Embed Size (px)
Citation preview
İSTANBUL ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ
YÜKSEK LİSANS TEZİ
FENTON PROSESİ VE İYON DEĞİŞİMİ KOMBİNASYONU İLE RENKLİ
ATIKSULARIN ARITIMI
Z.Beril GÖNDER
Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı
Danışman :
Prof. Dr. Hulusi BARLAS
HAZİRAN - 2004
İSTANBUL
i
ÖNSÖZ İstanbul Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı Çevre Mühendisliği Programında hazırlanan bu Yüksek Lisans Tezi çalışmasında, “Fenton Prosesi ve İyon Değişimi Kombinasyonu ile Renkli Atıksuların Arıtılması” konusu ele alınmıştır. Tez çalışmam sırasında bana yol gösteren, her türlü yardım ve desteği esirgemeyen danışman hocam Sayın Prof. Dr. Hulusi BARLAS’ a teşekkürlerimi sunarım. Çalışmamın başından itibaren her konuda yardım ve desteğini aldığım Araş. Gör. İlda Vergili’ ye, Araş. Gör. Yasemin Kaya’ ya ve Çevre Yüksek Mühendisi Şeyda Acarbabacan’ a yardımlarından dolayı teşekkür ederim. Gösterdikleri ilgi ve destek için Çevre Mühendisliği Bölümündeki değerli hocalarıma, çalışma arkadaşlarıma ve aileme teşekkürü bir borç bilirim. Haziran, 2004 Z. Beril GÖNDER
ii
İÇİNDEKİLER
ÖNSÖZ i
İÇİNDEKİLER ii
ŞEKİL LİSTESİ v
TABLO LİSTESİ vi
SEMBOL LİSTESİ vii
ÖZET viii
SUMMARY ix
1. GİRİŞ 1
2. GENEL KISIMLAR 3
2.1. Atıksuların Tekrar Kullanımı 3
2.2. Renk 5 2.2.1. Rengin Tanımı 5
2.2.2. Rengin Önemi 8
2.2.2.1. Halk Sağlığı Açısından Önemi 9
2.3. Renk Ölçüm Yöntemleri 9
2.3.1. Görsel Karşılaştırma Metodu 10
2.3.2. Spektrofotometrik Yöntem 10
2.3.3. Tristumulus Filtre Metodu 11
2.3.4. ADMI Tristumulus Filtre Metodu 11
2.3.5. Renklilik Sayısı (RES) 11
2. 4. Renkli Atıksular 13
2.4.1. Atıksularda Renk Oluşumunun Sebepleri 13
2.4.2. Renkli Atıksu Oluşturan Endüstriler 13
2.5. Atıksulardan Renk Giderme Yöntemleri 15
2.5.1. Fiziksel Arıtma Yöntemleri 15
2.5.1.1. Adsorbsiyon 15
2.5.1.2. İyon Değişimi 15
2.5.1.3. Membran Prosesler 16
iii
2.5.2. Kimyasal Arıtma Yöntemleri 16
2.5. 2.1. Kimyasal Çöktürme ve Yumaklaştırma 16
2.5.2. 2. Kimyasal Oksidasyon 17
2.5.3. Biyolojik Arıtma Yöntemleri 21
2.6. Fenton Prosesinin Atıksu Arıtımında Kullanımı ve Bu Prosese Etki Eden Faktörler 22
2.6.1. Fenton Prosesinin Tanımı 22
2.6.2. Fenton Prosesinde Oluşan Reaksiyonlar 24
2.6.2.1. Redoks Reaksiyonları 24
2.6.2.2. Koagülasyon 24
2.6.3. Fenton Prosesine Etki Eden Faktörler 25
2.6.3.1. pH Etkisi 25
2.6.3.2. Sıcaklık Etkisi 25
2.6.3.3. Demir Konsantrasyonun Etkisi 26
2.6.3.4. Farklı Demir İyonlarının Etkisi 26
2.6.3.5. Hidrojen Peroksit Konsantrasyonun Etkisi 26
2.7. Polialüminyum Klorür İle Kimyasal Çöktürme 26
2.8. Adsorpsiyon Polimeri İle Atıksulardan Organik Madde Giderimi 28
2.9. İyon Değişimi, İyon Değiştirici Reçineler ve Demineralizasyon 29
2.9.1. İyon Değişimi 29
2.9.2. İyon Değiştirici Maddeler 30
2.9.3. İyon Değiştiricilerde Fonksiyonel Gruplar 32
2.9.4. İyon Değiştirici Tipleri 32
2.9.4.1. Kuvvetli Asidik Katyon Değiştiriciler 33
2.9.4.2. Zayıf Asidik Katyon Değiştiriciler 33
2.9.4.3. Kuvvetli Bazik Anyon Değiştiriciler 34
2.9.4.4. Zayıf Bazik Anyon Değiştiriciler 35
2.9.5. İyon Değiştiricilerle Çalışma Yöntemleri 36
2.9.5.1. İyon Değiştirici ile Suyun Karıştırıldığı Yöntem (Kesikli) 36
2.9.5.2. Kesiksiz Yöntem 36
2.9.5.3. Kolon Yöntemi 36
2.9.6. Demineralizasyon 40
2.10. Renkli Atıksuların Arıtılması Konusunda Yapılmış Çalışmalar 42
iv
2.11. Arıtılmış Atıksuların Tekrar Kullanımı İle İlgili Sınır Değerleri 43
3. MALZEME VE YÖNTEM 48
3.1. Çalışmada Kullanılan Arıtılmış Atıksuyun Özellikleri 48
3.2. Çalışmada Kullanılan Kimyasal Maddeler 48
3.3. Çalışmada Kullanılan Adsorpsiyon Polimeri ve İyon Değiştiricilerin
Özellikleri 49
3.4. Çalışmada Kullanılan Cihazlar 51
3.5. Deneysel Çalışmalar ve Çalışma Düzeneği 51
3.6. Çalışmada Kullanılan Analiz Yöntemleri 58
3.6.1. Renklilik Sayısı (RES) Ölçümü 59
3.6.1.1. Ölçümün Gerçekleştirilmesi 59
3.6.1.2. Değerlendirme 60
3.6.2. Spektral Absorbsiyon Katsayısı Ölçümü (SAK254) 60
3.6.3. H2O2 Tayini 61
3.6.3.1. Hesaplama 61
4. BULGULAR 63
4.1. Fenton Prosesi 63 4.1.1. Uygun pH Seçimi 63
4.1.2. Uygun FeSO4 Miktarının Belirlenmesi 64
4.1.3. Uygun H2O2 Miktarının Belirlenmesi 66
4.2. Kimyasal Çöktürme 69
4.3. Adsorpsiyon Polimeri 71
4.4. Demineralizasyon Sistemi 74
5. TARTIŞMA VE SONUÇ 78
KAYNAKLAR 82
ÖZGEÇMİŞ 87
v
ŞEKİL LİSTESİ
Şekil 2.1 : Kolon yönteminde iyon değişimi (iyon değişimi olayının akışı) 37 Şekil 2.2 : İyon değiştirici kolonunda seçimliliğe bağlı olarak oluşan doygunluk tabakaları 38 Şekil 2.3 : Demineralizasyon sistemi 41 Şekil 3.1 : Fenton prosesi deney düzeneğinin şematik gösterimi 52 Şekil 3.2 : Atıksuyun fenton prosesi uygulanmadan önceki görüntüsü 52 Şekil 3.3 : Atıksuyun fenton prosesi uygulandıktan sonraki görüntüsü 53 Şekil 3.4 : Kimyasal çöktürme prosesi deney düzeneğinin görüntüsü 54 Şekil 3.5 : Adsorpsiyon polimeri deney düzeneğinin şematik görünümü 55 Şekil 3.6: Adsorpsiyon polimeri deney düzeneğinin görüntüsü 55 Şekil 3.7 : İyon değiştirici reçine deney düzeneğinin şematik görünümü 57 Şekil 3.8 : İyon değiştirici reçine deney düzeneğinin görüntüsü 57 Şekil 4.1 : Fenton oksidasyonu ile renk gideriminin FeSO4 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (H2O2=100 mg/L, pH=4; 35 OC) 65 Şekil 4.2 : Fenton oksidasyonu ile KOI gideriminin FeSO4 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (H2O2=100 mg/L, pH=4; 35 OC) 65 Şekil 4.3 : Fenton oksidasyonu ile renk gideriminin H2O2 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (FeSO4=10 mg/L, pH=4; 35 OC) 67 Şekil 4.4 : Fenton oksidasyonu ile KOI gideriminin H2O2 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (FeSO4=10 mg/L, pH=4; 35 OC) 68 Şekil 4.5 : Fenton oksidasyonu ile arıtılan atıksuya uygulanan kimyasal çöktürme sonrasında atıksudaki renk gideriminin PAC konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi ( pH=8; 35 OC) 70 Şekil 4.6 : Fenton oksidasyonu ile arıtılan atıksuya uygulanan kimyasal çöktürme sonrasında atıksudaki KOI gideriminin PAC konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi ( pH=8; 35 OC) 71 Şekil 4.7: 10 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen KOI ve SAK254 kırılma eğrileri 73 Şekil 4.8 : 50 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen SAK254 kırılma eğrisi 74 Şekil 4.9 : Atıksuyun iletkenlik değerinin kullanılan katyon/anyon değiştirici reçine oranına bağlı olarak değişimi 77 Şekil 4.10 : Atıksuyun pH değerinin kullanılan katyon/anyon değiştirici reçine oranına bağlı olarak değişimi 77 Şekil 5.1 : Deneysel çalışmalarda kullanılan proseslerin şematik olarak gösterimi 78
vi
TABLO LİSTESİ
Tablo 2.1 : Işık absorpsiyonu ve renk 6 Tablo 2.2 : Arıtımda kullanılan yükseltgenlerin oksidasyon potansiyelleri 18 Tablo 2.3 : Fenton prosesinin avantajları ve dezavantajları 23 Tablo 2.4 : Sulama sularında izin verilebilen maksimum ağır metal ve toksik elementlerin konsantrasyonları 45 Tablo 2.5 : Atıksuların tarımda kullanılması ile ilgili esaslar ve teknik sınırlamalar 46 Tablo 2.6 : Arıtılmış evsel atıksuların dezenfekte edilmeden sulamada kullanılıp kullanılamayacağını gösteren tablo 46 Tablo 2.7 : Tayvan’da tarımsal sulama suyu için su kalitesi şartları 47 Tablo 3.1 : Atıksu özellikleri 48 Tablo 3.2 : Adsorpsiyon Polimeri Lewatit VP OC 1163’ ün fiziksel, kimyasal ve işletme özellikleri 49
