Bilgi : Su Ve Atıksu Arıtmalarında Ileri Arıtma Teknolojileri Ve Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı

[Xzenon]

Dosyayı aşağıdaki adrese yükledim.
http://xzenon34.files.wordpress.com...cevre-gorevlisi-egitimi_aralik-09_m-kitis.pdf

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

SU VE ATIKSU ARITIMINDA İLERİ ARITMA TEKNOLOJİLERİ - ARITILMIŞ ATIKSULARIN GERİ KULLANIMI
T.C. ÇEVRE VE ORMAN BAKANLIĞI
Çevre Görevlisi Eğitimi Ders Notları​

Doç.Dr. Mehmet KİTİŞ
Yrd.Doç.Dr. Nevzat Özgü YİĞİT
Arş.Gör. Hasan Köseoğlu
Arş.Gör. Ş.Şule Bekaroğlu
Süleyman Demirel Üniversitesi
Mühendislik Mimarlık Fakültesi
Çevre Mühendisliği, Isparta
Aralık 2009
2/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
İÇİNDEKİLER
İÇİNDEKİLER 2
1. Membran Prosesleri 4
1.1 Genel Bilgiler 4
1.2. Membranın Tanımı 4
1.3. Membran Hazırlanmasında Kullanılan Materyaller ve Bazı Metodlar 5
1.4. Membranların Sınıflandırılması 5
1.4.1. Basınç Tahrikiyle Yapılan Membran Prosesleri 6
1.4.2. Elektrik Tahrikiyle Çalışan Membran Prosesleri 9
1.5. Akım Türleri 10
1.6. Membranların Yapısı 10
1.7. Membran Modül Konfigürasyonları 11
1.7.1. Tübüler Membranlar 11
1.7.2. Hollow Fiber Modülleri 12
1.7.3. Plaka ve Çerçeve Modüller 13
1.7.4. Spiral Sarım Süzücüler 13
1.8. Akı, Su Kazanımı, Rejeksiyon 16
1.9. Membran Kirlenmesi/Tıkanması 16
2. Membran Biyoreaktörler (MBR) 18
2.1. Genel Membran Biyoreaktör Tanıtımı 18
2.2. Tasarım ve İşletim Parametreleri 20
2.3. Membran Konfigürasyonları 21
2.4. MBR'ların Konvansiyonel Sistemlere Göre Avantajları 22
2.5. MBR'ların Genel Dezavantajları 23
2.6. MBR'larda Çıkış Suyu Kalitesi 23
2.7. Membran Kirlenmesi/Tıkanması 24
2.8. Membranların Temizliği 25
3. İleri Oksidasyon Prosesleri (İOP) 27
3.1. Genel Bilgi 27
3.1.1. İOP Verimini Etkileyen Su Kalitesi Parametreleri 28
3.2. İOP'lerin Sınıflandırılması 28
3.2.1. Hidrojen Peroksit/Ozon 29
3.2.2. UV Sistemleri 29
3.2.2.1. Ozon/UV 29
3/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
3.2.2.2. Hidrojen Peroksit/UV Radyasyon Prosesi 29
3.2.3. Kavitasyon 29
3.2.4. TiO2/UV 29
3.2.5. Fenton Tabanlı İOP 29
3.3. Su ve Atıksu Arıtımında Uygulamaları 31
4. Ultraviyole Işını (UV) ile Dezenfeksiyon 32
4.1. Özet Bilgi 32
4.2. Giriş 32
4.3. UV Radyasyonu Kimyası 33
4.4. Proses Değişkenleri 35
4.5. Mikrobiyal İnaktivasyon Mekanizmaları 37
4.6. Mikrobiyal Yeniden Aktivasyon (reaktivasyon) 38
4.7. Dezenfeksiyon Etkinliği 39
4.8. UV Radyasyonu Üretimi 40
4.9. UV Dezenfeksiyon Teknolojileri 40
4.10. UV Reaktör Dizaynı 44
4.11. İşletim Esasları 45
5. Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı 47
5.1. Neden Geri Kullanım 47
5.2. Geri Kullanım Alanları 48
5.3. Geri Kullanımı Sınırlandıran Faktörler 49
5.3.1. Su Temini ve Talebi 50
5.3.2. Su Kalitesi 50
5.4. Zirai Sulama Alanında Geri Kullanım İçin Mevcut Mevzuatlar 53
6. Kaynaklar 58
4/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
1. Membran Prosesleri
1.1. Genel Bilgiler
Membranlar ayırma ve saflaştırma işlemleri için kullanılırlar. Membran prosesleri de
ayırma işlemleri olarak isimlendirilebilir. Membran prosesleri fiyat ve arıtma etkisi
bakımından hızlı bir şekilde su ve atıksu endüstrisinde kendini kabul ettirmiştir.
Günümüzde hızla gelişmekte olan polimer endüstrisi membran teknolojilerini çok daha
rekabetçi hale getirmektedir. Günümüzden 20 yıl öncesine kadar membran prosesleri
az bilinmekteydi. Bugün ise Amerikan Çevre Koruma Teşkilatı (EPA) tarafından en iyi
arıtma teknolojilerinden biri olarak tanımlanmaktadır. Membran prosesinin içme
sularında geniş ve çeşitli uygulama alanları mevcuttur. İçme suları için yüksek kalitede
ürün vermektedir. Membran prosesleri atıksu arıtımı, içme sularının uygun kaliteye
getirilmesinin yanı sıra hafif tuzlu suların ve deniz sularının tuzsuzlaştırılmasında da
kullanılır. Bu yöntem ucuz su kaynaklarının bulunmadığı hallerde kullanılır. Çünkü
yüksek maliyetlidir. Son zamanlarda membran prosesleri yumuşatma ve organiklerin
gideriminde de kullanılmaktadır. Sonuç olarak membran proseslerinin önemi
anlaşılmaya başlanmış ve her geçen gün yeni uygulama alanları bulmuştur.
Membran proseslerinin ana hatlarıyla uygulama alanları:
o Su (ham su) arıtımı
o Evsel ve endüstriyel atıksuların arıtımı ve geri kullanımı
o Hafif tuzlu sulardan ve deniz sularından tuz giderilmesiyle içme suyu elde edilmesi
o Yumuşatma ve organiklerin giderimi
o Endüstriyel proses suyu eldesi
Membran proseslerinin kullanıldığı başlıca endüstri alanları ise şunlardır: Kimya,
petrokimya, çevre, eczacılık, ilaç, gıda, günlük gıdalar, meyve konsantresi, kağıt, tekstil,
elektronik endüstrisi ve benzeri endüstriler. Mevcut uygulamalar arasında aşağıdaki
alanlar ilk akla gelenler arasındadır:
1) İnsan kanının saflaştırılması (temizlenmesi) için diyaliz (yapay böbrek)
2) İçme suyu üretmek için tuzlu sulardan suyun arıtılması olan elektrodiyaliz
3) Deniz suyunun desalinasyonu için ters osmoz
4) Peynir, kazein, peyniraltı suyu ve sütten büyük protein moleküllerinin konsantre
edilmesi için ultrafiltrasyon
5) Eczacılık ve medikal ürünlerin, bira, şarap ve meşrubatların sterilizasyonu için
mikrofiltrasyon
1.2. Membranın Tanımı
Bir membran aynı zamanda diğer başka faktörlerde etkili olduğu halde maddelerin
kabaca moleküler büyüklüklerinin baz alınarak ayrılmalarını sağlayan bir araçtır. Ayrıca
yüklü parçacıkların üzerinden geçişini düzenler ve böylece bir elektrik potansiyelin
oluşması için gerekli şartları oluşturur. Bir membran prosesinde iki fazı fiziksel olarak
ayıran üçüncü bir faz olan membrana ihtiyaç vardır. Membran iki faz arasında bir ara
fazdır. Bir membran prosesinde iki faz arasına yerleştirilen membran fazı, bu iki faz
arasındaki kütle değişimini kontrol eder. Bir membran ayırma prosesindeki fazlar
karışımlardır. Bu sebeple ayırma prosesinde karışımdaki bileşenlerden birisinin
diğerlerine tercihen değişimine izin verilir. Dolayısıyla membran diğer bileşenlere karşı
seçici davranır. Bu yüzden bir faz bileşenlerden birisi bakımından zenginleşirken diğer
fazda ise hızla azalır. Bu açıklamalar kapsamında membran prosesini, bir bileşenin
5/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
membran tarafından ayrılan bir fazdan diğer faza seçici ve kontrollü olarak taşınması
diyebiliriz.
Herhangi bir türün membran üzerinden hareketine bir veya iki yürütücü kuvvet (itici güç)
sebep olur. Bu yürütücü kuvvetler bir kimyasal potansiyel veya elektrik potansiyel
değişiminden kaynaklanırlar. Kimyasal potansiyel gradyenti (değişimi), konsantrasyon
veya basınç değişimi veya her ikisinden de kaynaklanabilir.
1.3. Membran Hazırlanmasında Kullanılan Materyaller ve Bazı Metodlar
Ticari amaçlı kullanılan ilk membranlar homojen bir yapıya sahiptiler. 1950'lerin
sonunda Loeb ve Sourirajan, selüloz asetat membranların hazırlanması için faz
dönüşümü (phase inversion) metodunu geliştirmişlerdir. Bu metotta esterin bir çözücüde
çözünmesiyle elde edilen viskoz çözelti, ince bir tabaka halinde cam üzerine
dökülmekte ve ester, filmin üst yüzeyinin soğuk suyla teması sonucu katılaşmaktaydı.
Daha sonra sentezlenenen yapıyı sağlamlaştırmak üzere çeşitli gözenek oluşturucu
maddeler ve şartlandırıcı ajanlar ilave edilmiş ve böylece farklı büyüklüklerdeki
gözenekler elde etmek mümkün olmuştur. 1960'ların başında Michaels asimetrik bir
poliiyonik membran sentezlemiş ve şimdi ise membran yapımında çok farklı yapıda ve
özellikte polimerler kullanılmaktadır. Çizelge1.1'de membran yapımında kullanılan çeşitli
maddeler verilmiştir. Membran hazırlamanın diğer bir metodu ise bir polimer tabakasının
çift taraflı gerilmesiyle (stretch) üretilirler. Birinci gerdirme (stretch) işleminde gözenekler
oluşurken birinciye dik açılarla gerilme sonucu bu gözeneklerin açılması sağlanır.
Çizelge 1.1. Membran yapımında kullanılan çeşitli maddeler.
Çeşitli polimer membran maddeleri
Silikon Polipropilen Polifuran
Polisüfon Selüloz asetat Hidrofilik poliolefinler
Polikarbonat Selüloz nitrat Polialkilsülfon
Polivinilidendiflorid Polieterimid Sülfolanmış polistiren
Poliakrilonitril Akrilikler Polimetilmetaakriilat
Naylon 6 Karbon Polivinilklorid
Naylon 6,6 Sülfolanmış polisülfon Polieteramid
Aromatik poliamid Polistiren Polieterüre
Alümina Zirkonya Paslanmaz çelik
1.4. Membranların Sınıflandırılması
Yapısı ve fonksiyonları farklı olan pek çok membran çeşidi vardır. Şekil 1.1'de gözenek
çapı, membran ayırma işlemi ve süzülen maddelerin büyüklüğü arasındaki ilişkilerin
karşılaştırılması görülmektedir.
6/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 1.1. Süzülen madde, gözenek çapı ve membran prosesleri arasındaki ilişki.
Membran proseslerini proses sırasında uygulanan kuvvetler bakımından inceleyebiliriz.
Genelde uygulanan kuvvetler basınç ve elektriksel potansiyel kuvvetlerdir. Bunun yanı
sıra membran hava sıyırması ve pervaporasyon gibi kuvvetler de vardır. Ancak bu iki
kuvvet ticari anlamda pek önemli değildir.
1.4.1. Basınç Tahrikiyle Yapılan Membran Prosesleri
Membranlar seçici bariyer görevi yapmaktadırlar. Membran özelliğine göre, su içerisinde
bulunan muhteviyattan bazısı geçerken bazısı da geçişini tamamlayamaz ve membran
içinde bloke olur. Suyun membrandan geçişi için tahrik edici bir kuvvete ihtiyaç vardır.
Su arıtımında tahrik edici kuvvet genelde basınçtır. Tahrik edici kuvvet olarak basıncı
kullanan membran prosesleri aşağıdaki gibidir.
o Mikrofiltrasyon (MF)
o Ultrafiltrasyon (UF)
o Nanofiltrasyon (NF)
o Ters Osmoz (RO)
MF ve UF tipik olarak partiküller ve mikrobiyal içeriklerin giderilmesinde kullanılır. Bunlar
düşük basınçla çalışan membranlardır. Ayrıca bu proseslerde negatif ya da pozitif
basınçlarda kullanılabilir.
NF ve RO ise içinde organik ve inorganik çözünmüş muhteviyatı olan içme sularında
kullanılır. Buradaki işletme basıncı MF ve UF'ye göre daha yüksektir. Bu prosesleri biraz
daha ayrıntılı incelemek istersek;
Mikrofiltrasyon (MF)
Uzaklaştırılan partiküller yaklaşık 0.1-1 mikron aralığındadır. Genelde askıda katı
maddeler ve büyük kolloidler atılırken makro moleküller ve çözünmüş maddeler
membrandan geçer. Mikrofiltrasyon uygulamaları arasında bakterilerin, flok maddelerin
veya askıda katı maddelerin uzaklaştırılması sayılabilir. Transmembran basıncı 0.7
bardır (10 psi).
7/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Ultrafiltrasyon (UF)
10-1000 Ao aralığındaki partiküllerde makromoleküller ayırma gerçekleştirir. Bütün
çözünmüş tuzlar ve küçük moleküller membrandan geçer. Uzaklaştırılan maddeler
arasında kolloidler, proteinler, mikrobiyolojik kontaminantlar ve büyük organik moleküller
vardır. Moleküler ağırlık cut-off (kesme) değerleri 1000-100.000 arasındadır.
Transmembran basıncı 1-7 bardır (15-100 psi).
Nanofiltrasyon (NF)
Yaklaşık 1 nm (10 Ao) büyüklüğündeki partikülleri uzaklaştırır. Bu yüzden
"nanofiltrasyon" olarak adlandırılır. Nanofiltrasyon, mikrofiltrasyon ve ters osmoz
arasında çalışır. Molekül ağırlığı 200-400'den büyük organik moleküller atılır. Aynı
zamanda çözünmüş tuzların % 20-98'i uzaklaştırılır. Tek değerlikli anyonları olan
(monovalent) tuzlar (NaCl, CaCl2) %20-80 oranında uzaklaştırılırken çift değerlikli
anyonları olan (divalent) tuzlar % 90-98 oranında atılır. Tipik uygulamalar arasında
yüzey sularından renk ve toplam organik karbonun uzaklaştırılması, kuyu suyundan
sertlik ve radyumun uzaklaştırılması, gıda ve atıksu uygulamalarında organik
maddelerin anorganik kısımdan ayrılması sayılabilir. Transmembran basıncı 3,5-16
bardır (50-225 psi).
Ters Ozmos (RO)
Ters ozmos, mümkün olan en yüksek seviyede süzmedir. Ters osmoz membran,
çözünmüş bütün tuzlara ve anorganik molekülleri ve molekül ağırlığı 100'den büyük
olan organik moleküllere bir engel-bariyer görevi yapar. Öte yandan su molekülleri
membrandan serbestçe geçerek ürünü oluştururlar. Çözünmüş tuzların atılımı % 95-99
arasındadır. Ters osmozun çok çeşitli uygulamaları şunlardır: deniz suyunun veya kireçli
suların içme suyu eldesi amacıyla desalinasyonu, atıksu geri kazanımı, gıda ve meyve
suyu işleme, biyomedikal ayırmalar, evlerdeki içme suyunun ve endüstriyel proses
suyunun saflaştırılması. Ayrıca ters osmoz, yarı iletken sektörü, güç üretimi (kazan besi
suyu hazırlanması) endüstrisi ve laboratuar/medikal uygulamaları için ultra saf su
üretiminde yaygın olarak kullanılır. Transmembran basıncı 14-69 bardır (200-1000 psi).
Membran prosesinde MF ile UF arasındaki esas fark tuttukları molekül ağırlıkları veya
membran gözenek boyutlarında ortaya çıkar. Tutulacak molekül ağırlığı membran
üreticileri tarafından su özelliğine göre belirlenir. Üretici tarafından belirlenen bu
şartnameye göre glikol ve protein gibi makro çözünebilir molekül kütlesinin % 90'ının
tutunması sağlanabilmelidir. Gözenek boyutu membran yüzeyindeki mikro boşlukların
çaplarını tanımlamakta kullanılır.
Boşluk boyutundan başka performansı etkileyen diğer etkenlere örnek olarak filtrasyon
süresi boyunca membran yüzeyinde kek katmanının oluşması da söylenebilir. Bu
membran kullanımı açısından olumsuz bir etki yaratır. Bu yüzden membrana etki eden
tüm faktörlerin izlenmesi gerekir.
Farklı basınçlarla çalışarak istenen içeriğin ayrılmasında farklı sonuçlar elde edilebilir.
Çünkü basıncın farklılaşmasıyla katılar ve daha küçük olan tuzlar giderilebilir.
Giderilmesi istenen içerikler çok geniş bir yelpazede olduğundan basınçlarda çok farklı
olabilmektedir. Aşağıda basınçla tahrik edilen membran prosesleri için tipik işletme
basınçları Çizelge 1.2'de verilmiştir.
8/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Çizelge 1.2. Basınçla tahrik edilen membran prosesleri için tipik işletme basınçları.
Membran Prosesi Tipik İşletme Basıncı Aralığı (psi)
Ters Osmoz
Deniz Suyu 800-1200
Az Tuzlu Su
Düşük Basınç 150-300
Standart Basınç 350-600
Nanofiltrasyon 50-150
Ultrafiltrasyon/Mikrofiltrasyon 3-40; vakum olarak 3-12
En çok bilinen çeşitleri RO ve NF olan basınç tahriki ile çalışan membran proseslerinin
şematik olarak gösterimi Şekil 1.2'de verilmiştir.
Şekil 1.2. Basınç tahrikiyle yapılan membran prosesinin şematik gösterimi.
Ham su, besleme pompasıyla basınçlandırılır. Basınçlandırılmış su membran
yüzeyinden işletme düzeni uyarınca çapraz akış ile geçer. Basınçlandırılmış giriş
akımının bir kısmı membrandan geçer ve süzüntü (ürün) olarak ortaya çıkar. Kalan
kısım ise konsantre hale geçer ve sistemden atılır. Membranın seçici özelliği;
membrandan çıkan akımın giriş akımına göre çok düşük konsantrasyonlarda muhteviyat
bulundurması olarak tanımlanabilir. Membran proseslerinin seçiciliği sayesinde,
muhteviyatın ayrılması kolay olarak kontrol altına alınabilir. Yarı geçirgen özelliğe sahip
membranlar (RO ve NF) için suda çözünürlüğü ve difüzyon oranı tuzlardan daha fazla
olan muhteviyatlar ve diğer bileşikler besleme suyunda bulunur. UF ve MF'de ise
ayırma basit bir membrandan süzülme ile gerçekleştirilir. Bazı durumlarda membran
yüzeyinde birikme meydana gelir. Bu birikme ve akım türleri Şekil 1.5'de görülebilir.
Bazı firmalar vakum ile tahrik edilen MF ve UF sistemlerini tavsiye eder. Bu sistemlerde
süzüntü suyu emilerek proses tankından alınır. Bu düzenlemede pozitif basınç yapmak
için kullanılan pompa süzüntünün çıktığı akım boyuna taşınmış ve vakum sağlanmıştır.
Şekil 1.3. osmotik basınç konseptini göstermektedir.
9/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 1.3. Osmotik basınç ve ters ozmos.
1.4.2. Elektrik Tahrikiyle Çalışan Membran Prosesleri
Bu proseste elektriksel potansiyel sayesinde çözünmüş iyonlar suyu geçirmeyen ancak
iyonları geçirebilen membranlardan geçer ve proses tamamlanır. Bu proses aşağıdaki
şekilde şematik olarak gösterilmiştir (Şekil 1.4). Şekilde görüldüğü gibi anyonlar (-) ve
katyonlar (+) pozitif ve negatif yüklerin arasındaki alandan etkilenerek membranlardan
geçerler. Elektrotlara akım verildiği zaman oluşan alan sebebiyle katyonlar negatif yüklü
elektroda doğru hareket ederler. Katyonlar katyon membranından geçerler ancak anyon
membranlarından geçemezler ve bu membran üzerinde tutunurlar. Sonuçta tuz
konsantre olmuş akımda daha da yoğunlaşır. Sonuç itibariyle ürün olarak elde edilen
su, başlangıçta alınan besleme suyundan daha seyreltilmiş ve konsantre akım ise daha
yoğun olarak membran ünitesini terk eder.
Şekil 1.4. Elektrodiyaliz (ED) prosesi akım şematiği.
10/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
1.5. Akım Türleri
Mevcut çeşitli filtrasyon teknolojileri besi çözeltisinden uzaklaştırılan partiküllerin
büyüklüğü baz alınarak iki kategoride sınıflandırılabilir. İlki askıda katı maddelerin
konvansiyonel makrofiltrasyonu olan besi çözeltisinin filtre medyası üzerinden dik yönde
geçirilmesidir. Bütün çözelti medyadan geçer ve sadece bir çıkış akısı oluşturur. Bu tür
süzme elemanlarına örnek olarak kartuş filtre, torba filtreler, kum filtreleri ve multimedya
filtrelerini verebiliriz. Makrofiltrasyon 1 mikrondan büyük partiküllerle sınırlıdır.
İkincisi ise küçük partiküller ve çözünmüş tuzların uzaklaştırılmasında kullanılan "teğet
akış" olarak Türkçeye çevirebileceğimiz "crossflow" süzmedir. Bu metotta membran
yüzeyine paralel olarak akan basınçlı bir besi vardır. Besi çözeltisinin bir kısmı
membrandan süzülürken süzülmeden akan kısım arkadan gelen besi çözeltisi
tarafından uzaklaştırılır. Membran yüzeyi üzerinden sürekli bir akış olduğu için atılan
partiküller birikmez. Şekil 1.5'de crossflow süzme görülebilir.
Şekil 1.5. Membran akım türleri şematik gösterimi.
1.6. Membranların Yapısı
Evsel atıksuların arıtımında kullanılan membran prosesleri uygulamalarının hemen
hemen tümünde, membranlar sentetik organik polimerlerden yapılmıştır. Basınçla tahrik
edilen proseslerde sıvının taşınmasında hem selülozik olan hem de selülozik olmayan
membranlar kullanılır. Selülozik membranlar genelde asimetrik (membran tek bir
maddeden yapılmıştır ancak yoğun bir bariyer tabakası ile gözenekli destek tabakası
mevcuttur) olurlar. Selülozik olmayan membranlar ise hem asimetrik hem de kompozit
(bariyer ve destek tabakası ayrı malzemelerden yapılmış olan) olabilmektedirler.
Aşağıdaki Çizelge 1.3'de kullanılan bazı RO ve NF membranlarının kompozisyonları ve
formları verilmiştir.
11/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
ED proseslerinde sentetik polimerler kullanırlar. Bu sentetik polimerler vinil bileşiklerinin
çapraz bağlı sülfonlanmış kopolimerleri (katyon transfer tipi) olabileceği gibi kuaterner
amonyum anyon değiştirici gruplar ile vinil monomerlerinin çapraz bağlı kopolimerleri
(anyon transfer tipi) de olabilir. Bunlar düz tabaka formunda bir iyon değiştirici reçine
gibi düşünülebilir. MF ve UF membranları malzemeleri bakımından çok çeşitlidir.
Genelde polipropilen, polivinil diflorid (PVDF), polisülfon, polietersülfon ve selüloz asetat
kullanılan malzemeler arasındadır. Membran malzemelerinin çeşitli olması farklı
özellikler göstermelerine sebep olur. Bu farklı özellikler pH, oksidan duyarlılığı, yüzey
yükü ve hidrofobiklik olarak sayılabilir. Bu materyal karakteristikleri membranın proseste
kullanılıp kullanılmayacağını belirler.
Çizelge 1.3. Su arıtımında kullanılan bazı RO ve NF membranları ve özellikleri.
