H2O 0.5

ZnCI2 0.05

K2HPO4 35

KH2PO4 30

CaCI2.2H2O 367

MgCI2.6H2O 500

CuCI2.2H2O 0.038

FeCI3.6H2O 5

NiCI2.6H2O 0.092

AIC3.6H2O 0.09

CoCI2.6H2O 1

Na2MoO4.2H2O 0.265

NaCl 127

EDTA 5.4

Sistemde biyokimyasal reaksiyonların gerçekleşmesinde rol oynayan elektron alıcı

ve elektron verici kaynakları reaktöre simüle atıksu ile eş zamanlı olarak derişik stok

çözeltiler kullanılarak sisteme ilave edilmiştir ve oluşabilecek bir kontaminasyona

(mikroorganizma üremesi) engel olmak için simüle atıksuya eklenmemiştir. Reaktöre

eklenen elektron alıcı ve elektron verici kaynakları çalışma aşamaları dikkate

alınarak Çizelge 3.3.’de ayrıntılı olarak verilmiştir.

60

Çizelge 3.3. Reaktördeki elektron alıcı ve verici kaynakları

Eklenen elektron alıcı ve verici kaynakları

Biyokimyasal Reaksiyondaki

Rolü

Reaktörde Olması İstenen Miktar Kontrol

Koşulları (1a), (2a), (3a)

Oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisi

Nitratın anaerobik renk giderme verimine etkisi

Sülfatın anaerobik renk giderme verimine etkisi

Glikoz C H O )

Elektron verici kaynağı

1120 mg/L

1120 mg/L 1120 mg/L 1120 mg/L

Boyar Madde RBV-5R

Elektron alıcı kaynağı 100 mg/L 100 mg/L 100 mg/L 100 mg/L

Oksijen Elektron alıcı kaynağı

(1b) 0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk (1c) 0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk (1d) 0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk (1e) 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk (1f) 0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk

Nitrat (KNO

Elektron alıcı kaynağı

(2b) 2,26 mg/L NO -N (2c) 4,52 mg/L NO -N (2d) 9,04 mg/L NO -N (2e) 18,08 mg/L NO -N (2f) 36,16 mg/L NO -N (2g) 113,16 mg/L NO -N

Sülfat Na SO

Elektron alıcı kaynağı

(3b) 30 mg/L SO (3c) 50 mg/L SO (3d) 75 mg/L SO (3e) 100 mg/L SO (3f) 150 mg/L SO (3g) 300 mg/L SO

61

3.1.3.1. Elektron kaynaklarının KOİ eşdeğerlerinin hesaplanması

Oksijenin KOİ eşdeğeri (-1 gr KOİ/ g )

Yükseltgenme ve indirgenme reaksiyonları tamamen elektron alışverişine

dayandığından, KOİ ise mevcut elektronların oksijen eşdeğerini simgeleyen bir

parametre olması nedeniyle, elektron kaynaklarının KOİ eşdeğerlerini bulabilmek

için öncelikle 1 elektronun oksijen eşdeğeri (KOİ) hesaplanmıştır (3.1).

O 4H 4e 2H O 3.1

32 g oksijen 4 e ; 8 g oksijen 1 e

Bir elektronun KOİ eşdeğeri 8 gr KOİ’dir. KOİ oksijen eşdeğeri olduğundan

oksijenin KOİ eşdeğeri -1 gr KOİ/ g O olarak bulunur.

Glikozun (Elektron Verici) KOİ eşdeğeri (1,032 g KOİ/g Glikoz)

Reaktöre KOİ kaynağı olarak glikoz verilmektedir. Reaktörlerdeki glikoz

konsantrasyonu 1120 mg/L’dir. Reaktördeki glikoz konsantrasyonunun KOİ eşdeğeri

denklem 3.2 kullanılarak hesaplanmıştır.

C H O 6O 6H O 6CO (3.2)

198,16 gr glikoz 24 elektron vermektedir (C C ). Bir elektron 8 gr KOİ’ye

eşdeğer ise 24 elektron 192 gr KOİ’ye eşdeğerdir. 1,12 gr glikoz ise 1,0852 gr

KOİ’ye eşdeğerdir. Sonuç olarak reaktördeki KOİ konsantrasyonu (1,12 gr/L) 1085

mg/L KOİ’dir.

Nitratın (Elektron Alıcı) KOİ eşdeğeri (-0,645 g KOİ/ g )

Nitrat anaerobik reaktörde elektron alıcısı olarak görev yaptığından (N N ) azo

boyar madde ile rekabet edebilmektedir. Nitratın KOİ eşdeğeri bulunduğunda elde

62

edilen veriler KOİ üzerinden yorumlanabilecektir. Denklem 3.3 kullanılarak nitratın

KOİ eşdeğeri hesaplanmıştır.

2NO 12H 10 e N 6 H O (3.3)

124 g Nitrat 10 e ; 1 g Nitrat 0,0806 e , 1 g Nitrat 0,645 g KOİ

Sülfatın (Elektron Alıcı) KOİ eşdeğeri (-0,667 g KOİ/g

Sülfat anaerobik reaktörde elektron alıcısı olarak görev yaptığından (S S ) azo

boyar madde ile rekabet edebilmektedir. Sülfatın ve sülfatın indirgenmesiyle oluşan

sülfürlü bileşiklerin KOİ eşdeğeri bulunduğunda elde edilen veriler KOİ üzerinden

yorumlanabilecektir. Denklem 3.4 kullanılarak sülfatın KOİ eşdeğeri hesaplanmıştır.

2SO 19H 16 e H S HS 8 H O (3.4)

192 g Sülfat 16 e ; 1 g Sülfat 0,0833 e , 1 g Sülfat 0,667 g KOİ

Yapılan hesaplamalar doğrultusunda elde edilen elektron alıcı ve vericilerin KOİ

eşdeğerleri “Bulgular ve Tartışma” bölümünde elde edilen verilerin

yorumlanmasında katkı sağlayacaktır.

3.1.4. Mikroorganizma ve SRT

Reaktör çalışmaları için Kipaş Tekstil Fabrikası Atıksu Arıtma Tesisinden alınan

mikroorganizmalar aşı çamuru olarak kullanılmıştır. Çamurun laboratuvar

koşullarında hazırlanan atıksu bileşimine adaptasyonu için reaktör belirli bir süre

kararlı koşullar sağlanana kadar çalıştırılmıştır. Kararlı koşullar sağlandıktan sonra

mikroorganizmalar eşit olarak her iki reaktöre paylaştırılmıştır. Mikroorganizmalar

hem anaerobik hem de aerobik koşullarda metabolik faaliyetlerini gerçekleştirebilen

fakültatif mikroorganizmalardır.

63

Reaktörlerdeki mikroorganizma konsantrasyonu çamur yaşı 15 gün tutularak 5500

mg MLSS/L olarak belirlenmiştir. Çamur yaşı (SRT) Garrett yöntemi ile

ayarlanmıştır. Konvansiyonel yöntemlerde çamur son çökeltim havuzunda çökelen

çamurun uzaklaştırılmasıyla (3.5), Garret yönteminde ise karışım halindeki

reaktörden direkt alınan çamur+su uzaklaştırılmasıyla SRT ayarlanmaktadır (3.6).

SRT günV m X kg

m

F mgün X kg

m

3.5

V: Son çökeltim havuzu hacmi

X: Son çökeltim havuzundaki mikroorganizma konsantrasyonu

F : Çekilen çamurun debisi

X : Çekilen çamurdaki mikroorganizma konsantrasyonu

Garrett yönteminde çamur reaktör içerisinden alınacağından ve reaktör içerisindeki

mikroorganizma konsantrasyonu ile atılan çamur+su içerisindeki mikroorganizma

konsantrasyonu eşit olacağından SRT, denklem 3.6’da gösterildiği şekle dönüşür.

SRT üV

F ü

3.6

Çalışmada kullanılan reaktör 5L olduğundan 15 günlük SRT’yi sağlayabilmek için

reaktörden günlük 330 ml (çamur +su) alınmıştır. Alınan çamur reaktörün anaerobik

ve aerobik reaksiyon süreleri tamamlandığında yani aerobik sürenin sonundan

reaktör tam karışım halindeyken çökeltme sürecinin hemen öncesinden alınmıştır.

64

3.2. Yöntem

3.2.1. Analizler

3.2.1.1. Renk ve boyar madde ölçümü

Renk ölçümü için reaktörden alınan numune, 13000 rpm’de 10 dakika boyunca

santrifüj (Eppendorf Centrifuge 5415R, Hamburg, Almanya) edildikten sonra, boyar

maddenin maksimum absorbans verdiği dalga boyunda (λmax = 560nm)

spektrofotometrede (Chebios Optimum-One UV-VIS Spectrofotometre, Roma,

İtalya) ölçülmüştür. Reaktör içerisindeki boyar maddenin konsantrasyonu, 560

nm’de ölçülen 10-100 mg/L boyar madde konsantrasyonu içeren çözeltilerin

absorbans (ABS) değerleri kullanılarak çizilen kalibrasyon eğrisi ile hesaplanmıştır

(Şekil 3.6.). Kalibrasyon eğrisi için kullanılan değerler Çizelge 3.4.’de verilmiştir.

Şekil 3.6. Boyar madde kalibrasyon eğrisi

y = 0,0138x + 0,005R² = 0,9999

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

1,2

1,4

1,6

0 25 50 75 100

Abs

orba

ns (5

60 n

m)

Boyar Madde Konsantrasyonu (mg/L)

65

Çizelge 3.4. Boyar madde kalibrasyon eğrisi verileri

Boyar Madde Konsantrasyonu

(mg/L)

ABS (560 nm)

1.ölçüm 2.ölçüm 3.ölçüm

10 0,139 0,138 0,139

25 0,351 0,351 0,351

50 0,699 0,698 0,699

75 1,046 1,046 1,045

100 1,399 1,399 1,340

Boyar madde konsantrasyonu (x) = ABS (560 nm)/0,0138

Sistem performansı değerlendirirken anaerobik renk giderme verimi denklem 3.7

kullanılarak hesaplanmıştır.

Anaerobik Renk Giderme Verimi 100 A B /A (3.7)

A: Anaerobik reaksiyon süresinin başlangıcındaki (0.saat) boyar madde

konsantrasyonu (mg/L)

B: Anaerobik reaksiyon süresinin sonundaki (6.saat) boyar madde konsantrasyonu

(mg/L)

3.2.1.2. Askıda katı madde (AKM) analizi

Toplam askıda katıların miktarının belirlenmesi, belirli miktarda numunenin filtre

kağıdından geçirilerek, filtre kağıdının (103-105°C’de) kurutulması sonucundaki

tartımı esasına dayanmaktadır. AKM ölçümü Gravimetrik Metoda (103–105 ºC)

S.M. 2540 D (1998) uygun olarak yapılmıştır.

3.2.1.3. Mikroorganizma (MLSS) ölçümü

Reaktörde mikroorganizmaların adaptasyon sürecinde büyümeleri sağlanırken

günlük numuneler alınarak alışma süreci gözlemlenmiştir. Aynı zamanda alınan

66

numunelerde eş zamanlı AKM ve MLSS ölçümleri yapılarak Şekil 3.7.’de gösterilen

korelasyon elde edilmiştir.

Şekil 3.7. AKM ile ABS600nm arasındaki korelasyon

Reaktörden alınan numunelerdeki mikroorganizma ölçümü gerekli seyreltmeler

yapılarak 600 nm dalga boyundaki absorbansın ölçülmesiyle belirlenmiştir. MLSS

konsantrasyonu miktarı bilinen mikroorganizmaların askıda katı madde ölçümü (g/L)

ve 600 nm’deki ABS ölçümleri ile oluşturulan Şekil 3.7.’de gösterilen kalibrasyon

eğrisinin eğim katsayısı (0,9529) kullanılarak hesaplanmıştır (3.8).

MLSS mg/L X Y 1000/0,9529 3.8

X= Numunenin santrifüj edilmeden ölçülen ABS değeri (600 nm)

Y=numunenin santrifüj edildikten sonra ölçülen ABS değeri (600 nm)

3.2.1.4. Aromatik amin ölçümü

Aromatik amin tayini için belirlenen zaman aralıklarından alınan numuneler HPLC

cihazı (Shimadzu Corporation, Japonya) Inertsil® ODS-3V (5um 4,6x250mm)

y = 0,952x + 320,7R² = 0,979

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

0 2000 4000 6000 8000

AB

S (6

00 n

m)

AKM (g/L)

67

kolonu (GL Sciences Inc, Tokyo, Japonya) kullanılarak analiz edilmiştir. Pikler

cihaza bağlı SPD-M20A DAD dedektör (Diode Array Dedector) ile tespit edilmiştir.

Sistemde kullanılan mobil faz 3:7 oranında asetonitril ve saf su karışımından

oluşmaktadır. Kullanılan mobil faz sisteme 1mL/dk debide verilmiştir. Ölçümler 254

nm’ de gerçekleştirilmiştir (Lorenço et al., 2000).

Kullanılan boyar maddenin anaerobik biyodegradasyonu ile oluşması beklenen

aromatik amin piklerinin HPLC’de gelme zamanları, boyar maddenin kimyasal

olarak indirgenmesi ile oluşan ürünlerin analizi ile belirlenmiştir. RBV-5R azo boyar

maddesi sodyum dithionite (Na2S2O4) kullanılarak kimyasal olarak indirgenmiştir

(3.9) Na2S2O4/azo boya oranı (g/g) 10 olarak hazırlanan çözelti 65°C’de 5 dk’lık

reaksiyon süresi sonrasında HPLC’de analiz edilmiştir (Garrigos et al., 2002).

R N NRN S O

R NH R NH (3.9)

Şekil 3.8.’de 100 mg/L boyar maddesin indirgenmesi sonucunda oluşan aromatik

aminler verilmiştir. Veri analizleri HPLC’de oluşan pik alanları dikkate alınarak


Şekil 3.8. RBV-5R azo boyar maddesinin indirgenme ürünleri ve HPLC’de gelme

zamanları (Piklerin üzerinde yer alan rakamlar pik alanını göstermektedir, benzen

esaslı aromatik amin 2 dakika, naftalin esaslı aromatik amin 3,5 dakikada

gelmektedir)

68

3.2.1.5. Anyon ölçümü (Sülfat, Sülfit, Nitrat, Nitrit)

Ölçümler ICS-3000 model İyon Kromatografi Cihazında (Dionex, Sunnyvale, CA,

ABD) gerçekleştirilmiştir. Cihaz, ASRS-300 (4mm) supresör, iletkenlik dedektörü,

IonPac® AG9-HC (4X50mm) guard ve AS9HC (4x250mm) analitik kolon ile

donanımlıdır. Analizlerde kullanılan elüent (8mM Na CO , 1,5mM NaOH) cihazdan

1mL/dk debide geçirilmiştir. Cihaz için kullanılan yöntem ile tek enjeksiyonda tüm

anyonlar ölçülebilmektedir. Sertifikalı kalibrasyon çözeltileri ile hazırlanan

kalibrasyon eğrileri kullanılarak numunedeki anyonların konsantrasyonları

ölçülmüştür (mg/L).