Tablo 3.3 : Kuvvetli Katyon Değiştirici Reçine Lewatit Monoplus S100’ ün fiziksel, kimyasal ve işletme özellikleri 50 Tablo 3.4 : Kuvvetli Anyon Değiştirici Reçine Lewatit Monoplus M600’ ün fiziksel, kimyasal ve işletme özellikleri 50 Tablo 4.1 : KOI ve renk gideriminin atıksuyun pH değerine bağlı olarak değişimi (FeSO4=20 mg/L, H2O2=20 mg/L, 35oC) 64 Tablo 4.2 : KOI ve renk gideriminin FeSO4 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (pH=4, H2O2=100 mg/L, 35oC) 64 Tablo 4.3 : KOI ve renk gideriminin H2O2 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (pH=4, FeSO4=10 mg/L, 35 OC) 66 Tablo 4.4 : Fenton oksidasyonu sonunda atıksuda kalan H2O2 konsantrasyonunun atıksuya eklenen FeSO4 dozu ile değişimi 68
Tablo 4.5 : Fenton oksidasyonu sonunda atıksuda kalan H2O2 konsantrasyonunun atıksuya eklenen H2O2 dozu ile değişimi 68 Tablo 4.6 : Kimyasal çöktürme ile KOI ve renk gideriminin PAC konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi 70 Tablo 4.7 : Polialüminyum klorür (PAC) ile gerçekleştirilen kimyasal çöktürme sonrasında atıksuda kalan Fe iyonu konsantrasyonu 71
Tablo 4.8 : 10 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen SAK254 değerleri 72 Tablo 4.9 : 10 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen KOI değerleri 72 Tablo 4.10 : 50 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen SAK254 değerleri 73 Tablo 4.11 : Katyon/anyon değiştirici reçine oranının 1/2 olması durumunda atıksuyun iletkenlik ve pH değerindeki değişim 75 Tablo 4.12 : Katyon/anyon değiştirici reçine oranının 2/1 olması durumunda atıksuyun iletkenlik ve pH değerindeki değişim 75
Tablo 4.13 : Katyon/anyon değiştirici reçine oranının 1/1 olması durumunda atıksuyun iletkenlik ve pH değerindeki değişim 76
vii
SEMBOL LİSTESİ
AOX : adsorplanabilen organik halojenler RES : renklilik sayısı BOI : biyolojik oksijen ihtiyacı KOI : kimyasal oksijen ihtiyacı AKM : askıda katı madde ZSF : balık biyodeneyi PAC : polialüminyum klorür PVA : polivinilalkol DVB : divinilbenzen SAK254 : spektral absorbsiyon katsayısı
viii
ÖZET FENTON PROSESİ VE İYON DEĞİŞİMİ KOMBİNASYONU İLE RENKLİ ATIKSULARIN ARITIMI Bu çalışmada Avcılar’da bulunan bir tekstil boyama işletmesine ait biyolojik arıtma tesisi çıkışından alınan arıtılmış atıksuyun içerdiği başta renk olmak üzere tekrar kullanımını önleyen parametrelerin giderilmesi incelenmiştir. Bu esnada özellikle renkli atıksuların OH. Radikalleriyle renklerinin ve organik madde içeriklerinin giderilmesinde giderek artan ölçüde denenmeye başlanan Fenton Prosesi ilk arıtım kademesi olarak uygulanmıştır. Ele geçen arıtılmış atıksu özellikleri göz önüne alınarak daha sonra kimyasal çöktürme ve bunu takip eden adsorbsiyon polimeri ile adsorbsiyon ve son olarak da iyon değişimi prosesi gerçekleştirilmiştir.
Bu proseslerin arka arkaya uygulanması sayesinde renkli atıksuyun ileri derecede arıtılarak başta tarımsal olmak üzere çeşitli amaçlarla kullanımı araştırılmıştır. Söz konusu tekstil işletmesinin biyolojik atıksu arıtma tesisi çıkış suyunun rengi ilk arıtma basamağı olan Fenton prosesinde, EN ISO 7887 Avrupa Normunda verilen sınır değerlere kadar indirildi. Diğer parametreler de literatüre uygun değerlere düşürüldü. Kimyasal çöktürme sırasında renk giderimi daha da iyileşti. Toplam sertlik, Askıda Katı Madde, demir değerlerinde de önemli giderimler elde edildi. Fakat KOİ hemen hemen hiç giderilemedi. Buna karşılık eklenen kimyasal maddelerden dolayı iletkenlik değerinde bir miktar artış görüldü. Adsorpsiyon basamağında organik madde miktarında % 45 civarında bir giderim gerçekleştirildi. İletkenlik değerinde ise % 16,5 oranında bir giderimle karşılaşıldı.
İleri arıtım işlemlerinin bu noktaya kadar literatür verileriyle uyumlu yürüdüğü söylenebilir. Fakat katyonik ve anyonik iyon değiştiricilerden sonra elde edilen arıtılmış atıksu özellikleri istenilen düzeyi gerçekleştiremedi.
Elde edilen arıtılmış atıksu özellikleri, söz konusu tekstil fabrikası arıtma tesisi çıkış suyunun, uygulanan arıtma prosesleri ile tarımsal amaçlı sulama suyuna dönüştürülemeyeceğini göstermektedir. Özellikle adsorpsiyon polimeri kolonu çıkışında KOİ parametresi altında gösterilen organik maddelerin arıtılmış suyun demineralize sistemde ileri arıtımını engellediği düşünülmektedir.
ix
SUMMARY
TREATMENT OF COLOURED WASTEWATER WITH THE COMBINATION OF FENTON PROCESS AND ION EXCHANGE In this study, the removal of many parameters, including the colour, preventing the reuse of wastewater within a treated wastewater obtained from a discharge of a biological wastewater plant, belonging a textile dyeing process in Avcilar, has been sought. Fenton process was applied as the first treatment stage for the removal of colour in a coloured wastewater, by means of OH. radicals, and organic matter content. Chemical precipitation, adsorption by using an adsorption polymer and ion exchange processes were implemented progressively according to the properties of treated wastewater by Fenton process. The aim of using all these treatment processes was to treat the coloured wastewater and hence to succeed the use of it in various places especially in agriculture. Colour of the wastewater obtained from the discharge of the aforementioned biological wastewater plant belonging a textile dyeing process was decreased to the limit values defined within the European Norms EN ISO 7887 by means of Fenton process which was the first treatment stage in the current work. Other parameters were also decreased to the values where mentioned in the proceeding literature. The removal of colour was also improved during the chemical precipititation. Effective reductions in total hardness, suspended solid amount and the values of iron concentration were also achieved. But, the COD was not able to be removed. On the other hand, the conductivity increased due to the addition of chemicals. About 45% removal was achieved for the organic matter amount in adsorption stage while a 16.5% reduction was observed in conductivity. It can be said that the advanced treatment processes applied was in order with the corresponding literature values. Same fact was not true for the treated wastewater obtained after the cationic and anionic ion exchangers. As a result, this research showed that the properties of the wastewater treated within the content of this Thesis were not convenient for the use of it as the agricultural irrigation water. It was believed that the organic matters classified under the COD parameter of the treated wastewater taken from the outlet of the adsorption polymer column affected the demineralisation system during the treatment process.