Proses Bariyer
Kompozisyonu Membranın Formu
Ters Osmoz (RO) Selüloz Asetat
(CA)
Asimetrik, Düz
tabakalı
CA Blend Asimetrik, Düz
tabakalı
Selüloz Triasetat Asimetrik, Hollow
fiber
Alifatik Poliamid Kompozit, Düz
tabakalı
Aromatik Poliamid Kompozit, Düz
tabakalı
Aromatik Poliamid Asimetrik, Hollow
Fine Fiber
Nanofiltrasyon
(NF) Aromatik Poliamid Kompozit, Düz
tabakalı
Polypiperazid Kompozit, Düz
tabakalı
Polivinil Alkol
Türevleri
Kompozit, Düz
tabakalı
Sülfonlanmış
Polietersülfon
Kompozit, Düz
tabakalı
1.7. Membran Modül Konfigürasyonları
1.7.1. Tübular Modüller
Tübular membran modülleri değişik sayılarda tüp içerirler ve uzunluk olarak 6 m'ye
ulaşabilirler. Tübular membran modülü gözenekli paslanmaz çelik veya plastik bir tübe
direkt olarak polimer çözeltisinin döküm yapılmasıyla hazırlanır. Bu sayede membranlar
paslanmaz çelik tüpler ile desteklenmiş olurlar. Çoğu tasarımlarda tüpler seri bağlıdır.
Bu sebeple besi kanallarının çapı büyük verildiği sürece geri kazanımı maksimuma
çıkarmak için bir modül çoklu geçiş konfigürasyonu şeklinde çalışabilir. Bu modül
sisteminin avantajları besi çözeltisi akış hızının kolayca ayarlanması ve besi kanalları ve
daha da önemlisi ürün kanallarının mekanik olarak kolayca temizlenebilmesidir. Bu da
sık temizliğin gerekli olduğu gıda ve günlük gıda uygulamaları için uygunluk sağlar.
Tübular konfigürasyon temizliğinin kolay olmasının yanında önemli bir avantajı da çoğu
şartlar altında çok fazla basınç düşmesi olmadan türbülans akışı sağlayacak kadar
büyük bir tüp çapına (ters osmoz uygulamaları için tipik olarak 0.5 inch) sahip olmasıdır.
12/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Bu özellik onu tıkanmaya karşı çok dirençli yapar. Fakat bu modülün iki dezavantajı
vardır: 1) geniş besi kanallarından (ve modüller üzerinden çok miktarda suyu
pompalamak için gerekli ekipmandan) dolayı yüksek enerji kullanımı ve 2) modüllerinin
paketleme yoğunluğunun düşük olmasından kaynaklanan yüksek yatırım maliyeti.
1.7.2. Hollow Fiber Modüller
Silindirik geometrisi olan membranlar iç boşluk çapına göre sınıflandırılabilirler.
1) Hollow fiberler: 0.5-2.5 mm
2) İç çapı dar olan fiberler: 3-8 mm
3) İç çapı geniş olan fiberler: 10-25 mm
Ticari fiber modüller 3 farklı konfigürasyonda çalıştırılabilir.
Bunlar:
1) Besinin fiberin dış kısmından verildiği süzücüler: besi ve ürün zıt yönde akar
2) Besinin fiberin dış kısmından verildiği süzücüler: besi fibere teğet akar
3) Besinin fiberin iç kısmından verildiği süzücüler. Besi ve ürün zıt yönlerde akar
Aşağıda Şekil 1.6'da hollow fiber membranların iki modu gösterilmiştir.
Şekil 1.6. Hollow fiber modüllerin işletim modları.
Bütün bu akış şekillerinin hepsi için süzücüler (permeators) plakalı ve tüp ısı
değiştiriciler (eşanjörler) gibi yapılmışlardır. Çapları genelde 100-500 ?m arasında olan
fiberler birbirlerine paralel olarak düzenlenirler ve tüp boyunca cihazın başından veya
sonundan veya her iki tarafından da geçer. Yüksek basınçlı besiyi düşük basınçlı
üründen korumak için sızdırmazlık parçası olan salmastralar kullanılır. Şekil 1.7'de
hollow fiber bir modülün ara kesiti görülmektedir.
13/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 1.7. Hollow fiber bir modülün ara kesiti
Besinin fiberin dış kısmından verildiği süzücülerde besi, membran fiberlerinin dış yüzeyi
ile temas halindedir. Besi fiberin içine difüzlenir (nüfuz eder) ve daha sonra fiber iç
boşluğuna kadar iner ve buradan basınç cihazının dışına çıkacağı tüpleri tutan halkadan
geçerek dışarı çıkar. Kabuk kısmından beslenen ticari cihazlarda iki farklı akış
konfigürasyonu olan zıt akım ve radyal teğet akış (crossflow) kullanılır.
Zıt akışlı modüllerde besi ve ürün çıkışları zıt yönlerde fakat fibere paralel akar. Öte
yandan, radyal bir teğet akış modülünde ise besi, fiberlerin boyuna dik olacak şekilde
radyal yönde hareket eder.
Besinin fiberin içindeki boşluğa verildiği süzücüler ise aynı zamanda ticari olarak ta
kullanılmaktadır. Bu sistemde iki adet fiber tutucu halkaya ihtiyaç vardır. Bunlardan
birinden besi girişi olurken diğerinden uzaklaştırılan maddeler çıkar. En etkili işlem şekli
ürünün besiyle zıt yönde (counter current) uzaklaştırılması olduğu için bu metod
kullanılır.
Bu konfigürasyonda kullanılan hollow-fiber membranların su geçirgenliği, spiral sarım
membranlarda kullanılan düz tabakalı ince film kompozit veya asimetrik membranlardan
daha azdır. Fakat hollow-fiber membranların tuz giderme oranı daha yüksektir ve daha
yüksek basınçlarda çalışabilirler.
1.7.3. Plaka ve Çerçeve Modüller
Bu modüllerde spiral sarım modüllerde olduğu gibi iki düz tabaka membranın aynı
zamanda ürün kanalı olan bir destek tabakasıyla ayrıldığı sandviç türü bir membran
kullanılır. Bazı dizaynlarda membranlar disk formundadır. Membran diskleri ayırıcılarla
birbirlerinden ayrılmıştır. Bunlar besi çözeltisinin membran halkasının bir tarafından
radyal olarak içeri girmesine ve yine radyal olarak dışarı çıkmasına imkan verirler. Bu
modül dizaynı yüksek geri kazanımları mümkün kılan uzun besi kanalları oluşturur.
1.7.4. Spiral Sarım Süzücüler
Düz membran filmlerinden oluşan spiral sarım bir süzücü Şekil 1.8'de gösterildiği gibi
yapılır. İki membran tabakası, arasında bir ayırıcı ile beraber delikli bir tübe sarılır. İşlem
sırasında basınçlı besi membranın dış yüzüyle temas eder. Besi membran üzerinden
difüzlenir ve sonra sarılmış membran boyunca besiden daha düşük basınçlı toplama
14/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
tüpüne doğru akar. Ürünün membran boyunca yolculuğu spiral bir harekete benzer ve
zarfın merkezi olan perforeli tübe kadar devam eder. Tuz ya da atıklar modülün öbür
ucundan çıkarlar.
Spiral sarım modüllerde besi ve ürün akışı birbiriyle ne aynı yönde ne de zıt yönde
akarlar. Aksine, spiralin herhangi bir noktasındaki akış yaklaşık aynı düzlemdedir fakat
birbirlerine diktir. Spiral sarım bir modül elde etmek için membranlar bir basınç cihazının
içine yerleştirilmelidir. Uzun, tek bir yaprağın toplama tüpü etrafına sarılması yerine her
biri toplama tüpüne bağlı birden fazla zarf içeren çok zarflı ya da yapraklı modüller
olabilir. Üretimi kolaylaştırmak ve uzun ürün kanallarından kaynaklanan basınç
düşmelerinden kurtulmak için spiral sarım modüllerin çoğu çok yapraklı tiptedir
(Membrane Processes Design Guide, 2001).
Şekil 1.8. Spiral sarım bir membran (Membrane Processes Design Guide, 2001).
Genelde besi kanalı ayırıcıları gözenekli polipropilenden yapılırlar ve tasarımları
uygulamaya bağlı olarak değişir. Mesela deniz suyu desalinasyonu için gözenek,
türbülansı en yükseğe çıkarmak, basınç düşmesini en aza indirmek ve yüksek
paketleme yoğunluğunu sağlamak üzere dizayn edilir. İki membran tabakası arasına
yerleştirilen ürün kanalı ayırıcısı genellikle besi kanalı ayırıcısından daha küçük
gözeneklerden yapılmıştır. Bu ayırıcılar membranın yüksek basınca karşı koymasını
sağlayacak kadar ve yeterli desteği sağlayacak kadar küçük fakat ürünün toplama
tüpüne yolculuğu için düşük dirençli bir yol sağlayacak kadar da açık olmalıdır.
Genelde çok yapraklı spiral sarım modüller için endüstriyel standart 203 mm (8 inç) çap
ve 1 m. uzunluktaki bir modül için yaklaşık 33.9 m2 membran kullanılmaktadır. Ne var ki,
daha büyük çaplı modüllerde yapılabilir. Çapı 279 mm (11 inç) ve yaklaşık 65 m2
membran içeren çok yapraklı modüllerde mevcuttur. Şekil 1.9 spiral sarım membran
modüllerini ve basınç kabını göstermektedir. Şekil 1.10 çok kademeli (multi-stage)
olarak tasarlanmış bir RO arıtma sisteminin akım şemasını göstermektedir.
15/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 1.9. Spiral sarım membran modülleri ve basınç kabı (Membrane Design Guide,
2001).
Şekil 1.10. Çok kademeli (multi-stage) olarak tasarlanmış bir RO arı&#"_______tma sisteminin akım
şeması (konsantre akımına göre kademeli).
16/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
1.8. Akı, Su Kazanımı, Rejeksiyon
Akı: Bir membran içinden geçen su akış oranı olup, membran birim alanının birim
zamanda geçirdiği hacim miktarıdır. Akı membran prosesleri için en önemli tasarım
parametresi olduğu gibi aynı zamanda da en önemli işletme parametrelerinden birisidir.
Arıtılacak suyun kalitesine göre secilecek akı hem ilk yatırım maliyetini hem de işletim
maliyetini doğrudan etkileyecektir. Akının formülü aşağıda denklem 1.1'de verilmiştir.
Akı= Qp/A (1.1)
Qp=permeyt (süzüntü) debisi (Litre/saat)
A=membran toplam alanı (m2)
Su Kazanımı: Çapraz akışlı (cross flow) membran sistemlerinde sisteme beslenen
suyun/atıksuyun bir kısmı membrandan geçerek (permeyt=süzüntü) arıtılır, geri kalan
kısmı isemembran yüzeyinden arıtılmadan konsantre hattına geçer. Çapraz akışlı
sistemlerde arıtılan su miktarının toplam beslenen suya/atıksuya oranı membran
sisteminin su kazanımını (recovery) verir. Su kazanımı aşağıda verilen denklem 1.2
yardımıyla hesaplanır.
Su kazanımı (%) (recovery)= Qp/Qf x 100 (1.2)
Qp=permeyt (süzüntü) debisi (Litre/saat)
Qf=giriş/besleme debisi (Litre/saat)
Rejeksiyon (arıtma verimi/giderim): Membran prosesinde arıtılacak olan su/atıksu
içerisindeki hedef kirleticinin (organik madde, mikrokirletici, ağır metal, çözünmüş katılar
vs.) membran prosesinde giderilen miktarını belirten terimdir. Rejeksiyon aşağıda
verilen denklem 1.3 yardımıyla hesaplanır.
Rejeksiyon (%) (kirletici, çözünmüş madde vs giderimi)= (Cf-Cp) / Cf x 100 (1.3)
Cp= permeytdeki kirletici konsantrasyonu (mg/L)
Cf= girişdeki kirletici konsantrasyonu (mg/L)
1.9. Membran Kirlenmesi / Tıkanması
Çok küçük partiküllerin membran yüzeyinde birikmesiyle meydana gelir. Cross-flow
hidrodinamiği nedeniyle besleme suyundaki partiküller membran yüzeyinde birikirler.
Membran akı oranı, çapraz akış hızı ve partiküllerin yayılması konsantrasyon miktarına
bağlı olarak değişir. Membran tıkanmasının temel belirtisi sabit basınç altında akının
azalmasıdır. Süzüntü suyunun kalitesi azalır ve modül basınç kaybı artar.
o İnorganikler
Genel inorganik kirleticiler ince dağılmış kil ve silt, oksitler, metallerin sülfitleridir. İnce
dağılmış kil ve silt daha çok yüzeysel sularda bulunur. Oksitler ise metal içeren
malzemelerin korozyonundan, oksitlendirilmiş yeraltı veya yüzeysel sularında, atıksu ve
su arıtmada kullanılan metal tuzlarından (özellikle alum) kaynaklanır.
17/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
o Mikrobiyal
Mikroorganizmalar özellikle de bakteriler membran yüzeyinde biyofilm oluştururlar ve
polimerik membranlara zarar verirler. Mantar ve küfler sistem kapandığında depolanma
sürecinde bile membran yüzeyinde koloni oluştururlar.
o Organikler
Büyük moleküler ağırlığa sahip organik muhteviyat (hümik asit, fulvik asit, taninler ve
ligninler) membranın tıkanmasına neden olurlar. Besleme suyunun içinde bulunan
katyonlar, kalsiyum, demir, kil ve kompleks oluşturabileceği muhteviyat tıkama yapma
özelliğine sahiptir.
18/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
2. Membran Biyoreaktörler (MBR)
2.1. Genel Membran Biyoreaktör Tanıtımı
Son yıllarda polimer ve dolayısıyla membran teknolojisindeki çok hızlı gelişmeler ve
üretim maliyetinin azaltılması sebebiyle gerek içme suyu gerekse de atıksu arıtma
alanlarında membran prosesleri (özellikle mikrofiltrasyon ve ultrafiltrasyon)
konvansiyonel sistemlerle maliyet açısından rekabet edebilir hale gelmiş ve geniş çapta
uygulanmaya başlanmıştır. Dolayısıyla, atıksu arıtmada uygulanan MBR'lar da gelişmiş
ve gelişmekte olan ülkelerde son on yılda eksponansiyel bir artışla arıtma tesislerinde
devreye alınmıştır (Stephenson vd., 2000; Gunder, 2001; Water Environment
Federation, 2001; Judd, 2001, 2006; Van der Roest vd., 2002; Daigger vd., 2005).
Önümüzdeki yıllarda birçok konvansiyonel atıksu arıtma tesislerinin teknolojilerini
MBR'lara dönüştüreceği ve özellikle de son çökeltim havuzlarının ortadan kalkacağı
A.B.D. ve Avrupa'daki uzmanlar tarafından tahmin edilmektedir.
MBR'lar membran ekipmanı sayesinde arıtılmış su ve biyokütlenin fiziksel olarak
filtrasyon ile ayrıldığı süspansiyon büyüme modundaki biyokimyasal oksidasyon (aktif
çamur gibi) prosesidir (Adham ve Gagliardo, 1998; Buisson vd., 1998; Cicek, 1998;
Crawford vd., 2000; Liu vd., 2000; Stephenson vd., 2000). Konvansiyonel aktif çamur
prosesinde iki ayrı tankda gerçekleşen biyokimyasal oksidasyon (havalandırma
tankında) ve su/biyokütle ayrımı (sedimantasyon ile çökeltim tankında) MBR'larda tek
tankta gerçekleşmektedir. Bu tank içinde havalandırma suretiyle aktif çamur
oluşturulmakta, tankın içinde suda gömülü olan membran kasetlerindeki fiberlerin ya da
düz tabaka membranların çok küçük gözeneklerinden vakum uygulanarak arıtılmış su
çekilmekte ve biyooksidasyon ile karbon giderimini yapan biyokütle tank içerisinde
kalmaktadır. Şekil 2.1'de membran fiberlerini içeren bir kaset gösterilmiştir. Genellikle
mikrofiltrasyon (yaklaşık 0,2 ?m gözenek büyüklüğü) ya da ultrafiltrasyon (yaklaşık 0,01
?m gözenek büyüklüğü) membran üniteleri MBR'larda kullanılmaktadır. Arıtma
sırasında zamanla fiberler üzerinde oluşan kek/kirlenme tabakası (foulant layer) bu
gözenekleri daha da küçültmekte ve su/biyokütle ayrımını, askıda katı madde ve
mikroorganizma giderme verimini artırmaktadır.
Şekil 2.1. Bir MBR membran kaseti (ZENON Env. Inc., 2002).
19/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Tipik bir MBR ünitesi akım şeması Şekil 2.2'de gösterilmiştir. Atıksudaki membranları
tıkayabilecek büyük çaplı materyalleri (bez, plastik, kağıt parçaları gibi) ayırmak için
mekanik kaba ve ince ızgaradan (1-2 mm çaplı) geçen atıksu direk olarak ön çökeltime
gerek olmadan MBR tankına girmektedir (Şekil 2.2). Ancak giriş askıda katı madde
muhtevası nispeten fazla olan atıksularda MBR ünitesinden önce ön çökeltim de
uygulanabilmektedir. Daha küçük çaplı (?0,1-1 mm) ve daha yüksek tutma kapasitesi
olan döner tambur ızgaralar genellikle MBR sistemlerinde konvansiyonel ızgaralara
tercih edilmektedir. MBR tankının giriş bölümü kapalı ve havalandırmasız yapılarak
anoksik şartlar sağlanıp denitrifikasyon uygulanabilir. Bunun için havalandırma tankında
nitrifikasyon ile oluşan nitrat biyokütle geri döngüsü (MLSS recirculation) ile anoksik
tanka geri pompalanır. Böylece isteğe bağlı olarak organik karbon gideriminin yanında
amonyak-azotu giderimi de sağlanır. Eğer fosfor giderimi de amaçsa tankın ilk giriş
kısmına bir anaerobik bölüm eklenip fosfor da biyolojik olarak atıksudan giderilebilir.
Dolayısıyla MBR prosesi biyolojik nütriyent giderimi için de uygundur (Judd, 2006). Bazı
sentetik toksik organik maddelerin, fosforun (kimyasal olarak giderim için) veya ağır
metallerin (her ne kadar evsel atıksularda genellikle sorun olmasa da) giderimi istenirse
opsiyonel olarak koagülasyon/flokülasyon işlemi için bazı metalik koagülanlar suya
eklenebilir. Tüm bu özellikler MBR'ları çok esnek bir arıtma prosesi haline getirir. Vakum
ile membran fiber gözeneklerinden çekilen arıtılmış su konvansiyonel sistemlere göre
çok daha yüksek kalitededir. Oluşan atık çamur diğer konvansiyonel sistemlerde olduğu
gibi nihai bertaraf için proses edilir ve gübre olarak tarım, rekreasyon arazilerinde
kullanılabilir.
MLSS geridönüşümü
(denitrifikasyon için)
Metal
eklenmesi
(opsiyonel)
Atık Çamur
Membran
ekipmanı
Atıksu
Giriş Arıtılmış
Çıkış
Aerobik bölüm
(havalandırma)
Anoksik bölüm
Izgara
Şekil 2.2. Tipik bir MBR sistemi akım şeması
MBR'lar kompak sistemler olduğu için konvansiyonel sistemlere göre çok daha az arazi
gereksinimi vardır. Dahili sistem MBR'larda tüm arıtma aşamaları (havalandırma,
sıvı/biyokütle ayrımı ve fiziksel dezenfeksiyon) tek bir tankda gerçekleşmektedir.
20/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
MBR'ların belki de en heyecan verici özelliği hâlihazır işletimde olan konvansiyonel aktif
çamur sistemlerinin kolaylıkla MBR sistemlerine dönüştürülebilmesidir (Fane ve Chang,
2002). Hâlihazır havalandırma tankına batık membranlar yerleştirerek bu işlem
gerçekleştirilebilmektedir.
2.2. Tasarım ve İşletim Parametreleri
Bu kısımda MBR sistemlerinin tasarım ve işletiminde kullanılan parametreler tanımlanıp
tartışılacaktır.
Besleme suyu: MBR sistemine gelen giriş suyu.
Süzüntü suyu: MBR sisteminden elde edilen temiz çıkış suyu.
Süzüntü suyu akısı: Membran toplam yüzey alanına bölünmüş süzüntü suyu debisi:
A
J QP
t = (2.1.)
Jt= t zamanındaki anlık süzüntü suyu akısı (L/m2-saat; LMH)
QP= t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat)
A= toplam membran yüzey alanı (m2).
Spesifik akı (permeabilite, K): Transmembran basıncına göre normalize edilmiş süzüntü
suyu akısı:
TMP
J Jt
tm = (2.2.)
Jtm= t zamanındaki spesifik akı (LMH/psi; psi=libre/inch2)
Jt= t zamanındaki süzüntü suyu akısı (LMH)
TMP= transmembran basıncı (psi).
Ortalama transmembran basıncı aşağıdaki bağıntı ile hesaplanır:
P
i o P
2
TMP (P P ) ?
+
= (2.3.)
Pi= membran modülü girişindeki basınç (psi)
Po= membran modülü çıkışındaki basınç (psi)
PP= süzüntü suyu basıncı (psi).
Sıcaklığa göre normalize edilmiş akı hesaplaması: sıcaklığa bağlı su viskozitesindeki
varyasyonları dikkate almak için 20 oC deki süzüntü suyu akısı şöyle hesaplanabilir
(ZENON Env. Inc, 2002):
A
Q e
J (20 C)
0.0239 (T-20)
p
tm
o ? o
° = (2.4.)
21/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Jtm= t zamanındaki anlık spesifik akı (L/m2-saat)
QP= t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat)
T= sıcaklık (°C)
A= toplam membran yüzey alanı (m2).
Sistem su geri kazanımı (system recovery): giriş suyu debisine göre geri kazanılan
temiz su (süzüntü suyu) debisinin yüzdesi sistem su geri kazanımı olarak ifade edilir:
??
?
??
?
=
f
P
Q
% Su Geri Kazanimi 100 x Q (2.5.)
Qp= süzüntü suyu debisi (L/saat)
Qf= giriş suyu debisi (L/saat).
2.3. MBR Konfigürasyonları
Uygulanmakta olan MBR sistemleri harici (sıvı/biyokütle ayrımının positif basınçlı çapraz
akışlı membran filtrasyonu ile ayrı bir ünitede gerçekleştiği) ve dahili-entegre
(sıvı/biyokütle ayrımının biyoreaktör içinde vakumlu olarak batık membranlar ile
gerçekleştiği) olmak üzere 2 ana konfigürasyondadır (Şekil 2.3).
Şekil 2.3. MBR konfigürasyonları
Dahili MBR'larda farklı amaçlar için genellikle iki tür havalandırma uygulanır. Reaktör
tabanındaki difüzörlerden verilen kaba hava kabarcıklı havalandırma ile biyokütlenin
oksijen ihtiyacı hedeflenir. Öte yandan membran yüzeyine uygulanan ince hava
kabarcıklı havalandırma ile membran yüzeyine maddelerin birikip akıyı azaltması
engellenmeye çalışılır. Yükselen hava kabarcıkları membran yüzeyinde türbülanslı karşı
akım yaratıp (yaklaşık 1 m/s), membran yüzeyinde materyallerin birikmesini azaltır,
Harici MBR
Dahili (entegre) MBR
Biyoreaktör Pompa Süzüntü
Çapraz
akışlı
membran
filtrasyonu
Süzüntü
Vakum
pompa
Batık membranlı biyoreaktör filtrasyonu
22/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
böylece sistem daha etkin çalışır. Reaktördeki türbülanslı karışım ve reaktör
hidroliğinden dolayı iki havalandırma türü de pratikte hem temizleme hem de oksijen
ihtiyacı taleplerini karşılayabilir. Diğer bir deyimle uygulamada iki havalandırmanın da
sonuçlarını ayırt etmesi zordur.
Konfigürasyon seçeneğine karar vermek spesifik uygulamaya bağlı olsa da genellikle
dahili MBRlar daha sık uygulanmaktadır. İki konfigürasyonun karşılaştırılması Çizelge
2.1'de sunulmuştur.
Çizelge 2.1. Dahili ve harici MBR'ların karşılaştırılması.
