Bilgilendirme Su Ve Atıksu Arıtmalarında Ileri Arıtma Teknolojileri Ve Arıtılmış Atıksuların Geri Kullanımı

Konu, 'Çevre ve Atık Yönetimi' kısmında Xzenon tarafından paylaşıldı.

Sayfayı Paylaş

  1. Xzenon

    Xzenon ISGfrm Çalışma Birimi TÜİSAG Çalışma Birimi



    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.



     
    fimrek bu yazıya teşekkür etti.
Yüklüyor...

Sayfayı Paylaş



Yandex.Metrica