1
1. GİRİŞ Son yıllarda çevre kirlenmesinin önlenmesi konusunda ortaya çıkan yeni bakış açılarına
bağlı olarak atıkların oluşturulmaması fikri önem kazanmış bulunmaktadır. Bu
çerçevede işletmelerde teknolojilerin iyileştirilmesi ve işletme içi madde çevrimleri öne
çıkmakta, atıksu oluşumunun en aza indirilmesi, değerli maddelerin kazanılması ve
suların tekrar kullanımı gündeme gelmektedir.
Renkli atıksu oluşturan sektörlerin başında gelen tekstil endüstrisi en çok su kullanan
sektörlerden biri olarak kimyasal ve kağıt işleyen sektörlerin de önünde yer almaktadır.
Özellikle boya ve terbiye adımları yüksek miktarlarda su tüketmekte ve büyük atıksu
miktarları oluşturmaktadır. Ayrıca dışarıya fason iş yapan tekstil işletmelerinde oluşan
atıksular, debi ve kirletici maddelerin miktarları açısından büyük farklılıklar
göstermektedir.
Alıcı ortama deşarj edilebilecek sınırlara kadar arıtılmış atıksular, ülkemizde henüz renk
ile ilgili sınır değerler yasal çerçevelerde tam olarak yer almadığı için renk veren
bileşikleri içerebilmektedirler. Diğer taraftan pek çok işletme son 10 yılda dünya
gündemine gelen “sürdürülebilir kalkınma”, “atıkların kaynağında önlenmesi”, “ISO
14000” ve son olarak da “IPPC-Direktifi” kavramlarının etkisiyle (ya da zorlamasıyla)
atıksularını oluşturmamaya, en aza indirmeye, oluşanı da ileri derecede arıtarak tekrara
kullanmaya çalışmaktadırlar.
Bu çalışmada Avcılar’ da bulunan bir tekstil boyama işletmesine ait biyolojik arıtma
tesisi çıkışından alınan arıtılmış atıksuyun içerdiği başta renk olmak üzere tekrar
kullanımını önleyen parametrelerin giderilmesi incelenecektir. Bu esnada özellikle
renkli atıksuların OH. Radikalleriyle renklerinin ve organik madde içeriklerinin
giderilmesinde giderek artan ölçüde denenmeye başlayan Fenton Prosesi ilk arıtım
kademesi olarak uygulanacaktır. Ele geçen arıtılmış atıksu özellikleri göz önüne
2
alınarak daha sonra kimyasal çöktürme ve bunu takip eden adsorpsiyon polimeri ile
adsorpsiyon ve son olarak da iyon değişimi prosesi gerçekleştirilecektir.
Bu proseslerin arka arkaya uygulanması sayesinde renkli atıksuyun ileri derecede
arıtılarak başta tarımsal olmak üzere çeşitli amaçlarla kullanımı araştırılacaktır.
3
2. GENEL KISIMLAR
2.1. ATIKSULARIN TEKRAR KULLANIMI Endüstrilerde işletmelerin gerek üretim tipi, gerekse de üretimde kullandığı teknoloji,
kimyasal maddeler ve su miktarı değişkenlik göstermektedir. Üretimde kullanılan su
miktarına bağlı olarak da kirlilik yüklerinin değişim aralığı artmaktadır. Tüm
endüstrilere her zaman önerildiği gibi kullanılan su miktarının ve kimyasal maddelerin
azaltılması yani optimizasyonu, kaynakta kirliliğin kontrol altına alınması ve suların
proseste tekrar kullanılabilecek düzeyde arıtılması çevre kirliliğinin kontrol altına
alınmasında en ideal durumdur. Ancak bu ideal durumun gerçekleşmesi endüstrinin bu
konudaki bilincine bağlıdır.
Atıksulardan suyun geri kazanılması veya atıksuların tekrar kullanımı, atıksuların
bertaraf edilmesini oldukça kolaylaştırmaktadır. Böylece dünyada varolan su rezervleri
de hem temiz tutulmuş hem de gelecek nesillere saklanmış olacaktır.
Atıksular çoğu zaman doğal temiz su ile (örneğin nehir suları ile) seyreltilerek tekrar
kullanılır. Fakat seyreltme oranı 100 misli gibi büyük miktarlara ulaşırsa, o zaman
atıksu ve seyreltme suyundan oluşan bu karışık su, atıksu karakterini tamamen
kaybettiği için burada atıksuların tekrar kullanımından söz edilemez. Böyle bir suyu
kirletilmiş akarsu olarak nitelendirmemiz gerekir. Atıksuyu 5 misli seyrelttiğimizde ise
tam tersi bir durumla karşılaşırız. Bu durumda bu karışık su, atıksuyun özelliklerini
taşır. “Kirletilmiş akarsu”, ve “seyreltilmiş atıksu” kavramları arasındaki sınır çok
keskin şekilde belli değildir. Atıksu içindeki maddelerin konsantrasyonlarına bağlı
olarak değerlendirme yapılır. Atıksu arıtımı sırasında bu maddelerin
konsantrasyonlarının indirilmesi gereken değerler için ölçümüz; arıtılmış atıksu ve
yüzeysel sular düşük seyreltme oranlarında karıştırıldıklarında atıksu karakterinin
tamamen kaybolması gerektiğidir. Özel durumlarda atıksu, hiçbir seyrelmeye ihtiyaç
duyulmadan kullanılacak şekilde arıtılabilir. Bu duruma atıksuyun ileri arıtımı denir.
İleri arıtmaya, atıksuyun direk olarak tekrar kullanılacağı veya seyreltmenin ekonomik
4
olmadığı durumlarda ihtiyaç duyulur. Bir atıksu, kullanım amacıyla temizlenmek,
arıtılmak istenirse içinde bulunan ve tekrar kullanımı engelleyebilecek veya herhangi bir
şekilde zararlı olabilecek bütün maddelerin giderilmesi, ayrılması gerekir.
Yeniden kullanımda, ilk kullanımdaki kadar bir su kalitesine ihtiyaç duyulmuyorsa veya
atıksuya ulaşmış olan maddeler ikinci kullanımda herhangi bir zararlı etki
göstermiyorlarsa, arıtılmış su daha ileri işlemlere ihtiyaç duyulmadan tekrar
kullanılabilir. Doğal suların kullanıma hazırlanması sırasında uygulanan yöntemlere
benzer şekilde, atıksuların tekrar kullanılacağı yerlere göre çeşitli yöntemler seçilerek,
atıksular temizlenirler.
Tekrar kullanılacak olan atıksu için gerekli olan kalite, tekrar kullanımın yerine ve
şekline direk olarak bağlıdır. Tarımsal sulama suyu, şehir suyu, banyo suyu ve gıda
endüstrisinde kullanılacak su için oldukça yüksek bir su kalitesi gereklidir. Burada
özellikle hijyenik ve estetik konulara dikkat edilmelidir.
Atıksuların tekrar kullanımı öncelikle aşağıdaki alanlarda söz konusudur.
• İçilebilir suların geri kazanılması,
• Şehirlerde ikinci bir boru sistemiyle, atıksuların içme suyu dışındaki amaçlar
için kullanımı,
• Atıksuların yeraltı sularının zenginleştirilmesi amacıyla kullanımı,
• Tatil bölgelerinde atıksuların tekrar kullanımı,
• Endüstrilerde atıksuların tekrar kullanımı [1].
Tekstil atıksularının arıtılmasında limitleyici faktör atıksuyun deşarj standartlarıdır.
19919 sayılı Su Kirliliği Kontrol Yönetmeliğinde tekstil atıksularının alıcı ortama deşarj
standartları incelendiğinde Biyolojik Oksijen İhtiyacı (BOI5), Kimyasal Oksijen İhtiyacı
(KOI), Askıda Katı Madde (AKM), amonyum azotu, serbest klor, toplam krom, sülfür,
sülfit, yağ ve gres, pH, fenol, Balık Biyodeneyi (ZSF) parametreleri açısından bir
kısıtlama söz konusudur. Renk, atıksu deşarjında mevcut standartlara göre sınırlayıcı bir
parametre olmamakla birlikte estetik açıdan bir problem yarattığı gibi suyun yeniden
kullanım imkanını da kısıtlamaktadır. Birleşmiş Milletler Çevre Programı (UNEP)
tarafından verilmiş olan kıyısal deşarj standartında renk için açık denizlere deşarjda
5
maksimum 1:40 seyrelmede renk oluşmaması, kapalı alanlarda ise 1:20 seyrelmede renk
oluşmaması istenmektedir [2]. Avrupa Birliği ülkelerinde ise Avrupa Normu EN ISO
7887 çerçevesinde endüstriyel atıksular için de renk parametresi ve sınırları
verilmektedir [3]. 2.2. RENK 2.2.1. Rengin Tanımı
Renk kelimesi birkaç anlamda kullanılır.
1. Psikolojik renk, beyinde uyandırılan bir duygudur. Gözleri ve beyni normal olan
herkes aynı tür dalga boyu tarafından uyandırılan duyguları aynı kelime ile belirtir;
fakat her birinin mavi kelimesi ile belirttiği duygunun diğerininki ile aynı olup olmadığı
hakkında bir şey söylenemez.