Dahili/Entegre MBR Harici MBR
Yüksek havalandırma masrafı Düşük havalandırma masrafı
Düşük pompaj masrafı Yüksek pompaj masrafı
Düşük akı (büyük alan gereksinimi) Yüksek akı (küçük alan gereksinimi)
Daha nadir temizleme ihtiyacı Daha sık temizleme ihtiyacı
Düşük işletme maliyeti Yüksek işletme maliyeti
Yüksek ilk yatırım maliyeti Düşük ilk yatırım maliyeti
2.4. MBR'ların Konvansiyonel Sistemlere Göre Avantajları
MBR'larda biyolojik askıda katı madde (mixed liquor suspended solids, MLSS)
konsantrasyonları 12000-15000 mg/L değerlerine kadar ulaştırılabildiği için
(konvansiyonel aktif çamurda MLSS yaklaşık 2000-4000 mg/L) arıtma için gerekli
hidrolik bekleme süresi (HRT) konvansiyonel sistemlere göre azdır. Havalandırma
havuzlarının hacim dizaynında HRT temel parametre olduğu için düşük HRT
gereksinimi gerekli havuz hacmini düşürüp, ilk yatırım maliyetini azaltıp, işletme
kolaylığı da sağlar (Judd, 2001, 2006). Buna ek olarak arazi gereksinimi de azalır. Yine
konvansiyonel aktif çamur sistemlerine göre MBR'larda son çökeltme tankına ihtiyaç
olmadığı için bu da ilk yatırım ve işletme maliyetini azaltıcı bir etmendir. MBR'larda
yüksek MLSS konsantrasyonlarından dolayı fazla çamur yaşı (solids retention time,
SRT) ile işletim yapılabilir. Yirmi günden fazla SRT ile çalışıldığında çeşitli avantajlar
ortaya çıkar. Bunlardan birincisi artırılmış iç solunumdan dolayı oluşan yeni biyokütle
(yield) azalır ve bertaraf edilmesi gereken atık biyokütle miktarının azalması maliyeti
düşürür. İkinci olarak, yüksek SRT değerlerinde nitrifikasyon daha verimli gerçekleşir ve
nitrifikasyonun çeşitli ortam şartlarından olumsuz etkilenme şansı azalır. Üçüncü avantaj
sentetik toksik organik maddelerin biyolojik ayrışmasını sağlayan özel
mikroorganizmaların yüksek SRT değerlerinde daha etkin çalışmalarıdır. Yine yüksek
MLSS konsantrasyonlarında çalışıldığında sisteme fazla organik yükleme de yapılabilir.
Bu yüksek biyokütle konsantrasyonu aynı zamanda şok toksik yüklemelere karşı da
daha dayanıklıdır.
MBR'ların en önemli avantajlarından birisi biyokütle/su ayrımı biyokütlenin çökelebilme
özelliğinden bağımsızdır. Bunun nedeni bu ayrım prosesinin çökeltim prensibi ile değil
fiziksel filtrasyon ile yapılmasıdır. Dolayısıyla, konvansiyonel sistemlerin son çökeltme
havuzu işletiminde çok problem arz eden çökelemeyen biyokütle (filamentli flokların
veya Nocardia türü mikroorganizmaların oluşmasından dolayı) durumu MBR'larda
yoktur. Aynı zamanda, MBR'larda mikrofiltrasyon veya ultrafiltrasyon ile çok küçük
gözeneklerle ayırma yapıldığı için biyokütlenin tamamı tutulur (Ortiz vd., 2007). Buna
bağlı olarak deşarj standartlarından birisi olan toplam askıda katı madde (AKM)
23/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
MBR'larda genelde çok düşük olur (yaklaşık 1-3 mg/L). İyi işletilen konvansiyonel
sistemlerde ise bu rakam 10-30 mg/L arasıdır. Filtrasyon sonucu bulanıklık da
MBR'larda düşük değerlere düşer (<0,5 NTU) ve çıkış suyu çok berrak bir görünüm alır.
Bu kaliteli su üretiminden dolayı özellikle A.B.D.'de bu proses ile arıtılan atıksular geri
kazanılmakta ve sulamada (tarımsal, rekreasyon, inşaat alanları, vs), endüstriyel ve
diğer alanlarda (proses suları, yangın söndürme, tuvalet pisuarları, vs) kullanılmaktadır
(Adham ve Trussel, 2001). Böylece hem içme suyu kaynakları az kullanılıp korunmuş,
hem de arıtılmış atıksular değerlendirilmiş olur. MBR'larda işletim sırasında SRT
konvansiyonel sistemlere göre çok daha rahat kontrol edilir. Çünkü son çökeltim
tanklarında biyokütlenin bazı durumlarda iyi çökelmemesinden dolayı savaklardan AKM
kaçma durumu MBR'da yoktur. MBR'da biyokütlenin sistemden tek çıkma noktası nihai
bertaraf için atılan atık çamurdur (Visvanathan vd., 2000; Lesjean vd., 2004).
MBR'larda fiziksel biyokütle ayrımı yanında aynı zamanda da çok kaliteli bir fiziksel
dezenfeksiyon sağlanmış olur. A.B.D.'de gerek pilot gerekse de gerçek tesislerde
MBR'ların yaklaşık tüm protozoaları giderdiği, 5-6 log (logaritmik, ya da %99,999-
%99,9999) bakteri, ve 1-2 log virüs giderimi sağladığı gözlenmiştir. Klorla
dezenfeksiyona dayanıklı olan patojenik protozoalardan Cryptosporidium ve Giardia da
MBR'da rahatlıkla tutulur. Bu rakamlar yaklaşık membrandaki 0,1 ?m gözenek
büyüklüğü dikkate alındığında beklenen rakamlardır. Bu bağlamda düşük bulanıklık
yanında çok düşük patojen içerikli arıtılmış su rahatlıkla zirai sulama amaçlı
kullanılabilir. Konvansiyonel sistemlere göre MBR'la arıtılmış atıksu çevre sağlığı ve
mikrobiyal içerik yönünden çok daha güvenlidir. A.B.D.'deki standartlara göre MBR'la
arıtılmış atıksular son bir dezenfeksiyon yapmak koşuluyla (geri kalan virüsleri bertaraf
etmek ve sonradan oluşabilecek mikrobiyal büyümeyi engellemek için) direk tarımsal
sulamada kullanılabilir. Bu standartlar değişik tarım ürünleri ve kullanım alanları için
farklı olarak hazırlanmıştır (USEPA, 1992; Anonim I, 2000).
2.5. MBR'ların Genel Dezavantajları
MBR'da arıtma prosesi tek bir havuzda gerçekleştiği için sistem mekanik ve kontrol
açıdan konvansiyonel sistemlere göre daha komplekstir. Ancak %100 otomasyon
sayesinde işletim kolaylaşır. İşletim sırasında zamanla membran gözenekleri tıkanır ve
arıtılmış su çekimi (akı) azalır, bunu engellemek için belirli aralıklarda basınçlı hava/su
(backpulse) ve kimyasallarla (sitrik asit, sodyum hipoklorit, gibi) gözenekler temizlenir
(Judd, 2002a). Tüm bu temizlik işlemi otomatik yapılır. Ancak bu kimyasallar için az
hacimlerde de olsa biriktirme amacıyla depolama tankları gerekir. Membranların
tıkanması ve temizleme metotları ileride ayrı bir kısımda tartışılmıştır.
2.6. MBR'larda Çıkış Suyu Kalitesi
Çizelge 2.2'de evsel atıksular için tipik MBR çıkış suyu kaliteleri verilmiştir. Görüleceği
üzere çıkış suyu kalitesi konvansiyonel biyolojik arıtım sistemlerinden çok daha
üstündür. Elde edilen bulanıklık değerlerinin 0,5 NTU'dan düşük olduğu
düşünüldüğünde üretilen suyun ne kadar berrak olduğu ortadadır. Yine konvansiyonel
sistemlerde 20-30 mg/L'den az elde edilemeyen BOİ ve AKM, MBR çıkış sularında 2,0
mg/L'den düşüktür. Bu da üretilen suyun organik stabilite ve partiküller açısından ne
kadar kaliteli olduğunu gösterir. Önceden bahsedildiği gibi MBR'larda fiziksel biyokütle
ayrımı yanında aynı zamanda da çok kaliteli bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmış olur.
A.B.D.'de gerek pilot gerekse de gerçek tesislerde MBR'ların yaklaşık tüm protozoaları
giderdiği, 5-6 log bakteri ve 1-2 log virüs giderimi sağladığı gözlenmiştir. Klorla
dezenfeksiyona dayanıklı olan patojenik protozoalardan Cryptosporidium ve Giardia da
24/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
MBR'da rahatlıkla tutulur. Bu rakamlar yaklaşık membrandaki 0,1 ?m gözenek
büyüklüğü dikkate alındığında beklenen rakamlardır.
Çizelge 2.2. Evsel atıksuları arıtan MBR'larda tipik çıkış suyu kaliteleri (Adham ve
Gagliardo, 1998; Adham vd., 2001).
Parametre Tipik Değerler
Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOI5) < 2,0 mg/L
Toplam askıda katı madde (AKM) < 2,0 mg/L
NH3-N < 1,0 mg/L (nitrifiye eden tesislerde)
Toplam fosfor (TP) < 0,1 mg/L (biyolojik olarak ya da
kimyasal olarak alum katkısıyla)
Toplam azot (TN) < 10 mg/L (orta sıcaklıktaki iklimlerde)
Toplam azot (TN) < 3,0 mg/L (sıcak iklimlerde)
Silt yoğunluk indeksi (SDI) < 3,0
Bulanıklık < 0,5 NTU
Mikrobiyolojik:
Bakteriler 5-6 log giderim
Virüsler 1-2 log giderim
Protozoalar (Cryptosporidium ve Giardia) Tam giderim
2.7. Membran Kirlenmesi/Tıkanması
MBR'larda membranların işletim sırasında tıkanması MBR'ların hem kentsel hem de
endüstriyel atıksu arıtımında daha yaygın uygulanmalarındaki en önemli engellerden biri
olarak karşımıza çıkmaktadır. Membranlardaki tıkanma membran permeabilitesini
sınırlandırır. Diğer bir deyimle, birim transmembran basıncına karşılık membrandan
geçen akının, dolayısıyla da, birim membran alanı başına arıtılmış temiz su üretiminin
azalmasına neden olur (Stephenson vd., 2000; Chang vd., 2001; Judd, 2001; Cho ve
Fane, 2002; Hong vd., 2002; Le Clech vd., 2006; Yang vd., 2006; Yun vd., 2006).
Membran tıkanmaları mekanik anlamda kabaca ikiye ayrılır: geri dönüşümlü (yüzeyde
oluşan jel ve kek tabakasının havalandırma veya fiziksel geri yıkama ile giderilmesi) ve
geri dönüşümsüz (çözünmüş veya kolloidal maddelerin adsorbsiyon sonucu gözenek
içinde birikimi ve gözeneği tıkamasının kimyasal temizleme ile kısmen giderilmesi).
MBR'lardaki membran tıkanmaları fiziksel, inorganik, organik veya biyolojik kökenli
olabilir. Tıkanma üzerine etkili olan dört ana faktör vardır (Chang vd., 2001,2002; Judd,
2001; Le-Clech vd., 2006a):
o proses konfigürasyonu
o membran materyali ve konfigürasyonu (geometrisi)
o proses işletimi (sistem hidrodinamiği)
o biyokütle konsantrasyonu ve kompozisyonu
Membran tıkanmalarına direk etki eden 3 ana faktör; biyokütle özellikleri, işletim şartları
ve membran fizikokimyasal karakterleridir. Şekil 2.4.'de MBR'larda tıkanmayı etkileyen
faktörler şematik olarak gösterilmiştir (Chang vd., 2002; Le-Clech vd., 2003a). Genel
olarak proses performansı ana kirleticilerin giderimi ve enerji talebi ile belirlenir.
Tıkanma, membranın hidrolik performansını (permeabilite) düşürerek enerji masraflarını
direk olarak etkiler. Ana kirleticilerin gideriminde ise fazla etkisi yoktur.
25/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 2.4. MBR'larda tıkanmayı etkileyen faktörler (Judd, 2001; Chang vd., 2002).
2.8. Membranların Temizliği
Her üretici firmanın kendine özgü geri yıkama ve kimyasal temizlik metotları olsa da ana
hatlarıyla metotlar birbirine benzerdir. Batık MBR'larda tıkanmayı önleyici birçok metot
kullanılmaktadır. Bazı sistemlerde membranlar otomatik düzende, üretilen süzüntü suyu
kullanılarak her 10-15 dakikada bir düzenli olarak geri yıkanırlar ("backpulse" veya
"backwash"). Bu işlemle tıkanan membran gözenekleri temizlenmeye çalışılır. Esas
amaç, membran yüzeylerine gevşek olarak tutunmuş materyallerin uzaklaştırılmasıdır.
Geri yıkama prosesinde önce yıkanacak modüldeki arıtım durdurulur sonra basınçla bu
sefer dıştan içe doğru membranlara içten dışa doğru saniyeler mertebesinde (yaklaşık
10-20 sn) kademeli olarak su basılır. Burada kullanılan su ayrı tanklarda bu amaç için
biriktirilen sistem süzüntü suyudur.
Birinci temizleme metodunun yanı sıra, tıkanma derecesinin artıp sabit akı üretimi için
gereken TMP'nin yükseldiği durumlarda, ikinci temizleme metodu olarak (genellikle
yaklaşık 15 günde bir) kimyasalların eklendiği süzüntü suyu ile geri yıkama yapılır. Sitrik
asit (pH düşürüp tortuları çözmek için) ve sodyum hipoklorit (organik veya mikrobiyolojik
Membran Biyokütle İşletme Şartları
Tıkanmayı Etkileyen Faktörler
Konfigürasyon
Materyal
Hidrofobisite
Porozite
Por büyüklüğü
MLSS
EPS
Flok yapısı
Çözünmüş
maddeler
Flok
büyüklüğü
Konfigürasyon
Çapraz akış
hızı
Havalandırma
HRT/SRT
TMP
26/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
filmleri parçalamak için) bu amaç için kullanılmaktadır. İkinci temizleme metodu da
yetersiz kalıp sabit akı süzüntü suyu üretimi için gerekli TMP artmaya devam ederse
üçüncü tür temizleme metodu uygulanır. Bu uygulamada membran tankı servis dışına
alınıp tank boşaltılır, membranlar ikinci temizlemede uygulanan kimyasal dozlardan
daha yüksek dozlar içeren sitrik asitli ve sodyum hipokloritli basınçlı süzüntü suyu ile
yıkanır, daha sonra tank bu yüksek dozlu kimyasalları içeren süzüntü suyu ile
doldurulup membranlar batık halde 5 saat civarı bekletilir.
27/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
3. İleri Oksidasyon Prosesleri (İOP)
3.1. Genel Bilgi
İleri oksidasyon prosesleri (İOP), birincil oksidasyon türleri olarak hidroksil radikalleri
(OH?) kullanan oksidasyonlardır. Hidroksil radikaller eşleşmemiş elektronlarından dolayı
oldukça reaktiftirler ve seçici değildirler. Hidroksil radikaller, çoğu organik madde için
ozon gibi diğer oksidanlara göre oldukça yüksek kinetik hız sabitlerine sahiptir. Aquatik
sistemlerde hidroksil radikallerin üretilmesi için hidrojen peroksit/ozon (H2O2/O3),
H2O2/ultraviyole (UV), O3/UV, TiO2/UV, O3/OH-, Fe+2/H2O2 (Fenton reaksiyon),
Fe+2/H2O2/UV (foto-Fenton reaksiyon), gama ışınlaması, sonoliz gibi arıtma prosesleri
kullanılmaktadır. Son yıllarda heterojen katalitik oksidasyon işlemleri kapsamında
hidrojen peroksit/metal oksitler ve ozon/metal oksitler ile ilgili çeşitli araştırmalar
yapılmaktadır. Metal oksitler (MnO2, TiO2, Al2O3, FeOOH) ve metal oksit destekleri
üzerindeki metaller (Cu-Al2O3, Cu-TiO2, Ru-CeO2, V-O/TiO2, V-O/silika jel, TiO2/Al2O3,
Fe2O3/Al2O3) ozonlama işlemlerinde araştırılan katalizörlerdir. Ozonun bu katalizörler ile
oluşturduğu reaksiyon mekanizmaları halen araştırılmakla birlikte sudan organik
gideriminde ozonun katı yüzeyde parçalanması sonucunda oluşabilen reaktif radikallerin
rolü olduğu belirtilmiştir. Tablo 3.1'de bazı oksidanların standart oksidasyon
potansiyelleri verilmiştir (Pera-Titus vd., 2004). Tablo 3.1'de görüldüğü gibi en yüksek
oksitleme gücüne sahip olan oksidan flordur. Ancak bu gaz yüksek toksik etkisinden
dolayı su arıtımda kullanılamaz. Bu sebeple en güçlü oksidanın OH? olduğu
söylenebilir.
Çizelge 3.1. Bazı oksidanların standart oksidasyon potansiyelleri (Pera-Titus vd., 2004).
Oksidan Standart oksidasyon potansiyeli (volt)
Flor 3.03
Hidroksil radikal 2.80
Atomik oksijen 2.42
Ozon 2.07
Hidrojen peroksit 1.77
Hipokloröz asit 1.49
Klor 1.36
Brom 1.09
Hedef kirletici için kullanılacak İOP prosesinin verimi, prosesin OH? üretim verimi ile
doğru orantılıdır. Ozon ve hidrojen peroksit gibi oksidanların tek başına kullanıldığı
kimyasal oksidasyon teknolojilerinin bozunma hızları İOP ile karşılaştırıldığında daha
düşüktür (Echigo vd., 1996; Weavers vd., 1998; Freese vd., 1999; Fung vd., 2000;
Zwinter ve Krimmel, 2000; Gogate vd., 2002). Bu oksidanların birlikte kullanıldığı hibrit
arıtma teknikleri, daha kısa arıtma süreleri sağlar (Weavers vd., 2000; Fung vd., 2000;
Gogate vd., 2002). Bu hibrit proseslerin maliyeti enerji verimi, işletim koşulları ve çıkış
suyu tipine bağlıdır.
İOP proseslerinin su ve atıksu arıtımında kullanımı son yıllarda artmaktadır. Ayrıca
ozonlama, ozon/H2O2, UV radyasyonu ve bu oksidanların kombinasyonu, su arıtmımda
dezenfeksiyon amacıyla uzun yıllardır kullanılmaktadır. İOP, klor ve H2O2 gibi
geleneksel yöntemlerle karşılaştırıldığında yüksek maliyetlidir. Ancak, bu prosesler aktif
karbon adsorpsiyonu gibi üçünçül arıtma prosesleri ile mali olarak rekabet edebilir.
Diğer bir dezavantaj ise serbest radikaller oldukça reaktiftir ancak seçiçi değildirler. Bu
28/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
yüzden hedef kirleticiler dışında su ortamında bulunan diğer bileşikler ile reaksiyona
girer ve oluşan bu radikallerin tüketici maddeler tarafından kulanılması oksidasyon
verimini düşürür (Glaze, 1990). Hümik maddeler, karbonat-bikarbonat alkalinitesi, fosfat
iyonu, demir, mangan, klorür ve bakır iyonu sucul ortamda oluşan radikalleri tüketen
maddelerdir (Hoigne? ve Bader, 1976; Glaze, 1990).
İOP ile tam mineralizayon gerçekleşmemesi durumunda organik ve inorganik
oksidasyon yan ürünleri oluşur. İnorganik yan ürünlerin en önemlisi, ozon tabanlı
İOP'lerde bromat oluşmasıdır.
3.1.1. İOP Verimini Etkileyen Su Kalitesi Parametreleri
Alkalinite: Hidroksil radikaller seçici olmadıkları için hedef kirletici dışında organik ve
inorganik bileşikleri de okside ederler. Hem karbonat hem de bikarbonat oluşan hidroksil
radikalleri tüketir ve sonuçta karbonat radikalleri oluşur. Oluşan bu radikaller de organik
ve inorganikler ile reaksiyona girebilir ancak reaksiyon hızları oldukça düşüktür (Hoigne?
ve Bader, 1976; AWWARF, 1998).
Doğal organik madde (DOM): DOM, makro-moleküler hümik yapılar, küçük molekül
ağırlıklı hidrofilik asitler, proteinler, yağlar, karboksilik asitler, amino asitler,
karbonhidratlar ve hidrokarbonlar gibi organik maddeleri içeren heterojen bir karışımdır
(Aiken vd., 1985; McKnight ve Aiken, 1998). Sulardaki doğal ve insan kaynaklı organik
maddeler, OH?'ı tüketerek İOP vermini düşürür. Yüksek DOM konsantrasyonları, oluşan
OH? miktarını azaltacağı için hedef kirleticinin giderim verimini de azaltır. Sularda
yüksek konsantrasyonlarda DOM bulunması halinde etkin bir İOP uygulanabilmesi için
daha yüksek oksidan dozu ve uzun temas süresi gerektirir.
Nitrat ve nitrit: Hidrojen peroksit ve UV foto-oksidasyonu sonucu OH? oluşur. Su
kaynağında UV absorbe edebilen bileşiklerin bulunması, hidroksil radikallerin üretimini
azaltır ve daha az OH? oluştuğu için oksidasyon verimi de düşer. Nitrit ve nitrat,
sırasıyla 230-240 nm ve 300-310 nm arasında UV ışığını absorplar. Yüksek nitrat veya
nitrit konsantrasyonlarının bulunması (>1 mg/L) halinde, UV tabanlı İOP'lerin verimi
önemli ölçüde azalmaktadır.
Fosfat ve sülfat: Su kaynaklarında fosfat ve sülfat genellikle düşük
konsantrasyonlardadır ancak OH? tüketici olduklarından dolayı girişim yaparlar. OH? ile
reaksiyonları oldukça yavaş olduğundan ozon/ H2O2/UV sistemleri için bu iyonların
etkisi ihmal edilebilir. Ancak TiO2 katalizörü kullanıldığı sistemlerde sülfat organik
kirleticilerin bozunmasını önemli miktarda azaltmıştır (Crittenden vd., 1996).
Bulanıklık: UV radyasyonu kullanılan İOP için suyun bulanıklığının artması oksidasyon
verimini düşürür. Bulanıklık sudaki ışık geçirimliliğini azalttığı için UV ışığının
absorplanması azalacak ve UV tabanlı İOP'lerde daha az OH? üretilmesine sebep
olacaktır.
3.2. İOP'lerin Sınıflandırılması
İOP'ler genel olarak OH? üreten prosesler olarak tanımlanır. İOP'lerin sınıflandırılması
şematik olarak Şekil 3.1'de gösterilmiştir (Poyatos vd., 2009).
29/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 3.1. İOP sınıflandırılması
3.2.1 Hidrojen Peroksit/Ozon (H2O2/O3)
Ozon seçiçi ve güçlü bir oksidandır. Oksidasyon potansiyeli asidik koşullarda 2,07 V ve
bazik koşullarda 1,24 V'dur. Ozon oksidasyonunda iki temel mekanizma rol oynar.
Ozonlama sırasında ozonun bir kısmı doğrudan organik madde ile reaksiyona girerken,
H2O2, UV radyasyonu ve doğal organiklerin bulunması durumunda ozon, zincir
reaksiyonlar sonucu reaktif serbest radikaller oluşturur (Hoigne? ve Bader, 1976; Glaze,
1990). Hidrojen peroksit katalizör olarak eklenmesi, ozonun parçalanmasını ve reaktif
serbest radikallerin oluşumunu hızlandırır. Bu radikaller, süper oksit (O2
-), ozonit radikali
(O3
-), ve hidroksil radikallerdir. Zayıf bir asit olan hidrojen peroksit suda kısmi olarak
çözünerek hidroperoksit iyonuna (HO2
-) dönüşür. H2O2 iyonları ozonla reaksiyonu
yavaştır ancak hidroperoksit iyonunun reaksiyonu oldukça hızlıdır.
3.2.2. UV sistemleri
Fotokatalitik oksidasyon, su içinde düşük konsantrasyonlarda bulunan kirletici maddeleri
uzaklaştırmak için kullanılan proseslerdir. Fotokatalitik oksidasyonda organik
moleküllerin, hidrojen peroksit gibi çeşitli oksidanlar ve kısa dalga boylu UV ışığı
radyasyonu ile okside olup minerilizasyonun gerçekleştiği proseslerdir. Parçalanma
hidroksil radikallerinin oluşmasıyla meydana gelmektedir.
3.2.2.1. Ozon/UV (O3/UV)
Hem gaz hem de sıvı fazda ozon, UV ışığını adsorbe eder. UV ışığının varlığında
ozonun sudaki bozunması; hidroksil iyonları ile reaksiyona girerek ve UV ışığı ile fotoliz
yoluyla gerçekleşir. UV/O3 kombinasyonu, doğal ve sentetik organik bileşiklerin
giderimide bu oksidanların tek başına uygulandıkları proreslere göre daha etkindir.
UV/O3 prosesi H2O2/UV prosesine göre daha fazla OH? üretir.
3.2.2.2. Hidrojen peroksit /UV (H2O2/UV)
H2O2, 290 nm'den daha düşük dalga boyuna sahip UV ışığı ile etkileşip ışıl bozunma
tepkimesi vererek hidroksil radikallerini oluşturur. Bu tepkime pH'ya, H2O2
30/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
konsantrasyonuna, UV ışıma süresi ve yoğunluğuna bağlıdır. Alkali koşullarda H2O2'nin
ışıl bozunması artmakta ayrıca UV ışıma süresi ve yoğunluğun artması da oksidasyon
verimini arttırmaktadır. H2O2 konsantrasyonu arttıkça hidroksil radikalleri oluşması
artmaktadır (Benitez vd. 2000).