3.2.1.6. Sülfür ölçümü

Numunelerdeki sülfür ölçümleri EPA (Environmental Protection Agency) tarafından

onaylanmış “HACH Su Analiz El Kitabında” yer alan Methylene Blue metodu

kullanılarak yapılmıştır (Metot 8131, Standart Metot 4500-S-2 D). Sülfür analizi için,

HACH /DR 2500 spektrofotometre (HACH Company, Loveland, CO., ABD) ve test

kitleri kullanılmıştır.

3.2.1.7. KOİ ölçümü

Numunelerdeki KOİ ölçümleri EPA (Environmental Protection Agency) tarafından

onaylanmış “HACH Su Analiz El Kitabında” yer alan reaktör sindirim metodunun 0-

1500 mg/L KOİ aralığı kullanılarak yapılmıştır (Metot 8000). KOİ analizi için,

HACH /DR 2500 spektrofotometre (HACH Company, Loveland, CO., ABD) ve test

kitleri kullanılmıştır.

3.2.1.8. Çözünmüş organik karbon (TOK) ölçümü

Çalışmada numunelerde çözünmüş organik karbon (TOK) miktarını belirlemek için

Toplam Organik Karbon (TOK) Ölçüm Cihazı (Teledyne Tekmar Company, Mason,

Ohio, ABD) kullanılmıştır. Cihaz kalibrasyonu, analizi yapılacak numunelerin yaklaşık

TOK değeri baz alınarak yapılmıştır. TOK kalibrasyonu için 100 ppm’lik stok çözelti

69

hazırlanmış ve çözeltinin hazırlanmasında potasyum hidrojen fitalat (KHC8H4O4)

kullanılmıştır.

3.2.1.9. ORP ölçümü

Reaktördeki yükseltgenme indirgenme potansiyeli ORP cihazı (M300, Mettler

Toledo, Greisensee, İsviçre) kullanılarak online olarak ölçülmüştür.

3.2.2. Renk giderme hızının (RGH) belirlenmesi

Renk giderme hızı, birim mikroorganizmaların birim zamanda giderdiği boyar

madde miktarı olarak hesaplanmıştır (mg boya/g MLSS/sa). Bunun için boyar madde

konsantrasyonunun zamana göre (örn, ilk 30 dk için) çizilen grafiğinin eğim

katsayısı ve o zaman aralığındaki ortalama MLSS’in bilinmesi gerekmektedir.

Denklem 3.10 kullanılarak mikroorganizmaların birim zamanda giderdiği boyar

madde miktarları belirlenmiştir.

RGHEğim katsayısı

MLSS 60 1000 3.10

3.2.3. Spesifik enzim aktivitesinin belirlenmesi

Azo boyaya rengini veren azo bağının, anaerobik koşullarda kırılmasından sorumlu

enzim azo redüktaz enzimidir. Azo redüktaz enzimi reaktörlerdeki renk giderime

performansının değerlendirilmesinde önemli bir parametredir. Aromatik aminlerin

giderimi ise C120, C23O, G12O, P34O, P45O enzimleri ile değerlendirilmiştir.

3.2.3.1. Enzim deneyleri

Tüm enzim analizlerinde aktivite ölçümünün yapılabilmesi için bakterilerin hücre

zarının parçalanması gerekmektedir. Hücre zarı parçalanmış bakterilerin elde

edilmesi için reaktörden alınan 30ml’lik numune 23,500 rpm’de 15 dakika santrifüj

(Labofuge 200 Heraeus Sepatech, Almanya) edilmiştir. Santrifüj edilen örneğin

üzerinde kalan sıvı dökülerek 2 kere fosfat tampon çözeltisi (5 mM, pH:7,2) ile

70

yıkanmıştır ve her işlem arasında santrifüj işlemleri gerçekleştirilmiştir. Çökelen

bakteriler özel bakteri kırma tüpüne doldurularak mekanik bakteri kırıcı (Mini-

Beadbeater, Bartleville, OK, ABD) kullanılarak 30 sn süre ile 2 sefer kırım işlemi

yapılmıştır. Bakteri kırım işlemi sırasında, mevcut enzim aktivitesinin kaybolmaması

için iki işlem arasında bakteriler 30 sn boyunca buz parçası üzerinde muhafaza

edilmiştir. Bir sonraki aşamada hücre zarı parçalanmış bakteriler 4 °C’de 11,000

rpm’de 5 dakika boyunca santrifüj (Eppendorf Centrifuge 5415R, Hamburg,

Almanya) edilerek üzerinde kalan sıvı enzim aktivitesini test etmek için

kullanılmıştır. Spesifik enzim aktivitesinin hesaplanmasında her bir enzim deneyi

sonrasında elde edilen eğim katsayıları ile molar ekstinksiyon katsayıları

kullanılmıştır.

Denklem 3.11’de molar ekstinksiyon katsayılarının hesaplanmasında kullanılan

denklem verilmiştir.

A ε. C. d 3.11

A = ABS değeri

ε Molar ekstinksiyon katsayısı mM cm

C = Konsantrasyon (mM)

d = Küvet kalınlığı (cm)

Azo redüktaz enzim aktivitesi, 2 mM NADH, 10 mM fosfat tampon çözeltisi, 20

ppm Remazol Brilliant Violet 5R içeren 1000 μL’lik küvet hacmi içerisine yeterli

miktarda hücresi parçalanmış bakterilerden elde edilmiş sıvı eklenerek

spektrofotometrede 560 nm’de ölçülmüştür. Dakikada 1 μmol/L boyar maddenin

parçalanması ile boyar maddedeki azalma 560 nm’de absorbandaki azalma ile

gözlemlenmiştir (ε560: 10273 M-1 cm-1)

Catechol 1,2-dioxygenase aktivitesi için deney sistemi 250 μL kateşol (10mM) ve

3000 μL’lik küvet hacmini tamamlayacak miktarda 2500 μL ayıraç (50 mM Tris-

HCI ve 10 mM EDTA) içermektedir. Reaksiyon hücresi parçalanmış bakteriden elde

71

edilmiş sıvı (250μL) eklenerek başlatılmıştır. 257nm’de dakikada 1 μmol/L substratı

ürüne (cis,cis-muconate) dönüştüren enzim miktarı bir ünite enzim aktivitesi (U)

olarak tanımlanmıştır (ε257:16800M-1 cm-1) (Kolomytseva et al., 2007).

Catechol 2,3-dioxygenase aktivitesi, ise yine aynı şekilde hücresi parçalanmış

bakteriden elde edilmiş sıvı (500μL), 500 μL kateşol (10mM) ve 3000 μL’lik küvet

hacmini tamamlayacak miktarda 2000 μL ayıraç (50 mM Tris-HCI ve 10 mM

EDTA) eklenerek spektrofotometrede 375 nm’de ölçülmüştür. Dakikada 1 μmol/L

kateşolün parçalanması ile oluşan ürün (2-hydroxymuconic semialdehyde) 375nm’de

absorbansdaki artış ile gözlemlenmiştir (ε375: 33000 M-1 cm-1) (Okuta et al.,2004;

Takeo et al., 2007).

Protocatechuate 3,4-dioxygenase enzim aktivitesi için deney sistemi 250μL

protokateşol (10mM) ve 3000 μL’lik küvet hacmini tamamlayacak miktarda ayıraç

(55 mM Tris-asetat pH, 7.5) içermektedir. Reaksiyon hücresi parçalanmış bakteriden

elde edilmiş sıvı (250μL) eklenerek başlamıştır. 290 nm’de dakikada 1 μmol/L

substratı ürüne (3-carboxy-cis,cis-muconate) dönüştüren enzim miktarı bir ünite

enzim aktivitesi (U) olarak tanımlanmıştır (ε290:23000M-1 cm-1) (Iwagama et al.,

2000).

Protocatechuate 4,5-dioxygenase enzim aktivitesi için deney sistemi 250μL

protokateşol (10mM) ve 3000 μL’lik küvet hacmini tamamlayacak miktarda ayıraç

(55 mM Tris-asetat pH, 9) içermektedir. Reaksiyon hücresi parçalanmış bakteriden

elde edilmiş sıvı (250μL) eklenerek başlamıştır. Enzim aktivitesi, dakikada 1 μmol/L

protokateşolün parçalanması ile oluşan ürünün (4-carboxy–2-hydroxymuconate

semialdehyde) 410 nm’de absorbansdaki artışı gözlemlenerek hesaplanmıştır

(ε410:9700M-1 cm-1) (Iwagama et al., 2000).

Gentisate 1,2-dioxygenase enzim aktivitesi için deney sistemi 400 μL gentisate

(5mM) ve 3000 μL’lik küvet hacmini tamamlayacak miktarda ayıraç (100 mM

Fosfat Tamponu pH, 7.4) içermektedir. Reaksiyon hücresi, 15 dk önceden inkübe

edilmiş parçalanmış bakteriden elde edilmiş sıvı (500μL) ile 0.01M Fe+2 (100μL)

72

karışımı eklenerek başlamıştır. Enzim aktivitesi, dakikada 1 μmol/L gentisik asitin

parçalanması ile oluşan ürünün (maleylpyruvate) 334 nm’de absorbansdaki artışı

gözlemlenerek hesaplanmıştır (ε334:10800 M-1 cm-1) (Feng et al., 1999).

Spesifik enzim aktivitesinin hesaplanırken protein konsantrasyonlarının belirlenmesi

gerekmektedir. Protein konsantrasyonları, proteinlerin Cu+2’yi Cu+1’e indirgediği

alkali ortamda gerçekleşen bicinchoninic asit-bakır reaksiyonu kullanılarak

ölçülmüştür. Bovin Serum Albumin ise standart eğrinin oluşturulmasında

kullanılmıştır. Ölçümler Chebios Optimum-One UV-VIS Spektrofotometre

kullanılarak 562 nm’de gerçekleştirilmiştir (Daniels et al., 1994).

3.2.3.2. Spesifik enzim aktivitesinin (SEA) hesaplanması

Enzim deneyleri gerçekleştirildikten sonra ilgili nm değerinde elde edilen ABS

değerlerinin zamana karşı (dk) çizilen grafiklerin eğim katsayıları spesifik enzim

aktivitesinin (µmol substrat dk mg protein hesaplanmasında kullanılmıştır

(3.12).

SEAEğim katsayısı

ε mg proteinµmol substrat /dk

mg protein u mg protein⁄ 3.12

3.2.4. Mikroorganizma popülasyon dinamiğinin belirlenmesi

Çalışma süresince mikroorganizmalar farklı ortam koşullarına maruz kaldığından

reaktördeki mikroorganizma popülasyon dinamiğindeki değişimi gözlemlemek

amacıyla bazı çalışmalar yapılmıştır. Anaerobik reaksiyon süresinin sonundan alınan

bakteri örnekleri aşağıda yer alan işlem basamakları kullanılarak analiz edilmiştir.

3.2.4.1. DNA izolasyonu ve polimeraz zincir reaksiyonu (PCR)

Bakteri DNA’sı FavorPrepTM genomik DNA izolasyon kitleri (Favorgen Biotech

Corp., Kaohsiung, Tayvan) kullanılarak üretici firma talimatları doğrultusunda izole

edilmiştir. DNA izolasyonunun doğrulanması amacıyla izole edilen DNA’lar agaroz

73

jelde (% 2), TBE (Tris-borate-EDTA) (1x) tampon kullanılarak elektroforez

edilmiştir (Sub-Cell® Model 96, BioRad, Hercules, CA, ABD). PCR analizi ise DNA

ipliğinde çalışmak istenen bölgeyi çoğaltmak için kullanılmıştır. Elde edilen PCR

ürünleri DGGE çalışmalarında analiz edilmiştir. İzole edilen DNA’nın 16S rDNA

bölgesi, 341f (GC clamp, 5’-CGC CCG CCG CGC GCG GCG GGC GGG GCG

GGG GCA CGG GGG GCC TAC GGG AGG CAG CAG-3’) ve 907r (5’-CCC CGT

CAA TTC CTT TGA GTTT-3’) (İontek, İstanbul, Turkiye) primerleri kullanılarak

çoğaltılmıştır. PCR çoğaltma işlemi PCR Thermocycler (Eppendorf, Hamburg,

Almanya) cihazı ile gerçekleştirilmiştir.

Çizelge 3.5’de yer alan bileşim PCR optimizasyon çalışmaları yapılarak elde

edilmiştir ve PCR çalışmalarında kullanılmıştır. Çalışmada kullanılan PCR koşulları

Şekil 3.9.’da verilmiştir. Verilen koşullardaki döngü sayısı 30 olarak seçilmiştir. Elde

edilen PCR ürünlerinin doğrulanması ve ürünlerdeki DNA büyüklüğünün

belirlenebilmesi için PCR ürünleri agaroz jelde (% 2), TBE (1x) tampon kullanılarak

elektroforez edilmiştir (Sub-Cell® Model 96, BioRad, Hercules, CA, ABD).

Çizelge 3.5. PCR içeriği

Kimyasallar PCR için belirlenen miktar

(1 örnek için) dNTP (deoxyribonucleoside triphosphate) (1mM) 1µL MgCl2 2,5µL Tampon Çözelti (10x) 2,5µL Taq DNA Polimeraz 0,5µL 341 f (1:10) 1µL 907 r (1:10) 1µL DNA (1:10) 1µL Ultra saf su 15,5µL Toplam hacim 25 µL

74

Şekil 3.9. PCR koşulları

3.2.4.2. Denatüre Gradyan Jel Elektroforezi (DGGE)

DGGE karışık bakteri kültürlerinin profilinin oluşturulmasında ve aynı zamanda

aralarındaki etkileşimleri gözlemleme olanağı sağlayan, basit ve hızlı bir yöntemdir.

Bu yöntem, farklı nükleik asit zincirlerine sahip fakat aynı boyuttaki denatüre olmuş

DNA parçalarının gradient bir jel tarafından ayırt edebilmesi esasına dayanmaktadır.

DGGE farklı bölgelerdeki çift sarmal DNA’yı ergiyecek denatürant

konsantrasyonunun arttırılması prensibine dayanmaktadır. Bu yöntem ile DNA

segmentleri içerisindeki tek baz değişimler tanımlanabilmektedir. Çift sarmal DNA,

denatürant gradient akrilamid jel içerisinde artış gösteren bir denatürant

konsantrasyonuna maruz bırakılır ve “erime bölgesi” adı verilen farklı segmentler

içerisinde erir. DGGE içerisindeki denatüre ortam, üre ve formamid ile oluşturulan

lineer denatürant gradientin ve 50-65 ºC’lik sabit bir sıcaklığın uygulanması ile

oluşturulmuştur. Böylece numunedeki biyolojik çeşitliliği direkt olarak yansıtan

bantlar oluşmaktadır. Oluşan bant sayısı baskın tür sayısı, aynı zamanda mikrobiyal

topluluğun komposizyonu hakkında bilgi vermektedir.