2. Fizyolojik renk, değişik ışık türleri tarafından gözümüzün retinasında ve görme
sinirlerinde oluşturulan fizyolojik olaylar topluluğudur. Bu da beyinde psikolojik renk
duygusunu doğurur.
3. Fiziksel renk, fiziksel bir olay olup, belirli bir ışığın hangi dalga uzunluklarını hangi
oranda içerdiğinin ölçü ve rakamlarla kesin olarak belirtilmesidir. Fiziksel renk,
spektroskopik metotla söz konusu ışığın her dalga uzunluğuna düşen enerji payını
ölçmek suretiyle incelenebilir. Aynı psikolojik rengi uyandıran iki ışığın dalga
uzunlukları bakımından bileşimi tamamen farklı olabilir; yani psikolojik renk fiziksel
renk hakkında kesin bir fikir vermez. Örneğin göze görünen dalga uzunlukları arasında
daima birer çifti, gözde birbirlerinin uyandırdığı izlenimi yok ederek (kompanse ederek)
renksiz olarak görünürler. Böyle bir çift oluşturan dalga uzunluklarındaki renklere
komplementer renkler denir. Göze görünen dalga uzunlukları arasında her birinin
tamamlayıcı bir dalga boyu bulunduğundan görünen bütün dalga uzunluklarını güneş
ışığındaki oranda içeren bir ışık renksiz duyumunu uyandırır. Psikolojik olarak renkli
dediğimiz bir ışık, ya yalnız bir dalga uzunluğunu içerir (ki, bunlar saf spektral
renklerdir: Kırmızı lityum ışığı, sarı sodyum ışığı gibi) ya da renksiz ışığın bütün dalga
boyları arasında bir kısmının eksik olmasından ileri gelebilir. Renksiz ışıktan bir dalga
boyu çıkarılırsa, göze gelen diğer dalga boylarının beraberce uyandırdığı psikolojik
6
renk, eksik olan rengin komplementer rengidir. Çünkü bu renge ait olan dalga boyu,
kendisini kompanse edecek bir komplementeri artık bulamaz. Örneğin beyaz ışıktan
mavi ışığın dalga boyu çıkarılırsa bu ışık sarı görünür. Fakat bunun spektrumu, sarı
sodyum ışığınınkinden tamamen farklıdır .
4. Maddelerin rengi: Homojen ve saydam bir fazın örneğin bir camın ya da çözeltinin
rengi demek, bunun içinden geçen ışığın fiziksel veya çoğunlukla psikolojik rengi
demektir. Bir maddenin renkli oluşu, içinden geçen beyaz (bütün dalga boylarını
içeren) ışıktan bazı dalga uzunluklarının absorblanmasından kaynaklanır.
Tablo 2.1 : Işık absorpsiyonu ve renk
Absorplanan ışık Bileşiğin rengi
(Komplementer renk)
400 – 440 nm viyole sarımsı yeşil
440 – 480 nm mavi sarı
480 – 490 nm yeşilimsi mavi turuncu
490 – 500 nm mavimsi yeşil kırmızı
500 – 560 nm yeşil eflatun
560 – 580 nm sarımsı yeşil viyole
580 – 595 nm sarı mavi
595 – 605 nm turuncu yeşilimsi mavi
605 – 750 nm kırmızı mavimsi yeşil
Yeşil ışığın komplementeri olan eflatun spektrumda bulunmaz. Eflatun olarak bilinen
optik görünüm, görünen spektrumun iki ucunda bulunan kırmızı ve viyolenin karışması
sonucu oluşur ki böyle bir karışmanın spektrumda mümkün olamayacağı açıktır.
Özet olarak spektrumun göze görünen alanında seçimli ışık absorpsiyonu yapabilen
maddeler göze renkli görünürler.
Görünen ışık 400 - 750 nm dalga boyunda olup, elektromagnetik spektrumun çok küçük
bir kısmını oluşturur.
Güneş ışınları, görünen ışınları kapsadığı gibi, ultraviyole alana da uzanır. Fakat
bileşimi çeşitli mevsimlere, günün çeşitli saatlerine ve iklim koşullarına bağlı olarak
değişir. İnsan gözündeki görme sinirleri sadece görünen ışığa karşı duyarlı olduğundan
7
kızıl ötesi (infraruj) veya morötesi (ultraviyole) alanda absorpsiyon yapan maddeler
gözümüze renksiz veya beyaz görünürler. Örneğin sadece morötesinde seçimli ışık
absorpsiyonu yapan bir madde olan benzen, bizim gözümüze renksiz görünmekle
beraber yakın ultraviyoleyi görebilen böcekler için renklidir. Işık absorpsiyonunun kısa
dalga boylarından uzun dalga boylarına kayması; yani rengin sarıdan kırmızı ve mavi
üzerinden yeşile dönmesine renk derinleşmesi veya batokromi denir. Sarı renkli
görünen maddede mavi ışığın dalga boyu (λ=440-480 nm), yeşil renkli görünen
maddede kırmızı ışığın dalga boyu (λ=605-750 nm) absorplanmıştır. Absorpsiyon ne
kadar uzun dalga boylarında olursa renk derinliği o kadar fazla, ne kadar kısa dalga
boylarında olursa renk derinliği o kadar azdır. Bir maddenin yapısında bazı
değişiklikler yapılarak, örneğin yeni gruplar sübstitüe edilerek absorpsiyonun dalga
boyu değiştirilebilir. Batokromi, absorpsiyon şiddetinde artma olan hiperkromi ile
karıştırılmamalıdır. Hiperkromi ekstinksiyon sabitinde de artmaya neden olur.
Absorpsiyon eğrileri: Sübjektif renk izlenimi (psikolojik renk) boyarmaddeyi tam
karakterize edemez. Özellikle geniş bir alanda veya birbirinden ayrı birkaç bölgede
absorpsiyon varsa, absorpsiyonun şiddeti fiziksel metotlarla objektif olarak dalga boyu
λ veya dalga sayısı ν ‘ye bağlı olarak ölçülür (ν=1/λ). Her boyarmadde veya pigmentin
kimyasal yapısından ileri gelen bir absorpsiyon modeli vardır. Bunu göstermek için
absorpsiyon eğrileri çizilir. Bu eğrilerde apsise λ veya ν, ordinata ışık ekstinksiyonu E
konur. E = log Io/I denkleminde E ekstinksiyon, Io gelen ışığın şiddeti (intensitesi), I
katı boyarmaddeden yansıyan veya bir çözeltiden geçen ışığın şiddetidir. Çözelti
spektrumlarında Lambert-Beer kanununa göre ekstinksiyon, renkli maddenin cinsine
bağlı olup, ışığın geçtiği tabaka kalınlığı ve bu tabakanın konsantrasyonu ile orantılıdır.
E = ε.c.d (2.1)
Burada ε: ekstinksiyon sabiti adını alır. Maddeye bağlı bir sabittir. c: molar konsantras-
yon; yani litredeki mol sayısı, d: ışığın geçtiği tabaka kalınlığıdır. Konsantrasyon
değiştiğinde moleküllerin durumu ve onları saran solvent kabuğu değişmiyorsa
ekstinksiyon sabiti konsantrasyona bağlı değildir. Bu durum sadece seyreltik
çözeltilerde söz konusudur. Fakat çoğu kez olduğu gibi moleküller asosiyasyon
yaptıklarında ekstinksiyon sabiti konsantrasyona şiddetle bağlıdır.
8
Formüllerde görüldüğü gibi bir madde ne kadar düşük konsantrasyonda ne kadar fazla
ışık absorplayabiliyorsa veya ekstinksiyon sabiti ne kadar büyükse, bu maddenin renk
şiddeti o kadar fazladır. Aynı şekilde bir maddenin farklı konsantrasyondaki iki
çözeltisinden konsantrasyonu büyük olanın renk şiddeti daha fazladır. Şiddet, yüzey
tarafından yansıtılan beyaz ışıkla ters orantılıdır.
Renkli bir yüzeyin diğer bir özelliği de parlaklığıdır. Yansıyan ışık, sadece söz konusu
olan renkten ibaretse, göze çok parlak görünür. Parlak renkler keskin pikli, dar
absorpsiyon bantları oluştururlar. Pik ne kadar yaygınsa renk o kadar donuk görülür.
Kahverengi gibi spektral olmayan renkler geniş bir dalga boyu alanında oldukça eşit
absorpsiyon yaparlar. Siyah ise görünen spektrumun tamamının absorplanması sonucu
oluşur.
Absorpsiyon eğrileri, boyarmaddelerin karakteristikleri olduğundan onların
tanımlanmasında kullanılır [4].
2.2.2. Rengin Önemi
Yüzeysel suların hemen hemen hepsi, özellikle de bataklık alanlardan beslenenler
renklidir ve bu özelliklerinden dolayı renk giderimi yapılmaksızın evsel ve endüstriyel
amaçlarla kullanımları uygun değildir. Ağaçlardan dökülen çeşitli yapraklar, kabuklar
ve bitki artıkları, kütük gibi maddelerin su ile teması ve organik madde olarak çürümesi,
renkli maddelerin oluşmasına neden olur. Tanin, humik asit ve ligninin
parçalanmasından ortaya çıkan tuzlar en önemli renk verici yapılardır. Demirin (+3),
humik asit ile oluşturduğu tuzu ve ürünleri renk oluştururlar.