3.2.3. Kavitasyon:
Mikrokabarcık oluşumunu ve kritik rezonans boyutuna ulaştıktan sonra bu kabarcıkların
büzüşerek patlaması sonucu hidroksil radikal oluşumunu kapsayan bir prosestir. Bu
mikrokabarcıklar çeşitli mekanizmalar sonucu oluşabilir: 1) su hızının bölgesel artışı 2)
sonikasyon vasıtasıyla hızlı titreşim 3) statik basınçtaki azalma.
3.2.4. TiO2/UV
Fotokatalitik oksidasyonda TiO2, SnO2, SnO, ZnO, ZnS gibi çok çeşitli fotokatalizörler
kullanılmaktadır. Yarı iletkenler, iletkenlikleri fiziksel koşullardaki küçük değişimlerle
büyük değişimler gösteren, ancak normal koşullardaki elektriksel iletkenlikleri zayıf olan
kovalent katılardır (Akyol, 2004; Bauer vd. 1999). Fotokatalitik degredasyon
sistemlerinde genellikle, yarı iletken olarak metal oksit fotokatalizörler kullanılır. Metal
oksit yarı iletkenler diğer yarı iletkenlere kıyasla daha pozitif valens bandı
potansiyellerine sahiptir. Bu nedenle; metal oksit yarı iletkenler yüksek oksidasyon
potansiyellerine sahip boşluklar oluştururlar ve bu şekilde de hemen hemen bütün
kimyasal maddeleri oksitleyebilirler. Yarı iletken olarak metal oksitlerin kullanıldığı
süspansiyonlarda ışık etkisi ile OHo radikallerini oluşturmaktadır (Crittenden vd., 1996).
Pek çok durumda nano büyüklükte TiO2 partikülleri kullanılır. Titanyum dioksitin zehirsiz
oluşu ve suda çözünmemesinden dolayı tercih edilen bir katalizördür. Ayrıca TiO2'li
ortamlarda çok kuvvetli oksitleyici tanecikler oluşmaktadır. TiO2 tabanlı fotokataliz
reaksiyonlar, UV tabanlı diğer İOP'lere göre daha yüksek dalga boylarında (300-380 nm
aralığında) tepkime verirler (Prairie vd., 1993; Sjogren,1995).
3.2.5. Fenton Tabanlı İOP
OHo kimyasal ve fotokimyasal reaksiyonlar ile üretilmektedir ve en yaygın kullanılan
kimyasal proses Fenton prosesidir. 1894 yılında H.J.H. Fenton tarafından keşfedilen ve
daha sonra "Fenton Reagent" olarak adlandırılan Fenton prosesi 1960'lı yıllardan
itibaren toksik organiklerin parçalanması amacıyla bir oksidasyon prosesi olarak
uygulanmaya başlanmıştır (Aydın, 2002). Fenton arıtımı, oksidasyon ve koagülasyonu
birleştirmiş olma avantajını taşımaktadır. Bu yöntem atıksuda bulunan kirleticilerin
oksidasyon yoluyla arıtımının yanı sıra koagülasyon yoluyla da ikinci bir giderimi
sağlamaktadır. Oksidasyon ve koagülasyonu birleştiren Fenton arıtımı bu sebepten
ötürü çift arıtım etkisine sahiptir (Gülkaya, 2000).
Fenton prosesi Fe2+ ve H2O2 karışımının varlığında gerçekleştirilen bir seri oksidasyon
ve koagülasyon-flokülasyon uygulamasıdır (Fenton, 1894; Nam vd., 2001). Fenton
prosesinde önce H2O2'in, Fe2+ katalizörlüğünde asidik bir ortam içerisinde OHo
oluşturabilmesi özelliğinden yararlanılmaktadır ve bu şartlar altında aşağıdaki kompleks
redoks reaksiyonları basamaklar halinde gerçekleşmektedir (Kitis vd., 1999). Hidrojen
peroksit, kısmen güçlü bir oksidandır bununla birlikte; uygun peroksit
konsantrasyonlarında kinetik sınırlamalardan dolayı DOM veya belirli kararlı kirleticiler
için tek başına kullanılması durumunda etkin değildir. Radikallerin oluşumu çözeltilerde
bir kompleks reaksiyon zinciri şeklindedir. Fe3+ iyonunun H2O2 ile reaksiyonu Fenton
benzeri proses olarak adlandırılmaktadır. Fe+2 nin tüketimi sonucu hidroksil radikal
üretilir. Fenton oksidasyonuna UV ışığı ilave edilirse Fe+3 den tekrar Fe+2 üretilir ve Fe+2
31/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmı__________ş Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
ve H2O2 den hidroksil radikal üretimi devam eder. Bu proses foto-fenton olarak
adlandırlır.
Fe+2 + H2O2
___________> Fe+3 + OHo + OH- (3.1)
Fe+3 + H2O2
___________> Fe+2 + HO2o+ OH+ (3.2)
3.3. Su ve Atıksu Arıtımında Uygulamalar
Birçok farklı organik maddeler hidroksil radikaller sayesinde giderilebilir ya da
parçalanabilir (Çizelge 3.2). İOPler kentsel veya endüstriyel atıksu arıtımında aşağıdaki
amaçlar için kullanılabilir.
1) organik (KOİ) içeriğin azaltımı
2) spesifik mikrokirletici giderimi
3) çamur arıtımı
4) kararlı organiklerin biyolojik parçalanabilirliğinin artırılması
5) renk ve koku giderimi
Çizelge 3.2. Hidroksil radikaller tarafından okside edilebilen bileşikler (Bigda, 1995).
Bileşikler
Asitler
Formik, glükonik, laktik, malik, propiyonik,
tartarik
Alkoller
Benzil, tert-butil, etanol, etilen glikol,
isopropanol, metanol
Aldehitler
Asetaldehit, benzilaldehit, formaldehit,
glikoksal, trikloroasetaldehit
Aromatikler
Benzen, klorobenzen, klorofenol,
diklorofenol, p-nitrofenol, fenol, toluen,
triklorofenol, ksilen, trinitrotoluen
Aminler
Anilin, dietilamin, dimetilformamid, EDTA,
propanediamin, n-propilamin
Boyalar
Antrakinon, diazo, monoazo
Eterler
Ketonlar
Tetrahidrofuran, dihidroksiaseton, metil,
etil, keton
Ayrıca, İOPler içme suyu arıtımında asağıdaki amaçlar için kullanılabilir.
1) doğal organik maddelerin (DOM) oksidasyonu ve dolayısıyla dezenfeksiyon yan
ürünlerinin azaltımı ve kontrolü
2) tat, renk, koku giderimi
3) spesifik mikrokirletici giderimi
4) ileri derecede dezenfeksiyon
5) indirgenmiş maddelerin oksidasyonu
32/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
4. Ultraviyole Işını (UV) ile Dezenfeksiyon
4.1. Özet Bilgi
Son yıllarda ultraviyole radyasyon (UV) prosesi konfigürasyonlarındaki gelişmeler,
maliyetlerin diğer konvansiyonel kimyasal dezenfektanlarla (klor gibi) rekabet edebilir
hale gelmesi, ve en önemlisi olarak içme suyu arıtımında dezenfeksiyon yan ürünleri
(DYÜ) mevzuatlarının daha sıkılaştırılması ile UV dezenfeksiyonu özellikle gelişmiş
ülkelerde artarak uygulanmaktadır. UV radyasyonu, hücre fonksiyonu için gerekli olan
moleküler öğeleri değiştiren ve fotokimyasal bir reaksiyona sebep olan ışığın absorbe
edilmesiyle organizmaları inaktive eder. UV, klor ve kloraminlere göre daha güçlü bir
dezenfektan olup, aynı zamanda daha geniş bir mikroorganizma inaktive etme
yelpazesine sahiptir. UV diğer kimyasal dezenfektanlardan farklı olarak DYÜ
oluşturmaz; ve toksik/zararlı veya korozif kimyasalların üretim, tesis içi taşıma, nakil
veya depolama ihtiyacını ortadan kaldıran fiziksel bir prosestir. İnsanlara veya sucul
yaşama zarar verebilecek hiçbir kalıntı bırakmaz. Arıtma tesisi operatörleri için işletim
ve bakım açısından kolaylıklar sağlar. Diğer dezenfektanlara göre daha kısa temas
süresi gerektirir. UV sistemleri diğer dezenfeksiyon sistemlerine göre daha az tesis alanı
gerektirir. İçme suyu ve atıksu arıtmada yeterli ekspertiz mevcuttur.
UV dezenfeksiyonunun en önemli dezavantajları: düşük dozajlarda bazı sporları ve
protozoa kistlerini inaktive etmekte yeterli olmayabilmesi; fotoreaktivasyon veya karanlık
tamir mekanizmaları sonucu UV teması ile yara almış olan bazı mikroorganizmaların
tekrar aktif hale geçebilmesi; suda yüksek miktarlardaki askıda katı maddelerin ve
bulanıklığın UV transmisyonunu düşürüp aynı zamanda patojenleri UV'ye karşı
koruyabilmeleri; ve içme suyu dezenfeksiyonunda UV kalıntı bırakmadığından,
şebekede mikrobiyal yeniden büyüme riskini azaltmak için post-dezenfektan (klor veya
kloramin) dozlanması ihtiyacı olarak sıralanabilir.
Not: Ders notlarının "Ultraviyole Işını (UV) ile Dezenfeksiyon" başlıklı bu kısmı aşağıda
detayları verilen makalede önceden basılmıştır.
Kitis M., Soroushian F., Başbuğ M., Köksal A. ve Ekinci F.Y. (2003) Arıtma süreçlerinde
ultraviyole radyasyonu ile dezenfeksiyon, Çevre Bilim & Teknoloji Dergisi, TMMOB
Çevre Müh. Odası, 1(4), 3-17.
4.2. Giriş
Ultraviyole radyasyonu (UV) ile dezenfeksiyon son yıllarda Kuzey Amerika ve
Avrupa'daki gelişmiş ülkelerde gerek içme suyu gerekse de atıksu arıtma tesislerinde
artan sayıda uygulamalarla önemli bir teknoloji konumuna gelmiştir. Güneş ışığındaki
UV radyasyonunun bakteri öldürücü etkileri ilk defa 19.yüzyılın sonlarında bulunmuştur.
Yapay UV kaynağı olarak civalı lambaların 1901'de geliştirilmesi, ve kuvartz'ın UV'yi
geçiren materyal olarak 1906'da kullanılmasıyla, UV dezenfeksiyonu içme suyu arıtma
tesislerinde ilk defa Marsilya'da 1910'da uygulanmıştır. Son yıllarda UV prosesi
konfigürasyonlarındaki gelişmeler, maliyetlerin diğer konvansiyonel kimyasal
dezenfektanlarla (klor gibi) rekabet edebilir hale gelmesi, ve en önemlisi olarak içme
suyu arıtımında dezenfeksiyon yan ürünleri (DYÜ) mevzuatlarının daha sıkılaştırılması
ile UV dezenfeksiyonu özellikle gelişmiş ülkelerde artarak uygulanmaktadır (Qualls ve
Johnson, 1985; AWWA, 1991; NSF, 1991; Awad, 1993; Darby ve diğerleri, 1995; Malley
ve diğerleri, 1995; USEPA, 1999a).
Diğer dezenfektanlardan farklı olarak, UV radyasyonu mikroorganizmaları bütünüyle
kimyasal etkileşimlerle imha etmez. Diğer bir deyimle, UV radyasyonu kimyasal değil
33/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
fiziksel bir dezenfeksiyon prosesidir. Bu açıdan UV'nin diğer kimyasal dezenfektanlara
göre (klor, ozon, klordioksit, kloraminler gibi) en önemli avantajları kimyasal kalıntı
bırakmaması, ve sudaki doğal organik maddelerle (DOM) kimyasal dezenfektanların
reaksiyonu sonucu oluşan mutajenik, karsinojenik veya toksik etkileri olan DYÜ'leri
oluşturmamasıdır (Combs ve McGuire, 1989; Darby ve diğerleri, 1995; Malley ve
diğerleri, 1995; USEPA, 1999a). Ayrıca UV radyasyonu, UV sisteminden sonra suda
kimyasal dezenfektan kalıntısı bırakmak amacıyla uygulanan post-dezenfeksiyon
sonucu (post-klorlama gibi) oluşan DYÜ'lerin konsantrasyonunu ve tür dağılımını da
etkilemez (Malley ve diğerleri, 1995; USEPA, 1996,1999a). Diğer bir deyimle, UV
radyasyonu sudaki DOM karakterini değiştirmez. DYÜ'ler açısından bu avantajından
dolayı, daha da sıkı hale getirilmekte olan çıkış DYÜ standartlarını sağlayamayan
gelişmiş ülkelerdeki birçok içme suyu arıtma tesisi, dezenfeksiyon süreçlerini
kimyasallardan UV radyasyonuna dönüştürmektedir.
UV radyasyonu, hücre fonksiyonu için gerekli olan moleküler öğeleri değiştiren ve
fotokimyasal bir reaksiyona sebep olan ışığın absorbe edilmesiyle organizmaları
inaktive eder. UV ışınları mikroorganizmaların hücre duvarından içeriye girdikce, nükleik
asitlerle ve diğer yaşamsal hücre elemanları ile etkileşir ve hücre zarar görür veya ölür.
Eğer yeterli dozajda UV enerjisi mikroorganizmalara ulaşırsa, suyun istenen her
derecede dezenfekte edilmesi sağlanmış olur. Bakteri ve virüsler gibi küçük
mikroorganizmaların dezenfeksiyonu çok iyi sağlanmasına rağmen, mevcut
literatürlerde, Giardia ve Cryptosporidium gibi daha büyük protozoaların inaktivasyonu
için gerekli UV dozlarının bakteri ve virüsler için gerekli olandan daha yüksek olduğu
görülmektedir (DeMers ve Renner, 1992; White, 1992; Campbell ve diğerleri, 1995;
Clancy ve diğerleri, 1997; Soroushian, 1997; Soroushian ve diğerleri, 1996,1999;
USEPA, 1999a).
4.3. UV Radyasyonu Kimyası
UV radyasyonu, suyun içerisindeki maddeler tarafından yansıtılmak veya absorblanmak
üzere suda hızlı bir şekilde dağılır. Sonuçta hiçbir kalıntı bırakmaz (Phillips, 1983;
Groocock, 1984; Combs ve McGuire, 1989; NWRI, 1993; USEPA, 1996,1999a,b). Bu
proses, DYÜ oluşumu bakımından cazip olmasına rağmen, yeniden kirlenmeye
(mikrobiyal büyüme gibi) maruz kalabilecek şebeke sistemlerinde, korunmayı sağlamak
için ikincil bir kimyasal dezenfektanı (klor veya kloraminler) gerektirir.
UV radyasyonunun enerji dalgaları, X-ışınları ve görülebilir ışınlar spektrumları arasında
kalan, 100-400 nm boyundaki elektromanyetik dalgalar alanına girer (Şekil 1). UV
radyasyonu vakum UV (100-200 nm), UV-C (200-280 nm), UV-B (280-315 nm), ve UVA
(315-400 nm) olarak sını__________flandırılabilir. Öldürücü etki açısından optimum UV aralığı
UV-B ve UV-C arasında olup 245-285 nm'dir (Malley ve diğerleri, 1995; USEPA,
1999a). UV-A'nın öldürücü etkisi az olduğu için, pratik olmayan uzun temas süreleri
gerektirir. Vakum UV mikroorganizmalara öldürücü etkiye sahip olsa da, küçük
mesafelerde bile su tarafından fazlaca absorbe edilir, dolayısıyla su dezenfeksiyonunda
kullanımı fizibil değildir.
34/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 4.1. Elektromanyetik spektrum içindeki UV ışınları.
UV radyasyonunun mikroorganizmaları imha ve inaktive etme derecesi doğrudan UV
dozuna bağlıdır (White, 1992; USEPA, 1996; Blatchley, 1997; Tchobanoglous, 1997,
Tchobanoglous ve diğerleri, 1999; Lyn ve diğerleri, 1999). UV dozu şöyle hesaplanır:
D=I x t (4.1)
D=UV dozu, mW.sn/cm2
I=UV ışın şiddeti ,mW/ cm2
t=Temas süresi, sn
Yukarıdaki bağıntıdan görüleceği üzere, UV dozu hidrolik bekleme süresine (dolayısıyla
giriş debisiyle ters orantılı) ve ışın şiddetine bağlıdır. UV şiddeti ise suyun UV
geçirimliğinin ve reaktör geometrisinin fonksiyonudur. Araştırmalara göre
mikroorganizmalar UV radyasyonuna maruz bırakıldıklarında, eşit olarak artan zaman
aralıklarında canlı hücrelerin sabit bir kısmı inaktive olmaktadır. Öldürücü etki açısından
bu doz-tepki ilişkileri göstermektedir ki, kısa temas süreli ve yüksek şiddetli UV enerjisi,
orantılı bir şekilde daha uzun temas süreli ama daha düşük şiddetli UV enerjisi ile aynı
miktar ölümü sağlayabilir. Etkili inaktivasyon için gerekli UV dozu proje-spesifik olarak
tayin edilmelidir, çünkü su kalitesi ve amaçlanan logaritmik (log) giderime bağlıdır.
UV radyasyonu ile dezenfeksiyon: 1) hedeflenen öldürücü niteliklerle ışık üretimi, ve 2)
bu ışığın patojenlere iletimini (transmisyonunu) içerir. Dolayısıyla, UV ile dezenfeksiyon
teknolojisinde reaktörlerde ışık üretiminin ve üretilen ışığın UV lambalarındaki ve sudaki
madde ve materyallerle olan etkileşiminin tespiti ve optimizasyonu tasarım ve işletim
bağlamında önemlidir.
Su ve atıksu arıtımında UV dezenfeksiyonu proseslerinde suyun UV ışını talebi
genellikle 254 nm dalga boyunda spektrofotometre ile tayin edilir. Ölçülen değer birim
derinlikteki (spektrofotometre küvetinin boyutu) absorbsiyon enerjisini ya da absorbansı
35/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
verir. UV teknolojisinin dezenfeksiyon için uygunluğunu tayin etmekte kullanılan en
önemli parametre % transmisyon'dur (% iletim/geçirgenlik):
% transmisyon=100 x 10-A (4.2)
A=absorbans.
Çizelge 4.1'de değişik su kaliteleri için % transmisyon ve absorbans değerleri verilmiştir.
Debi ile birlikte en önemli tasarım kriteri olan % transmisyon UV teknolojisinin herhangi
bir su için uygulanabilirliğini ve ekonomikliğini ifade eder. % transmisyon arttıkca gerekli
UV ışın şiddeti ya da diğer bir deyimle lamba elektrik gücü ya da toplam lamba sayısı
azalır; bu da ilk yatırım maliyetini ve işletme masraflarını (en temeli lambaların elektrik
masrafıdır) önemli ölçüde azaltır. Örneğin, kentsel atıksu arıtma ön-çökeltim çıkışı
(birincil arıtma çıkışı) tipik transmisyon değerleri %20-30 arasındadır; bu değerler de UV
prosesinin nispeten ekonomik olabileceği minimum değerlerdir. Ancak bu değerlerin
ekonomiklik sınırına çok yakın olmasından dolayı UV dezenfeksiyonu çoğunlukla birincil
arıtma çıkışları yerine son çökeltim çıkışlarına (ikincil arıtma çıkışları) uygulanır. Bu da
zaten tipik bir dezenfeksiyon uygulama noktasıdır. İçme suyu arıtmada ise transmisyon
değerleri %70-90 civarlarında olduğu için UV prosesi diğer kimyasal kökenli
dezenfektanlarla teknik ve ekonomik bağlamda daha iyi rekabet edebilir.
Çizelge 4.1. Su kalitesi ve % transmisyon ilişkileri (DeMers ve Renner, 1992; USEPA,
1999a).
Ham su kalitesi Absorbans
(absorbans birimi/cm) % Transmisyon
Mükemmel 0.022 95
İyi 0.071 85
Orta 0.125 75
4.4. Proses Değişkenleri
Elektromanyetik dalgalar formundaki enerji olan UV radyasyonun etkinliği kimyasal su
kalitesi parametrelerine genellikle bağlı değildir. Örneğin, pH, sıcaklık, alkalinite, ve
toplam inorganik karbon UV dezenfeksiyonunun toplam verimini önemli miktarlarda
etkilemez (Yip ve Konasewich, 1972: AWWA ve ASCE, 1990). Fakat sudaki sertlik UV
lambalarının fonksiyonel ve temiz tutulmasında problemler çıkarabilir. Oksidantların
(ozon ve/veya hidrojen peroksit gibi) ilavesi veya sudaki varlığı UV radyasyonunun
etkinliğini artırır. Bazı çözünmüş veya askıda katı maddelerin varlığı ise
mikroorganizmaları UV radyasyonundan koruyabilir (Qualls ve diğerleri, 1983). Yine,
bazı organik maddeler (hümik asitler, fenoller, lignin türü bileşikler), metaller (demir,
krom, kobalt, bakır ve nikel), sülfitler, ve nitritler UV dezenfeksiyon verimini azaltırlar
(Yip ve Konasewich, 1972; Snider ve diğerleri, 1991; DeMers ve Renner, 1992; USEPA,
1999a). Bu azaltım iki nedenle gerçekleşir: 1) bu tür maddeler UV ışığını absorblayıp
mikroorganizmalara ulaşması istenilen UV şiddetini dolayısıyla dozunu azaltırlar ve 2)
sudaki UV ışını transmisyonunu yansıtma, kırma sonucu engelleyip UV dozunu
azaltırlar. Buna göre de, absorbans katsayısı bu ihtiyacın bir belirtisi olup, tüm sular için
özgündür. Sonuçda, spesifik tasarım parametreleri sular için değişkendir, ve her
aplikasyon için ampirik olarak belirlenmelidir.
İnaktivasyon için UV'nin mutlaka mikroorganizmalar tarafından absorblanması gerekir.
Dolayısıyla, UV'nin mikroorganizmalara ulaşmasını engelleyen herhangi bir etmen
36/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
dezenfeksiyon verimini düşürecektir (Yip ve Konasewich, 1972; Scheible ve Bassell,
1981; Qualls ve diğerleri, 1983,1989; Severin ve diğerleri, 1983a,b; NWRI, 1993; Whitby
ve Palmateer, 1993; Blatchley ve Hunt, 1994; Snicer ve diğerleri, 1996; USEPA,
1999a,b). UV dezenfeksiyon verimini etkileyen etmenler ana hatlarıyla şöyle
sıralanabilir:
o UV lambaları yüzeylerinde gelişen kimyasal ya da biyolojik filmler
o Çözünmüş organikler ya da inorganikler
o Mikroorganizmaların kümeleşmesi ya da agregasyonu
o Bulanıklık
o Renk
o UV reaktörlerindeki hidrolik kısa devreler.
UV lambalarının üzerinde zamanla birikip film oluşturan katılar uygulanan UV ışın
şiddetini, dolayısıyla da dezenfeksiyon verimini düşürür. Suyun ve lambaların güneş
ışınları ile temasının kesilmesi ve düzenli temizleme ile biyofilm oluşması en aza
indirgenebilir. Biyofilmlere ek olarak, lambalar üzerinde oluşan kalsiyum, magnezyum ve
demir kökenli tortular da işletim problemleri arasındadır. Yüksek konsantrasyonlarda
demir (>0.1 mg/L), sertlik iyonları (kalsiyum, magnezyum) (>140 mg/L), sülfitler
(hidrojen sülfit, >0.2 mg/L), ve organik madde içeren sular daha fazla tortu ya da tabaka
oluşturma potansiyeline sahiptirler (DeMers ve Renner, 1992; USEPA, 1999a). Su pH'sı
ve sertliği metallerin ve karbonatların çözünürlüğünü etkiler. UV lambalarındaki karbonat
kökenli tortular da UV ışın şiddetinin suya iletimini önemli ölçüde azaltır.
Sudaki partiküller, içerilerinde konumlanıp çoğalabilen mikroorganizmaları UV'ye karşı
korudukları ve UV transmiyonunu yansıma ve kırılma ile azalttıkları için dezenfeksiyon
verimini azaltırlar (Qualls ve diğerleri, 1983; Parker ve Darby, 1995) (Şekil 4.2).
Bulanıklığa sebep olan bu partiküllerin etkilerine benzer olarak, mikroorganizmaların
kendileri de floklaşıp agregalar halinde bulunursa flokların iç tarafındaki organizmalar
UV'ye karşı korunmuş olurlar (Petri ve diğerleri, 2000) (Şekil 4.2). Partikül büyüklük
dağılımı da gereken UV dozu miktarını etkiler. Büyük partiküller (>40 ?m çapta)
mikroorganizmaları daha çok koruyup, UV'yi bloke edip, yansıtırlar. Bu da
dezenfeksiyon için UV talebini artırır.