Çalışmada denatüre gradyan jel elektroforezi DCodeTM evrensel mutasyon tespit

etme cihazı (BioRad, Hercules, CA, ABD) kullanılarak gerçekleştirilmiştir.

75

Numunelerdeki DNA uzunluğu yaklaşık 500 bp olarak belirlendiğinden çalışmada %

6’lık poliakrilamid (acrilamid:bis-acrilamid, 37.5:1) jel kullanılmıştır (Çizelge 3.6.).

Çizelge 3.6. Poliakrilamid jel yüzdesinin belirlenmesi

Poliakrilamid Jel Yüzdesi (%) Baz Çifti Ayırımı (bp) 6 300-1000 8 200-400 10 100-300

Belirlenen jel yüzdesi kullanılarak (%40 - %70) denatüre edici ortam

hazırlanmıştır.% 6 ’lık poliakrilamid jel için hazırlanan denatürant miktarları Çizelge

3.7.’de gösterilmektedir.

Çizelge 3.7. Denatürant miktarları*

Kimyasallar %40

Denatürant %70

Denatürant %40 Akrilamid /Bis (37,5:1) mL 2,4 2,4 50 x TAE(Tris-acetate-EDTA)Buffer mL 0,32 0,32 Üre g 2,688 4,704 Formamid mL 2,56 4,48 Toplam Hacim mL 16 16

* Denatürantlar hazırlandıktan sonra 14,4 µL amonyum persülfat (APS, %10) ve 14,4 µL N,N,N′,N′-tetramethylethylenediamide (TEMED) eklenmiştir.

Jel dökülmeden hemen önce Çizelge 3.7.’de verildiği şekilde hazırlanan

denatürantlara 0,09 % konsantrasyonu sağlayacak şekilde APS (%10) ve TEMED

eklenmiştir. Jel, polimerizasyona uğramaması için yaklaşık 5-7 dakika içerisinde bir

gradient yapıcı yardımı ile dökülmüştür. Dökülen jel tarak mesafesinin altında

bırakılmıştır ve izopropanol dökülmüştür. Jel yaklaşık 2-3 saat içerisinde donduktan

sonra izopropanol alınarak jelin üzeri 2-3 kere 0,5xTAE buffer ile yıkanmış ve

kuruması için beklenmiştir. Jel kuruduktan sonra taraklar poliakrilamid jel yüzdesi 4

olarak hazırlanmış Çizelge 3.8.’de verilen miktarlarda kimyasal içeren toplayıcı

(stacking) jel ile doldurulmuştur. Toplayıcı jelin amacı, tüm DNA örneklerinin jel

76

içerisinde aynı anda koşmaya başlamasını sağlamaktır. Bu amaçla daha az yoğun bir

poliakrilamid içermektedir.

Çizelge 3.8. Toplayıcı (Stacking) jel (% 4) içeriği*

Kimyasallar %0 Denatürant %40 Akrilamid /Bis (37,5:1) mL 1 50 x TAE Buffer mL 0,2 Toplam Hacim mL 10

* Denatürantlar hazırlandıktan sonra 200 µL APS (%10) ve 6 µL TEMED eklenmiştir.

Hazırlanan jele PCR ürünleri yüklenerek 0,5xTAE tampon çözeltisi içeren 60 °C

sıcaklıktaki elektroforez tankına yerleştirilmiştir. Güç kaynağı (PowerPacTM, Bio-

Rad, Hercules, CA, ABD) 30 dk 120 Volt hemen sonrasında 14 saat 60 Volt olarak

programlanmıştır (Su et al., 2009). Elektoforez tamamlandığında jel yarım saat

etidyum bromür çözeltisinde (5ppb) bekletilmiş ve sonrasında jelin fotoğrafı jel

görüntüleme cihazı (Transilluminator Infinity-1000, Vilber Lourmat, MarnelaVallée,

Fransa) ile çekilmiştir.

Çekilen jel fotoğrafları BioNumerics 6.1 (Applied Maths, Sint-Martens-Latem,

Belçika) bilgisayar yazılımı ile analiz edilmiştir ve her bir hattaki bantların

yoğunlukları bulunmuştur.

77

4. ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMA

Tezin deneysel çalışmalarında elde edilen veriler bu bölümde sunulmuş ve

tartışılmıştır. Tez çalışmaları azo boyar madde ile rekabet ortamı oluşturan oksijen,

sülfat ve nitrat gibi elektron alıcılarının anaerobik renk giderme verimine olan

etkilerini incelemek amacıyla yapılmıştır. Elde edilen veriler, çalışmalarda kullanılan

farklı elektron alıcılarına göre ilgili bölüm numaralarına ayrılmıştır (Çizelge 4.1.).

Deneysel veriler üç tekrarlı olarak toplanmış (standart sapmaları hesaplanmış) ve

elde edilen bulgular aşağıda tartışılmıştır.

Çizelge 4.1. Elde edilen verilerin elektron alıcı ve verici kaynaklarına göre

sınıflandırılması

Bölüm No Elektron Verici Elektron alıcı

4.1

(1a) Kontrol Glikoz Azo boyar madde

(1b)

(1c)

(1d)

(1e)

(1f)

Glikoz Azo boyar madde ve oksijen

4.2


(2b)

(2c)

(2d)

(2e)

(2f)

(2g)

Glikoz Azo boyar madde ve nitrat

4.3


(3b)

(3c)

(3d)

(3e)

(3f)

(3g)

Glikoz Azo boyar madde ve sülfat

78

4.1. Oksijenin Anaerobik Renk Giderme Verimine Etkisi

Bu bölümde oksijenin anaerobik renk giderme verimine olan etkileri sunulmuştur.

Oksijenin anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin belirlenmesi amacıyla 6

saatlik anaerobik reaksiyon süresince mikroorganizmalar farklı debilerde oksijene

maruz bırakılarak, her bir oksijen (sisteme oksijen hava olarak verilmiştir)

debisindeki anaerobik renk giderme veriminin, renk giderme hızının, ORP’nin, KOİ

giderme veriminin, anaerobik ve aerobik spesifik enzim aktivitelerinin

karşılaştırılması yapılmıştır. Aynı zamanda değişen hava debilerine maruz kalan

mikroorganizmaların popülasyon dinamiğindeki değişiklikler tanımlanmıştır. Çizelge

4.2.’de bulguların tartışılmasında kullanılan veri numaraları verilmiştir. Elde edilen

tüm bulgular aşağıda sunulmuştur.

Çizelge 4.2. Oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisinde kullanılan veriler

Veri No Hava Debisi

(m3 hava /m3 reaktör.dk) 1a 0 1b 0,001 1c 0,002 1d 0,004 1e 0,008 1f 0,02

4.1.1. Oksijenin ORP profiline etkisi

Azo boyar madde içeren tekstil atıksularının arıtımı farklı redoks potansiyeline sahip

biyolojik çevrelerin (anaerobik ve aerobik) kombinasyonuna dayandığından,

sistemdeki anaerobik ve aerobik koşullarda gerçekleşen reaksiyonların

gözlemlenmesi açısından indirgenme yükseltgenme potansiyeli (ORP) değerlerinin

kontrolü önemli olmaktadır.

ORP biyokimyasal süreçlerde elektron alma (indirgenme) eğilimini göstermektedir.

Tüm kimyasal süreçlerde yer alan bileşenlerin indirgenme potansiyeli farklıdır. ORP

79

değerlerinin artı değerlere çıkması oksitlenme eğiliminin çok yüksek olduğunu yani

elektron alıcısının çok güçlü olduğunu göstermektedir.

Çalışmada kullanılan reaktörde, elektron verici kaynağı glikozdur ve anaerobik

reaksiyon başlangıcında reaktöre eklenmektedir. Anaerobik reaksiyon süresi

başladığında ORP değerleri hızlı bir şekilde negatif değerlere doğru inmektedir

(Şekil 4.1.). Elektron verme eğiliminin yüksek olduğunu gösteren bu süreçte, eklenen

glikoz parçalanmakta ve elektronlarını vermektedir. Kontrol koşullarında elektron

alıcısı olarak sadece azo boyar madde görev yaparken, diğer koşullarda

mikroorganizmalar artan oksijen miktarlarına maruz kalmıştır (1b, 1c, 1d, 1e, 1f).

Azo boyar maddenin dışında ortama sızan artan miktarlardaki oksijene bağlı olarak

ORP profili değişkenlik göstermiştir.

Şekil 4.1. Oksijenin ORP profiline etkisi (1a, 0 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1b, 0,001 m3

hava /m3 reaktör.dk; 1c, 0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1d, 0,004 m3 hava /m3

reaktör.dk; 1e, 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1f, 0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk)

-450

-350

-250

-150

-50

50

150

0 1 2 3 4 5 6

OR

P (m

V)

Zaman (saat)

1a1b1c1d1e1f

80

Şekil 4.1.’de anaerobik koşullara farklı miktarlarda ilave edilen havanın ORP

değerleri üzerindeki etkisi açıkça görülmektedir. Ortama verilen hava debisi

arttığında, yani ortama sızan oksijen miktarı arttığında, daha yüksek ORP verileri

elde edilmiştir. Sistemde elektron verici kaynağı ilk iki saat içerisinde tükendiğinden,

ikinci saatten sonra sistemde mikroorganizmaların oksijeni kullanma hızının düşmesi

olağandır. Şekil 4.1.’de özellikle 1d, 1e ve 1f (0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk; 0,008

m3 hava /m3 reaktör.dk ve 0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk) verilerinde gözlemlenen

ORP yükselmesi şu şekilde açıklanabilir. Sistemde mikroorganizmalar karbon ve

enerji kaynağı olarak glikozu kullanmaktadırlar. Sınırlı miktarlarda oksijenin yer

aldığı işletme koşullarında mikroorganizmalar substrat tükenene kadar hızlı bir

şekilde oksijeni kullanacaklardır. Fakat substrat tükendiğinde ise ortamda oksijenin

tüketim hızı azalacak ve oksijen birikmesi gerçekleşecektir. Bu nedenle, reaktörün

özellikle ikinci saatinden sonra, yani substrat tükendikten sonra, ORP verilerindeki

yükselme oksijenin artık sistemde birikmeye başladığının bir göstergesi olarak

açıklanabilir.

Etkili bir renk gideriminin gerçekleşebilmesi için anaerobik koşulların indirgenme

potansiyelinin <-50 mV olması gerekliliği birçok araştırmacı tarafından bildirilmiştir

(Dos Santos et al., 2007). Farklı boyar maddeler kullanılarak indirgenme

potansiyellerinin ölçüldüğü bir çalışmada, azo boyar maddelerin indirgenme

potansiyelleri genellikle -180 mV ile -430 mV arasında bulunmuştur (Dubin ve

Wright, 1975). Ong et al. (2008), renk giderme veriminin ortamdaki ORP değerine

bağlı olduğunu, -150 mV’den daha düşük ORP verilerinde renk giderme veriminin

arttığını vurgulamıştır. Remazol Brilliant Violet 5R azo boyar maddesinin anaerobik-

aerobik ardışık koşullarda gideriminin araştırıldığı bir çalışmada ise 12 saat

anaerobik reaksiyon süresi kullanıldığında ORP verisi -400 mV olarak

gözlemlenmiştir ve azalan ORP değerlerinde renk giderme veriminin arttığı rapor

edilmiştir (Lourenço et al., 2000).

4.1.2. Oksijenin KOİ giderme verimine etkisi

Azo boyarmaddelerin anaerobik koşullarda renginin giderilmesi indirgenme

yükseltgenme reaksiyonuna dayanmaktadır. Azo boyalar anaerobik koşullarda son

81

elektron alıcısı olarak görev yapmaktadır. Elektron verici kaynağı ise çoğunlukla

atıksulardaki organik bileşikler olmaktadır. Tez çalışmalarında simüle atıksu

kullanılarak, sisteme elektron verici ve karbon kaynağı olarak glikoz eklenmiştir.

Elektron verici kaynağın yükseltgenmesi ile açığa çıkan elektronlar, sistemdeki

elektron alıcısı kaynağı olan azo boyarmadde ile buluşarak renk giderimini

gerçekleştirmektedir. Azo boyar madde elektronları aldığında azo boyar maddeye

rengini veren çift bağı kırılmakta ve renk giderilmektedir. Bu nedenle elektron verici

konsantrasyonunun (KOİ) sistemde zamanla nasıl değiştiğinin bilinmesi, boyar

madde içeren tekstil atıksularının arıtımında sistem performansının belirlenmesinde

önemlidir.

Şekil 4.2.’de sistemdeki KOİ konsantrasyonunun 6 saatlik anaerobik reaksiyon

süresinde artan hava debilerine maruz kalan mikroorganizmaların KOİ giderme

verimleri sunulmuştur. Kontrol koşullarında anaerobik reaksiyon süresinin ilk 4 saati

içerisinde KOİ’nin büyük bir kısmı anaerobik süreçte mikroorganizmalar tarafından

büyüme ve enerji kaynağı olarak kullanılmıştır. Anaerobik süreçte elde edilen yüksek

KOİ verimleri (> % 70) daha önce yapılan araştırmalar ile uyumluluk

göstermektedir (Lourenço et al., 2000; Shaw et al., 2002; Kapdan and Öztürk, 2005;

Çınar et al., 2008).

Anaerobik reaksiyon sürelerine çok düşük miktarlarda verilen farklı debilerdeki hava

(dolayısıyla oksijen), anaerobik süreçteki KOİ giderimini hızlandırmıştır. Bunun

nedeni, glikozun anaerobik koşullarda parçalanması ile açığa çıkan elektronların

oksijene iletilme afinitesinin azo boyaya iletilme afinitesinden daha fazla olması

olarak açıklanabilir.

Anaerobik koşullarda KOİ giderme verimi, boyar madde konsantrasyonuna ve tipine,

başlangıçtaki KOİ konsantrasyonuna ve anaerobik reaksiyon süresine bağlı olarak

değişebilmektedir. Çalışmada anaerobik koşullarda yüksek KOİ giderimi elde

edilirken, literatürde anaerobik koşullarda etkili KOİ giderimine rastlanmayan

çalışmalar da yer almaktadır. 24 saat anaerobik-12 saat aerobik ardışık sistemlerin

kullanıldığı bir çalışmada 24 saat anaerobik koşullarda %22 KOİ giderimi

sağlanırken, 12 saatlik bir aerobik süreçte KOİ’nin hemen hemen tamamının etkili

82

bir şekilde giderildiği rapor edilmiştir (Supaka et al., 2004). Lourenço et al. (2001)

çalışma sonuçlarına benzer olarak, yapılan çalışmada KOİ gideriminin büyük bir

bölümü aerobik süreçte gerçekleşmiştir (%50), anaerobik süreçte elde edilen verim

%30 olarak gözlemlenmiştir.