Gerçekte suyun doğal rengini eksi (-) yüklü kolloidal partiküller oluşturur. Bundan
dolayı, üç değerlikli bir metal iyonuna sahip tuzların ortama eklenmesi (Al3+, Fe3+) ile
yapılan koagülasyon, bu rengin giderilmesini sağlar.
Yüzey suları oldukça renkli görünümde olabilir. Bunun nedeni, renkli askıda katı
maddelerdir. Drenaj alanı kırmızı killi toprak olan akarsular, bu havzalardan geçişleri
sırasında oldukça renkli olurlar.
9
Askıda maddelerin neden olduğu renge “Görünen Renk” denir. Su analizlerinde,
görünen ve gerçek renk arasındaki farkı belirlemek önemlidir. Suyun gerçek rengi,
askıda katı maddeler tamamı ile giderildikten sonra ölçülmelidir. Renk yoğunluğu
genellikle pH’nın yükselmesiyle artar. Bundan dolayı, pH değerlerine göre renk için bir
tahminde bulunulabilir.
Yüzey suları, renk derecesi yüksek atıksuların deşarjları ile de renklenebilir. Bu tür
atıklar arasında en dikkate değer olanları tekstil endüstrilerinin boya üniteleri ve kağıt
endüstrilerinin kağıt hamuru ünitelerinden gelen renkli atıksulardır. Boya endüstrisi
atıksuları çok çeşitli olabilir. Kağıt hamuru ünitelerinden çıkanlar ise, içinde lignin
türevleri ve çok miktarda çözünmüş madde içeren atıksulardır. Lignin türevleri çok
renk verici ve biyolojik faaliyetlere dayanıklıdır. Bu maddelerin çoğu doğal su çevrimi
içinde parçalanır.
2.2.2.1. Halk Sağlığı Açısından Önemi Doğal bileşiklerden dolayı sularda oluşan renk, suya zararlı veya toksik özellikler
vermez. Doğal yapıdaki renkli maddeler suya kahverengi-sarı bir renk verirler. Bu tür
suların estetik ve psikolojik nedenlerden dolayı içme suyu olarak kullanılması istenmez.
Halk sağlığı ile ilgilenen kuruluşlar, kullanma suyu temin edilecek kaynaklarda estetik
nedenlerden dolayı, renk parametresine bir standart getirmişlerdir. Getirilen
standartlara göre, bir su kaynağında renk birimi 15’i aşıyorsa, bu su kaynağı kullanma
suyu temininde kullanılamaz [5]. 2.3. RENK ÖLÇÜM YÖNTEMLERİ Renk ölçümü yapılmadan önce numunenin bulanıklığı giderilmelidir. Bulanıklık
giderilirken dikkat edilmesi gereken nokta rengin korunmasıdır. Bulanıklığın
giderilmesi için filtrasyon ve santrifüj yöntemleri kullanılmaktadır. Filtrasyon ile
bulanıklığın giderilmesi bazı durumlarda gerçek rengin de giderilmesini sağlar.
Santrifüj yönteminde ise; santrifüj hızına, numunenin miktarına ve özelliğine bağlı
olarak farklı sonuçlar elde edilebilir.
10
Sularda renk tayini, görsel karşılaştırma metodu ile ve spektrofotometre, kolorimetre
gibi renk ölçme cihazları yardımıyla enstrümental olarak gerçekleştirilir. Görsel
karşılaştırma metodu içme suyunda renk tayini için uygun bir yöntemdir. Fakat
endüstriyel atıksularda bu yöntem kullanılmaz. Endüstriyel atıksularda renk, renk ölçme
cihazları yardımıyla tayin edilir [6].
2.3.1. Görsel Karşılaştırma Metodu
Bu yöntemde renk, bilinen konsantrasyonlardaki renkli standart çözeltilerle numunenin
karşılaştırılması vasıtasıyla tespit edilir. Karşılaştırma işlemi özel olarak yapılmış ve
uygun bir şekilde kalibre edilmiş renkli cam disklerle yapılır.
Platin-Kobalt metodu standart bir metottur. 1 mg/L platin ile üretilen renk, standart renk
birimi olarak kabul edilir. Ölçümlerde 500 mg/L platin içeren K2PtCl6’dan stok çözelti
hazırlanır. Uygun tonu sağlamak için kobalt klorür eklenir. Stok çözeltinin rengi 500
birimdir. Çalışma standartları bu çözelti seyreltilerek hazırlanır. Standart çözeltiler,
“Nessler Tüpleri” olarak adlandırılan camdan yapılmış renk karşılaştırma tüplerine
konur. 0’dan 70’e kadar olan tonlarda çalışılır. Eğer numune 70 birimden fazla renge
sahipse, ölçüm numunenin destile su ile seyreltilmesinden sonra yapılır ve sonuçlar
seyrelme göz önüne alınarak hesaplanır.
Platin-kobalt metodu, içilebilir suların ve doğal maddelerin oluşturduğu rengi içeren
sularda yapılan renk ölçümlerinde kullanılır. Aşırı renkli ve endüstriyel atıksular için
uygulanabilir değildir [5]. Bu amaçla RES(Renklilik Sayısı) parametresi önerilmiştir
[3].
Çok hafif bir bulanıklık bile, görülen rengin gerçek renkten çok büyük çıkmasına neden
olur. Bu nedenle bulanıklık, gerçek rengin ölçümünden önce giderilmelidir.
Suyun renk değeri, pH’daki artışa bağlıdır. Renk değerleri kaydedilirken, tespit edilen
her renk için pH değeri belirtilmelidir [5].
2.3.2. Spektrofotometrik Yöntem
Fitre edilmiş numunenin rengi, numuneyi izlerken duyulan hisleri tarif eden terimlerle
ifade edilir. Renk (kırmızı, yeşil, sarı vb. ) “baskın dalga boyu” terimi ile, parlaklık
11
derecesi “luminans” terimi ile doygunluğu ise “saflık” terimi ile ifade edilir. Bu değerler
en uygun şekilde, filtre edilmiş numunenin ışık geçirgenliği karakteristiğinden
spektrofotometre yardımıyla tespit edilir [6].
Spektrofotometrik metot içme sularına, yüzeysel sulara, evsel ve endüstriyel atıksulara
uygulanabilir
2.3.3. Tristumulus Filtre Metodu
Filtre Fotometresi içindeki fotoelektrik pil ve özel ışık kaynağı ile donatılmış 3 adet
tristumulus filtresi, genel kontrol amaçlarına uygun renk verileri oluşturmak için
kullanılır. Çözeltiden geçen tristumulus ışığının yüzdesi her 3 adet filtre için de
belirlenir. Belirlenen transmittans değerleri trikromatik sabitlere ve renk karakteristiği
değerlerine dönüştürülür.
Bu yöntem içme sularına, yüzeysel sulara, evsel ve endüstriyel atıksulara uygulanabilir.
Bazı durumlar dışında spektrofotometrik yönteme benzer sonuçlar verir [6].
2.3.4. ADMI Tristumulus Filtre Metodu
Bu metot tristumulus metodunun geliştirilmesiyle elde edilmiştir. Bu yöntemle
numunenin rengi renk tonuna bağlı olarak, Adams-Nickerson tarafından bulunmuş olan
formül yardımıyla numuneler arasındaki renk farklılıkları hesaplanarak belirlenir.
Örneğin iki numunenin rengi görsel olarak birbirinin aynısıysa ADMI renk değerleri de
aynı olacaktır. Yöntemin modifikasyonu Amerikan Boya İmalatçıları Enstitüsü
tarafından yapılmıştır [6].
2.3.5. Renklilik Sayısı (RES)
Hazen (Pt-Co) renk ölçüm yöntemi sadece doğal suların renk ölçümünde
kullanılabilmektedir. Hekzakloroplatinat standart çözeltisiyle numunenin gözle
karşılaştırılmasıyla rengin “mg/L Pt-Birimi” şeklinde belirlendiği bu yöntemde çevre
kirletici metaller kullanıldığı için özellikle Avrupa Birliği ülkelerinde Hazen yöntemi
terk edilmektedir.
1994 yılında yayınlanan uluslararası Avrupa Normu EN ISO 7887’ye göre doğal sular
ve açık renkli endüstriyel atıksuların rengi optik bir cihaz yardımıyla ölçülmektedir.
12
Burada sözkonusu olan, numunenin 0.45 µm membran filtreden süzülmesinden sonra
ölçülen “gerçek renk” tir.