Şekil 4.2. UV dezenfeksiyon verimini etkileyen mikroorganizma-partikül ilişkileri
(Tchobanoglous, 1997; USEPA, 1999a).
37/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
UV reaktörlerinin yetersiz tasarımı, zayıf geometrileri ve lambalar arasındaki fazla
boşluktan dolayı reaktörlerde ölü hidrolik bölgeler ve kısa devreler oluşabilir (Hazen ve
Sawyer, 1992). Bu durum dezenfeksiyon verimini düşürür. UV dozu ışık şiddetinin ve
temas süresinin fonksiyonu olduğu için reaktörlerde hidrolik kısa devre oluşturmadan
tüm akımın homojen bir şekilde UV ile gereken sürelerde temas ettirilmesi çok
önemlidir. Bu da ölü bölgeler oluşmasını engelleyecek tasarım kriterlerinin seçimi ile
gerçekleşir. UV reaktörlerinde piston akımlı şartlarda çalışılır. Ancak lambalar arasında
akının radyal karışımını sağlayacak bir miktar turbülans da oluşturulmak istenir.
Böylelikle, akım UV şiddetinin farklı olduğu bölgelerde (lambadan uzaklaştıkca UV
transmisyonu dolayısıyla şiddeti azalır) üniform olarak dağıtılır, ve tüm su
parçacıklarının optimum olarak UV ile temas ettirilmesi sağlanır. UV sistemlerinde
temas süreleri saniyeler mertebesinde olduğu için, sistemin çok efektif olarak hidrolik
kısa devreler oluşmadan çalışması kritiktir (Sobotka, 1993; USEPA, 1999a). Son
yıllarda gelişen teknolojiler ve artan ekspertiz ile birlikte UV sistemi üreticileri bu şartları
kolaylıkla sağlayabilmektedir.
4.5. Mikrobiyal İnaktivasyon Mekanizmaları
UV dezenfeksiyonu ile inaktivasyon mekanizmaları kimyasal dezenfektanların
mekanizmalarından oldukca farklıdır. Kimyasal dezenfektanlar mikroorganizmaları
hücresel yapıları parçalayarak ya da zarar vererek, ve metabolizmayı, biyosentezi
ve/veya büyümeyi engelleyerek inaktive ederler. UV dezenfeksiyonunda ise 240-280
nm arasındaki UV radyasyonu mikroorganizmaların DNA ve RNA'larındaki nükleik
asitlerin yapılarını bozarak inaktivasyonu gerçekleştirir (Rubin ve diğerleri, 1981; Slade
ve diğerleri, 1986; Havelaar ve diğerleri, 1990; USEPA, 1999a. Bu bozulmanın nedeni
nükleik asitlerin 240-280 nm'deki UV enerjisini büyük miktarlarda absorblamasıdır
(Jagger, 1967). Sitozin (DNA ve RNA'da), timin (sadece DNA'da), ve urasil (sadece
RNA'da) pirimidin moleküllerinin temel 3 türüdür. UV absorbsiyonu sonucu oluşan
DNA'daki zarar da genellikle pirimidin moleküllerinin dimerizasyonundan kaynaklanır.
Şekil 4.3'de gösterildiği gibi adenin ile bağlanması gereken timin UV absorbsiyonu
sonucu başka bir timinle bağlanıp dimerizasyona uğrayınca normal DNA replikasyonu
gerçekleşmez, gerçekleşse bile bölünme özelliğini yitirmiş mutant hücreler meydana
gelir (Snider ve diğerleri, 1991; USEPA, 1996). UV radyasyonu nükleik asitlerdeki
pirimidin moleküllerine 6 çeşit mekanizma ile zarar verebilir:
o tek ve çift sarmallı zincirler kırılabilir,
o DNA-DNA yan bağları bozulabilir,
o Protein-DNA yan bağları bozulabilir,
o Pirimidin hidratlar oluşabilir,
o Pirimidin-pirimodon foto-yan-ürünler oluşabilir, ve
o Pirimidin dimerleri oluşabilir.
38/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 4.3. UV radyasyonu ile DNA yapısının bozulup inaktivasyonun gerçekleşmesi
(Tchobanoglous, 1997; USEPA, 1996,1999a).
Hücre bölünmesi için gerekli genetik kodlara sahip DNA ve RNA'nın yapılarının
bozulmasıyla hücreler bölünüp çoğalamaz ve bölünemeyen bir hücre teknik olarak
inaktive olmuş olur. Genel olarak mikroorganizmaların DNA'larına en çok zararı veren
UV dalga boyu yaklaşık 254 nm'dir (Wolfe, 1990; Von Sonntag ve Schuchmann, 1992;
USEPA, 1996,1999a). Dolayısıyla, arıtma proseslerinde de çoğunlukla bu dalga boyu ile
çalışılır.
4.6. Mikrobiyal Yeniden Aktivasyon (reaktivasyon)
UV dezenfeksiyonunun önemli dezavantajlarından bir tanesi, belirli koşullar altında, bazı
organizmalar, zarar görmüş DNA'yı tamir edebilir ve aktif haline dönerek tekrar
çoğalabilir (Knudson, 1985; USEPA, 1986; Whitby ve Palmateer, 1993; Lindenauer ve
Darby, 1994; Hoyer, 1998). Bu tamir mekanizmaları karanlık tamir mekanizması ve
güneş ışığıyla temas sonucu fotoreaktivasyon olarak gruplandırılabilir. Fotoreaktivasyon
genellikle, etkin dezenfeksiyon dalga boyu aralığının dışında kalan görünür güneş
ışınlarının katalizleme etkisinin bir sonucu olarak meydana gelir. Reaktivasyon derecesi
organizmalara göre değişir. Koliform indikatör organizmalar ve Shigella gibi bazı
bakteriyel patojenler fotoreaktivasyon mekanizması göstermişlerdir. Fakat virüsler
(kendisi fotoreaktif olan bir organizmanın içinde yaşayıp enfekte etme durumları hariç)
ve diğer bazı bakteri türleri fotoreaktif olamazlar (USEPA, 1980,1986; Hazen ve
Sawyer, 1992). İlerleyen zamanla birlikte DNA'ya verilen zarar geri dönüşümsüz
olduğundan fotoreaktivasyonun gerçekleşmesi için kritik bir peryod vardır. Diğer bir
deyimle, UV'ye maruz kalma ile güneş ışığı görme arasındaki süre fotoreaktiflik
üzerinde önemli bir etkiye sahiptir. Fotoreaktivasyonu en aza indirgemek için UV
sistemlerinin dezenfekte edilmiş akımın güneş ışığından korunacak şekilde (örneğin
üstü kapalı kanallarla) tasarlanması gerekmektedir. Fotoreaktivasyon veya foto-tamir
hedeflenen log giderim için gerekli UV dozunu artırır (Hoyer, 1998). Doygunluk değerine
ulaşana kadar foto-tamir hızı sabittir. Yine foto-tamir hızı organizmaya ve de UV
zararının derecesine bağlıdır. Organizmanın nütriyent durumu da foto-tamir kabiliyetini
etkiler. Güneş ışığında olduğu gibi reaktive edici ışığın olmadığı durumlardaki tamir
DNA çift sarmal
Pirimidin moleküllerinde
replikasyonu inhibe eden çift
bağların oluşumu
39/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
"karanlık tamir" olarak adlandırılır. Karanlık tamir enzimlerle yönlendirilen bir tamir
türüdür.
Ana hatlarıyla UV tarafından zarar görmüş DNA tamir mekanizmaları şöyle sıralanabilir
(Knudson, 1985):
o fotoreaktivasyon
o zarar görmüş DNA kısımlarının kesip çıkarılarak tamiri (karanlık tamir)
o rekombinasyonal tamir
o hataya karşı yapılan oto-kontrol tabanlı tamir
4.7. Dezenfeksiyon Etkinliği
UV ile dezenfeksiyon bakteri ve virüsleri etkin bir şekilde inaktif hale getirir. UV'nin genel
olarak klor ve kloraminlere göre mikroorganizmaları inaktive etme gücünün daha fazla
olduğu birçok çalışmada tespit edilmiştir (Slade ve diğerleri, 1986; USEPA,
1996,1999b). Pek çok bakteri ve virüsler inaktif hale gelmek için oldukça düşük dozda
UV gerektirir, bu değer tipik olarak 1 log'luk (%90) inaktivasyon için 2-6 mW.sn/cm2
aralığındadır (Kruithof, 1989; AWWA, 1991; Lindenauer ve Darby, 1997; USEPA,
1999a). Protozoa kistleri ise, özellikle Giardia ve Cryptosporidium, UV inaktivasyonuna
diğer mikroorganizmalardan çok daha dayanıklıdır ve daha yüksek UV dozu gerektirir
(Rice ve Hoff, 1981; Carlson, 1982; Karanis, 1992; Campbell ve diğerleri, 1995; Clancy
ve diğerleri, 1997; Johnson, 1997). Ayrıca, Giardia inaktivasyonu için gerekli dozu
etkileyen iki etmen mevcuttur: parazitin kaynağı ve organizmanın bulunduğu büyüme
aşaması (Karanis, 1992). Çizelge 4.2 bazı su kaynaklı mikroorganizmaların
inaktivasyonu için gerekli UV dozlarını özetlemektedir.
Çizelge 4.2. Bazı su kaynaklı mikroorganizmaların inaktivasyonu için gerekli UV dozları.
Gerekli UV Dozu (mW.sn/cm2 Mikroorganizma 1-Log İnaktivasyon 3-Log İnak)t ivasyon
Su Kaynaklı Bakteriler
Campylobacter jejuni 1.1 1.8-3.8
Escherichia coli 1.3-3.0 3-7
Klebsiella terrigena 3.9 9.1
Legionella pneumophila 0.92-2.5 2.8-7.4
Salmonella typhi 2.1-2.5 6.6-7.0
Shigella dysenteriae 0.89-2.2 2.1
Vibrio cholerae 0.65-3.4 2.2-2.9
Yersinia enterocolitica 1.1 2.7-3.7
Su Kaynaklı Enterik Virüsler, Bakteri Sporları, ve Kolifajlar
Adenovirus strain 23.6-30.0 80-90
Coxsackie virus 11.9-15.6 25-46.8
Echovirus type 10.8-12.1 32.5-36.4
Hepatitis A Virus 3.7-7.3 15-21.9
Poliovirus type 5-12 23.1-36.1
Reovirus 15.4 45-46.3
Rotavirus 8.0-9.9 25-30
Bacillus subtilis spores 14.2 39.9
Coliphage MS2 18.6 55-65
Not: UV dezenfeksiyonu sırasında sudaki fizikokimyasal şartlar optimize edilerek veriler
elde edilmiştir (suda düşük UV absorbsiyonu, düşük bulanıklık, agregasyonu azaltmak
için UV öncesi filtrasyon yapılması gibi).
40/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
4.8. UV Radyasyonu Üretimi
UV radyasyonu üreten lambalara güç sağlamak için elektrik enerjisi gereklidir. UV
dezenfeksiyonunda kullanılan tipik lambalar, argon gibi inert bir gaz ve az miktarda civa
ile doldurulmuş kuvartz bir tüpten oluşur. UV lambaları floresan lambalara çok benzer
şekilde çalışırlar. UV radyasyonu, çoğu ünitelerde, UV enerjisini üretmek için iyonize
civa buharıyla birlikte elektron akımıyla yayılır. Normal floresan ve UV lambaları
arasındaki fark, floresan ampüllerinin, UV radyasyonunu görünür ışığa dönüştüren
fosfor ile kaplanmış olmasıdır. UV lambaları ise fosforla kaplanmamıştır ve böylece ark
tarafından üretilen UV radyasyonunu iletirler (Phillips, 1983; White, 1992; USEPA,
1996,1999a). Gaz deşarjındaki civa, pek çok ticari UV lambalarından salınan UV'den
sorumludur.
Dezenfeksiyon uygulamaları için düşük basınçlı ve orta basınçlı lambalar mevcuttur.
Düşük basınçlı lambalar maksimum enerji çıkışlarını 253.7 nm dalga boyunda sağlarlar.
Orta basınçlı lambalar ise 180-1370 nm dalga boyu aralığında enerji salgılarlar. Orta
basınçlı lambaların ürettiği UV şiddeti düşük basınçlı lambalardan oldukça fazladır. Bu
nedenle, eşdeğer bir dozaj için, daha az sayıda orta basınçlı lamba kullanmak yeterli
olur. Küçük tesisler için, orta basınçlı sistem tek bir lambadan oluşabilir. Organizmaların
inaktivasyonu için her iki lamba türü de iyi çalışmasına rağmen küçük tesisler için düşük
basınçlı lambalar tavsiye edilir. Çünkü tek bir orta basınçlı lambaya karşı, birkaç düşük
basınçlı lambanın kullanılması işletim açısından (sürekli arıtım/su üretimi ve temizleme
peryotları arasındaki yeterli işletim açısından) daha güvenilirdir (DeMers ve Renner,
1992; Soroushian, 1997; Parrotta ve Bekdash, 1998).
Tipik düşük basınçlı lambalar, suyu lamba yüzeyinden ayırmak için, kuvartz bir tüple
kuşatılmışlardır. Lamba yüzeyini optimum işletme sıcaklığı olan 40 oC'de tutmak için bu
arajman gereklidir. Kuvartz tüplere alternatif olarak teflon tüpler de mevcut olsa da,
teflon tüpler UV radyasyonunun %35'ini absorblarken, kuvartz tüpler sadece %5'ini
absorblarlar (Combs ve McGuire, 1989). Bu yüzden, teflon tüpler tavsiye edilmezler.
Balastlar UV lambalarına giden elektriği kontrol eden transformatörlerdir. Balastlar erken
arızaları önlemek için 60 oC'nin altındaki sıcaklıklarda işletilmelidirler. Tipik olarak,
balastlar çok yüksek ısı ürettiği için UV sisteminin bulunduğu ortamlarda soğutma fanları
veya klimalar gereklidir (White, 1992; USEPA, 1996,1999a). Genel olarak, UV
lambalarıyla kullanılan iki tip transformatör vardır: elektronik ve elektromanyetik.
Elektronik balastlar elektromanyetik balastlardan çok daha yüksek frekansta çalışırlar.
Bu da daha düşük lamba işletme sıcaklığı, daha az enerji tüketimi, daha az ısı üretimi,
ve daha uzun balast ömrü demektir (DeMers ve Renner, 1992).
4.9. UV Dezenfeksiyon Teknolojileri
Atıksu ve içme suyu arıtımında uygulanan UV dezenfeksiyon teknolojileri ve
konfigürasyonları Şekil 4.4'de şematik olarak gösterilmiştir (Soroushian, 1997;
Soroushian ve diğerleri, 1996,1999). Tüm sistemlerdeki UV radyasyonu kaynağı civa
buharlı lambalardır. Düşük ve orta basınçlı lambalardaki civa buharı basınç aralıkları
elektrik enerjisini radyasyona en yüksek oranda dönüştürür. Düşük basınçlı lambalar UV
radyasyonu üretiminde daha verimli olmalarına rağmen toplam üretilen UV radyasyonu
açısından orta basınçlı lambalardan daha zayıftırlar. Konvansiyonel düşük basınçlı
lamba kullanılan dezenfeksiyon sistemlerinde üç temel reaktör dizaynı vardır: açık
kanal, kapalı kanal, ve teflon tüpler. Yeni uygulamalar lambaları yatay ve akıya paralel
veya düşey ve akıya dik olan modüler açık kanal sistemleridir (Şekil 4.5 ve 4.6). Kapalı
kanal (Şekil 4.7 ve 4.8) ve teflon tüp gibi diğer uygulamalar, 1980'lerin başlarında UV
41/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
teknolojileri gelişmekte iken sıklıkla kullanılmıştır. Günümüzde bu tür konfigürasyonlar
artık seyrek uygulanmaktadır. Şekil 4.9'da teflon tüp dizaynı şematik olarak
gösterilmiştir.
Düşük basınçlı yüksek ışın şiddetindeki UV sistemleri nispeten yeni uygulamalardır. Düz
lamba teknolojisi kapalı kanallarda daha çok içme suyu dezenfeksiyonunda uygulanır.
Konvansiyonel lambalar ise açık kanallarda atıksu dezenfeksiyonunda uygulanır. Orta
basınçlı yüksek ışın şiddetindeki UV sistemleri 1980'lerin sonlarından beri Kuzey
Amerikada atıksu dezenfeksiyonunda kullanılmaktadır. Bu tür lambaların uygulandığı üç
tür dizayn mevcuttur: yatay ve akıya paralel, düşey ve akıya dik, ve boru içi. Şekil 4.10
ve 4.11'de boru içi UV reaktör dizaynları gösterilmiştir.
Şekil 4.4. UV dezenfeksiyon teknolojileri ve konfigürasyonları.
42/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 4.5. Açık kanal, yatay ve akıya paralel UV lambalı reaktörler.
Şekil 4.6. Açık kanal, düşey ve akıya dik UV lambalı reaktörler.
Şekil 4.7. Kapalı kanal, yatay ve akıya paralel UV lambalı reaktörler.
43/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 4.8. Kapalı kanal UV sistemi.
Şekil 4.9. Teflon tüp UV reaktörü.
Şekil 4.10. Boru içi UV reaktörü.
Giriş
44/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 4.11. Boru içi düz lambalı UV reaktörü.
4.10. UV Reaktör Dizaynı
Konvansiyonel UV reaktörleri çoğunlukla iki tiptir: kapalı reaktör ve açık kanal. İçme
suyu dezenfeksiyonu uygulamalarında genellikle aşağıdaki sebeplerden dolayı kapalı
reaktör tercih edilir (USEPA, 1996):
o daha küçük alan ihtiyacı,
o minimum hava kaynaklı madde kirliliği,
o personelin UV'ye minimum maruz kalması, ve
o tesisat kolaylığı için modüler dizayn.
Konvansiyonel UV dezenfeksiyon sistemlerinin diğer dizayn özellikleri şöyle
sıralanabilir:
o UV lambasının çıkış şiddetindeki düşüşleri gösteren UV sensörleri,
o Alarmlar ve kapatma sistemleri,
o Otomatik veya manuel temizleme peryotları, ve
o Uzak tesisler için uzaktan elektronik kontrol sistemleri.
Kapalı bir UV reaktörünün dizaynında dikkate alınması gereken temel unsurlar
dispersiyon, türbülans, etkin hacim, hidrolik tutulma süresi dağılımı, ve debidir (USEPA,
1996; Lyn ve diğerleri, 1999). İdeal bir UV reaktörü ardışık sürekli akımlı reaktör
karakteristiklerine sahip olup, minimum dispersiyona izin vermelidir. Böylece, reaktör
içinden geçen herbir su elementi yaklaşık aynı tutulma süresinde reaktör içinde kalır.
Ardışık reaktör karakteristiklerine ek olarak, ideal bir UV reaktörü, ölü noktaları elimine
etmeyi sağlayan akım yönünden radyal olarak türbülanslı bir akıma sahip olmalıdır. Bu
radyal türbülanslı akım tipi UV radyasyonunun suya üniform uygulanmasını artırır.
Radyal türbülanslı akımın bir dezavantajı, bir miktar aksiyel dispersiyon oluşturması,
böylece de ardışık reaktör akım karakteristiklerinin engellenmesidir. Giriş ve çıkış
noktalarının kasti olarak dengesiz konumlanması ve delikli sabit plakaların
kullanılmasıyla ardışık reaktör akım karakteristikleri ve türbülanslı akım arasındaki
çelişkili durum ortadan kaldırılmaya çalışılır (USEPA, 1996).
Her dezenfeksiyon uygulamasında, dizayn öncesi, UV'nin verimini ve yeterliliğini
saptamak için öncelikle pilot tesisde denemeler yapılıp gerekli verilerin (dozaj tespiti
45/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
gibi) toplanması tavsiye edilmektedir (NWRI, 1993; Chiu ve diğerleri, 1999). Pilot tesis
yeterlilik testinde giriş suyuna konsantrasyonu belli bir mikroorganizma (genellikle MS2
faj virüsü) dozlanır, ve UV teması sonucu çıkış suyu numunelerinde konsantrasyonlar
ölçülüp giderim verimi tespit edilir. Bu pilot testler, değişik UV dozlarında ve işletim
şartlarında, bir kaç hafta süreyle devam ettirilir. İçme suyu UV dezenfeksiyonu için 'The
National Science Foundation' mevzuatı (Standart 55), eğer UV transmisyonu % 75'den
azsa UV dezenfeksiyonunun kullanılmamasını önermektedir (NSF, 1991). Eğer doğal
suyun UV transmisyonu % 75'den azsa, transmisyonu artırmak için UV sisteminden
önce diğer arıtma prosesleri uygulanmalı (filtrasyon gibi), ya da farklı dezenfektanlar
kullanılmalıdır.
UV dezenfeksiyon tesisleri değişken debilere karşı esneklik sağlayacak şekilde dizayn
edilmelidir. Küçük debiler için tek bir UV reaktörü yeterli olabilir. Birinci reaktör servis
dışı kaldığında, yedek amaçlı eşit kapasitede ikinci bir reaktör tasarlanmalıdır. Yüksek
debiler için multi-reaktör sistemi uygulanır. Bu reaktörler aşırı hidrolik yüklemeyi
engellemek ve her reaktöre gelen debiyi dengelemek için, debi ayırma kapasitesine ve
lead/lag kontrol sistemine sahip olmalıdır. Reaktörleri birbirinden izole etmek için
vanalar kullanılır. Ayrıca, reaktör servis dışı kaldığında içindeki suyu boşaltmak için
pozitif drenaj sistemi kullanılır.
Reaktörler içine yerleştirilmiş on-line UV ışın şiddeti metreleri (probları) ile lambalardan
çıkan radyasyon tespit edilir (DeMers ve Renner, 1992; White, 1992). Bu ışın şiddeti
okumaları ve reaktörlerden geçen debinin tespiti ile uygulanan UV dozu saptanır.
4.11. İşletim Esasları
UV lambalarının çıkış şiddeti zamanla azalır. Lambaların performansını iki faktör etkiler:
solarizasyon ve elektrot bozulması. Solarizasyonda UV radyasyonunun kendisi
lambanın koyulaşmasına ve geçirgenliğinin azalmasına neden olur. Elektrot bozulması
ise lambalar açılıp kapatıldıkca zamanla gerçekleşir. Lambaların sık sık açılıp
kapatılması lamba ömrünün erken tüketilmesine neden olur. UV dozu gereksinimi
saptanırken, UV çıkış şiddetindeki %30 azalma, lamba ömrünün dolduğu nokta olarak
kabul edilir. Düşük basınçlı UV lambaları için tahmini ortalama ömür yaklaşık olarak
8800 saattir.
Kuvartz tüplerin tıkanması suya ulaşan UV radyasyonu miktarını azaltır. Kuvartz tüpler
yeni ve temizken %90 transmisyona sahiptir. Zamanla, kuvartz tüplerin suya temas
eden yüzeyleri, iletkenliğin azalmasına sebep olan organik ve inorganik kalıntılar toplar,
ve bu da kuvartz tüpten suya transmisyonu azaltır (USEPA, 1996). UV dezenfeksiyon
sistemlerinin işletiminde, kuvartz tüplerinUV transmisyonundaki %30 azalma kuvartz
tüplerin tıkandığının göstergesi olarak kabul edilir.
Reaktör çevresinde, UV lambalarının değiştirilmesi ve bakımı sırasında geçişi sağlayan
boşluklar bırakılmalıdır. Modüler elektrik bağlantıları ile lamba değiştirme işlemi, eski
lambayı söküp, devre dışı bırakıp, yeni lambayı takmak şeklindedir. Kuvartz tüplerin
temizliği kimyasal ve fiziksel yollarla yapılabilir. Fiziksel yöntemler: otomatik
mekanizmalı silici, ultrasonik cihazlar, yüksek basınçlı suyla yıkama, ve basınçlı havayla
temizlemedir. Kimyasal temizleyiciler sülfürik ve hidroklorik asit içerir. Bir UV
reaktöründe bir ya da daha fazla fiziksel temizlik sistemi bulunabilir. Buna ek olarak,
ihtiyaç olabilmesi durumunda, kimyasal yöntemle temizleme sistemi de tasarıma eklenir.
UV sistemlerinde etkili işletim ve bakım şunları gerektirir: peryodik denetimler, hassas
46/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
duyarlılık için ışın şiddet metresinin kalibrasyonu ve reaktörün iç kısmının gözden
geçirilmesi ve/veya temizliği.