Şekil 4.2. Oksijenin KOİ giderme verimine etkisi (1a, 0 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1b,

0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1c, 0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1d, 0,004 m3 hava

/m3 reaktör.dk; 1e, 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1f, 0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk)

4.1.3. Oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisi

Bilindiği gibi anaerobik olarak renk gideriminin gerçekleşebilmesi için mutlaka

karbon kaynağına (elektron) ihtiyaç vardır. Sisteme eklenen glikoz bu ihtiyacı

karşılamaktadır. Glikozun parçalanmasıyla açığa çıkan elektronlar elektron taşıma

zincirinden son elektron alıcısına yani azo boyar maddeye taşınmakta ve boyayla

reaksiyona girerek azo bağını indirgemektedir. Böylece anaerobik parçalanma

sonucunda azo boyar maddenin renkten sorumlu azo bağı kırılmakta ve renk giderimi

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6

KOİ G

ider

me

Veri

mi (

%)

Zaman(saat)

1a1b1c1d1e1f

83

gerçekleşmektedir. Azo boyar maddelerin indirgenme potansiyeli genellikle -430mV

ile -180 mV arasında değiştiğinden genellikle son elektron alıcısı olarak görev

yapmaktadırlar.

Çalışmanın bu bölümünde renk gideriminin boyar madde ile rekabet edici elektron

alıcısı olan oksijen tarafından engellendiği gözlemlenmiştir. Şekil 4.3.’de oksijenin

renk giderme verimine olan olumsuz etkisi görülmektedir. 6 saatlik anaerobik

reaksiyon süresi sonrasında kontrol koşullarında renk giderme verimi % 91 olarak

elde edilirken, sisteme sızan farklı miktarlardaki oksijenin etkisi ile elde edilen verim

% 81 (0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk), % 63 (0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk) ve % 35

(0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk) olarak azalmıştır. Elde edilen veriler daha önce yapılan

çalışmalarla uyumludur (Chang et al., 2001; Işık and Sponza; 2003). Elektron

vericisi kaynağı, sistemde ilk 1 saatte hızlı bir şekilde tüketildiğinden daha sonraki

zaman aralıklarında renk giderimi için yetersiz kalmıştır ve renk giderimi elektron

verici kaynağı varlığında gerçekleşmiştir. Çalışma periyotlarında ilk 2 saatten sonra

belirgin bir renk giderimi görülmemiştir. Aksine bazı zaman aralıklarında çok az da

olsa renk artışı gözlenmiştir. Bunun sebebi, renk giderimi yani azo bağının kırılması

sonucunda oluşan ara ürünlerin oksijenli ortamda tekrar polimerizasyonu ile renkli

ara ürünlere dönüşmesidir. Bu durum O'Neill et al. (2000) ve Knapp and Newby

(1995) tarafından da bildirilmiştir.

Oksijenin anaerobik koşullarda renk giderimine olan olumsuz etkisi, elektron taşıma

zincirindeki en güçlü elektron alıcısı olmasından (+820 mV) ve azo boyar madde ile

kolayca rekabet edebilmesinden kaynaklanmaktadır. Sisteme sızan rekabet edici

elektron alıcısı miktarı (oksijen) arttıkça, azo boyar maddeye giden elektron miktarı

azalmış, böylece renk giderme verimi, artan oksijen miktarı ile orantılı olarak

azalmıştır. Daha önce yapılan çalışmalarda da oksijenin renk giderme mekanizmasını

olumsuz olarak etkilediği rapor edilmiştir (Chang et al., 2001; Ramalho et al.,2004,

Xu et al., 2007).

Işık ve Sponza (2003), farklı iki fakültatif mikroorganizma kullanarak oksijenin renk

giderme verimini incelemişler ve bu çalışmada elde edilen bulgulara benzer olarak

oksijenin renk giderimi üzerine olumsuz etkisi olduğunu rapor etmişlerdir.

84

Çalışmada anaerobik renk gideriminin mikroorganizma konsantrasyonundan

bağımsız fakat çözünmüş oksijen seviyesi ile önemli oranda ilişkili olduğunu rapor

etmişlerdir. Aynı zamanda, çok düşük oksijen konsantrasyonlarında işletilen

proseslerin (0.01-0.2 mg/L) azo boyar madde indirgenmesi için uygun olabileceği

vurgulanmıştır.

Şekil 4.3. Oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisi (1a, 0 m3 hava /m3

reaktör.dk; 1b, 0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1c, 0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1d,

0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1e, 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1f, 0,02 m3 hava /m3

reaktör.dk)

Xu et al. (2007) azo boyar maddesinin Shewanella S12 türü bakteri kullanarak

anaerobik, mikroaerobik ve aerobik koşullarda arıtılabilirlik çalışmaları yapmışlardır.

Anaerobik koşullarda % 97,6 renk giderme verimi elde edilirken, mikroaerobik

koşullarda (0,2-0,5 mg/L oksijen) % 61 ve aerobik koşullarda % 20 renk giderme

verimleri elde edilmiştir ve oksijenin azo boyar madde indirgenmesini inhibe ettiğini

rapor etmişlerdir. Pearce et al. (2006) Shewanella J18 143 kullanarak yaptığı

çalışmada renk giderimi için anaerobik koşulların aerobik koşullara göre çok daha

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6

Ren

k G

ider

me

Veri

mi (

%)

Zaman (saat)

1a

1b

1c

1d

1e

1f

85

etkili olduğunu belirtmişlerdir. Ong et al. (2008), aktif karbon biyofilm

konfigürasyonuna sahip bir ardışık kesikli reaktörde C.I Acid Orange 7 boyar

maddesinin arıtılabilirliğini incelemişlerdir. Çalışmada oksijenin renk giderme

verimine olan etkilerini araştırmak için sistemdeki 0,25 mg/L oksijen seviyesini 3,5

mg/L oksijen olarak yükseltmişlerdir. Oksijen konsantrasyonundaki artışın

sistemdeki KOİ giderme verimini arttırdığı fakat renk giderme verimi üzerinde

herhangi bir etkisi olmadığını rapor etmişlerdir. Bunun nedeni yapılan çalışmada

kullanılan biyofilm reaktörün yüzeyinde (1,2 mg/L oksijen), orta alanında (0,4 mg/L

oksijen) ve reaktör tabanında (0 mg/L oksijen) ölçülen farklı oksijen değerlerinin

reaktörün farklı redoks potansiyeline sahip biyokimyasal çevrelere sahip olduğunu

belirtmiştir. Bu nedenle, artan oksijen konsantrasyonlarında reaktör tabanındaki

ortam etkilenmediği için bu bölge renk gideriminin gerçekleşmesinden sorumlu

olmuştur ve renk giderme verimi olumsuz etkilenmemiştir. Sandhya et al.(2004),

mikroaerobik ve aerobik koşullar kullanarak karışık azo boyar madde içeren simüle

tekstil atıksularında renk giderme çalışmaları yapmışlardır. Mikroaerobik koşullarda

% 79 renk giderme verimi elde edilirken, aerobik koşullarda elde edilen renk

giderme verimi % 32 olarak düşmüştür.

4.1.4. Oksijenin anaerobik renk giderme hızına etkisi

Çalışma bulguları anaerobik koşullarda oksijenin renk giderimi üzerindeki olumsuz

etkisini ortaya koymuştur (Bkz. Şekil 4.3.). Sistemdeki renk giderme performansının

değerlendirilmesinde kullanılan bir diğer parametre de renk giderme hızıdır. Renk

giderim hızı birim mikroorganizmanın birim zamanda giderdiği boyar madde

konsantrasyonu olarak hesaplanmıştır (mg boya/g MLSS/saat) (Şekil 4.4.). Renk

giderimi çoğunlukla ilk iki saat içerisinde (elektron verici kaynağı varlığında)

gerçekleştiği için sonraki zaman aralıklarında elde edilen renk giderme hızları çok

düşüktür. Bu nedenle Şekil 4.4.’de ilk iki saatlik renk giderme hızı verileri

değerlendirilmiştir. Şekilde görüldüğü gibi, artan miktarlarda oksijene maruz kalan

mikroorganizmaların renk giderme hızlarının maksimuma ulaştığı zaman aralıkları

kaymış ve renk giderme hızları oldukça düşmüştür. Kontrol koşullarında ilk 15 dk

içerisinde 1 gr mikroorganizma birim zamanda 50 mg boyayı indirgeyebilirken,

sisteme sızan farklı miktarlardaki oksijenin etkisi ile ilk yarım saat içerisinde 1 gr

86

mikroorganizma birim zamanda 12 (0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk) mg ve 9 (0,008 m3

hava /m3 reaktör.dk) mg boyayı indirgeyebilmiştir. Mikroorganizmalar 0,02 m3 hava

/m3 reaktör.dk hava debisine maruz kaldığında ise bir buçuk saatte 3,3 mg boyar

maddeyi indirgeyebilmişlerdir.

Şekil 4.4. Oksijenin anaerobik renk giderme hızına etkisi (1a, 0 m3 hava /m3



reaktör.dk)

Oksijenin boyar madde indirgenmesindeki olumsuz etkileri renk giderme hızı verileri

ile desteklenmiştir. Xu et al. (2007), araştırmalarında anaerobik koşullarda 32,5

(μmol boya/g MLSS/dk), mikroaerobik koşullarda 10 (μmol boya/g MLSS/dk) ve

aerobik koşullarda 1,5 (μmol boya/g MLSS/dk) renk giderme hızları elde etmişlerdir

ve oksijen varlığının renk giderme hızını düşürdüğünü rapor etmişlerdir. Chang and

Lin (2001) tarafından yapılan çalışmada C.I. Reactive Red 22 azo boyasını anaerobik

ortamda gidermek için kullanılan Pseudomonas luteola bakteri türünün anaerobik ve

aerobik ortamlar altındaki aktivitesi incelenmiştir. Anaerobik bakteriler 20 saatlik

0

10

20

30

40

50

0 0,5 1 1,5 2

RG

H(m

g bo

ya/g

ML

SS/s

a)

Zaman (saat)

1a1b1c1d1e1f

87

aerobik ortama maruz bırakıldıklarında 20 saatin sonunda renk giderme hızı sıfıra

yakın ölçülmüştür. Oksijenin renk giderimini inhibe ettiği ve bu nedenle renk

giderme hızının sıfıra yakın bir değer hesaplandığı rapor edilmiştir. Çınar et al.

(2008) yaptıkları çalışmada oksijenin anaerobik renk giderme verimine ekilerini

incelemişler ve artan hava debilerine maruz kalan mikroorganizmaların renk giderme

hızlarının önemli oranda düştüğünü rapor etmişlerdir.

4.1.5. Oksijenin anaerobik enzim (AzoR) aktivitesine etkisi

Azo boyar maddelerinin ayrışması ve renk giderimi ile ilgili ilk teoriler Chung ve

Stevens (1993) tarafından incelenmiş, azo halkasının oksijene duyarlı ekstrasellüler

bir enzim olan azo redüktaz enzimi ile parçalandığı belirtilmiştir. Azo boya

indirgenmesinden sorumlu enzim mikroorganizmaların sentezlediği azo redüktaz

enzimi olduğu için, sistemdeki renk giderme performansının değerlendirmesinde

spesifik azo redüktaz enzim aktivitesinin ölçülmesi bu açıdan önemlidir. Artan hava

debilerine maruz kalan mikroorganizmalara ait anaerobik enzim aktivitesinin zamana

göre değişimi Şekil 4.5.’de verilmiştir.

Grafikte yer alan değerler, 3 günlük verilerin ortalama değerleridir. Veriler farklı

günlere ait olduğundan, bakterilerin farklı günlerde sentezlediği enzim seviyeleri

arasında farklılıklar vardır. Bu farklılıklar standart sapma değerlerini yükseltmiştir.

Standart sapma değerleri grafiğin görselliğini etkilediğinden verilere standart sapma

değerleri eklenmemiştir.

Azo redüktaz enzim aktivitesi kontrol koşullarında, anaerobik reaksiyon süresi

boyunca artış göstermiştir ve maksimum aktivite anaerobik reaksiyon süresinin

sonunda (6.saat) 22 u/mg protein olarak elde edilmiştir. Anaerobik

mikroorganizmalar artan oksijen miktarlarına maruz bırakıldıklarında azo redüktaz

enzim aktivitesi seviyelerinde belirgin bir azalma gözlemlenmiştir. Renk giderme

verimlerindeki azalma göz önünde bulundurulduğunda, renk gideriminden sorumlu

enzimin oksijen varlığından olumsuz etkilendiği ve bu nedenle renk giderme

verimlerinin düştüğü sonucuna varılabilir (Zimmermann et al., 1982). Çalışma

sonuçlarına benzer olarak, Hernandez et al. (1967) tarafından azo redüktaz enzimi

88

üzerine yapılan bir çalışmada oksijene maruz kaldığında aktivitenin %100’e yakın

oranda sınırlandığı rapor edilmiştir.

Şekil 4.5. Oksijenin AzoR enzim aktivitesine etkisi (1a, 0 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1b,



Çalışmada her bir aşamada elde edilen maksimum azoR aktiviteleri göz önünde

bulundurularak aktivitedeki yüzde değişiklik Şekil 4.6.’da verilmiştir. Kontrol

koşullarındaki azoR aktivitesinin (%100) yaklaşık % 70’inin oksijenin olumsuz etkisi

ile sınırlandığı bulunmuştur. Anaerobik ortama verilen oksijen, bakterilerin azo

redüktaz enzimini sentezlemesi için zıt çevre koşullarını oluşturduğu için bakterilerin

stres altına girebileceği düşünülmektedir. Ancak ortama sızan hava bakterilerin azo

redüktaz enzim aktivitesini inhibe etmeyecek miktarlardadır. Bu açıdan ortamdaki

hava debisi arttıkça bakteriler daha fazla olumsuz şartlara maruz kaldığından

sentezledikleri azo redüktaz enzim aktivitesini arttırmıştır. Bu durum stres altında

oluşan bir savunma mekanizması olarak değerlendirilebilir.

0

5

10

15

20

25

0 1 2 3 4 5 6

Azo

R A

ktiv

itesi

(u/m

g pr

otei

n)

Zaman (saat)

1a1b1c1d1e1f

89

Azo redüktaz enzimi oksijene oldukça duyarlıdır. 6 saatlik anaerobik süreçte ortama

sızan farklı miktarlarda oksijen, 1b (0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk) verisinin

sonrasında elde edilen verilerde enzim aktivitesini arttırmıştır. Şekil 4.6.’ya

bakıldığında, mikroorganizmaların 1d ve 1e koşullarında (0,004 m3 hava /m3

reaktör.dk ve 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk) oksijene karşı gösterilebilecek

maksimum savunma mekanizması geliştirdikleri savunulabilir. 1f (0,02 m3 hava /m3

reaktör.dk) koşullarında ise yüksek miktarlarda oksijenin azo redüktaz enzimine

inhibisyon etkisi olduğu düşünülmektedir ve savunma mekanizması enzim

aktivitesini daha fazla arttıracak kadar yeterli olmamıştır. Çünkü bu koşullar, renk

gideriminin oksijenden en çok etkilendiği koşulları oluşturmaktadır. DGGE

çalışmalarından elde edilen bantlar değerlendirilerek bu koşullarda oluşan yeni

bantların olup olmadığına bakılmalıdır. Çünkü bu koşullarda artık azo redüktaz

enzimi aktifliğini kaybetmeye başlamıştır.