Bir su numunesinin renginin şiddeti, en yüksek absorpsiyonlarının görüldüğü dalga
boylarındaki ışık absorpsiyonları ile karakterize edilir ve ekstinksiyonun bir
spektrofotometre yardımıyla ölçülmesiyle de kantitatif olarak belirlenir. Genel olarak
sarı-kahverengi renge çalan suların çoğu ve evsel atıksu arıtma tesislerinin çıkış suları
λ=436 nm boyunda ölçülürler. Endüstriyel atıksu arıtma tesislerinin çıkış suları kesin
ve belirli ekstinksiyon maksimumları göstermezler. Bu tip suların renklerini
belirleyebilmek için belirli dalga boylarında ölçümler yapılır. Endüstriyel atıksuların
rengini yukarıda verilen uluslararası norma göre belirleyebilmek için görünür ışık
spektrumu içinde yer alan üç dalga boyu seçilmiştir:
λ (1) = 436 nm
λ (2) = 525 nm
λ (3) = 620 nm
λ=436 nm (Hg 436 nm)’de ölçüm zorunludur. λ (2) ve λ (3) dalga boylarında ise
belirlenen değerlerde çok az sapmalar olabilir. Karakterizasyonun daha iyi olması için
ekstinksiyon maksimumuna yakın değerlerde de ölçüm yapılması faydalı olabilir.
Ölçümden önce çözünmemiş maddelerin girişimini önlemek için su numunesi filtre
edilmelidir. Fakat filtrasyonun kendisi de bazı istenmeyen durumlara neden olabilir
(örnek: Hava ile temas sonucu oluşabilecek çökelmeler).
Demir ve mangan bileşikleri filtre tarafından tutulabilir veya bu esnada renkli bir
oksidasyon basamağına yükseltgenebilirler. Çok ince kolloidlerin varolması
durumunda berrak bir süzüntü elde edilemeyebilir. Bu durumda sonuçlar verilirken
kolloid partiküllerin varlığından da bahsedilmelidir [3].
13
2. 4. RENKLİ ATIKSULAR 2.4.1. Atıksularda Renk Oluşumunun Sebepleri
Endüstriyel atıksular içerdikleri kimyasal maddeler nedeniyle renkli olup, bu renklerini
deşarj edildikleri nehirlere taşıyarak nehrin kendi rengine bağlı bir modifikasyona
uğrarlar. Bu renklere örnek olarak; kromat iyonu (sarı), indirgenmiş krom bileşikleri
(yeşil), bakır (mavi), nikel (yeşil) ve demir tuzları (sarı veya kahverengi) verilebilir.
Diğer renkler organik boyalardır. Bunlar, tekstil boyahaneleri, renkli kağıt üretim
alanları, renkli deri vb. endüstrilerden kaynaklanmaktadır. Ayrıca renkler atıksulara;
nişasta, sabun, lignin türevleri gibi kolloidal maddeler aracılığı ile de karışır. Kolloidal
madde taşıyan atıklar; tekstil atölyelerinden, meyve özü üretim alanlarından,
konservecilik, et işleme tesisleri, ilaç endüstrisi, çamaşırhanelerden gelir.
Oluşturdukları renk, bu küçük partiküllerin ışık geçirgenliğine engeli nedeniyle oluşan
beyaz bir opozite ya da renkli kolloid maddelerden gelen sarı veya kahverengi gibi
gerçek bir renk olabilir. Bir atıkta renk oluşturan maddelerin çoğunluğunu, petrol
rafinerilerinden çıkan atıksularda sıklıkla görülen yağ örtüleri, kurşun sülfit, demir
sülfit ve oksitleri, kil, kok, sabun, çeşitli yağ emülsiyonları, kalsiyum karbonat ve
potasyum hidroksit gibi çökeltiler oluşturur.
Renk bazen atıksuyun deşarj edildiği nehrin kendiliğinden oluşturduğu bir şeydir.
Orijinal atık renksiz olsa bile, renk deşarjdan sonra ortaya çıkabilir. Örneğin demir
veya diğer metal tuzlarının çok az bir miktarını içeren bir atıksu, daha önceden bir
bataklıktan geçmiş olan bir nehre boşaltıldığında, suda doğal olarak bulunan taninler,
bu metallerle mürekkep rengi siyahlıklar oluşturabilirler [7,8].
2.4.2. Renkli Atıksu Oluşturan Endüstriler
Tekstil endüstrisinde boyama, yıkama ve durulama işlemlerinden kaynaklanan atıksular
yüksek konsantrasyonda çözünmüş madde içermekte ve kompleks, polar yapıdaki
reaktif boyalardan dolayı yoğun renge sahiptir [9].
Tekstil endüstrisi atıksularında rengi oluşturan prosesler boyama ve pigment baskıdır.
Boyarmaddeler ve pigmentler tekstil materyallerine estetik ve fonksiyonel amaçlarla
renk vermek için kullanılan yoğun renkli maddelerdir. Tipik bir boyama prosesinde
14
boyarmaddenin %50-100 arasında kumaşa tutunması sağlanır. Geriye kalan
boyarmadde, boya banyosu atıksuyu olarak ya da diğer tekstil yıkama işlemlerinden
gelen atıksularla birleştirilerek deşarj edilir [10].
Üretim kapasitesine bağlı olarak artan kimyasal madde ve su kullanımları nedeniyle
boyahane atıklarının arıtılma maliyetleri oldukça yüksektir. Atıksudaki
boyarmaddelerin yapısındaki organiklerin ve bunların oluşturduğu rengin giderimi
işlemleri, klasik arıtma yöntemleri yerine mekanik, kimyasal ve ileri arıtma
tekniklerinin topluca kullanılmasını gerektirir [11].
Ayrıca kağıt, deri, gıda endüstrilerinde ve zeytinyağı üretiminde de renkli atıksular
ortaya çıkabilmektedir.
Kağıt ve kağıt hamuru endüstrisinin en önemli üretim prosesi olan kraft (sülfat) prosesi
sonucunda, beyazlatma (ağartma) amacıyla kullanılan biyolojik olarak ayrışması zor
olan klorlu bileşikler, atıksuyun renk ve KOI içeriğine önemli ölçüde katkıda
bulunmaktadırlar [12].
Deri endüstrisinde boyama prosesi yağlama işlemi sonrasında uygulanan bir prosestir.
Bu proseste çeşitli boyalar ile deriler boyanır. Daha çok sentetik boyalar kullanılır.
Boyama ve yağlama prosesleri sonucunda yüksek kirlilik içeren yoğun renkli atıksu
oluşur [13].
Ekmek mayası endüstrisi atıkları, yüksek biyolojik oksijen ihtiyacı, kimyasal oksijen
ihtiyacı ve rengi nedeniyle önemli bir kirlilik kaynağıdır. Bu endüstride kullanılan
şeker pancarı melasları yüksek moleküler ağırlıklı melonoidin tipindeki koyu
kahverengi renklendiriciler içermektedir.Ekmek mayası fabrikalarında yüksek ve düşük
kirlilik yüküne sahip 2 tipte atıksu üretilmektedir. Yüksek kirlilik yüküne sahip olan
atıksudaki başlıca kirlilik bileşenleri KOI ve renktir [14].
Zeytinyağı fabrikası atıksuları zeytinyağı ekstraksiyonu sonrasında oluşan koyu kırmızı
(siyaha yakın) renkli atıksulardır. Şeker, tanin, pektin, lipid ve fenolik bileşenlerin
sebep olduğu yüksek organik içeriklerinin yanı sıra tanninlerin ve düşük moleküler
15
ağırlıklı fenolik bileşiklerin polimerizasyonu sonucu oluşan koyu renkleri ile de
karakterize edilirler [15].
2.5. ATIKSULARDAN RENK GİDERME YÖNTEMLERİ Ülkemizde henüz bir deşarj limiti olmayan, fakat dünyanın gelişmiş bir çok ülkesinde
denetlenen bir parametre olan rengin giderilmesi ile ilgili değişik arıtım uygulamaları
yapılmaktadır. Adsorbsiyon, iyon değişimi, membran prosesleri, kimyasal
koagülasyon, kimyasal oksidasyon ve ileri oksidasyon teknikleri renk giderimi
konusunda üzerinde durulan arıtma teknolojileridir [16].
Son yıllarda yapılan çalışmalarda atıksulardan renk gideriminde kombine edilmiş
proseslerin daha başarılı olduğu sonucuna varılmıştır. Akışkan yataklı biyofilm
prosesleri, kimyasal koagülasyon ve elektrokimyasal oksidasyon, kimyasal
oksidasyon/elektrokimyasal oksidasyon, ardışık anaerobik/aerobik prosesler, kimyasal
oksidasyon/kimyasal çöktürme, UV/H2O2 kombinasyonları ile ileri oksidasyon
prosesleri bu proseslere örnek olarak verilebilir [17].
2.5.1. Fiziksel Arıtma Yöntemleri
2.5.1.1. Adsorbsiyon Adsorbsiyon renk giderimi açısından oldukça etkin bir metotdur. En yaygın kullanılan
adsorban madde aktif karbon olmakla birlikte, aktif kömür, silikajel, boksit, odun,
selüloz türevleri, zeolit, bentonit ve odun külü gibi kolay elde edilen ve ucuz olan
adsorban maddeler de renk giderimi için uygun malzemelerdir. Ancak ilk yatırım
maliyeti yüksek olan adsorbsiyon prosesinde, adsorbanın periyodik olarak yenilenmesi
gerekmektedir. Bu da prosesin işletme maliyetinin yükselmesine sebep olmaktadır [16].