UV radyasyonu üretimi ciddi miktarlarda elektrik enerjisi gerektirir. Arıtmada kesiksiz
dezenfeksiyon önemli olduğu için UV sistemleri elektrik kesintilerine ya da arızalarına
karşı önlemli olarak tasarlanmalıdır. Kesiksiz işletim için dual besleme sistemi veya
standby jeneratörler gerekir. Her bir düşük basınçlı UV lambası yaklaşık 100 watt
standby enerjisi gerektirir. Diğer bir önlem de tüm UV sistemini aynı motor kontrol
merkezinden beslememektir.
47/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
5. Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
5.1. Neden Geri Kullanım?
Hızlı nüfus artışı, aşırı sanayileşme, artan kuraklık, ve aşırı tüketim ile birlikte tatlı su
kaynakları global ölçekte hızla tükenmektedir. Bu problem özellikle ülkemizin de
coğrafyasında bulunduğu Balkanlar ve Ortadoğuda son yıllarda daha da önemli hale
gelmekte ve artık sahip olunan su kaynakları ülkeler arasındaki stratejik ilişkiler ve
pazarlıkların ana unsurlarından biri olmaktadır. Artan talebe karşılık tatlı su kaynaklarını
yenileyip miktarını artırmak teknik ve ekonomik açıdan sınırlayıcı olduğu için
sürdürülebilir kalkınmayı sağlayabilecek değişik pratik çözümlere ihtiyaç vardır. Bu
bağlamda 'temiz su kaynaklarını korumanın ilk yolu atıksuları geri kazanma ile başlar'
düşüncesi ile arıtılmış atıksuların geri kazanımı ve birçok değişik amaçlı geri kullanımı
için son yıllarda çalışmalar ve uygulamalar artmıştır. Atıksuların geri kullanımı ile hem
tatlı su kaynaklarının tüketimi azaltılmakta hem de deşarj edilen arıtılmış atıksuların
çevresel etkileri en aza indirilmektedir (WHO, 1989; USEPA, 1992).
Birleşmiş Milletler dünyadaki su rezervlerinin yalnızca %2,5 oranındaki bir kısmının tatlı
su kaynağı olduğunu ve 25 yıl içerisinde dünya nüfusunun üçte ikilik kısmının kuraklık
çeken bölgelerde yaşamak zorunda kalacağını tahmin etmektedir. Bu sebeplerden
dolayı, suların arıtılıp geri kullanılması en az yeni su kaynaklarının bulunması kadar
önemli ve acildir (WHO, 1989; USEPA, 1991,1992).
Atıksuların geri kullanım alanlarının ve miktarlarının artmasıyla birlikte, arıtma
teknolojileri de hızlı bir şekilde gelişmektedir. Önceleri arıtılmamış ham atıksuyun
kullanıldığı birçok alanda artık ters osmoz ve ultrafiltrasyon gibi gelişmiş membran
prosesleriyle arıtılan atıksular kullanılmaktadır. Böylece, halk sağlığının korunması ve
kullanıcının spesifik su kalitesi gereksinimlerinin sağlanması amaçlanmaktadır. Ayrıca
arıtma teknolojilerindeki gelişmeler ve sudaki kirleticilerin kimyalarının daha iyi
anlaşılmasıyla birlikte atıksuların geri kullanımı ile ilgili mevzuatlar da yenilenmekte ve
daha sıkı hale gelmektedir.
Ülkemizde toplam kullanılabilir yeraltı ve yerüstü su miktarı 112 milyar m3 olup, kişi
başına düşen toplam kullanılabilir su miktarı 1500 m3/kişi-yıl civarındadır (Çevre ve
Orman Bakanlığı, 2007). Türkiye İstatistik Kurumu'nun (TÜİK) tahminleri doğrultusunda
ise, 2030 yılı itibariyle nüfusun 100 milyona ulaşması durumunda, kişi başına
kullanılabilir su miktarı 1000 m3 değerine düşecektir (Çevre ve Orman Bakanlığı, 2007).
1995 - 2002 döneminde yüzey ve yeraltı suyu kaynaklarından çekilen su miktarında
%32,9'luk bir artış olduğu gerçeğinden yola çıkarak, yarı kurak iklim kuşağında yer alan
ülkemiz, su zengini olmayan, bilakis dünya ortalamasının altında su sıkıntısı bulunan
ülkeler arasında yer almaktadır (Çevre ve Orman Bakanlığı, 2007). Bu durum suyun son
derece dikkatli, tasarruflu ve kirletilmeden kullanılmasını çok açık bir şekilde ortaya
koymaktadır. Ülkemizde de kullanılabilir doğal su kaynakları ile su ihtiyacı arasında
giderek büyüyen açık, diğer bazı tedbirler arasında atıksuların da arıtılarak tekrar
kullanılması konusunu gündeme getirmiştir. Çizelge 5.1'de Devlet Planlama
Teşkilatı'nın 2006 yılında hazırladığı 9. Kalkınma Planında yer alan 2003 yılında
sektörel bazdaki su kullanım miktarları ve 2030 yılındaki tahmini su kullanım miktarları
verilmiştir.
48/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Çizelge 5.1. 2003 yılı sektörel su kullanımları ve 2030 yılı tahminleri (DPT, 2006).
Sektör (milyar m3) 2003 2030
Sulama 29,6 72
İçme suyu 6,2 18
Sanayi 4,0 22
Toplam 39,8 112
5.2. Geri Kullanım Alanları
Arıtılmış atıksuların geri kullanım alanları ana hatlarıyla aşağıdaki gibi sıralanabilir:
o Kentsel kullanım
- Parklar, rekreasyon alanları, spor tesisleri, otoyol kenarları
- Uydu kentlerde yeşil sahalar
- Ticari ve endüstriyel gelişme alanları
- Golf merkezleri
- Yangın söndürme
- Ticari ve endüstriyel alanlarda tuvalet pisuvarları
- İnşaat projelerinde toz kontrol ve beton üretimi
- Araç yıkama tesisleri
o Endüstriyel kullanım
- Soğutma suyu
- Proses suları
- Kazan besleme
- Tesis yeşil alan sulaması
- Yangın söndürme
o Zirai sulama
o Habitat, yüzeysel suların, rekreasyon alanların beslenmesi
o Yeraltı suyu beslenmesi/enjeksiyonu
- Sahil bölgelerinde tuzlu suyun yeraltı tatlı su kaynaklarına girişiminin
engellenmesi
- Toprak-yeraltı suyu sisteminde daha ileri arıtım
- İçme suyu veya kullanma suyu kalitesindeki akiferlerin beslenmesi
- Geri kazanılmış atıksuyun depolanması
- Aşırı yeraltı suyu pompalanması sonucu oluşabilecek göçüklerin engellenmesi.
Değişik geri kullanım alanları ve akış diyagramları Şekil 5.1'de şematik olarak
gösterilmiştir. Son yıllarda atıksuların geri kullanımı artık küçük lokal ölçekli projelerden
çok kullanıcılı büyük ölçekli projelere dönüşmektedir. İçme suyunun ve geri kazanılmış,
arıtılmış atıksuyun kentlere ayrık şebekelerle dağıtım projelerinin global olarak
artmasıyla da tatlı su kaynakları daha da korunur hale gelmektedir.
49/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Şekil 5.1. Atıksu geri kullanım alanları ve akış diyagramları (USBR, 2003)
5.3. Geri Kullanımı Sınırlandıran Faktörler
Atıksuların geri kullanımını teşvik eden faktörler şehirleşme, nüfus artışı ve kuraklıktır.
Diğer yandan, atıksu geri kullanım projelerini veya kullanılacak geri kazanılmış atıksu
miktarını sınırlayan faktörler de mevcuttur. Bu faktörler ana hatlarıyla su temini ve talebi
ve su kalitesi hususlarıyla ilgilidir. Atmosferik ve iklimsel olaylar, çevresel sorunlar,
ekonomik kısıtlamalar ve mevzuatlar da projelerin uygulanmasını etkileyebilmektedir.
50/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
5.3.1. Su Temini ve Talebi
Su temini ve talebi ile mevcut altyapı sistemi geri kazanılacak atıksu miktarını
sınırlandırır. Geri kazanılan atıksu kullanıcıya ayrı bir şebeke ile iletilmeli ve
depolanmalıdır. Bunlar da arıtma maliyetine ek maliyetler arz eder. Altyapı maliyeti ile
birlikte atıksu geri kazanma projelerinin tüm maliyeti bazen projenin uygulanmasını
sınırlandırır. Geri kazanılmış atıksu birim fiyatları tarihsel olarak kullanıcıları özendirmek
için düşük tutulmuştur. Fakat, kullanılan geri kazanılmış atıksu miktarlarının artıp,
alternatif su kaynağı olarak tatlı su kaynaklarını koruma gerçeğinin daha da
güncelleşmesiyle birim fiyatlar artmaktadır. Fiyat artış aralıkları işletme ve/veya ön
yatırım maliyetlerinin tümünü veya bir kısmını karşılayacak şekilde ayarlanmaktadır.
Ancak, 1997'de gerçekleştirilen bir ankette geri kazanılmış atıksu satan idarelerin
işletme maliyetlerinin ancak %75'ini geri alabildikleri ortaya çıkmıştır (USBR, 2003). Öte
yandan, atıksu geri kazanma projelerinin ekonomisi sadece maliyetin geri döndürülmesi
ile belirlenmez. Tatlı su temini ve içme suyu arıtma, atıksu ve çamur arıtma ve bu
proseslerdeki ekstra ön yatırım ve işletme giderleri de dikkate alındığında geri kazanma
projelerinin ekonomisi bir bütün olarak düşünülmelidir. Ayrıca geri kazanılmış atıksu
kuraklık çeken bölgelerdeki su idarelerine sürekli bir su kaynağı sağlamaktadır ki bu da
genel proje değeri açısından önemli bir unsurdur. Özellikle kuraklık çeken bölgelerde
sürekli su temini bölge sanayisi, istihdam, toplumsal refah ve genel ekonominin
güçlülüğü açısından aranılan bir kriterdir. Atıksu geri kullanım projeleri sadece lokal
veya bölgesel ölçekte değil desteklediği ekonomiye bağlı olarak ulusal hatta global
ölçekte değerlendirilmelidir.
Tekrar kullanılan atıksu, içilebilir su kaynaklarının çoğaltılması için geliştirilecek ilave
stratejilerin ertelenmesini sağlamaktadır. Dolayısıyla uygulaması oldukça maliyetli olan
bu projeler de ertelenmiş olmaktadır. Diğer bir avantaj da, atıksu geri kazanma projeleri
ile, konvansiyonel atıksu arıtma tesislerinde çıkış suyu deşarj standartlarının son
yıllarda sıkılaştırılmasıyla ortaya çıkan mevzuatlara uyum sorununun azaltılmasıdır.
Genel olarak, bir atıksu geri kazanma projesi salt projenin kendi maliyeti ile değil, su ve
atıksu idaresinin nitelik ve nicelik açılarından karşılaştığı su problemleri, bölgedeki
kuraklık ve mevcut suyun değeri, sosyal, jeopolitik ve ekonomik değerler, içme suyu
temini/arıtma ve konvansiyonel atıksu arıtma maliyetleri ve diğer proje-spesifik
faktörlerle birlikte bir bütün olarak irdelenmelidir.
5.3.2. Su Kalitesi
Su kalitesi atıksuyun tekrar kullanılabilmesini etkileyen ana faktördür. Mevzuatlardaki su
kalitesi standartları daha sıkı hale getirildikçe arıtma maliyetleri de artmaktadır. Ayrıca,
su kalitesi hususuna ek olarak, atıksuların geri kullanımı kullanıcının spesifik
gereksinimlerine de bağlıdır. Çizelge 5.2'de değişik amaçlı kullanım alanları için
karşılaşılan problemler özetlenmiştir. Sistemin yeterli dizaynı ve tutarlı olarak işletilmesi
halinde, geri kazanılmış atıksu projeleri güvenilir ve sürekli su kaynağı sağlar.
51/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Çizelge 5.2. Atıksuların çeşitli kullanım alanlarında karşılaşılan problemler ve çözüm
önerileri (USBR, 2003).
Kullanım
Alanı
Spesifik
Kullanım
Kullanım Sırasında Sudaki İçerikler
Tarafından Oluşturulan Problemler Çözümler/Arıtma Opsiyonları
Karbonat ve bikarbonat miktarına göre toprak
geçirimliliğinin azalması
İleri arıtma yöntemleriyle karbonat ve
bikarbonat giderimi
Suda bulunan bileşiklerin ürün işlenmesini
etkilemesi
Spesifik olarak giderimi istenen bileşiğe göre
optimize edilmiş ileri arıtma
Klorür, boron, sodyum gibi iyonların toprakta
birikmesi nedeniyle mahsul azalması
İleri arıtma ile yumuşatma (membran
prosesleri); toprağa şartlandırıcılar eklemek
ve periyodik olarak aşırı mineralleri topraktan
sızdırmak; arıtma öncesi tuzluluk kontrolü
Çiçek türü bazı ürünlerin nütriyentlere karşı
hassasiyet göstermesi
Biyolojik nütriyent giderim prosesleri
(nitrifikasyon/denitrifikasyon ve fosfor
giderimi)
Kadmiyum, kurşun ve civa gibi ağır metallerin
ürünlerin biyolojisine zarar vermesi
İleri arıtma sistemleri (membran, adsorpsiyon
prosesleri)
Sulama sistemleri ve püskürtücülerin
tıkanması Kullanım sahasında ön-filtrelerin kurulması
Zirai
Sulama
Ekin/çeşitli
ürünlerin
sulanması
Yüksek azot veya nitrat muhtevasından dolayı
yeraltı sularının kirlenmesi, istenmeyen
vejetasyonun oluşup ürün kalitesini bozması
Biyolojik nütriyent giderim prosesleri
(nitrifikasyon/denitrifikasyon)
Yeraltı
Suyu
Besleme/
İnfiltrasyon
Toplumun geri kazanılmış atıksuyun yeraltı
suyu kalitesini değiştireceği kaygısı
Toplumu bilgilendirme programlarının
hazırlanması
Düşük demir içeriği nedeniyle ferrik klorisis
oluşumu
Demir sülfat ya da demir çelatlarla
uygulamalar
Tuzluluğa bağlı olarak toprak geçirimliliğinin
azalması
İleri arıtma ile yumuşatma (membran
prosesleri); toprağa şartlandırıcılar eklemek
ve periyodik olarak aşırı mineralleri topraktan
sızdırmak.
Sulama sırasında istenmeyen koku oluşumu
Hidrojen sülfür oluşum potansiyelinin
azaltılması; klor dozlamalarının
optimizasyonu, arıtma öncesi tuzluluk
kontrolü
Bahçe/
Golf
Sahası
Sulaması
Yazın yapılan sulamalarda biriken fazla azot
nedeniyle sonbaharda mantar
enfeksiyonlarının oluşabilmesi
Fungusitlerin uygulanması
Su
Tesisatı ve
Çeşmeler
Su içeriğinden dolayı koku ve diğer
istenmeyen parametrelerin oluşumu. Fazla
nütriyentden dolayı alg patlamaları.
Yeterli sistem dizaynı ve işletimi
Toplumun eksik bilgilendirilmesinden dolayı
turizme ve emlak değerlerine negatif etki Toplumu bilgilendirme programları
Kentsel
Sulama
Yüzeysel
Su
Beslenme
si
Fazla nütriyentden dolayı alg patlamaları ve
ötrofikasyon
Biyolojik nütriyent giderim prosesleri
(nitrifikasyon/denitrifikasyon ve fosfor
giderimi)
Tuvalet
Pisuarları
Yetersiz depolamadan dolayı mevsimsel veya
günlük kesintiler Yeterli dengeleme hazneleri
Tuvalet
Pisuarları
Kanalizasy
on
Şebekeleri
nin
Temizliği
İşçilerin sağlığına potansiyel riskler Sağlık ve güvenlik için gerekli donanım.
Üçüncül arıtma gerekebilir.
Toplumun doğal sulak alanların su kalitesinin
değişeceği kaygısı Toplumu bilgilendirme programları
Koku oluşumu Yeterli sistem dizaynı ve işletimi
Habitat Sulak Alg patlamaları/ötrofikasyon oluşumu Yeterli sistem dizaynı ve işletimi
Alanlar
Sentetik organiklerin ve ağır metallerin
yüksek konsantrasyonda olabilmesinden
dolayı habitatın olumsuz etkilenmesi
İleri arıtma sistemleri (membran, adsorpsiyon
prosesleri). Kanalizasyona ticari ve
endüstriyel atıksu deşarjları için daha fazla
ön arıtma ve kontrol.
Halı
Boyama
Boyama prosesinin etkilenebilme ihtimali ve
koku oluşumu
Su kalitesi gereksiniminin değerlendirilmesi,
pilot testler yapılması
Kazan
Besleme
Suyu
Fazla tortu ve korozyon oluşumu Demineralizasyon
Ticari Araç
Yıkama
Araç üzerinde fazla miktarda lekelerin
oluşması
Yıkama suyunu yumuşatmak ve nihai
durulama suyunu demineralize etmek
Toz
Kontrolü Tanker taşıyıcılarının kirlenmesi
İçme suyu ile geri kazanılmış atıksu taşıyan
tankerlerin ayrılması veya taşınımlar arası
uygun dezenfeksiyon
Endüstriy
el/ Ticari
Enerji Yüksek karbonat içeriği nedeniyle minerallerin Karbonatı uzaklaştırmak için yeterli
52/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
soğutma kulelerinde birikmesi filtrasyonun yapılması
Amonyak ve azot miktarının soğutma
prosesini etkilemesi Nitrifikasyon/Denitrifikasyon
Amonyağa bağlı olarak metallerin korozyona
uğraması Amonyak giderimi
Santralleri
Soğutma
Suyu
Aşırı tortu oluşması Döngülerin azaltılması veya
demineralizasyon
Kimyasal proseslerde sudaki bileşiklerin
Kimya istenmeyen etkileri Membran filtrasyonu
Endüstrisi Yüksek miktarda demir ve çinko olabilmesi
nedeniyle boyamada problem Demir ve çinko giderimi
Yüksek metal konsantrasyonu olabilmesi
nedeniyle boyama prosesinin etkilenmesi
İleri arıtma sistemleri (membran, adsorpsiyon
Tekstil prosesleri)
Endüstrisi Yüksek demir ve mangan konsantrasyonunun
suya renk verip boyama prosesini etkilemesi Demir ve mangan giderimi
Petrol ve
Kömür
Ürünleri
Kimyasal proseslerde sudaki istenmeyen
bileşikler Membran filtrasyonu
Yetersiz depolamadan dolayı mevsimsel veya
Çeşitli günlük kesintiler Yeterli dengeleme haznelerinin inşaası
İşlemler
Yangın
Önleme İtfaiye araçlarına geri kazanılmış atıksu kabul
edilmeyebilir
Ayrı bir dahili su pompalama sistemini
itfaiyeye temin etmek
Günümüzde atıksuların geri kazanımı ve kullanımı projelerinin karşılaştığı en önemli
problemler estetik, insan sağlığı ve güvenliği açılarından toplumun tedirginliği, su kalitesi
ve arıtma maliyetleri olarak gösterilebilir. Su kalitesi ile ilgili özellikle gelişmiş ülkelerde
son yıllarda gündeme gelen kirleticiler tıpbi ilaçlar ve kozmetik bakım ürünleri,
antibiyotikler, organizmalarda endokrin sistemini bozabilecek kimyasallar, hormonal
olarak aktif maddeler, doğal ve sentetik hormon ve estrojenler (özellikle 17?-estradiol,
17?-estradiol, estrone, 17?-ethinylestradiol ve betablocker'lar), pestisitler,
dezenfeksiyon yan ürünleri (ikincil arıtımdan sonra atıksu dezenfekte ediliyorsa),
patojenler, metaller ve mikrobiyal kökenli olarak salgılanmış yan ürünlerdir. İkincil atıksu
arıtımı ile yeterli olarak giderilemeyen bu çoğu kirleticiler için üçüncül arıtım (çoğunlukla
membran prosesleri veya aktif karbon adsorbsiyonu) gerekmekte, bu da atıksu geri
kazanım maliyetlerini artırmaktadır. Arıtım sırasında biyolojik veya fizikokimyasal
bozunmalarla da orjinal bileşikten belki daha tehlikeli yan ürünler veya metabolitler de
oluşabilmektedir. Alıcı ortamlara deşarj edilen veya geri kullanılan yetersiz olarak
arıtılmış atıksularla aynı zamanda bu tür kirleticiler doğal ortamda ve organizmalarda
birikmekte ve nihai olarak besin zincirine ulaşmaktadır. Bu mikro-kirleticilerin çoğunun
mutajen, karsinojen veya toksik olduğu bilinmekte ya da şüphe edilmektedir.
Mikro-kirleticilere ek olarak arıtılmış atıksulardaki tuzluluk da özellikle zirai sulamada
toprak tuzlanması açısından problemlere neden olmaktadır. Ham kentsel atıksulardaki
tuzluluk miktarını etkileyen en önemli etken bölgesel jeolojik yapılar dolayısıyla da içme
suyundaki çözünmüş mineral içeriğidir. Yine yüksek miktarlarda gübre kullanılan zirai
alanlardaki yüzeysel akış taşınımı ile su kaynakları tuzlanmakta, bu durum da atıksu ve
sulama amaçlı geri kullanılan arıtılmış atıksuya yansıyıp, bir tuzluluk problemi döngüsü
oluşturmaktadır.
Tüm bu sebeplerden dolayı arıtılmış atıksuların geri kullanımının zirai sulama alanında
uygulanması için ülkelerin su otoriteleri sulamada kullanılacak arıtılmış atıksu için
mevzuatlar çıkarmıştır. Bu mevzuatlarda zirai sulamada kullanılacak arıtılmış atıksu için
belirli kurallar verilmiştir. Ülkemizde zirai sulamada kullanılacak arıtılmış atıksular için
Su Kirliliği Kontrol Yönetmeliği'nde (SKKY) belli kurallar verilmiştir. Zirai sulamada
kullanılacak olan arıtılmış atıksuların kalitesi ile ilgili SKKY'de belirtilen başlıca unsurlar
aşağıda özetlenmiştir.
53/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
5.4. Zirai Sulama Alanında Geri Kullanım İçin Mevcut Mevzuatlar
SKKY'de arıtılmış atıksuların zirai sulamada kullanılması ile ilgili önemli bazı maddeler
aşağıda özetlenmiştir. SSKY'ye göre arıtılmış atıksuların geri kullanımından bahseden
madde, SSKY Beşinci Bölüm-Atıksuların Boşaltım İlkeleri, Madde 28'dir.
"Madde 28 - Sulama suyunun kıt olduğu ve ekonomik değer taşıdığı yörelerde, Su Kirliliği
Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller Tebliği'nde (SKKY-TUT) verilen sulama suyu kalite
kriterlerini sağlayacak derecede arıtılmış atıksuların, sulama suyu olarak kullanılması teşvik
edilir. Bu amaçla uygulanacak ön işlemler ve yapılması gereken incelemeler Teknik Usuller
Tebliğine göre yapılır. Bir atıksu kütlesinin bu tür kullanımlara uygunluğu, valilikçe il çevre ve
orman müdürlüğü, il tarım müdürlüğü ve devlet su işleri bölge müdürlüğünden oluşturulacak
komisyonca belirlenir."
Bu madde de belirtildiği üzere arıtılmış atıksuların yeniden kullanımı için gerekli kriterler, Su
Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller Tebliği'nde (SKKY-TUT) verilmiştir. Bu yönetmelikte
ise (SKKY-TUT) arıtılmış atıksuların yeniden kullanımı konusu SKKY-TUT Yedinci Bölüm-
"Arıtılmış Atıksuların Kullanılması" Madde-46'da bahsedilmektedir.
"Madde 46 - Atıksuların araziye verilmeye veya sulamaya uygun olup olmadığını belirlemek için
incelenmesi gereken en önemli parametreler şunlardır;
-Suyun içindeki çözünmüş maddelerin toplam konsantrasyonu ve elektriksel iletkenlik
-Sodyum iyonu konsantrasyonu ve sodyum iyonu konsantrasyonunun diğer katyonlara oranı
-Bor, ağır metal ve toksik olabilecek diğer maddelerin konsantrasyonu
-Bazı şartlarda Ca++ ve Mg++ iyonlarının toplam konsantrasyonu
-Toplam katı madde, organik madde yükü ve yağ gres gibi yüzen maddelerin miktarı
-Patojen organizmaların miktarı.
Atıksuyun içindeki çözünmüş tuzlar, bor, ağır metal ve benzeri toksik maddeler yörenin iklim
şartlarına toprakların fiziksel, kimyasal ve biyolojik özelliklerine bağlı olarak ortamda birikebilir,
bitkiler tarafından alınabilir veya suda kalabilir. Bu nedenle, arıtılmış atıksuların arazide
kullanılması ve bertarafı söz konusu ise, suyun fiziksel, kimyasal ve biyolojik parametreler
açısından öngörülen sınır değerlere uygunluğunun yanı sıra, bölgenin toprak özellikleri de
dikkate alınır.