Şekil 4.6. Oksijenin AzoR enzim aktivitesine (%) etkisi (1a, 0 m3 hava /m3



reaktör.dk)

0102030405060708090

100

1a 1b 1c 1d 1e 1f

Azo

R A

ktiv

itesi

(%)

Veri No

90

Chung and Stevens (1993) ve Chang et al. (2001), Pseudomonas luteola ile yapılan

enzimatik azo boyar madde indirgenmesinin oksijenin azo redüktaz enzimini

etkilediği ve inhibisyona neden olduğu rapor edilmiştir. Bu durum, aerobik

respirasyondaki NADH kullanımındaki rekabete dayandırılmıştır. NADH’den

oksijene elektron transferi gerçekleştiğinde mikroorganizmalar oksidatif

fosforülasyon yolu ile ATP üretmektedirler. NADH azo boyar madde

indirgenmesinde elektron verici olarak görev yaptığından, oksidatif fosforülasyonla

NADH tüketimi azo boyar maddenin indirgenmesinde negatif etki yaratacaktır. Fakat

Chang et al. (2001), oksijenin direkt olarak azo redüktaz enzimini inhibe etmediğini

ve bu olayın tamamen metabolizmaya bağlı gerçekleştiğini belirtmiştir.

4.1.6. Oksijenin aerobik enzim aktivitesine etkisi

Azo boyaya rengini veren azo bağının kırılması ile renk giderimi sağlanırken, ara

ürünler olarak zehirli ve kanserojen aromatik aminler oluşmaktadır. Anaerobik

koşullar altında oluşan ara ürünlerin daha ileri bir kademede ayrışmalarının oldukça

zor olduğu rapor edilmiştir (Brown and Hamburger 1987; Knackmuss, 1996). Ancak

aerobik koşullar altında, aromatik bileşikler hidroksil (OH-) grubunun ayrılması ve

halka kırılması yolu ile parçalanabilmektedir (Haug et al., 1991). Aromatik aminlerin

biyolojik ayrışmasında rol alan aromatik halkanın kırılmasından sorumlu anahtar

enzimler ise aerobik koşullarda bakterilerin sentezlediği C120, C23O, G12O, P34O,

P45O enzimleri olarak bilinmektedir.

Çalışmanın bu bölümünde anaerobik koşullardan alınan bakteri örneklerinde yapılan

aerobik enzim aktivitesi deneyleri, aromatik amin gideriminden sorumlu enzimlerin

zıt çevre koşulunu oluşturan anaerobik koşullardan ve artan oksijen miktarlarından

nasıl etkilendiğini ortaya çıkarmak amacıyla yapılmıştır. Reaktörden alınan

numunelerde yapılan enzim analizlerinde sadece C12O enzimine rastlanmıştır. Şekil

4.7.’de farklı işletme koşullarına ait C12O enzim aktivitesinin zamana bağlı değişimi

sunulmuştur. Grafikte yer alan değerler 3 günlük verilerin ortalama değerleridir.

Veriler farklı günlere ait olduğundan, bakterilerin farklı günlerde sentezlediği enzim

seviyeleri arasında farklılıklar vardır. Bu farklılıklar standart sapma değerlerini

91

yükseltmiştir. Standart sapma değerleri grafiğin görselliğini etkilediğinden verilere

standart sapma değerleri eklenmemiştir.

Şekil 4.7. Oksijenin C12O enzim aktivitesine etkisi (1a, 0 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1b,



Anaerobik enzim aktivitesinin oksijen varlığından olumsuz etkilendiği gibi, aerobik

enzim aktivitesi de anaerobik koşullardan olumsuz etkilenmektedir (Çınar et al.,

2003). Ortama verilen düşük miktarlardaki hava debisi aerobik enzimlerin anaerobik

reaksiyon sürecinde sentezlenmelerine ortam hazırlamıştır. Enzimlerin

sentezlenmeleri için yeterli substrat (aromatik amin) ve ortama sızan oksijen Şekil

4.7.’de görüldüğü gibi farklı çalışma periyotlarında farklı aktivite değerlerinin

oluşmasına neden olmuştur. Hava debisinin artması ile C12O enzim aktivitesinde

artış gözlemlenmiştir. Azo boyar maddesinin giderilmesi ile anaerobik koşullarda

biriken aromatik aminler, ortama sızan oksijenin etkisi ile bakteriler tarafından

karbon ve enerji kaynağı olarak kullanılmıştır.

0

20

40

60

80

100

120

140

0 1 2 3 4 5 6

C12

O A

ktiv

itesi

(u/m

g pr

otei

n)

Zaman (saat)

1a1b1c1d1e1f

92

Ma and Love (2001), hem C12O hem de C23O enzim aktivitelerinin anaerobik ve

aerobik koşullarda devreden ardışık kesikli reaktörün anaerobik kısmında proses

başlar başlamaz hızlı bir şekilde aktivitesini kaybettiğini rapor etmiştir. Bu aktivite

kaybının, katabolik enzimlerin kaybından kaynaklandığı söylenebilir.

Şekil 4.8. Oksijenin C12O enzim aktivitesine (%) etkisi (1a, 0 m3 hava /m3



reaktör.dk)

Çalışmada her bir aşamada elde edilen maksimum C12O aktiviteleri göz önünde

bulundurularak aktivitedeki (%) değişiklik Şekil 4.8.’de verilmiştir. Elde edilen

maksimum C12O enzim aktivitesi 100 olarak alınmıştır.

Kontrol koşullarındaki C12O aktivitesi %10’dan yaklaşık % 90’a (1d koşullarında)

ulaşmıştır. Enzimin aktive olması için substratın varlığı önemlidir. Sistemdeki

substrat ise renk gideriminin bir sonucu olarak oluştuğundan, C12O enzimi için

gerekli substrat miktarı renk giderimi ile orantılı olarak devamlı değişkenlik

göstermektedir. 1e ve 1f (0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk ve 0,02 m3 hava /m3

reaktör.dk) koşulları oksijenden en çok etkilenen koşullardır ve en düşük renk

giderme verimleri elde edilmiştir (Bkz. Şekil 4.3.). Bu koşullarda oksijenin artması

0102030405060708090

100

1a 1b 1c 1d 1e 1f

C12

O A

ktiv

itesi

(%)

Veri No

93

ortamda yeterli substrat olmadığı için C12O enzim aktivitesinin daha yüksek

değerlere çıkması için yeterli olmamıştır.

4.1.7. Oksijenin aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi

Aromatik aminler, anaerobik koşullarda azo çift bağının kırılması sonucunda oluşan

toksik ve kanserojen etkiye sahip renksiz ara ürünlerdir. Bu ürünlerin oluşumunun ve

zamanla gideriminin gözlemlenmesi, sistem performansının değerlendirilmesinde

oldukça önemlidir.

Çalışmada kullanılan azo boyar madde Remazol Brilliant Violet 5R olduğundan

teorik olarak oluşacak ara ürünler Şekil 4.9.’da gösterilmiştir. Dolayısı ile yapılan

HPLC çalışmalarında iki pik oluşumu gözlemlenmiştir. Oluşan piklerden ilkinin

benzen kaynaklı diğerinin ise naftalin kaynaklı aromatik amin pikleri olduğu daha

önce yapılan bir çalışmada standartlarla karşılaştırılarak tespit edilmiştir (Sen ve

Demirer, 2003).

Şekil 4.9. Remazol Brilliant Violet 5R’nin azo bağının kırılması ile oluşan aromatik

aminler

94

Şekil 4.10’da benzen kaynaklı aromatik aminlerin farklı periyotlarda zamanla nasıl

değiştiği (%) gösterilmiştir. Grafikte gösterilen yüzdelik değerler elde edilen

maksimum pik alanına göre hesaplanmıştır. Renk giderimi en fazla kontrol

koşullarında gerçekleştiği için anaerobik reaksiyon süresinde oluşan aromatik amin

yüzdesi en fazla bu koşullarda gerçekleşmiştir.

Sisteme verilen farklı debilerdeki hava aromatik aminlerin anaerobik koşullarda

giderimini kolaylaştırmıştır. İçeriye sızan oksijenin etkisi ile renk giderimi olumsuz

etkilendiğinden oluşan aromatik amin miktarı azalmıştır. Kontrol koşullarında elde

edilen aromatik amin oluşumu diğer periyotlarda renk giderimindeki azalma ile %70-

50 (1b, 1c ve 1d) ve % 20 (1f ) olarak düşmüştür.

Şekil 4.10. . Oksijenin benzen esaslı aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi

(1a, 0 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1b, 0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1c, 0,002 m3 hava /m3

reaktör.dk; 1d, 0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1e, 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1f, 0,02 m3

hava /m3 reaktör.dk)

Anaerobik ortama sızan düşük miktarlardaki oksijen, anaerobik koşullarda düşük

oranlarda da olsa ilk saatlerde benzen esaslı aromatik amin gideriminde etkili

olmuştur. Anaerobik sürenin birinci saatinde ortamda oluşmaya başlayan benzen

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6

Ben

zen

Esa

slı A

rom

atik

Am

in (%

)

Zaman (saat)

1a1b1c1d1e1f

95

esaslı aromatik aminler bakteriler tarafından enerji ve karbon kaynağı olarak

kullanılmıştır. Yani oluşan benzen esaslı aromatik aminler oksijen varlığında birinci

saatten itibaren (elektron verici kaynağı olarak görev yapan glikozun tükendiği

zaman aralığı) azalmaya başlamıştır. Kontrol koşullarında ise beşinci saatten itibaren

yaklaşık %16 benzen esaslı aromatik aminlerin giderimi gözlemlenmiştir. Şekil

4.11’de naftalin esaslı aromatik aminlerin farklı periyotlarda zamanla nasıl değiştiği

(%) gösterilmiştir. Grafikte gösterilen yüzdelik değerler kontrol koşullarında oluşan

maksimum pik alanına göre hesaplanmıştır. Renk giderimi en fazla kontrol

koşullarında gerçekleştiği için anaerobik reaksiyon süresinde oluşan aromatik amin

yüzdesi en fazla bu koşullarda gerçekleşmiştir. Oluşan aromatik amin

miktarlarındaki azalma renk giderme verimlerindeki azalma ile orantılı olarak

değişmiştir.

Şekil 4.11. Oksijenin naftalin esaslı aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi

(1a, 0 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1b, 0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1c, 0,002 m3 hava /m3

reaktör.dk; 1d, 0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1e, 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1f, 0,02 m3

hava /m3 reaktör.dk)

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6

Naf

talin

Esa

slı A

rom

atik

Am

in (%

)

Zaman (saat)

1a1b1c1d1e1f

96

Şekil 4.11.’de yer alan veri sonuçları artan oksijen miktarlarının naftalin esaslı

aromatik amin gideriminde etkili olmadığını göstermektedir. Daha önce yapılan

çalışmalarda naftalin kaynaklı aromatik aminlerin aerobik şartlar altında gideriminde

zorluklarla karşılaşılmış ve arıtımının zor olduğu vurgulanmıştır (Lorenço et al.,

2001). Benzer şekilde, naftalin kaynaklı aromatik aminler ancak %5-15 oranlarında

giderilebilmiştir.

4.1.8. Oksijenin mikroorganizma popülasyon dinamiğine etkisi

Oksijenin reaktör içerisindeki mikroorganizma popülasyon dinamiğine olan

etkilerinin incelenmesi amacıyla artan oksijen konsantrasyonlarına maruz kalan

bakteri örneklerinde öncelikle DNA izolasyonu ve üniversal primerler kullanılarak

mutasyona açık bölgenin çoğaltılması (PCR) işlemleri gerçekleştirilmiştir. Çoğaltılan

DNA’lar jel de koşturularak oluşan bantlar görüntülenmiş ve aşağıda sunulmuştur.

Şekil 4.12 bakterilerin DNA izolasyonu yapıldıktan sonra elde edilen DNA’ların

341f ve 907r primerleri ile çoğaltılan elektroforez görüntüleridir. DNA uzunlukları

yaklaşık 550-600 baz çifti (bç) olarak bulunmuştur. Elde edilen görüntüler DNA

izolasyonunun ve PCR uygulamasının gerçekleştiğini doğrulamaktadır.

97

Şekil 4.12. Farklı hava debilerine maruz kalan mikroorganizma DNA’larının PCR

görüntüsü (M, marker (100 bç); 1a, 0 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1b, 0,001 m3 hava /m3

reaktör.dk; 1c, 0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1d, 0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1e, 0,008 m3

hava /m3 reaktör.dk; 1f, 0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk)

4.1.8.1.DGGE bulguları

DGGE uygulaması PCR ürünlerinin farklı denatürant konsantrasyonu içeren bir jelde

koşturulması ile gerçekleştirilmiştir. Böylece mikroorganizmalardaki çeşitlilik tespit

edilmiştir. Şekil 4.13.’de elde edilen DGGE verileri sunulmaktadır. Kontrol

koşullarındaki bant sayısı artan oksijen miktarlarına maruz kalan işletme koşullarında

artış göstermiştir.

98

A B C

Şekil 4.13. PCR ürünlerinin DGGE görüntüleri A:DGGE görüntüsü, B:BioNumerics

bant normalizasyonu ve bantların cetveldeki konumu , C:Seçilen bantlar (1a, 0 m3

hava /m3 reaktör.dk; 1b, 0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1c, 0,002 m3 hava /m3

reaktör.dk; 1d, 0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1e, 0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk; 1f,

0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk)

BioNumerics 6.1 (Applied Maths, Sint-Martens-Latem, Belçika) bilgisayar yazılımı

yardımı ile elde edilen bantlar Şekil 4.14.’de verildiği gibi yoğunluklarına göre

karşılaştırılmıştır.

99


yazılımı ile görüntülenmesi (X ekseni bantların konumunu, Y ekseni ise oluşan pik

yüksekliğini simgelemektedir)

Şekil 4.14. oksijenin anaerobik renk giderme verimine etkisinin araştırıldığı tez

çalışmasının 1a koşullarındaki (kontrol) karışık mikroorganizma popülasyon

dinamiğini göstermektedir. Kontrol koşulları renk giderme verimi açısından en ideal

koşulları oluşturmaktadır. Bu koşullarda renk giderme verimi % 80’nin üzerinde

olduğu için (Bkz. Şekil 4.3.). Bu koşullarda en yoğun gözlemlenen bandın azo boyar

madde indirgenmesinden sorumlu türe ait DNA’yı simgelediği söylenebilir. Bu DNA

yaklaşık olarak 100-150 konumunda 140 pik uzunluğunda gözlemlenmiştir.


çalışmasının 1b koşullarındaki (0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk) karışık

mikroorganizma popülasyon dinamiğini göstermektedir. Mikroorganizmaların

anaerobik koşullarda maruz kaldığı en düşük oksijen miktarının oluşturduğu bu

koşullarda oluşan bant sayısı kontrol koşullarına oranla daha fazladır. Kontrol

koşullarında 100-150 konumunda gözlemlenen bantta fazla bir değişim

gözlemlenmezken, yeni bantların oluştuğu tespit edilmiştir.