Renk gideriminde doğal kil, mısır koçanı ve pirinç kabuğu gibi maddeler de
kullanılabilir. Bu maddeler rejenerasyon gerektirmeyecek kadar ucuzdur [18].
2.5.1.2. İyon Değişimi İyon değişimi boya içeren atıksuların arıtımında yaygın olarak kullanılmaz. Atıksu
iyon değiştirici reçineden kullanılabilir kapasitesi dolana kadar geçer. Hem katyon hem
16
de anyon boyalar bu yolla giderilebilir. Bu metodun avantajı iyon değiştiricilerin
rejenere edilebilmesidir. En önemli dezavantajı ise maliyetinin yüksek olmasıdır [18].
2.5.1.3. Membran Prosesler Başlıca membran ayırma prosesleri ultrafiltrasyon, nanofiltrasyon, elektrodiyaliz ve
ters osmozdur. Ultrafiltrasyon ve ters osmoz prosesinde, çapraz akışlı filtrasyon
tekniği kullanılmaktadır. Basınçlı ortamda çalışan membranların içinde filtrasyon
gerçekleşmektedir. Uygun bir membran ile atıksu ve temiz su birbirinden ayrıldığında,
temiz su tarafından safsızlık olan yöne doğru akış olmaktadır. Osmotik basınç
dengelenene kadar akış devam etmektedir. Ters yönde basınç uygulandığında akış
yönü aksine çevrilirse, su molekülleri geri dönmeye başlarlar. Bir süre sonra basınç
uygulanan yönde sadece konsantre kalır. Böylece basınç altında polimerik bir
membran tarafından sıvının bileşenlerine ayrılması gerçekleşir [18].
Bu yöntemle boyarmaddeler atıksudan ayrıldıktan sonra tekrar kullanımı mümkün
değilse bu kısmın bertarafı sorunlar oluşturmaktadır. Yüksek işletme maliyeti ve
tıkanma gibi zorluklarla karşılaşılmaktadır.
2.5.2. Kimyasal Arıtma Yöntemleri
2. 5. 2. 1. Kimyasal Çöktürme ve Yumaklaştırma Koagülasyon yönteminde iyi bir verim için etkili koagülantın bulunması gerekmektedir.
İnorganik koagülantlar arıtılan atıksuyun fizikokimyasal özelliklerini
değiştirebildiklerinden bazı dezavantajları vardır ( FeCl3 tuzunun eklenmesi nötral
atıksuyun pH’ını düşürür). İnorganik koagülantlar etkili çökme için uygun olmayan
çamur oluşturabilirler. Bu problemi önlemek için yüksek molar ağırlıklı doğal veya
sentetik polimer kullanımı koagülant olarak kullanılan inorganik tuzlara göre birçok
avantaja sahiptir. Böyle polimerler suda çözünürler ve bu yüzden hem koagülant olarak
hem de boyalı atıkların arıtımı için koagülasyon prosesinde katalizör olarak
kullanılabilirler [19]. Koagülasyon yönteminin dezavantajı çamur tabakasının
oluşmasıdır. Oluşan çamurun uzaklaştırma problemi arıtma maliyetini arttıracağından
bu tür problemlerle karşılaşmamak için koagülant olarak inorganik tuzlar yerine
polielektrolit kullanılabilir [7] .
17
Yumaklaştırıcı olarak genellikle demir ve alüminyum tuzları ile kireç/demir tuzları
kombinasyonu kullanılmaktadır. Ayrıca renk gideriminde aktif alümina, bentonit ve
kaolin de kullanılmaktadır [16].
Sıcaklık, pH, tuz konsantrasyonu, boyarmadde cinsi ve konsantrasyonu renk giderimini
etkileyen parametrelerdir. Çöktürme ve yumaklaştırma ile optimum koşullar
sağlandığında % 80 – 90 verim elde edilebilir.
Çöktürme ve yumaklaştırmada verimli bir şekilde renk giderilmesine rağmen bu yöntem
bazı dezavantajlara sahiptir. Bunlar:
• Optimum koşullar birçok denemeden sonra belirlenebilmektedir. Her atıksu için
denemelerin tekrarlanması zaman alıcı ve pahalı olması yanında, ayrıca oluşan çok
miktardaki kekin bertarafı da problem yaratmaktadır.
• Boyarmaddeye bağlı olarak % 4- 10 oranında kalıntı oluşur.
• Dispers boyaların renginin giderilebilmesine karşılık çözünür haldeki
boyarmaddelerin rengi giderilememektedir.
• Aşırı koagülant kullanılması halinde büyük miktarda çamur oluşmaktadır.
• Devamlı olarak kimyasal madde kullanımı işletme maliyetini arttırmaktadır.
• Katyonik yumaklaştırıcıların fazlalığı amonyak konsantrasyonunun artmasına neden
olur [8] .
2.5.2. 2. Kimyasal Oksidasyon Kimyasal oksidasyon prosesi kimyasal maddeler arasında elektronların transferine
dayanır. Bu proses indirgenme yükseltgenme prosesi olarak da bilinir. Kimyasal
oksidasyonun amacı, su içerisinde bulunan bir maddenin kimyasal olarak oksitlenerek
kararsız son ürüne dönüştürülmesidir. Oksitlenme proseslerinde, oksitleyiciler ile
boyarmaddenin biyolojik olarak parçalanabilir hale dönüştürülmesi sağlanır. Klor,
sodyum hipoklorit, ozon ve hidrojen peroksit gibi spesifik oksitleyiciler yükseltgen
olarak kullanılmaktadır. Tablo 2.2.’de arıtımda kullanılan yükseltgenlerin oksidasyon
potansiyelleri verilmiştir.
18
Tablo 2.2 : Arıtımda kullanılan yükseltgenlerin oksidasyon potansiyelleri
TÜR Oksidasyon Potansiyelleri ( V )
Hidroksil serbest radikali Ozon Hidrojen peroksit Permanganat Hipoklorik asit Klor Hipobromik asit Brom Klordioksit İyot Oksijen
2.80 2.07 1.76 1.68 1.49 1.36 1.33 1.07 0.95 0.54 0.40
Oksidasyon kimyasal yöntemler içinde en yaygın olarak kullanılan renk giderme
yöntemidir. Bunun en büyük nedeni uygulanmasının basit oluşudur. Oksidasyonda
amaç, boyar maddelerin kromofor gruplarının renk veremez duruma getirilmesi ve
indirgenen ara ürünlerin biyolojik oksidasyona uygun formlara dönüştürülmesidir.
Bütün boyalar aromatik bağlar içerirler ve oksidasyon için seçilen oksidan, doymamış
bağlarla reaksiyon vererek bileşiği daha küçük moleküllü bileşiklere indirger.
Boyarmaddelerin oksidasyonla giderilmesi için ozonloma, fenton prosesi, klor,
klordioksit, hipoklorit, hidrojen peroksit, ıslak hava oksidasyonu, fotokatalitik
oksidasyon ve bunların kombinasyonu (H2O2/UV, O3/UV, O3/H2O2, O3/H2O2/UV) gibi
yöntemler kullanılmaktadır [16].
• Klor Renkli atıksuların kimyasal oksidasyonu klorlu bileşiklerle de mümkündür. Bu
yöntemde klor, boya molekülünün amino grubuna etki eder ve azo bağının kırılmasını
sağlar. Klor konsantrasyonu arttıkça renk giderimi de artar [20].
Hem dezenfektan madde hem de yükseltgendir. Klor inorganik bir maddedir. Organik
maddeleri oksitlediği zaman klorlu organik maddeler oluşur. Klorlu organik maddeler
AOX (adsorblanabilen organik halojenler) parametresini meydana getirir. AOX
parametresini oluşturan maddeler genellikle kanserojendir. Klorun (Cl2) belli başlı
bileşikleri, sodyum hipoklorit (NaOCl), hipokloröz asidi (HOCl) ve klordioksittir
(ClO2) [21].
19
Sodyum hipokloritin sudaki reaksiyonları aşağıdaki gibidir:
NaOCl → Na+ + OCl- (2.2) OCl- + H2O → HOCl + OH- (2.3) HOCl → H+ + OCl- (2.4) • Ozon Atıksulardan renk giderme alanında ozon oksidasyonuna olan ilgi, etkili renk giderimi
yanında KOİ de arıtıldığından, AOX oluşmadığından ve arıtma çamuru veya konsantre
atık problemi ortaya çıkmadığından giderek artmaktadır. Ayrıca minimum alan ve
personel ihtiyacı da bu teknolojinin avantajı olarak görülmektedir. Ozonun
boyarmaddelere karşı gösterdiği yüksek reaktiflik, kimyasal olarak doymamış bağlara
sahip olmalarından ileri gelmektedir.