Sulama sularındaki çözünmüş tuzların toplam konsantrasyonu, elektriksel iletkenlik (EC) değeri
yardımıyla kolaylıkla belirlenebilir. Toplam tuz konsantrasyonu ile elektriksel iletkenlik arasındaki
oran katsayısı (M), deneysel çalışmalar sonucunda bir kere belirlendikten sonra sürekli
kullanılabilir. Bu katsayı 25 C'deki iletkenlikler (mikromho) ve tuz konsantrasyonları (mg/l) ile
ifade edildiğinde 0,6-0,7 arasında bir değer alır.
Sulamada kullanılan arıtılmış atıksudaki sodyumun sulanan toprakta tutulması sodyum
adsorbsiyon oranı (SAR) ile tanımlanır. SAR oranı, suyun sodyum (veya benzer alkaliler)
açısından zararlılığının bir ölçüsü olarak kullanılmaktadır. Sodyum adsorbsiyon oranı aşağıdaki
eşitlikle (Denklem 5.1) belirlenir;
SAR = Na+ / ((Ca++ + Mg++)/2)1/2 (5.1)
Burada Na+, Ca++, Mg++ milieşdeğer gram (Meq/l) cinsinden su içi konsantrasyonlardır.
Elektriksel iletkenlik ve sodyum adsorbsiyon oranı (SAR) esas alınarak sulama sularının
sınıflandırılması Şekil 5.2'deki diyagrama göre yapılır. Bu diyagram yardımı ile atıksuyun sınıfını
C1S1 - C4S4 arasındaki sulama su sınıfları arasında bulmak mümkündür. Tarımsal sulamada
kullanılacak değişik sınıf sular için istenen sulama suyu kalite kriterleri de Çizelge 5.3'de
verilmiştir.
54/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Sulama sularında izin verilebilecek maksimum ağır metal ve toksik elementlerin
konsantrasyonları değişik elementlere göre Çizelge 5.4'de özetlenmiştir. Herhangi bir madde
toprakta mg/kg olarak Co konsantrasyonuna sahipse sulanan topraktaki bu maddenin toplam
değeri kg/ha olarak (4.2xCo) ifadesi ile belirlenebilmektedir. Çizelge 5.4'ün birinci sütununda
verilen "Birim alana verilebilecek maksimum toplam miktarlar" ancak (4.2xCo) ifadesi ile
hesaplanan topraktaki mevcut miktarın çıkarılmasından sonra kullanılır. Ayrıca arıtılmış evsel
atıksuların dezenfekte edilmeden sulamada kullanılıp kullanılamayacağı Çizelge 5.5'de
verilmiştir.
Şekil 5.2. Sulama sularının sınıflandırılmasında kullanılan diyagram (SKKY-TUT, Şekil
1).
55/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Çizelge 5.3. Sulama sularının sınıflandırılmasında esas alınan sulama suyu kalite
parametreleri (SKKY-TUT, Tablo 4).
Sulama suyu sınıfı
Kalite kriterleri
I. Sınıf su
(çok iyi)
II. Sınıf
su (iyi)
III. Sınıf su
(kullanılabilir)
IV. Sınıf su
(ihtiyatla
kullanılmalı)
V. sınıf su
(zararlı)
uygun değil
EC25x106 0-250 250-750 750-2000 2000-3000 > 3000
Değişebilir Sodyum
Yüzdesi
(% Na)
< 20 20-40 40-60 60-80 > 80
Sodyum Adsorbsiyon
oranı (SAR) < 10 10-18 18-26 > 26
Sodyum karbonat
kalıntısı (RSC) (meq/l)
(mg/l)
> 1,25
< 66
1,25-2,5
66-133
> 2,5
> 133
Klorür (Cl¯), (meq/l)
(mg/l)
0-4
0-142
4-7
142-249
7-12
249-426
12-20
426-710
> 20
> 710
Sülfat (SO4
=) (meq/l)
(mg/l)
0-4
0-192
4-7
192-336
7-12
336-575
12-20
575-960
> 20
> 960
Toplam tuz
konsantrasyonu (mg/l) 0-175 175-525 525-1400 1400-2100 > 2100
Bor konsantrasyonu
(mg/l) 0-0.5 0.5-1.12 1.12-2.0 > 2.0 -
Sulama suyu sınıfı1 C1S1
C1S2,
C2S2,
C2S1
C1S3, C2S3,
C3S3, C3S2,
C3S1
C1S4, C2S4,
C3S4, C4S4,
C4S3, C4S2,
C4S1
-
NO3¯ veya NH4
+ (mg/l) 0-5 5-10 10-30 30-50 > 50
Fekal Koliform2
(1/100 ml)
0-2 2-20 20-100 100-1000 > 1000
BOİ5 (mg/l) 0-25 25-50 50-100 100-200 > 200
Askıda katı madde
(mg/l) 20 30 45 60 > 100
pH 6,5-8,5 6,5-8,5 6,5-8,5 6,5-9 < 6 veya > 9
Sıcaklık (oC) 30 30 35 40 > 40
1 Şekil 5.2'den bulunur.
2 Bitki türüne göre daha az veya çok olabilir.
56/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Çizelge 5.4. Sulama sularında izin verilebilen maksimum ağır metal ve toksik
elementlerin konsantrasyonları (SKKY-TUT, Tablo 5).
1Sulanan narenciye için 0,075 mg/L'dir.
2Yalnız demir içeriği fazla olan asitli killi topraklarda izin verilen konsantrasyondur.
İzin verilen maksimum
konsantrasyonlar
Elementler
Birim alana
verilebilecek
maksimum
toplam
miktarlar, kg/ha
Her türlü
zeminde
sürekli sulama
yapılması
durumunda
sınır değerler
mg/L
pH değeri 6,0-8,5
arasında olan
killi zeminlerde
24 yıldan daha az
sulama
yapıldığında,
mg/L
Alüminyum (Al) 4600 5,0 20,0
Arsenik (As) 90 0,1 2,0
Berilyum(Be) 90 0,1 0,5
Bor (B) 680 - 2,0
Kadmiyum (Cd) 9 0,01 0,05
Krom (Cr) 90 0,1 1,0
Kobalt (Co) 45 0,05 5,0
Bakır (Cu) 190 0,2 5,0
Florür (F) 920 1,0 15,0
Demir (Fe) 4600 5,0 20,0
Kurşun (Pb) 4600 5,0 10,0
Lityum (Li)1 - 2,5 2,5
Manganez (Mn) 920 0,2 10,0
Molibden (Mo) 9 0,01 0,052
Nikel (Ni) 920 0,2 2,0
Selenyum (Se) 16 0,02 0,02
Vanadyum (V) - 0,1 1,0
Çinko (Zn) 1840 2,0 10,0
57/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Çizelge 5.5. Arıtılmış evsel atıksuların dezenfekte edilmeden sulamada kullanılıp
kullanılamayacağını gösteren tablo ( (-) işaret suyun kullanılamayacağını, (+) işaret ise
kullanılabileceğini gösterir) (SKKY-TUT, Tablo 8).
Yukarıda verilen çizelgeler dışında, Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller
Tebliği'nde diğer çizelgeler/mevzuatlar da mevcuttur. Ders notu olması bağlamında
burada sadece temsil edici bir kaç mevzuatdan bahsedilmiştir. İlgili tüm mevzuatlar için
Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller Tebliği incelenmelidir.
Tarla
Çayır-Mera
Sebze
Yem Bitkisi
Meyvecilik
BY BV BY BV BY BV BY BV BY BV
Koru Ormanlık
Biyolojik Arıtma tesisi veya en az 2
saat beklemeli çökeltim havuzu
şeklindeki ön arıtma tesisi çıkış suları
+ + + + - - + - - - +
Aerobik stabilizasyon havuzları veya
lagünlerin çıkış suları + - + - - - + - - - +
58/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
6. KAYNAKLAR
Adham, S., Gagliardo, P., (1998). Membrane Bioreactors for Water Repurification. Phase I. Desalination Research
and Development Program Report No. 34. U.S Department of Interior, Bureau of Reclamation, USA.
Adham S., Gagliardo P., Boulos L., Oppenheimer J., Trussell R., (2001). Feasibility of the membrane bioreactor
process for water reclamation. Water Sci. Technol., 43(10), 203-209.
Adham S., Trussell R., (2001). Membrane bioreactors: feasibility and use in water reclamation. San Diego, CA, Final
Report. Water Environment Research Foundation, Alexandria, VA. USA.
Aiken, G. R., McKnight, D. M., Wershaw, R. L.,MacCarth, P., (1985). An introduction to humic substances in soil,
sediment, and water, In: Humic Substances in Soil, Sediment, and Water: Geochemistry, Isolation, and
Characterization, eds., G. R. Aiken, D. M. McKnight, R. L. Wershaw, ve P. MacCarthy, pp. 1-9, John Wiley &
Sons, New York, NY.
Al-Ekabi, H., Serpone, N., Pelizzetti, E., Minero, C., Fox, M. A., Draper, R. B., (1989). Kinetic Studies in
Heterogeneous Photocatalysis 2. TiO2-Mediated Degradation of 4-CP alone and in a 3-component mixture of 4-
CP, 2,4-DCP and 2,4,5-TCP in Air-Equilibrated AqueousMedia. Langmuir, 5, 250-255.
Allemane, H., Delouane, B., Paillard, H., Legube, B., (1993). Comparative efficiency of three Systems (O3, O3/H202
and O3/TiO2) for the oxidation of natural organic matter in water. Ozone-Sci. Eng., 15,419-432 .
Allen, A. O., (1961). The Radiation Chemistry of Water and Aqueous Solutions, D. Van Nostrand-Reinhold. Princeton,
New Jersey.
Akyol A. (2004). Boyar maddeler ve tekstil atıksularının fotokimyasal yöntemlerle arıtabilirliğinin araştırılması. Yüksek
lisans tezi, Gebze Y.T.E., İzmit.
Anonim I: California Department of Health Services, (2000). Title 22 of the California Code of Regulations,
www.dhs.ca.gov, USA.
Awad, J., (1993). "Ultraviolet Disinfection for Water Reuse. Planning, Design, and Operation of Effluent Disinfection
Systems". Proc. of WEF Specialty Conference, Whippany, New Jersey.
AWWA ve ASCE, (1990). Water Treatment Plant Design, 2nd edition, McGraw-Hill, Inc., NY, USA.
AWWA, (1991). Guidance Manual for Compliance with the Filtration and Disinfection Requirements for Public Water
Systems Using Surface Water Sources, Denver, CO, USA.
AWWARF, (1998). Effect of Bicarbonate Alkalinity on Performance of Advanced Oxidation Processes,Prepared by:
Peyton G. R., Bell O. J., Girin E., LaFaivre M. H. and Sanders J., Denver.
Aydın, A.F. (2002). Afyon alkoloidleri endüstrisi atıksularının biyolojik prosesler veFenton oksidasyonu ile ileri arıtımı.
Doktora tezi, İ.T.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü,İstanbul.
Benitez, F.J., Heredia, J.B., Acero, J.L., Rubio, F.J. (2000). Contribution of freeradicals to cholorophenols
decomposition by several advanced oxidationprocesses, Chemosphere, 41, 1271-1277.
Bekbölet, M., Çeçen F. and Özkösemen G. (1996). Photocatalytic oxidation and subsequent adsorption
characteristics of humic acids. Wat. Sci. Technol., 34, 65-72.
Bergendahl, J., Hubbard S., Grasso D., (2003). Pilot-Scale Fenton's Oxidation of Organic Contaminants in
Groundwater using Autochthonous Iron. J. Hazard. Mater., 99, 43-56.
Bergendahl, J. and Thies T. (2004). Fenton's Oxidation of MTBE with Zero-Valent Iron. Water Res., 38, 327-334.
Bigda, R. (1995). Consider Fenton's chemistry for wastewater treatment. Chem. Eng. Progr., 91, 62-66.
Blatchley, E.R. (1997). Numerical Modelling of UV Intensity: Application to Collimated-Beam Reactors and
Continuous-Flow Systems. Water Res., 31(9), 2205-2218.
Blatchley, E.R., Hunt, B.A. (1994). Bioassay for Full-Scale UV Disinfection Systems. Water Sci. Technol., 30(4), 115-
123.
Brik, M., Chamam, B., Schöberl, P., Braun, R., Fuchs, W., (2004). Effect of ozone, chlorine and hydrogen peroxide on
theelimination of colour in treated textile wastewater by MBR. Water Sci. Technol., 49(4), 299-303.
Brik M., Schoeberl, P., Chamam, B., Braun, R., Fuchs, W., (2006). Advanced treatment of textile wastewater towards
reuse using a membrane bioreactor. Process Biochem., 41, 1751-1757.
Buisson, H., Cote, P., Praderie, M., Paillard, H., (1998). The use of immersed membranes for upgrading wastewater
treatment plants. Water Sci. Technol., 37(9), 89-95.
Bukhari, Z., Hargy, T.M., Bolton, J.R., Dussert, B., ve Clancy, J.L., (1999). Medium-pressure UV for Oocyst
Inactivation. Journal of AWWA, 91(3), 86-94.
Butcher, G.J., (1989). Experiences with anaerobic digestion of wheat strach processing waste. International
Biodegredation, 25, 71-77.
Buxton G.V. Greenstock, C.L., Helman W.P, Ross, A.B., (1988). Critical Review of Rate Constants for Hydrated
Electrons, Hydrogen Atoms and Hydroxyl Radicals (OH/O-) in Aqueous Solution. J. Phys. Chem. Ref. Data, 17
(2), 13-20.
Campbell, A.T., Robertson, L.J., Snowball, M.R., ve Smith, H.V., (1995). Inactivation of Oocysts of Cryptosporidium
Parvum by Ultraviolet Radiation. Water Res., 29(11), 2583-2586.
Carlson, D. A., (1982). Project Summary: Ultraviolet Disinfection of Water for Small Water Supplies. EPA/600/S2-
85/092, Office of Research and Development, USEPA, Cincinnati, OH, USA.
Çevre ve Orman Bakanlığı, Türkiye Çevre Durum Raporu, Yayın No:5, Ankara, 2007,
Chae, S.R, Shin, H.S., (2007). Effect of condensate of food waste (CFW) on nutrient removaland behaviours of
intercellular materials in a vertical submerged membrane bioreactor (VSMBR). Bioresource Technol., 98, 373-
379.
Chang, I.S., Le-Clech, P., Jefferson, B., Judd, S.J., (2002). Membrane Fouling in Membrane Bioreactors for
Wastewater Treatment. Environ. Eng. Sci., 128(11), 1018-1029,.
59/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Chang, I.S., Bag, S.O. and Lee, C.H., (2001). Effects of Membrane Fouling on Solute Rejection during Membrane
Filtration of Activated Sludge. Process Biochem., 36(8-9), 855-860.
Chin, A., Berube, P.R., (2005). Removal of disinfection by-product precursors with ozone-UV advanced oxidation
process. Water Res., 39, 2136-2144.
Chiu, K., Lyn, D.A., Savoye, P., ve Blatchley, E.R. (1999). Effect of System Modifications on Disinfection
Performance: Pilot Scale Measurements and Model Predictions. J. Environ. Eng.-ASCE, 125(5), 459-469.
Chua HC, Arnot TC, Howell JA., (2002). Controlling fouling in membrane bioreactors operated with a variable
throughput. Desalination, 149, 225-229.
Cho, B.D., Fane, A.G., (2002). Fouling Transients in Nominally Sub-critical Flux Operation of a Membrane Bioreactor.
J. Membrane Sci., 209, 391-403.
Choo, K.H., Lee, C.H., (1996). Effect of Anaerobic Digestion Broth Composition on Membrane Permeability. Water
Sci. Technol., 34, 173-179.
Cicek, N., Winnen, H., Suidan, T.M., Wrenn, B.E., Urbain, V., Manem, J., (1998). Effectiveness of Membrane
Bioreactors in the Biodegradation of High Moleculer Weight Compounds. Water Res., 32(5), 1553-1563.
Cicek, N., Franco, J.P., Suidan, M.T., Urbain, V., Manem, J., (1999a). Characterization and Comparison of a
Membrane Bioreactor and a Conventional Activated Sludge System in the Treatment of Wastewater Containing
High Molecular Weight Compounds. Water Environ. Res., 71, 64-70.
Cicek, N., Dionysiou, D., Suidan, M.T., Ginestet, P., Audic, J.M., (1999b). Performance Deterioration and Structural
Changes of a Ceramic Membrane Bioreactor due to Inorganic Abrasion. J. Membrane Sci., 163, 19-28.
Cicek, N., (2002). "Membrane bioreactors in the treatment of wastewater generated from agricultural ındustries and
activities". Proc. of the AIC Meeting, Saskatoon, Saskatchewan, Canada.
Clancy, J.L., Hargy, T.M., Marshall, M.M., ve Dyksen, J.E., (1997). "Inactivation of Cryptosporidium Parvum Oocysts
in Water Using Ultraviolet Light", Proc. of AWWA International Symposium on Cryptosporidium and
Cryptosporidiosis, Newport Beach, CA, USA.
Collivignarelli, C., Sorlini, S., (2004). AOPs with ozone and UV radiation in drinking water: contaminants removal and
effects on disinfection byproducts formation. Water Sci. and Technol., 49(4), 51-56.
Combs, R. ve McGuire, P. (1989). Back to Basics- The Use of Ultraviolet Light for Microbial Control, Ultrapure Water
Journal, 6(4), 62-68.
Cooper, W. J., (1998). Treatment of MTBE in Drinking Water Supplies using High Energy Electron Injection:
Innovative, Proven, Economical, Orange County ACS Meeting, January.
Crawford, G., Thompson, D., Lozier, J., Daigger, G., Fleischer, E., (2000). "Membrane Bioreactors - A Designer's
Perspective". Proc. of the Water Environment Federation Technical Symposia, Anaheim, California, USA.
Crittenden, J. C., Zhang, Y., Hand, D. W., Perram, D. L., Marchand, E. G., (1996). Solar Detoxification of Fuel
Contaminated Groundwater using Fixed-Bed Photocatalysts. Water Environ. Res., 68 (3), 270-278.
Daigger, G.T., Rittmann, B.E., Adham, S., Andreottola, G., (2005). Are membrane bioreactors ready for widespread
application?. Environ. Sci. Technol., 39(19), 399A-406A.
Darby, J., Heath, M., Jacangelo, J., Loge, F., Swaim, P., ve Tchobanoglous, G. (1995). Comparison of UV Irradiation
to Chlorination: Guidance for Achieving Optimal UV Performance, Project 91-WWD-1, Water Environment
Research Foundation, VA, USA.
Defrance L., Jaffrin M.Y., Gupta B., Paullier P., Geaugey V., (2000). Contribution of various constituents of activated
sludge to membrane bioreactor fouling. Bioresource Technol., 73, 105-112.
DeMers, L.D., Renner, R.C., (1992). Alternative Disinfection Technologies For Small Drinking Water Systems,
AWWARF, CO, USA.
Doll, T.E., Frimmel, F.H., (2005). Photocatalytic degradation of carbamazepine, clofibric acid and iomeprol with P25
and Hombikat UV100 in the presence of natural organic matter (NOM) and other organic water constituents.
Water Res., 39, 403-411.
DPT, IX. Kalkınma Planı (2007-2013), Ankara, 2006
Drews A., Lee C.-H., Kraume M., (2006). Membrane fouling - a review on the role of EPS. Desalination, 200(1-3),
186-188.
Echigo, S., Yamada, H., Matsui, S., Kawanishi, S., Shishida, K., (1996). Comparison between O3/VUV, O3/H2O2,
VUV and O3 processes for the decomposition of organophosphoric acid triesters. Water Sci.T echnol., 34, 81-88.
Eggins, B.R., Palmer, F.L., Byrne, J.A. (1997). Photo-catalytic treatment of humic substances in drinking water. Water
Res., 31, 1223-1226.
Esplugas, S., Gimenez, J., Contreras, S., Pascua,l E., Rodriguez, M., (2002).Comparison of different advanced
oxidation processes for phenol degradation. Water Res., 36, 1034-1042.
Fane, A., Chang, S., (2002). Membrane bioreactors: design and operational options. Filtr. Separat., 39, 26-29.
Fang, H., Sun, D.D., Wu, M., Phay, W., Tay, J.H., (2005). Removal of humic acid foulant from ultrafiltration
membrane surface using photocatalytic oxidation process. Water Sci. and Technol., 51 (6-7), 373-380.
Fenton H. J. H. (1894). Oxidation of tartaric acid in presence of iron. J. Chem. Soc., Trans.,65, 899-911.
Filmtec Membrane Elements, The Dow Chemical Company.
Freese, S.D., Nozaic, D., Pryor, M.J., Trollip, D.L., Smith, R.A., (1999). Comparison of ozone and hydrogen peroxide
ozone for the treatment of eutrophic water. Water Sci. Technol., 39 (10-11), 325-333.
Fu, J.F., Ji, M., Wang, Z., Jin, L.N., An, D.N., (2006). A new submerged membrane photocatalysis reactor (SMPR) for
fulvic acid removal using a nano-structured photocatalyst. J. Hazard. Mater., 131 (1-3), 238-242.
Fukushima, M., Tatsumi, K., Nagao, S., (2001). Degradation characteristics of humic acid during photo-fenton
processes. Environ. Sci. and Technol., 35, 3683-3690.
Fung, P.C., Sin, K.M., Tsui, S.M., (2000). Decolorization and degradation kinetics of reactive dye wastewater by a
UV/ultrasonicyperoxide system, J.Soc.Dyes Colorist., 116, 170-173.
60/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Galil, N.I., Levinsky, Y., (2007). Sustainable reclamation and reuse of industrial wastewater including membrane
bioreactor technologies: case studies. Desalination, 202, 411-417.
Gander, M., Jefferson, B., Judd, S., (2000). Aerobic MBRs for Domestic Wastewater Treatment: A Review with Cost
Considerations. Sep. Purif. Technol., 18, 119-130.
Germain E., Stephenson T. and Pearce P. (2005). Biomass characteristics and membrane aeration: toward a better
understanding of membrane fouling in submerged membrane bioreactors (MBRs). Biotechno.l Bioeng., 90(3),
316-311.
Glaze, W.H., Kang, J.W., (1989). Advanced oxidation processes. Description of a kinetic model for the oxidation of
hazardous material in aqueous media with ozone and hydrogen peroxide in a semibatch reactor. Ind.Eng.
Chem.Res., 28 (11), 1573-1580.
Glaze, W.H. (1990) Group report: "What is the composition of organic acids in aquatic systems and how are they
characterized?", In: Organic Acids in Aquatic Ecosystems, eds., Perdue, E.M. and Gjessing, E.T. 75-95, John
Wiley & Songs, New York.
Glaze, W.H., Beltran, F., Tuhkanen, T., Kang, J.W., (1992). Chemical models of advanced oxidation processes.
Water Pollut. Res. J. Can., 27 (1), 23-42.
Gogate, P.R., Mujumdar, S., Pandit, A.B., (2002). A sonophotochemical reactor for the removal of formic acid from
wastewater. Ind.Eng.Chem. Res., 41 (14), 3370-3378.
Gracia, R., Cortes, S., Sarasa, J., Ormad, P., Ovelleiro, J.L., (2000). Heterogeneous catalytic ozonation with
supported titanium dioxide in model and natural waters.Ozone-Sci. Eng., 22, 461-471.
Groocock, N.H., (1984). Disinfection of Drinking Water by Ultraviolet Light. Journal of the Institution of Water
Engineers and Scientists, 38(2), 163-172.
Gunder B., (2001). The Membrane-Coupled Activated Sludge Process in Municipal Wastewater Treatment.
Technomic Publishing, Lancaster, PA., UK.
Guo W.S., Vigneswaran S., Ngo H.H., Xing W., (2007). Experimental investigation on acclimatized wastewater for
membrane bioreactors. Desalination, 207, 383-391.
Gurol, M.D., Lin S.S. (2001). Hydrogen peroxide/iron oxide-induced catalytic oxidation of organic compounds. Wat.
Sci. Technol.: Water Supply, 1, 131-138.
Gülkaya, İ., Sürücü, G., Dilek, F.B., (2000). Halı Fabrikası Boyalı Atıksularının FentonOksidasyonu ile Arıtımı. 1.
Ulusal Çevre Kirliliği Kontrolü Sempozyumu Bildiriler Kitabı. 4-6 Ekim, Ankara, 202-208.