100

Şekil 4.15. 1b (0,001 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının

BioNumerics bilgisayar yazılımı ile görüntülenmesi (X ekseni bantların konumunu,

Y ekseni ise oluşan pik yüksekliğini simgelemektedir)


çalışmasının 1c koşullarındaki (0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk) karışık

mikroorganizma popülasyon dinamiğini göstermektedir. Bu koşullarda 1a ve 1b

koşullarında 100-150 konumunda yer alan pik uzunluğunun azalmaya başladığı tespit

edilmiştir. Bu durum renk gideriminden sorumlu mikroorganizma popülasyonunda

azalma olarak yorumlanabilir.

Şekil 4.16. 1c (0,002 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının



101


çalışmasının 1d koşullarındaki (0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk) karışık

mikroorganizma popülasyon dinamiğini göstermektedir. Bu koşullarda bakteri

popülasyon dinamiği 200-250 arasındaki konumunda oluşan yeni bir bant ile değişim

göstermiştir. Renk gideriminden sorumlu olduğu düşünülen bakteri DNA’sına ait

bant piki ise oldukça incelmiş ve yoğunluğu azalmıştır.

Şekil 4.17. 1d (0,004 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının




çalışmasının 1e koşullarındaki (0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk) karışık

mikroorganizma popülasyon dinamiğini göstermektedir. Bu koşullar renk giderme

veriminin belirgin oranda azaldığı ve oksijenin olumsuz etkilerinin açıkça görülmeye

başlandığı koşulları oluşturmaktadır (Bkz. Şekil 4.3.). Bu bakımdan bu koşullarda

oluşan yeni bantların değerlendirilmesi önemlidir. 100-150 konumunda renk

gideriminden sorumlu olduğu düşünülen bakteri DNA’sına ait bantta, bu koşullarda

önemli oranda değişiklik gözlemlenmiştir. 100-150 konumunda gözlemlenen bant

sayısı ikiye çıkmıştır ve sağ tarafında yeni bir bant şekillenmiştir. Her iki banda ait

pik yükseklikleri yaklaşık olarak 140 olarak bulunmuştur. Aynı zamanda 160, 200,

250 konumlarında farklı bantların oluştuğu ve popülasyon dinamiğinin oldukça

değişmeye başladığı gözlemlenmiştir.

102

Şekil 4.18. 1e (0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının




çalışmasının 1f koşullarındaki (0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk) karışık mikroorganizma

popülasyon dinamiğini göstermektedir. Bu koşullar oksijenin olumsuz etkilerinin en

çok yaşandığı koşullardır. Bu koşullarda baskın duruma geçen bant incelenmelidir.

Çünkü renk giderimi için istenmeyen mikroorganizma DNA’sı içerebilir. Şekil

4.19.’da oluşan yeni pikin uzunluğunun artması ve renk gideriminden sorumlu

mikroorganizmaya DNA’sına ait olduğu düşünülen pik uzunluğunun azalması

tamamen değişen mikroorganizma popülasyon dinamiğini açıklamaktadır. Artık bu

koşullarda baskın tür değişerek renk gideriminden sorumlu mikroorganizma türü

sistemde belirgin oranda azalmaya başlamıştır. Bu koşullarda gözlemlenen düşük

renk giderme verimi (Bkz. Şekil 4.3.), baskın türün değişmesi ve elektron alıcısı

olarak azo boyar maddeyi değil oksijeni kullanan aerobik popülasyonun baskın

duruma geçmesi olarak açıklanabilir.

Yeni bant

103

Şekil 4.19. 1f (0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarındaki DGGE bantlarının



Sonuç olarak, daha önce sunulan veriler dikkate alındığında oksijenin olumsuz

etkisinin en fazla yaşandığı işletme koşullarının 1e (0,008 m3 hava /m3 reaktör.dk) ve

1f (0,02 m3 hava /m3 reaktör.dk) olduğu kesindir (Bkz. Şekil 4.3.). Bu koşullarda

renk giderme verimi oldukça düşmektedir. Yapılan genetik çalışmalarda, 1e (0,008

m3 hava /m3 reaktör.dk) koşullarında oldukça belirgin yeni bir bandın oluştuğu ve bu

oluşan bandın daha yüksek miktarlarda oksijene maruz kalan 1f (0,02 m3 hava /m3

reaktör.dk) koşullarında daha da baskın hale geldiği görülmektedir (Bkz. Şekil 4.13.).

Bu bandın renk gideriminden sorumlu mikroorganizma DNA’sı taşımadığı açıktır ve

biyolojik renk gideriminin gerçekleştiği biyoreaktörlerde bu DNA’ya sahip

mikroorganizmaların baskın hale gelmesi renk giderme verimi açısından elverişsiz

olacaktır.

4.2. Nitrat İyonunun Anaerobik Renk Giderme Verimine Etkisi

Bu bölümde nitratın anaerobik renk giderme verimine olan etkileri sunulmuştur.

Nitratın anaerobik renk giderme verimine olan etkilerinin belirlenmesi amacıyla 6

saatlik anaerobik reaksiyon süresince mikroorganizmalar farklı konsantrasyonlarda

nitrata maruz bırakılarak, her bir nitrat konsantrasyonundaki nitrat gideriminin,

anaerobik renk giderme veriminin, renk giderme hızının, ORP’nin, KOİ giderme

veriminin, anaerobik ve aerobik spesifik enzim aktivitelerinin karşılaştırılması

Yeni bantın baskın hale gelmesi

104

yapılmıştır. Aynı zamanda değişen nitrat konsantrasyonlarına maruz kalan

mikroorganizmaların popülasyon dinamiğindeki değişiklikler tanımlanmıştır. Elde

edilen tüm bulgular Çizelge 4.3.’de yer alan veri numaraları dikkate alınarak

sunulmuştur.

Çizelge 4.3. Nitratın anaerobik renk giderme verimine etkisinde kullanılan veriler

Nitrat İyonunun Anaerobik Renk Giderme Verimine Etkisi Veri No NO -N (mg/L)

2a 0 2b 2,26 2c 4,52 2d 9,04 2e 18,08 2f 36,16 2g 113,12

4.2.1. Anoksik nitrat giderimi

Anoksik koşullarda nitrat birbirini takip eden bir seri reaksiyon sonucunda önce nitrit

iyonuna (NO ) daha sonra azot gazına N dönüşür. Denitrifikasyon olarak

adlandırılan bu proses nitratın elektron alıcısı olduğu anoksik koşullarda heterotrofik

mikroorganizmalar ile gerçekleşmektedir.

NO 2H 2e NO H O 4.1

Denklem 4.1 nitrat azotunun nitrite indirgenmesi basamağında gereken elektron

miktarını hesaplamak için kullanılmıştır. Elektronun KOİ eşdeğeri daha önceki

bölümde (Bkz. Denklem 3.1) hesaplanmıştı. Buradan 1 gr nitrat azotunun nitrite

indirgenmesi için gerekli elektron miktarı 1,143 g KOİ olarak hesaplanmıştır (2e- 16

g KOİ, 16:14)

NO 4H 3e12 N 2H O 4.2

105

Denklem 4.2 denitrifikasyonun ikinci basamağı olan nitrit azotunun azot gazına

indirgenmesi için gereken elektron miktarını hesaplamak için kullanılmıştır. Buradan

1 gr nitrit azotunun azot gazına indirgenmesi için gerekli elektron miktarı 1,714 g

KOİ olarak hesaplanmıştır (3e- 24 g KOİ, 24:14). Sonuç olarak 1 g nitrat azotunun

azot gazına indirgenmesi için toplamda 2,857 g KOİ (1,143 + 1,714) kaynağına

ihtiyacı vardır.

Yapılan hesaplamalar tez çalışmasında kullanılan biyoreaktör içerisinde gerçekleşen

biyokimyasal reaksiyonların daha iyi anlaşılmasında yardımcı olacaktır. Tezin bu

bölümünde anaerobik koşullarda renk gideriminin gerçekleştiği reaktöre elektron

alıcısı olarak azo boyar madde ve nitrat iyonu eklenerek reaktörün performansı

değerlendirilmiştir. Sistemdeki elektron verici kaynağı sabit olduğu için artan nitrat

konsantrasyonlarında nitratın indirgenmesi ve indirgenme reaksiyonları sonucunda

oluşan nitrit iyonunun gözlemlenmesi sistemdeki elektron dengesi açısından

önemlidir.

Çizelge 4.4. Biyoreaktördeki elektron alıcı ve vericilerin KOİ eşdeğerleri

Veri No

NO -N Konsantrasyonu

(mg/L)

Elektron alıcı (NO -N) KOİ eşdeğeri*

(mg/L)

Elektron verici (Glikoz) KOİ

eşdeğeri** (mg/L)

2a 0 0 1085 2b 2,26 -6,46 1085 2c 4,52 -12,92 1085 2d 9,04 -25,84 1085 2e 18,08 -51,68 1085 2f 36,16 -103,36 1085 2g 113,12 -323 1085

*Elektron alıcının (nitrat) KOİ eşdeğeri (-2,857 g KOİ/ g NO N)

**Elektron vericinin (glikoz) KOİ eşdeğeri (1,032 g KOİ/g Glikoz) daha önceki bölümde hesaplanmıştır (Bkz. Denklem 3.2)

Çizelge 4.4.’de reaktördeki nitrat konsantrasyonunun artmasıyla orantılı olarak artan

elektron ihtiyacı özetlenmiştir. Stokiyometrik olarak elektron verici kaynağındaki

elektronların tamamının nitrat iyonu için kullanılması durumunda reaktördeki nitrat

106

azotu konsantrasyonunun yaklaşık olarak 379 mg/L NO -N olması gerekecektir. Bu

durumda nitrat iyonu azo boyar maddeden daha güçlü bir elektron alıcısı olduğundan

(ve elektron kaynağının tamamını tüketmiş olacağından) azo boyar maddenin

indirgenmesi için sistemde yeterli miktarda elektron bulunmayacaktır ve renk

giderimi gerçekleşmeyecektir. Tez çalışmasında ise sisteme verilen maksimum nitrat

miktarı stokiyometrik olarak hesaplanan renk giderimini inhibe edecek

konsantrasyonun yaklaşık % 30’u kadardır. Tüm bu spekülasyonlar elde edilen

verilerin yorumlanmasına katkı sağlayacaktır.

Şekil 4.20. Nitrat konsantrasyonunun anaerobik nitrat giderimine etkisi (2a, kontrol;

2b, 2,26 mg/L -N; 2c, 4,52 mg/L -N; 2d, 9,04 mg/L -N; 2e, 18,08

mg/L -N; 2f, 36,16 mg/L -N; 2g, 113,12 mg/L -N)

Şekil 4.20.’de reaktördeki nitrat giderimi sunulmuştur. Anaerobik reaktör

denitrifikasyon prosesinde oldukça başarılı olmuştur. Reaktöre verilen nitrat etkin bir

şekilde giderilmiştir. Sistemde nitrat konsantrasyonunun artması sadece nitratın

tüketilmesi için gereken zamanı uzatmıştır, daha düşük konsantrasyonlarda ise nitrat

0102030405060708090

100110120

0 1 2 3 4 5 6

Nitr

at K

onsa

ntas

yonu

(mg/

LN

O3-

N)

Zaman (saat)

2a

2b

2c

2d

2e

2f

2g

107

hızlı bir şekilde (yaklaşık bir saat içerisinde) tüketilmiştir. Reaktördeki elektron

verici kaynağı, yüksek konsantrasyonda (2g, 113,12 mg/L -N) nitrata maruz

kalan mikroorganizmaların nitratı indirgemesi için gereken elektron verici miktarının

yaklaşık olarak 3,3 katı kadar olduğundan sistem elektron verici kaynağı açısından

zengindir. Bu nedenle tüm koşullarda başarılı denitrifikasyon prosesleri sağlanmıştır.

Eğer elektron verici kaynağı limitli olsaydı, elektronlar nitratın indirgenmesi için

yeterli olmayabilirdi.

Şekil 4.21. Nitrat konsantrasyonunun anaerobik nitrit oluşumuna ve giderimine etkisi

(2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N; 2c, 4,52 mg/L -N; 2d, 9,04 mg/L -N;

2e, 18,08 mg/L -N; 2f, 36,16 mg/L -N; 2g, 113,12 mg/L -N)

Şekil 4.21.’de denitrifikasyon prosesinin ilk basamağının (nitratın nitrite

indirgenmesi) gerçekleşmesi durumunda oluşan nitrit iyonlarının reaktörün farklı

işletme koşullarında zamanla değişimi sunulmaktadır. Artan nitrat

konsantrasyonlarında oluşan nitrit konsantrasyonlarının artması beklenen bir

0

10

20

30

40

50

0 1 2 3 4 5 6

Nitr

it K

onsa

ntas

yonu

(mg/

LN

O2-

N)

Zaman (saat)

2a

2b

2c

2d

2e

2f

2g

108

durumdur. Şekil 4.20.’de nitrat iyonunun tükendiği zaman aralıklarında, nitrit

konsantrasyonları Şekil 4.21.’de maksimuma ulaşmıştır. Sistemde elektron alıcı

kaynağı olarak görev yapan nitrat tükendiğinde oluşan ürün nitrit, elektron alıcısı

olarak indirgenmeye başlamaktadır. Artan nitrit konsantrasyonları nitritin

indirgenmeye başladığı zaman aralığını geciktirmiştir. En yüksek nitrit

konsantrasyonu 2g koşullarında (113,12 mg/L -N) yani mikroorganizmaların

maruz kaldığı en yüksek nitrat konsantrasyonunun olduğu koşullarda

gözlemlenmiştir. Reaktörde nitrit birikmesi gözlemlenmemiştir ve oluşan nitrit

iyonları başarılı bir şekilde giderilmiştir.

4.2.2. Nitratın ORP profiline etkisi

Çalışmada kullanılan reaktörde, elektron verici kaynağı glikozdur ve anaerobik

reaksiyon başlangıcında reaktöre eklenmektedir. Anaerobik reaksiyon süresinin

başlangıcında elektron verici ve elektron alıcı kaynakları sisteme eklendiğinde

biyokimyasal reaksiyonlar gerçekleşmekte ve artan nitrat konsantrasyonlarında

ortamdaki yükseltgenme- indirgenme potansiyelleri değişmektedir (Şekil 4.22.).

Nitratın indirgenmesinde farklı potansiyeline sahip redoks çiftleri yer almaktadır.

C H O 12NO 12NO 6CO 6H O 420 mV (4.3)

Denklem 4.3 nitratın nitrite indirgenmesinde, denklem 4.4 ise nitritin azota

indirgenmesinde elektron verici kaynağın glikoz olduğu durumda gerçekleşen

reaksiyonları ve redoks çiftlerine ait indirgenme yükseltgenme potansiyellerini

vermektedir.

C H O 8NO 4N 2CO 4CO 6H O 740 mV (4.4)

Azo boyar maddelerin indirgenme potansiyelleri genellikle -180 mV ile -430 mV

arasında değişmektedir. Nitratın indirgenme potansiyeli ile azo boyar maddenin

indirgenme potansiyeli karşılaştırılarak nitratın azo boyar maddeden daha güçlü bir

elektron alıcı olduğu söylenebilir.

109

Şekil 4.22.’de artan nitrat konsantrasyonlarının reaktörün indirgenme yükseltgenme

potansiyeline olan etkileri görülmektedir. Reaktördeki nitrat konsantrasyonu

arttığında elde edilen ORP verilerinde artış gözlemlenmiştir. Nitratın indirgenme

reaksiyonları glikozun yükseltgenmesi ile gerçekleştiği için reaktörün ilk saatlerinde

hızlı bir nitrat giderimi gözlemlenmiştir (Bkz. Şekil 4.20.).

Şekil 4.22. Nitratın ORP profiline etkisi (2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N; 2c, 4,52

mg/L -N; 2d, 9,04 mg/L -N; 2e, 18,08 mg/L -N; 2f, 36,16 mg/L -

N; 2g, 113,12 mg/L -N)

Artan nitrat konsantrasyonları reaktöre verilen nitratın indirgenmesi için gereken

süreyi uzatmıştır ve bu durum özellikle 2f ve 2g koşullarında (36,16 mg/L NO -N,

113,12 mg/L NO -N) gözlemlenmiştir. Bu koşullarda ölçülen ORP verileri

değerlendirildiğinde nitrat indirgenmesinin hakim olduğu ilk saatlerde elde edilen

yüksek ORP değerlerinin, oluşan nitrit iyonlarının reaktörde giderildiği

-450

-400

-350

-300

-250

-200

-150

-100

-50

0

50

100

0 1 2 3 4 5 6

OR

P (m

V)

Zaman (Saat)

2a

2b

2c

2d

2e

2f

2g

110

(denitrifikasyonun sona erdiği) zaman aralıklarında tekrar eksi değerlere indiği

görülmektedir. Lourenço et al. (2000) denitrifikasyon koşullarında 45 mg/L ve 60

mg/L nitrat konsantrasyonları kullanarak 24 saatlik anaerobik reaksiyon süresinde

renk giderimini araştırmışlardır. Nitrat indirgenmesinin ilk saatlerde gerçekleştiğini

gözlemlemişlerdir ve bu zaman aralıklarında -150 mV değerlerinde ORP verileri elde

etmişlerdir.

Denitrifikasyon basamağının tamamlanması ile ORP verilerinin -350 mV olarak

azaldığı gözlemlenmiştir. Reaktördeki nitrat konsantrasyonunun en yüksek olduğu 2g

koşullarında ORP değerleri artı değerlere çıkmıştır. Renk giderme veriminin

ortamdaki ORP değerine bağlı olduğu ve düşük ORP değerlerinde (<−50 mV) renk

giderme veriminin arttığı yapılan araştırmalarda rapor edilmiştir (Dos Santos et al.,

2007; Ong et al., 2008). Yüksek konsantrasyonda nitrat içeren 2f ve 2g koşullarında

(36,16 mg/L -N; 113,12 mg/L -N) oldukça yüksek ORP değerlerine

ulaşılmıştır ve bu koşulların renk giderimi için uygun koşulları sağlamadığı

söylenebilir.

4.2.3. Nitratın KOİ giderme verimine etkisi

Reaktöre simüle atıksu, elektron verici (glikoz) ve elektron alıcı (nitrat ve azo boyar

madde) kaynakları eklenerek anaerobik reaksiyon süreci başlatılmıştır. Reaktörde

yaklaşık olarak 1000 mg/L KOİ değerine eş değer glikoz eklenerek

mikroorganizmaların ihtiyacı olan karbon ve enerji kaynağı sağlanmıştır. Glikoz

yükseltgenme reaksiyonunu gerçekleştirerek, biyokimyasal süreçte nitratın ve azo

boyar maddenin indirgenmesi için gereken elektronları sağlamaktadır, bu nedenle

sistemde KOİ’nin zamanla değişimi gerçekleşen biyokimyasal süreçlerde kullanılan

elektron miktarlarının değerlendirilmesinde önemlidir. Şekil 4.23.’de farklı

konsantrasyonlarda nitrata maruz kalan mikroorganizmaların KOİ giderme verimleri

(%) verilmiştir.

Kontrol koşullarında anaerobik reaksiyon süresinin ilk 4 saati içerisinde KOİ’nin

büyük bir kısmı mikroorganizmalar tarafından karbon ve enerji kaynağı olarak

kullanılmış ve yaklaşık % 80 oranında giderilmiştir. Anaerobik reaksiyon sürelerine

111

verilen farklı konsantrasyonlarda nitrat anaerobik süreçteki KOİ giderimini

hızlandırmıştır. Kontrol koşullarında elektron alıcı kaynağı olarak sadece azo boyar

madde olduğundan, kontrol koşulları elektron alıcı kaynağının sınırlı olduğu

koşulları oluşturmuştur. Sisteme nitrat verilmeye başlandığında ise elektron alıcı

kaynağı artık sınırlı olmamaktadır. Böylece açığa çıkan elektronlar ortamda yeterli

miktarda bulunan elektron alıcı kaynağı ile buluşarak KOİ giderimini arttırmıştır.

Panswad and Luangdilok (2000) farklı reaktif boyar maddelerin gideriminde nitratın

KOİ giderimini hızlandırdığını ve daha yüksek KOİ giderme verimleri elde edildiğini

bildirmişlerdir. Fakat ardışık kesikli reaktör kullanarak boyar madde gideriminin

denitrifikasyon koşullarında yapıldığı bir çalışmada ise nitrat varlığının KOİ giderme

verimini etkilemediği rapor edilmiştir (Lourenço et al., 2000).

Şekil 4.23. Nitratın KOİ giderme verimine etkisi (2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N;

2c, 4,52 mg/L -N; 2d, 9,04 mg/L -N; 2e, 18,08 mg/L -N; 2f, 36,16

mg/L -N; 2g, 113,12 mg/L -N)

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6

KOİ G

ider

me

Veri

mi (

%)

Zaman (saat)

2a2b2c2d2e2f2g

112

4.2.4. Nitratın renk giderme verimine etkisi

Renk giderimi azo boyar maddenin elektron alıcısı olarak görev yaptığı

yükseltgenme indirgenme reaksiyonları ile gerçekleşmektedir. Anaerobik koşullarda

elektron verici kaynağının yükseltgenmesi ile açığa çıkan elektronlar azo boyar

maddenin indirgenme reaksiyonlarında kullanılarak azo çift bağı kırılmakta ve renk

giderilmektedir. Bu çalışmada azo boyar madde ile rekabet edici elektron alıcısı olan

nitratın azo boyar madde indirgenmesi üzerine etkileri araştırılmıştır ve

denitrifikasyon koşullarında azo boyar maddenin giderim performansı

değerlendirilmiştir. Şekil 4.24.’de artan rekabetçi elektron alıcı konsantrasyonlarına

(nitrat) maruz kalan mikroorganizmaların renk giderme performansları (%)

sunulmuştur.

Şekil 4.24. Nitratın renk giderme verimine etkisi (2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N;


mg/L -N; 2g, 113,12 mg/L -N)

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6

Ren

k G

ider

me

Veri

mi (

%)

Zaman (saat)

2a2b2c2d2e2f2g

113

Altı saatlik bir anaerobik reaksiyon süresi sonrasında kontrol koşullarında renk

giderme verimi % 93 olarak elde edilirken, artan konsantrasyonlardaki nitratın etkisi

ile elde edilen verim % 64 (113,12 mg/L NO -N) olarak düşmüştür. Renk giderimi,

boyar madde ile rekabet edici elektron alıcısı olan nitrat tarafından engellenmektedir.

Nitrat ve azo boyar madde NADH’ler için rekabet etmekte ve nitrat daha güçlü

elektron alıcısı olduğu için elektronların azo boyar madde tarafından kullanılmasını

engellemektedir. Renk gideriminin sistemde nitrit indirgenmesi tamamlandıktan

sonra gerçekleştiği gözlemlenmiştir (Bkz. Şekil 4.21.).

Artan nitrat konsantrasyonları, azo boyar maddenin indirgenmesi için gereken

elektron verici miktarını arttırmıştır. Mikroorganizmaların maruz kaldığı en yüksek

nitrat konsantrasyonunda (2g, 113,12 mg/L NO -N) ise bu durum daha belirgin

olarak gözlemlenmiştir. Lourenço et al. (2000) Remazol Brilliant Violet 5R azo

boyar maddesinin 24 saatlik anaerobik reaksiyon süresi ile gideriminin incelendiği

denitrifikasyon koşullarını araştırmışlardır. Nitratın bulunmadığı kontrol koşullarında

elde edilen %90 renk giderme verimi, 45 ve 60 mg/L nitrat konsantrasyonlarının

içerdiği çalışma koşullarında % 75 ve % 85 olarak azalmıştır. Nitratın hızlı bir

şekilde gideriminin denitrifikasyon prosesinin gerçekleştiğinin bir kanıtı olduğu ve

azo boyar madde gideriminin nitratın etkisi ile düştüğünü rapor etmişlerdir. Benzer

sonuçlar Wuhrman et al. (1980) tarafından da bildirilmiştir.

Denitrifikasyon basamaklarının tamamlanmadan azo boyar maddenin anaerobik

olarak giderilemeyeceğini vurgulamışlardır. Yapılan başka bir araştırmada farklı

yapıdaki boyar maddelerin artan nitrat konsantrasyonlarına maruz kalan

mikroorganizmaların tarafından giderimi araştırılmıştır (Panswad and Luangdilok,

2000).Çalışmada nitratın azo boyar madde giderme verimini yavaşlattığı rapor

edilmiştir. Fakat çalışmada nitrat varlığının antrakinon boyar maddesinin giderimini

etkilemediği (azo boyar madde ile mevcut elektronlar için rekabet etmediği) ve

bunun antrakinon boyar maddesinin mikrobiyal degradasyon ile değil adsorpsiyon ile

114

gerçekleşmesinden kaynaklandığı rapor edilmiştir. Benzer gözlemler Carliell et al.

(1995) tarından da bildirilmiştir.

Çalışma bulgularının aksine Pearce et al. (2006)’nın yaptıkları çalışmada nitratın azo

boyar madde (Remazol Black B, 50 µM) indirgenmesinde herhangi bir olumsuz

etkiyle karşılaşılmadığı rapor edilmiştir. Elektron verici kaynağı olarak formatın

kullanıldığı çalışmada 20 mM sodyum nitrat konsantrasyonlarında bile azo boyar

maddenin başarılı bir şekilde giderildiği rapor edilmiştir. Benzer bulgular Dos Santos

et al. (2008) tarafından elde edilmiş ve nitratın azo boyar madde indirgenmesinde (1)

ortamdaki redoks potansiyelini değiştireceği (2) ortamdaki mevcut elektronlar için

azo boyar madde ile rekabet edeceğini bildirmiştir. Çalışmada elde edilen bulgularda

ise yaklaşık 1350 mg/L KOİ elektron vericinin olduğu koşullarda nitratın (3 mM, 5

mM) renk giderme verimi üzerinde herhangi bir olumsuz etkisine rastlanmamıştır.

Bu durumun nedeni elektron verici miktarının nitratın indirgenmesi için gereken

miktardan çok daha fazla olması olarak açıklanabilir. Nitrat indirgenmesi renk

giderimini geciktirebilir ama anaerobik reaksiyon süresi tamamlandığında elde edilen

renk giderme verimini değiştirmeyebilir. Tez çalışmasında 2c, 2d, 2e (4,52 mg/L

NO -N; 9,04 mg/L NO -N; 18,08 mg/L NO -N) koşullarında elde edilen anaerobik

renk giderme verimleri yaklaşık olarak % 85 olarak elde edilmiştir (Bkz. Şekil 4.24).

Fakat grafik incelendiğinde anaerobik reaksiyon süresinin birinci saatinde elde edilen

verimlerin artan nitrat konsantrasyonları ile orantılı olarak düştüğü

gözlemlenmektedir. Bu nedenle literatürde nitratın renk giderimi üzerinde olumsuz

etkisine rastlanmayan çalışmalarda, bu durumun nitrattan değil ortamdaki elektron

verici miktarı ile ilişkili olduğundan kaynaklandığı savunulabilir.

Çizelge 4.5. İşletme koşullarının e- verici/e- alıcı oranları

Veri no e- verici/e- alıcı oranı 2a 1085 2b 168,2 2c 84,1 2d 42,05 2e 21,02 2f 10,5 2g 3,4

115

Ortamda elektron verici miktarı sınırlı olmadığı takdirde veya denitrifikasyon ve azo

boyar maddenin indirgenmesi için yeterli elektron vericisin sağlandığı koşullarda

hem nitrat giderimi hem de azo boyar madde giderimi gerçekleşecektir. Böylece

nitratın azo boyar madde giderimi üzerinde olumsuz bir etkisi gözlemlenmeyecektir.

Çizelge 4.5.’de artan elektron alıcı konsantrasyonlarında işletilen reaktöre ait farklı

işletme koşullarının KOİ eşdeğeri cincinden elektron alıcı/elektron verici oranları

hesaplanmıştır (Bkz. Çizelge 4.4.). Reaktördeki elektron verici kaynağının

tamamımın nitrat iyonuna gitmesi durumunda reaktörde olması gereken teorik nitrat

azotu konsantrasyonunun yaklaşık olarak 379 mg/L NO -N olduğu bulunmuştur. Bu

durumda boyar maddenin indirgenmesi için sistemde yeterli elektron kaynağı

kalmayacağı için renk giderimi duracaktır. Bu koşullarda elektron verici/elektron

alıcı (1085/1085) oranı 1 olacaktır. Çizelge 4.5.’de sisteme verilen en düşük elektron

verici/ elektron alıcı oranı teorik olarak hesaplanan değerin (mevcut elektronlarının

tamamının nitrat tarafından kullanılması durumunda) yaklaşık olarak 3,4 katı

kadardır ve renk giderimini oldukça olumsuz etkilemiştir. Bu durum şu şekilde

açıklanabilir. Glikozun yükseltgenmesi ile açığa çıkan elektronlar ATP üretimi için

elektron alıcı, sentez reaksiyonları için hücre tarafından kullanılmaktadır. Oluşan

enerjinin bir kısmı ise mikroorganizma devamlılığı (hücre duvarı, hücre membranı,

flagella sentezi gibi) harcanmaktadır. Bu nedenle yukarıda stokiyometrik olarak

hesaplanan azo boyar maddenin inhibisyonuna neden olacak elektron verici/elektron

alıcı (nitrat) oranının yaklaşık olarak 1/5 oranında bile boyar madde giderimi

olumsuz etkilenmiştir.