Hand, D.W., Perram, D.L., Crittenden, J.C., (1995). Destruction of DBP precursors with catalytic-oxidation. Journal of
AWWA, 87(6), 84-96.
Hazen ve Sawyer., (1992). Disinfection Alternatives for Safe Drinking Water, Van Nostrand Reinhold, NY, USA.
Havelaar, A.H., Meulemans, C.C.E., Pot-Hogeboom, W.M., ve Koster, J., (1990). Inactivation of Bacteriophage MS2
in Wastewater Effluent with Monochromatic and Polychromatic Ultraviolet Light. Water Res., 24(11), 1387-1393.
Hoigne, J., Bader,H., (1976). The Role of Hydroxyl Radical Reactions in Ozonation Processesin Aqueous Solution
Water Res., 10, 377-386.
Hoigne, J., (1997). Inter-calibration of OHo radical sources and water quality parameters. Water Sci. T echnol., 35 (4),
1-8.
Howell, J. A., (1990). The Membrane Alternative: Energy Applications for Industry, Elsevier Publisher, London, UK.
Hoyer O., (1998). Testing Performance and Monitoring of UV Systems for Drinking Water Disinfection. J. Water
Supply Res. T. Aqua, 16(1-2), 424-429.
Jagger, J., (1967). Introduction to Research in Ultraviolet Photobiology. Prentice-Hall Inc., Englewood Cliffs, NJ, USA.
Johnson, R.C., (1997). Getting the Jump on Cryptosporidium with UV,. Opflow, 23(10), 1.
Judd S.J., (2001). A Review of Fouling of Membrane Bioreactors in Sewage Treatment. School of Water Sciences,
Cranfield University, UK.
Judd S.J., (2002a). The Development of the Membrane Bioreactor Technology for Sewage Treatment in the UK.
School of Water Sciences, Cranfield University, UK.
Judd S.J., (2002b). Submerged Membrane Bioreactors: Flat Plate or Hollow Fibre?. Filtr. Separat., 39(5), 30-31.
Judd S.J., (2004). A review of fouling of membrane bioreactors in sewage treatment. Water Sci. Technol., 49(2), 229-
235.
Judd S.J., (2006). The MBR Book: Principles and Applications of Membrane Bioreactors in Water and Wastewater
Treatment. Elsevier, Oxford, UK.
Kang, J-W., Hoffmann, M. R., (1998). Kinetics and Mechanism of the Sonolytic Destruction ofMTBE by Ultrasonic
Irradiation in the Presence of Ozone. Environ.Sci. Technol., 32 (20), 3194-3199.
Kang, S.F., Liao, C.H. ve Po, S.T. (2000). Decolorization of Textile Wastewater by Photo-Fenton Oxidation
Technology. Chemosphere, 41, 1287-1294.
Karanis, P. (1992). UV Sensitivity of Protozoan Parasites. J. Water Supply Res. T. Aqua, 41(2), 95.
Kasprzyk, H.B., Dabrowska, A., Swietlik, J., Nawrocki, J., (2004). The application of the perfluorinated bonded
alumina phase for natural organic matter catalytic ozonation. J. Environ. Eng. Sci., 3, 41-50.
Kitis, M., Adams, C.D., Daigger, G.T. (1999). The Effects of Fenton's ReagentPretreatment on the Biodegradability of
Nonionic Surfactants. Wat.Res., 33 (11), 2561-2568.
Klecka G. M., Gonsior S. J., (1986). Removal of 1,4-Dioxane from Waste-water. J. Hazard. Mater., 13 (2),161-168.
Knoblock, M.D., Sutton, P.M., Mishra, P.N., Grupta, K., Janson, A., (1994). Memebrane biological reactor system for
treatment oily wastewaters. Water Environ. Res., 66(2), 133-139.
Knudson, G.B., (1985). Photoreactivation of UV-irradiated Legionella Pneumoplila and Other Legionella Species.
Appl. Environ. Microb., 49(4), 975-980.
Kormann, C., Bahnemann, D. W., Hoffmann, M. R., (1988) Photocatalytic Production of H2O2 and Organic Peroxides
in Aqueous Suspensions of TiO2, ZnO, and Desert Sand. Environ.Sci. Technol., 22, 798-806.
61/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Kruithof, J.C., (1989). "Summaries". Proc. of WASSER BERLIN 89, International Ozone Association, European
Committee, Paris.
Kwan, A., Mohammed, A., Archer, J., Soroushian, F., ve Tchobanoglous, G., (1996). "Factors for Selection of a High-
Intensity UV Disinfection System for a Large-Scale Application", Proc. of Water Pollution Control Federations,
Disinfection of Wastewater for Discharge and Reuse Specialty Conference, WEF, Portland, Oregon.
Lakshminarayanaiah, N., (1969). Transport Phenomena in Membranes, Academic Press, New York, London.
Lakshminarayanaiah, N., (1976). Membrane Electrodes, Academic Pres, New York, London.
Le-Clech P., Jefferson B. and Judd S.J., (2003a). Impact of aeration, solids concentration and membrane
characteristics on the hydraulic performance of a membrane bioreactor. J. Membrane Sci., 218, 117-129.
Le-Clech P., Jefferson B., Chang I.S. and Judd S.J., (2003b). Critical flux determination by the flux-step method in a
submerged membrane bioreactor. J. Membrane Sci., 227, 81-93.
Le-Clech P., Chen V. and Fane T.A.G., (2006a). Fouling in membrane bioreactors used in wastewater treatment. J.
Membrane Sci., 284, 17-53.
Le-Clech, P., Lee, E.K., Chen, V., (2006b). Hybrid photocatalysis/ membrane treatment for surface waters containing
low concentrations of natural organic matters. Water Res., 40, 323-330.
Lesjean, B., Rosenberger, S., Schrotter, J.C., Recherche, A., (2004). Membrane-aided biological wastewater
treatment- an overview of applied systems. Membr. Technol., 5-10.
Li, X.Z., Fan, C.M., Sun, Y.P., (2002). Enhancement of photocatalytic oxidation of humic acid in TiO2 suspensions by
increasing cation strength. Chemosphere, 48, 453-460.
Lindenauer, K. ve Darby, J., (1994). Ultraviolet Disinfection of Wastewater: Effect of UV Dose on Subsequent
Photoreactivation. Water Res., 28(4), 805-817.
Lindenauer, K., Darby, J., (1997). "Estimating Effective Germicidal Dose from Medium-Pressure UV Lamps. J.
Environ. Eng.-ASCE, 123, 1142-1149.
Lipczynska-Kochany, E., (1992). Degradation of nitrobenzene and nitrophenols by means of advanced oxidation
processes in a homogeneous phase-photolysis in the presence of hydrogen-peroxide versus the Fenton reaction.
Chemosphere, 24 (9), 1369-1380.
Liu, R., Huang, X., Wang, C., Chen, L., Qian Y., (2000). Study on hydraulic characteristics in a submerged membrane
bioreactor process, Process Biochem., 36, 249-254.
Lyn, D.A., Chui, K., Blatchley, E.R., (1999). Numerical Modelling of Flow and Disinfection in UV Disinfection
Channels. J. Environ. Eng.-ASCE, 125(1), 17-26.
Malley Jr., J.P, Shaw, J.P. ve Ropp, J.R., (1995). Evaluations of Byproducts by Treatment of Groundwaters with
Ultraviolet Irradiation. AWWARF and AWWA, Denver, CO, USA.
Mayhew, M., Stephenson, T., (1997). Low Biomass Yield Activated Sludge: A Review. Environ. Technol., 18, 883-
886.
Membrane Processes Desing Guide. (2001). CH2MHILL, USA.
McKnight, D. M., Aiken, G. R., (1998). Sources and age of aquatic humus, In: Aquatic Humic Substances: Ecology
and Biogeochemistry, eds., D. O. Hessen and L. J. Tranvik, Ecological Studies, 133, 9-39, Springer-Verlag,
Berlin.
Morel, F.M.M., Hering, J.G., (1993). Principles and Applications of Aquatic Chemistry, John Wiley & Sons, New York.
Muller, E.B., Stouthamer, A.H., Verseveld, H.W., Eikelboom, D.H., (1995). Aerobic domestic wastewater treatment in
a pilot plant with complete sludge retention by cross-flow filtration. Water Res., 29(4), 1179-1189.
Murray, C.A., Parsons, S.A., (2004). Removal of NOM from drinking water: Fenton's and photo-Fenton's processes.
Chemosphere, 54, 1017-1023.
Nakagawa, S., Kenmochi Y., Tutumi K.,Tanaka T. (2003) .A Study on the Degradation of Endocrine Disruptors and
Dioxins by Ozonation and Advanced Oxidation Processes, in 3rdInternational Conference on Oxidation
Technologies for Water and Wastewater Treatment, Goslar, Germany.
Nagano, A., Arikawa, E., Kobayashi, H., (1992). The treatment of liquor wastewater containing high strength
suspended solids by membrane bioreactor system, Water Sci. Technol., 26(3-4), 887-895.
Nam, S., Renganathan, V., Tratnyek, P.G., (2001). Substituent Effects on Azo DyeOxidation by the FeIII-EDTA-H2O2
System. Chemosphere, 45, 59-65.
National Water Research Institute (NWRI). (1993). UV Disinfection Guidelines for Wastewater Reclamation in
California and UV Disinfection Research Needs Identification. prepared for the State of California Department of
Health Services, USA.
Nickelsen, M. G., Cooper, W. J., Kurucz, C.N., Walte, T. D., (1992). Removal of Benzene and Selected Alkyl-
Substituted Benzenes from Aqueous Solutions Utilizing Continuous HighEnergy Electron Irradiation, Environ.Sci.
Technol., 26 (1),144-152.
NSF (National Science Foundation). (1991). NSF Standard 55: Ultraviolet Water Treatment Systems. Ann Arbor, MI,
USA.
Ortiz, M., Raluy, R.G., Serra, L., Uche, J., (2007). Life cycle assessment of water treatment technologies: wastewater
and water-reuse in a small town. Desalination, 204, 121-131.
Ottoson J., Hansen, A., Björlenius, B., Norder, H.,. Stenström T.A., (2006). Removal of viruses, parasitic protozoa
and microbial indicators in conventional and membrane processes in a wastewater pilot plant. Water Res., 40,
1449-1457.
Parker, J.A., Darby, J.L., (1995). Particle-associated Coliform in Secondary Effluents: Shielding from Ultraviolet Light
Disinfection. Water Environ. Res., 67(7), 1065-1075.
Parrotta, M.J., Bekdash, F., (1998). UV Disinfection of Small Groundwater Supplies. Journal of AWWA, 90(2), 71-81.
Poyatos, J.M., Munio, M.M., Almecija M.C., Torres J.C., Hontoria, E., Osorio, F., (2009). Advanced oxidation
processes for wastewater treatment: State of the art. Water Air Soil Pollut., in press.
62/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Pera-Titus, M., Molina, V., Banos, M. A., Gimenez, J., Esplugas, S., (2004). Degradation of chlorophenols by means
of advanced oxidation processes: a general review. Appl. Catal. B-Environ., 47, 219-256.
Petri, M.P., Fang, G., Malley, J.P., Moran, D.C., Wright, H., (2000). "Groundwater UV Disinfection: Challenges and
Solutions", Proc. of the AWWA Water Quality Technology Conference.
Phillips, R., (1983). Sources and Application of Ultraviolet Radiation. Academic Press, NY, USA.
Pillay, V.L., Townsend, B., Buckley, C.A., (1994). Improving the performance of anaerobic digesters at wastewater
treatment works: The coupled cross-flow microfiltration/digester process, Water Sci. Technol., 30(12), 329-337.
Pisani, J. A., Beale, S. E., (1997). Cavitation Induced Hydroxyl Radical Oxidation, AIChESpring National Meeting,
Session 95A, Houston, Texas, March
Prairie, M. R., Evans, L. R., Strange, B. M.,Martinez, S. L., (1993). An Investigation of TiO2Photocatalysis for the
Treatment of Water Contaminated with Metals and OrganicChemicals. Environ.Sci. Technol., 27, 1776-1782.
Qualls, R., Flynn, M., Johnson, J., (1983). The Role of Suspended Particles in Ultraviolet Disinfection. J. Water
Pollution Control Fed., 55(10), 1280-1285.
Qualls, R.G., Johnson, J.D., (1985). Modeling and Efficiency of Ultraviolet Disinfection Systems. Water Res., 19(8),
1039-1046.
Qualls, R.G., Dorfman, M.H., Johnson, J.D., (1989). Evaluation of the Efficiency of Ultraviolet Disinfection Systems.
Water Res., 23(3), 317-325.
Rice, E.W., Hoff, J.C., (1981). Inactivation of Giardia lamblia Cysts by Ultraviolet Irradiation. Appl. Environ. Microb.,
42, 546-547.
Ross, W.R., Bernard, J.P., Strohwald, N.K.H., Grobler C.J., Sanetra, C.J., (1992). Practical application of the adulf
process to the full-scale treatment of maize-processing effluent. Water Sci. Technol., 25(10):27-39.
Rubin, L.B., Menshonkova, T.M., Simukova, N.A., Budowsky, E.I., (1981). The Effects of High Intensity UV Radiation
on Nucleic Acids and Their Components-I. Thymine". Photochem. Photobiol., 34(3), 339-344.
Saltmiras, D.A., Lemley, A.T. (2000). Degradation of Ethylene Thiourea (ETU) with Fenton Treatment Processes. J.
Agric. Food Chem., 48, 6149-6157.
Sanly, Lim, M., Chiang, K., Amal, R., Fabris, R., Chow, C., Drikas, M., (2007). A study on the removal of humic acid
using advanced oxidation processes. Sep. Sci. Technol., 42(7), 1391-1404.
Scheible, O.K., Bassell, C.D., (1981). Ultraviolet Disinfection of A Secondary Wastewater Treatment Plant Effluent,
EPA-600/2-81-152, PB81-242125, USEPA, Cincinnati, OH, USA.
Severin, B.F., Suidan, M.T., Engelbrecht, R.S., (1983a), Effects of Temperature on Ultraviolet Light Disinfection.
Environ. Sci. Technol.,17(12), 717-721.
Severin, B.F., Suidan, M.T., Engelbrecht, R.S., (1983b). Kinetic Modeling of UV Disinfection of Water. Water Res.,
17(11), 1669-1678.
Shimizu, Y., Shimodera, K.I., Watanabe, A., (1993). Crossflow Microfiltration of Bacterial Cells, J. Fermentation and
Bioeng., 76, 493-500.
Siddiqui, M. S, Amy, G., Cooper, W. J., Kurucz, C. N., Waite, T. D., Nickelsen, M. G., (1996). Bromate Ion Removal
by HEEB Irradiation, Journal of AWWA, 88( 10), 90-101.
Sjogren, J. C., (1995). Inactivation of Phage MS-2 by Titanium Dioxide Photocatalysis, Ph.D.Dissertation, Department
of Chemical and Environmental Engineering, University of Arizona, Tucson.
Slade, J.S., Harris, N.R. ve Chisholm, R.G., (1986). Disinfection of Chlorine Resistant Enteroviruses in Groundwater
by Ultraviolet Radiation. Water Sci. Technol., 189(10), 115-123.
Smith, P.J., Vigneswaran, S., Ngo, H.H., Ben-Aim, R., Nguyen, H., (2005). Design of a generic control system for
optimising back flush durations in a submerged membrane hybrid reactor. J. Membrane Sci., 255, 99-106.
Snicer, G.A., Malley, J.P., Margolin, A.B., Hogan, S.P., (1996). "Evaluation of Ultraviolet Technology in Drinking
Water Treatment", Proc. of AWWA Water Quality Technology Conference, Boston, MA, USA.
Snider, K.E., Darby, J.L., Tchobanoglous, G., (1991). Evaluation of Ultraviolet Disinfection For Wastewater Reuse
Applications In California. Department of Civil Engineering, University of California-Davis, CA, USA.
Sobotka, J., (1993). The Efficiency of Water Treatment and Disinfection by Means of Ultraviolet Radiation. Water Sci.
Technol., 27(3-4): 343-346.
Soroushian, F., Noesen, M., Tchobanoglous, G., Hultquist, R., (1996). "Comparison of Horizontal and Vertical UV
Systems for Meeting California Wastewater Reclamation Criteria", Proc. of the Water Pollution Control
Federation, Disinfection of Wastewater for Discharge and Reuse Specialty Conference, WEF, Portland, Oregon,
USA.
Soroushian, F., (1997). "Use of High-Intensity UV Systems for Disinfecting Wastewater", Proc. of WEF Annual
Conference- Disinfection Workshop.
Soroushian, F., Norman, J., Patel, M., Leslie, G., Tchobanoglous, G., (1999). "Is There a Standard Method for
Comparing Ultraviolet Disinfection Technologies?", Proc. of Water Environment Federation 72nd Annual
Conference.
Stephenson, T., Brindle, K., Judd, S., Jefferson, B., (2000). Membrane Bioreactors for Wastewater Treatment, ISBN
1-900222-07-8, IWA Publishing, UK.
Tanaka, K., Hisanaga, J., Harada, K. (1989). Efficient photocatalytic degradation of chloral hydrate in aqueous
semiconductor suspensions. J. Photochem. Photobiol. A: Chem., 48, 155-159.
Tchobanoglous, G., (1997). "UV Disinfection: An Update", Proc. of Sacramento Municipal Utilities District
Electrotechnology Seminar Series, Sacramento, CA.
Tchobanoglous, G., Emerick, R., Loge, F., Darby, J., Soroushian, F., (1999) "Recent Developments in Ultraviolet
Disinfection', Prepared for the EPA 6th National Drinking Water and Wastewater Treatment Technology Transfer
Workshop.
Tornatore, P. M., Cooper W. (1999). Remediation of MTBE Contaminated Drinking Water Supplies with High Energy
Electron Injection. ACS Proceedings, Anaheim, California,March.
63/63
Doç.Dr. Mehmet Kitiş, Yrd.Doç.Dr. Nevzat Ö. Yiğit
Su ve Atıksu Arıtımında İleri Arıtma Teknolojileri- Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı
Ders Notu, Aralık 2009
Tuhkanen, T.A, Kainulainen, T.K., Vartiainen, T.K, Kalliokoski, P.J., (1994). The effect of preozonation,
ozone/hydrogen peroxide treatment and nanofiltration on the removal of organic matter from drinking water,
Ozone-Sci. Eng., 16, 367-383.
U.S. Bureau of Reclamation (USBR) (2003) Southern California Water Recycling Projects Initiative Phase II, CA.
USEPA, (1980). Technologies for Upgrading Existing and Designing New Drinking Water Treatment Facilities.
EPA/625/4-89/023, Office Drinking Water.
USEPA, (1986). Design Manual: Municipal Wastewater Disinfection. EPA/625/1-86/021, Office of Research and
Development, Cincinnati, OH.
USEPA, (1991) Municipal Wastewater Reuse: Selected Readings on Water Reuse, Office of Water (WH-595), EPA
430/09-91-002.
USEPA, (1992). Guidelines for Water Reuse. Washington, DC, USA.
USEPA, (1996). Ultraviolet Light Disinfection Technology in Drinking Water Application- An Overview. EPA 811-R-96-
002, Office of Ground Water and Drinking Water, Cincinnati, OH.
USEPA, (1999a). Alternative Disinfectants and Oxidants Guidance Manual. EPA 815-R-99-014, Office of Water,
Cincinnati, OH.
USEPA, (1999b). Wastewater Technology Fact Sheet-UV Disinfection. EPA 832-F-99-064, Office of Water,
Cincinnati, OH.
Van der Roest, H.F., Lawrence, D.P., Van Bentem, A.G.N., (2002). Membrane Bioreactors for Municipal Wastewater
Treatment. ISBN 1843390116, IWA Publishing, UK.
Visvanathan, C., Ben Aim, R., Parameswaran, K., (2000). Membrane separation bioreactors for wastewater
treatment. Crit. Rev., Environ. Sci. Technol., 30, 1-48.
Von Sonntag, C., Schuchmann, H., (1992). UV Disinfection of Drinking Water and By-Product Formation- Some
Basic Considerations. J. Water Supply Res. T. Aqua, 41(2), 67-74.
Von Sonntag, C., (1996). Degradation of aromatics by advanced oxidation processes in water remediation: some
basic considerations. J. Water Supply Res.Tech., 45 (2), 84-91.
Wallace, J. L., Vahadi, B., Fernandes, J. B., Boyden, B. H., (1988). The combination of ozone hydrogen-peroxide and
ozone uv-radiation for reduction of trihalomethane formation potential in surface-water. Ozone-Sci. Eng.,10(1),
103-112.
Wang, G. S., Liao, C. H., Chen, H. W., Yang, H. C., (2006). Characteristics of natural organic matter degradation in
water by UV/H2O2 treatment, Environ. Technol., 27, 277-287.
Wang, J., Zhou, Y., Zhu, W, He, X., (2009). Catalytic ozonation of dimethyl phthalate and chlorination disinfection byproduct
precursors over Ru/AC. J .Hazard. Mater., 166, 502-507.
Water Environment Federation, (2001). Membrane Bioreactors: Feasibility and Use in Water Reclamation. ISBN 1-
893664-36-8, Water Environment Research Foundation (WERF), USA.
Weavers, L.K., Ling, F.H., Hoffmann, M.R., (1998). Aromatic compound degradation in water using a combination of
sonolysis and ozonolysis. Environ.Sci.T echnol., 32, 2727-2733.
Weavers, L.K., Malmstadt, N., Hoffmann, M.R. (2000). Kinetics and mechanism of pentachlorophenol degradation by
sonication, ozonation and sonolytic ozonation. Environ.Sci. Technol.,34 (7), 1280-1285.
Whitby, G.E., Palmateer, G., (1993). The Effect of UV Transmission, Suspended Solids and Photoreactivation on
Microorganisms in Wastewater Treated with UV Light. Water Sci. Technol., 27(3-4), 379-386.
White, G.C., (1992). Handbook of Chlorination and Alternative Disinfectants, Van Nostrand Reinhold, NY.
Wisniewski, C., Grasmick, A., (1998). Floc Size Distribution in a Membrane Bioreactor and Consequences for
Membrane Fouling. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 138, 403-411.
Wisniewski, C., Grasmick, A., Leon-Cruz, A., (2000). Critical Particle Size in Membrane Bioreactors- Case of a
Denitrifying Bacterial Suspension. J. Membrane Sci., 178:141-150.
Wolfe, R.L., (1990). Ultraviolet Disinfection of Potable Water. Environ. Sci. Technol., 24(6), 768-773.
World Health Organization (WHO), (1989). Health Guidelines for the Use of Wastewater in Agriculture and
Aquaculture, Report of a WHO Scientific Group, WHO Technical Report Series, No. 778, Geneva.
Yang, W., Cicek, N., Ilg, J., (2006). State-of-the-art of membrane bioreactors: worldwide research and commercial
applications in North America. J. Membrane Sci., 270, 201-211.
Yigit, N.O., Kaplan, S.S., Civelekoglu, G., Kitis M., (2006). "Membran Biyoreaktörlerde tıkanmayı etkileyen faktörler".
Proc. of the III. International Scientific and Practical Conference, Azerbaijan University of Architecture and
Construction, July 6-7, Baku, Azerbaijan.
Yip, R.W., Konasewich, D.E., (1972). Ultraviolet Sterilization of Water- Its Potential and Limitations. Water Pollut.
Control (Canada), 14, 14-18.
Yoon, S.H., Kang, I.J., Lee, C.H., (1999). Fouling of Inorganic Membrane and Flux Enhancement in Membrane-
Coupled Anaerobic Reactor. Sep. Sci. Technol., 35(5), 709-724.
Yoshihito O., Tsutomu N., (1992). Membrane Science And Technology. Publisher: Marcel Dekker,
ISBN:0824786947, Number of Pages: 467. USA.
Yun, M.A., Yeon, K.M., Park, J.S., Lee, C.H., Chun, J., Lim, D.J., (2006). Characterization of biofilm structure and its
effect on membrane permeability in MBR for dye wastewater treatment. Water Res., 40, 45-52.
ZENON Environmental Inc., (2002). www.zenon.com, Oakville, Ontario, Canada.
Zhang, J., Chua, H.C., Zhou, J., Fane A.G., (2006). Factors affecting the membrane performance in submerged
MBR. J. Membrane Sci., 284, 54-66.
Zhang, T, Lu, J., Ma, J., Qiang, Z., (2008a). Fluorescence spectroscopic characterization of DOM fractions isolated
from a filtered river water after ozonation and catalytic ozonation. Chemosphere, 71, 911-921.
Zhang, T, Lu, J., Ma, J., Qiang, Z., (2008b). Comparative study of ozonation and synthetic goethite-catalyzed
ozonation of individual NOM fractions isolated and fractionated from a filtered river water. Water Res., 42, 1563-
1570.