4.2.5. Nitratın renk giderme hızına etkisi

Sistemdeki renk giderme performansının değerlendirilmesinde bir diğer parametre de

renk giderme hızıdır. Renk giderim hızı birim mikroorganizmanın birim zamanda

giderdiği boyar madde konsantrasyonu olarak hesaplanmıştır (mg boya/g

MLSS/saat) (Şekil 4.25.).

Genel olarak, nitrat (N+5) anaerobik koşullarda indirgenerek nitrite (N+3), nitrit ise

azot gazına (N0) dönüşmektedir. Reaktöre verilen nitratın büyük bir kısmı anaerobik

reaksiyon süresinin ilk saatinde nitrite indirgenmektedir. Nitrat konsantrasyonunun

116

artması, nitratın indirgenmesi için gerekli elektron ihtiyacını arttırmıştır. Nitrat azo

boyar maddeden daha güçlü bir elektron alıcısı olduğu için, azo boyar madde ancak

nitrat ve nitrit tamamen tükendikten sonra indirgenecektir.

Şekil 4.25. Nitratın renk giderme hızına etkisi (2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N;


mg/L -N; 2g, 113,12 mg/L -N)

Şekil 4.25.’de reaktörün farklı işletme koşulları altında mikroorganizmaların renk

giderme hızlarındaki değişim gösterilmektedir. Renk giderme hızı özellikle 2e (18,08

mg/L NO -N) koşullarında renk giderme verimindeki azalma ile doğru orantılı

olarak düşmeye başlamıştır (Bkz. Şekil 4.24.). Nitrat konsantrasyonlarındaki artış

hem renk giderme hızını düşürmüş hem de renk giderme hızının maksimuma ulaştığı

zaman aralıklarını değiştirmiştir. 2f ve 2g (2f, 36,16 mg/L NO -N; 2g, 113,12 mg/L

NO -N) koşullarında renk giderme hızının maksimuma ulaştığı noktaların aslında

sistemde nitritin tükendiği zaman aralıkları ile aynı olduğu görülmektedir (Bkz. Şekil

4.21.).

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 0,5 1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5 5,5 6

Ren

k G

ider

me

Hızı

(mg

boya

/g M

LSS

/sa)

Zaman (saat)

2a

2b

2c

2d

2e

2f

2g

117

Sonuç olarak glikozun (elektron verici) yükseltgenmesi ile açığa çıkan elektronlar

nitrata giderek denitrifikasyon reaksiyonlarını gerçekleştirdiği için renk giderme hızı

zamanla azalmaktadır. Renk giderme hızının maksimuma ulaştığı zaman aralıklarının

reaktördeki nitritin tamamen tükendiği zaman aralıklarında gerçekleştiği açıktır.

Karbon kaynağının büyük bir kısmı anaerobik reaksiyon süresinin ilk saatlerinde

nitratın indirgenme reaksiyonları için kullanıldığından, sonraki zaman aralıklarında

renk giderimi için gerekli elektron verici kaynağı (glikoz) yetersiz kalmıştır. Bu

nedenle renk giderme hızları artan nitrat konsantrasyonu ile azalmıştır.

Remazol Black 5, Remazol Blue R ve Reaktif Blue 5 boyaları üzerinde yapılan

çalışmalarda, farklı nitrat konsantrasyonlarının renk giderimine etkileri araştırılmış,

Remazol Black 5’in renk giderim kapasitesinde azalma görülmüştür (Carliell et al.,

1995; Panswad ve Luangdilok, 2000). Bunun nedeninin, atık su içerisindeki nitrat ve

azo boyadaki azo bağı arasındaki indirgenme reaksiyonlarının rekabete girmesinden

kaynaklandığı ifade edilmiştir. Diğer boyalarda nitrat eklenmesinin renk giderimine

herhangi bir olumsuz etkisinin olmaması, bu tip boyaların renk gideriminin

mikrobiyal ayrışmayla değil, adsorpsiyon mekanizmasıyla gerçekleşmesinden

kaynaklandığı ileri sürülmüştür. Carliell (1993), deney sisteminde nitratın varlığının,

eklenen nitrat konsantrasyonuyla orantılı olarak renk giderimini bir süre için inhibe

ettiğini ifade etmiştir. Bu da nitratın (termodinamik olarak daha uygun bir elektron

alıcısı olarak) boyaya (Procion Red HE-7B) göre öncelikli olarak indirgendiğini ve

sadece tüm nitrat (ve muhtemelen nitrit) indirgendikten sonra boyanın renk giderimi

başladığını belirtmiştir.

4.2.6. Nitratın anaerobik enzim aktivitesine etkisi

Azo boyaya rengini veren azo bağının kırılmasından sorumlu enzim, bakterilerin

sentezlediği azo redüktaz enzimidir. Sistemdeki renk giderme performansının

değerlendirilmesinde azo redüktaz enzim aktivitesinin incelenmesi bu açıdan

önemlidir.

Farklı işletme koşullarına ait anaerobik enzim aktivitesinin zamana göre değişimi

Şekil 4.26.’da görülmektedir. Azo redüktaz enzimi anaerobik koşullarda bakterilerin

118

sentezlediği renk gideriminden sorumlu bir enzimdir. Azo redüktaz enziminin

ortamdaki nitrat varlığından olumsuz etkilendiği şekilde görülmektedir. Renk

gideriminde meydana gelen düşüş bakterilerin sentezlediği azo redüktaz enzim

aktivitesindeki düşüş ile doğru orantılı olduğu görülmektedir. Kontrol reaktöründe 25

u/mg protein spesifik aktiviteye sahip bakterilerin, özellikle nitrat gideriminin baskın

olduğu 2e, 2f ve 2g koşullarında spesifik enzim aktivitelerinin 10 u/protein ve daha

düşük değerlerde olduğu bulunmuştur.

Şekil 4.26. Nitratın AzoR aktivitesine etkisi (2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N; 2c,

4,52 mg/L -N; 2d, 9,04 mg/L -N; 2e, 18,08 mg/L -N; 2f, 36,16 mg/L

-N; 2g, 113,12 mg/L -N)

Şekil 4.27. gözlemlenen maksimum azo redüktaz enzim aktivitesi değerleri

kullanılarak elde edilmiştir ve azo redüktaz enzim aktivitesinin özellikle

denitrifikasyonun baskın olduğu koşullarda azaldığı görülmektedir. Kontrol

koşullarındaki azoR aktivitesinin (%100) yaklaşık % 60’ının nitratın olumsuz etkisi

ile sınırlandığı bulunmuştur.

0

5

10

15

20

25

0 1 2 3 4 5 6

Azo

R a

ktiv

itesi

(u/m

g pr

otei

n)

Zaman (saat)

2a

2b

2c

2d

2e

2f

2g

119

Sisteme nitrat verildikten sonra elde edilen ilk işletme koşullarında nitratın olumsuz

etkisi ile karışık mikroorganizmalar azo redüktaz enzim seviyesini yaklaşık % 30

oranında düşürmüştür. Karışık mikroorganizmalar 6 saatlik anaerobik süreçte

sistemdeki nitrat konsantrasyonlarının 4,52 mg/L NO -N ve 9,04 mg/L NO -N

olduğu koşullarında ise enzim aktivitesini arttırmıştır. Ortamdaki nitratın bakterilerin

azo redüktaz enzimini sentezlemesi için zıt çevre koşullarını oluşturduğu ve bu

nedenle bakterilerin stres altına girdiği düşünülmektedir. Bu durum stres altında

oluşan bir savunma mekanizması olarak değerlendirilebilir.

Şekil 4.27. Nitratın AzoR aktivitesine (%) etkisi (2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N;


mg/L -N; 2g, 113,12 mg/L -N)

Renk giderme prosesinin denitrifikasyon prosesi ile rekabet etmesi, enzim

seviyelerini oldukça değiştirmiştir. Ancak ortamdaki maksimum nitrat

konsantrasyonunun bakterilerin azo redüktaz enzim aktivitesini inhibe etmeyecek

miktarda olduğu gözlemlenmiştir. Denitrifikasyon prosesinin baskın olduğu özellikle

2e, 2f ve 2g (18,08 mg/L NO -N; 36,16 mg/L NO -N; 113,12 mg/L NO -N)

koşullarında ise azo redüktaz enzimi belirgin ölçüde sınırlanmıştır. Bu koşullarda

0

20

40

60

80

100

2a 2b 2c 2d 2e 2f 2g

Azo

R A

ktiv

itesi

(%)

Veri No

120

elde edilen düşük renk giderme verimlerinin bakterilerin sentezlediği azo redüktaz

enzim seviyelerindeki azalmadan kaynaklandığı savunulabilir.

4.2.7. Nitratın aerobik enzim aktivitesine etkisi

Azo boyaya rengini veren azo bağının kırılması ile renk giderimi sağlanırken, ara

ürünler olarak zehirli ve kanserojen aromatik aminler oluşmaktadır. Aromatik

aminlerin biyolojik ayrışmasında rol alan aromatik halkanın kırılmasından sorumlu

anahtar enzimler ise aerobik koşullarda bakterilerin sentezlediği C12O, C23O,

G12O, P34O, P45O enzimleri olarak bilinmektedir. Çalışmanın bu bölümünde

anaerobik koşullardan alınan bakteri örneklerinde yapılan aerobik enzim aktivitesi

deneyleri, aromatik amin gideriminden sorumlu enzimlerin zıt çevre koşulunu

oluşturan anaerobik koşullardan ve artan nitrat konsantrasyonlarından nasıl

etkilendiğini ortaya çıkarmak amacıyla yapılmıştır. Reaktörden alınan numunelerde

yapılan enzim analizlerinde sadece C12O enzimine rastlanmıştır. Şekil 4.28.’de artan

nitrat konsantrasyonlarına maruz kalan mikroorganizmaların anaerobik reaksiyon

süresinde ölçülen spesifik C12O enzim aktiviteleri sunulmuştur.

Grafikte yer alan değerler, 3 günlük verilerin ortalama değerleridir. Veriler farklı

günlere ait olduğundan, bakterilerin farklı günlerde sentezlediği enzim seviyeleri

arasında farklılıklar vardır. Bu farklılıklar standart sapma değerlerini yükseltmiştir.

Standart sapma değerleri grafiğin görselliğini olumsuz olarak etkilediğinden verilere

standart sapma değerleri eklenmemiştir. C12O spesifik enzim aktivitesinde artan

nitrat konsantrasyonları ile beraber anaerobik reaksiyon süresinin sonlarına doğru

artış gözlemlenmiştir.

121

Şekil 4.28. Nitratın C12O aktivitesine etkisi (2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N; 2c,

4,52 mg/L -N; 2d, 9,04 mg/L -N; 2e, 18,08 mg/L -N; 2f, 36,16 mg/L

-N; 2g, 113,12 mg/L -N)

Elektron alıcı kaynağının sınırlı olduğu kontrol koşullarında elektron verici kaynağı

yavaş tüketildiğinden mikroorganizmalar elektron verici kaynağı bakımından

yetersiz kalmamaktadır. Fakat nitratın etkisi ile hızlı tüketilen elektron verici

kaynağı, reaktörün 2. saatinden sonra yetersiz kalarak boyanın indirgenme ürünü

olan ve zamanla anaerobik koşullarda biriken aromatik aminlerin reaktörde elektron

verici kaynağı olarak kullanılmasına neden olmuş, bu nedenle bakterilerin enzim

aktiviteleri artmıştır.

0

10

20

30

40

50

60

0 1 2 3 4 5 6

C12

O a

ktiv

itesi

(u/m

g pr

otei

n)

Zaman (saat)

2a

2b

2c

2d

2e

2f

2g

122

Şekil 4.29. Nitratın C12O aktivitesine (%) etkisi (2a, kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N;


mg/L -N; 2g, 113,12 mg/L -N)

Nitrat ise aromatik aminlerin elektron verici kaynağı olarak kullanıldığı anaerobik

koşullarda elektron alıcısı olarak kullanılarak C12O enzim aktivitesinin artan nitrat

konsantrasyonlarında artmasına neden olmuştur.

Şekil 4.29., bir önceki şeklin verilerinden elde edilen maksimum C12O enzim

aktivitesi değerleri kullanılarak oluşturulmuştur. 2c verisine (4,52 mg/L NO -N)

kadar olan aktivite artışı stres koşullarında yaşanan savunma mekanizması olarak

değerlendirilmiştir. Karışık mikroorganizmalar enzim seviyelerini yaklaşık olarak %

40 oranında arttırmıştır. Denitrifikasyonun baskın olduğu durumlarda azo boyar

madde indirgenmesi yavaşladığından ortamda oluşan aromatik amin miktarları da

orantılı olarak azalmaktadır. Bu nedenle, hem stres koşulları hem de C12O enziminin

aktive olması için gerekli substrat yoksunluğu reaktördeki 2e, 2f ve 2 g (18,08 mg/L

NO -N; 36,16 mg/L NO -N; 113,12 mg/L NO -N) koşullarındaki spesifik enzim

aktivitesi seviyelerini oldukça azaltmıştır.

0

20

40

60

80

100

2a 2b 2c 2d 2e 2f 2g

C12

O (%

)

Veri No

123

4.2.8. Nitratın aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi

Bu bölümde anaerobik koşullarda azo boyar maddenin indirgenmesi ile oluşan

aromatik aminlerin (benzen ve naftalin esaslı) denitrifikasyon koşullarında oluşumu

ve giderimi araştırılmıştır. Şekil 4.30’da benzen kaynaklı aromatik aminlerin farklı

periyotlarda zamanla nasıl değiştiği (%) gösterilmiştir.

Grafikte gösterilen yüzdelik değerler kontrol koşullarında oluşan maksimum pik

alanına göre hesaplanmıştır. Renk giderimi en fazla kontrol koşullarında

gerçekleştiği için anaerobik reaksiyon süresinde oluşan aromatik amin yüzdesi en

fazla bu koşullarda gerçekleşmiştir. Sistemdeki artan nitrat konsantrasyonlarının

etkisiyle ortamdaki elektron verici olarak görev yapan glikozun büyük bölümü

nitratın ilk birkaç saat içerisinde indirgenmesinde kullanılarak reaktörün diğer zaman

aralıklarında elektron verici kaynağı limitli hale gelmiştir.

Şekil 4.30. Nitratın benzen esaslı aromatik amin oluşumuna ve giderimine etkisi (2a,

kontrol; 2b, 2,26 mg/L -N; 2c, 4,52 mg/L -N; 2d, 9,04 mg/L -N; 2e,

18,08 mg/L -N; 2f, 36,16 mg/L -N; 2g, 113,12 mg/L -N)

0

20

40

60

80

100

0 1 2 3 4 5 6

Ben

zen

Esa

slı A

rom

atik

Am

in (%

)

Zaman (saat)

2a2b2c2d2e2f2g

Documents

T.C. - tez.sdu.edu.trtez.sdu.edu.tr/Tezler/TF01566.pdf · yükseltgenme potansiyeli (ORP), renk giderme hızı, kimyasal oksijen ihtiyacı (KOİ) giderme verimi, mikroorganizmaların