Genelde, renk veren maddeler yanında atıksularda çok kolay ya da zor oksitlenebilen,
çoğunlukla organik karakterli başka maddeler de bulunur. Su içindeki organik yük ne
kadar düşükse, suya renk veren boyarmaddeler daha düşük miktarda ozon kullanarak
parçalanabilmektedir. Dolayısıyla renk giderimi amaçlı ozon sarfiyatı da o derece
düşük olmaktadır. Ozon ile renk giderimi sonucunda atıksularda ekolojik olarak
tehlikeli olabilecek herhangi bir bileşik oluşumuna da rastlanmamıştır.
Yüksek organik yüke sahip atıksularda, minimum ozon sarfiyatı için KOİ değerinin
düşürülmesine yönelik bir ön arıtma ( örneğin biyolojik arıtma ) kesinlikle tavsiye
edilmektedir. Atıksularda KOİ değerinin artışına paralel olarak etkili bir renk giderimi
için gerekli ozon ihtiyacı da çoğunlukla artmaktadır, çünkü bu durumda KOİ de ozon
tarafından belli miktarlarda arıtılmaya başlamakta, yani ek ozon sarf edilmektedir [22].
Ozon normal şartlarda gazdır. Ozonun sudaki çözünürlülüğü ve kararlılığı, ozonun
sıcaklığına, pH ve kısmi basıncına bağlıdır. Kararsız bir madde olan ozon havanın
oksijeninden elde edilir. Meydana gelen radikal maddeler havanın oksijeni ile
reaksiyona girer ve ozon meydana gelir.
O2 + enerji → O. + O. (2.5)
20
O. + O2 → O3 (2.6) Kuvvetli yükseltgen olan ozon, renk gideriminde de ya tek başına ya da ultraviyole ışığı
ile birlikte kullanılmakta ve yüksek verim elde edilmektedir [21].
Atıksu arıtımında ozon kullanımındaki dezavantaj sudaki kısa yarılanma ömrüdür
(yaklaşık 20 dakika). Ozonun dayanıklılığı tuzlardan, pH ve sıcaklıktan etkilenir. Eğer
alkali tuzlar varsa ozonun çözünürlülüğü azalır . Alkali şartlar altında ozonun
parçalanması asidik şartlara göre daha hızlı gerçekleşir. Sıcaklığın artmasıyla ozonun
çözünürlülüğü azalır. Ozonun en önemli dezavantajı pahalı olması ve kısa yarılanma
ömrü nedeniyle sürekli dozaja ihtiyaç duyulmasıdır [23, 24, 25].
• Hidrojen peroksit-Ozon
Ozon, hidrojen peroksit katalizörü ile birlikte kullanılırsa renk giderim hızı artar.
H2O2/O3 kombinasyonu ile renk giderimi direk, metal kompleks, dispers ve mavi reaktif
boyarmaddeler için uygundur. Fakat asit ve kırmızı dispers boyarmaddeleri içeren
atıksulardan renk gideriminde problemler ortaya çıkmaktadır [26].
• Hidrojen peroksit -UV (Fotokimyasal Yöntem)
Bu yöntemde boyarmaddeler, H2O2 varlığında UV ışığı ile CO2 ve H2O’ya
dönüştürülür. Parçalanma yüksek konsantrasyonlardaki OH radikallerinin oluşumu ile
meydana gelir. Yani UV ışığı H2O2’i aktive ederek hidroksil radikaline parçalanmasını
sağlar.
H2O2 + hυ → 2 OH. (2.7)
Boyarmaddenin giderim hızı, UV radyasyonunun şiddetine, pH’ a, boyarmaddenin
yapısına ve boya banyosunun kompozisyonuna bağlıdır. Boya içeren atıksuların
fotokimyasal yöntemlerle arıtılmasının en önemli avantajı atık çamur oluşmaması ve
kötü kokulara neden olan organiklerin önemli derecede azaltılmasıdır [20].
• Hidrojen peroksit -peroksidazlar
Renk giderim amacı ile peroksidazlar H2O2 katalizörlüğünde kullanılabilirler. Arıtma
verimi, kullanılan peroksidaz konsantrasyonuna, pH’a, ortamın sıcaklığına bağlıdır.
21
Renk giderim hızı peroksidaz konsantrasyonu ve ortamın sıcaklığının artmasıyla
yükselir [27].
• Hidrojen peroksit-Fe (II) tuzu (Fenton reaktifi)
Fenton reaktifi biyolojik arıtımı engelleyen maddeler veya zehirli maddeler içeren
atıksuların oksidasyonu için çok uygundur. Bunun yanında KOİ, renk ve toksisite
azaltılması gibi avantajları vardır. Bu prosesin dezavantajı, flokülasyon basamağı
nedeniyle atıksu içindeki kirliliklerin çamura dönüşmesidir. [27].
• Elektrokimyasal yöntem
Son yıllarda atıksu arıtımında elektrokimyasal yöntemlerin kullanımına ilişkin yapılan
çalışmalarda artış gözlenmektedir. Atıksuda bulunan boyarmaddeler ve fenoller gibi
organik ve toksik kirleticiler OH. radikali, ozon gibi kuvvetli yükseltgenlerin oluşumunu
sağlayan anodik proseslerle giderilmektedirler.
Elektrokimyasal bir reaktör bir anot, bir katot, bir iletken elektrolit ve bir güç
kaynağından oluşmaktadır. Organik bileşiklerin elektrokimyasal yöntemlerle arıtımında
bileşikler anot üzerinde su ve karbondioksite okside olmaktadır. Geçmişte
elektrokimyasal arıtımda anot olarak grafit kullanılmaktaydı. Son yıllarda ise ince bir
tabaka halinde soy metallerle kaplanan titanyum elektrodlar bu amaçla kullanılmaktadır
[28].
2.5.3. Biyolojik Arıtma Yöntemleri
Boyarmadde içeren atıksuların arıtımı için genellikle biyolojik arıtma sistemlerinden
uzun havalandırmalı aktif çamur prosesleri kullanılmaktadır. Fakat alışılagelmiş
biyolojik arıtma sistemleri istenilen ölçüde renk gideriminde başarılı olamamaktadır
[29]. Ancak boyarmaddeleri parçalayabilen aerobik ve anaerobik bakteri türlerinin izole
edilmesiyle biyolojik yöntemler tekrar önem kazanmaktadır. Özellikle beyaz çürükçül
mantarlarla yapılan renk giderimi çalışmalarından yüksek renk giderim verimleri elde
edilmektedir [30].
22
2.6. FENTON PROSESİNİN ATIKSU ARITIMINDA KULLANIMI VE BU
PROSESE ETKİ EDEN FAKTÖRLER
2.6.1. Fenton Prosesinin Tanımı
Atıksuların arıtılması kirlilik kontrolünde en önemli konulardan biridir. Tekstil
endüstrisinde atıksulardaki temel kirlilik, boyahane ve tekstil terbiye tesislerinden
kaynaklanır. Önemli parametreler AKM, KOİ, BOİ, renk, sıcaklık, pH ve diğer
çözünebilir maddelerdir. Atıksuyun rengi tek bir metot ile etkili olarak
giderilememektedir. Bu yüzden boyalı atıksuların en büyük problemi boyama işlemi
sırasında kalıntı boya ile oluşan renktir. Büyük atıksu debilerinde bile az miktarda
kalıntı boya renk sorunu yaratabilmektedir.
Boyalı atıksuların rengini gidermek için bazı yöntemler kullanılmaktadır. Fakat bu
yöntemler uygulamalarda yetersiz kalmaktadır. Örneğin, koagülasyon prosesi
çözünmeyen boyaların gideriminde ( dispers boyalar gibi ) etkili iken, çözünebilir
boyalarda iyi sonuçlar vermemektedir. Ayrıca koagülasyon prosesi sırasında fazla
miktarda çamur oluşmaktadır. Buna karşılık oksidasyon prosesi (ozonlama gibi)
dispers boyalar dışında tüm boyaların renklerinin gideriminde etkilidir. Fakat KOİ iyi
olarak giderilemez. Oksidasyon prosesi sırasında renk giderimi yanında atıksudaki
kirlilikler de giderilmektedir. Bu olay ozonun büyük miktarlarda tüketilmesine ve
arıtma maliyetlerinin artmasına neden olabilmektedir. Diğer taraftan aktif karbon gibi
adsorblayıcı maddeler ise çözünmeyen boyalar için uygun değildir. Bilinen ticari
boyalar mikroorganizmalar üzerinde toksik etki yaptığından klasik biyolojik arıtma
prosesleri renk gideriminde verimli değildirler [31].
Fenton metodu 1894 yılında Henry John Horstman Fenton tarafından bulunmuştur. Bu
metotta kullanılan Fenton reaktifi, OH radikali üreten hidrojen peroksit ve demir (Fe2+)
karışımıdır [32]. Günümüzde bu metot toksisitenin azaltılmasında, organik kirliliklerin
yıkımında, biyolojik ayrışabilirliğin arttırılmasında, BOİ5/KOİ gideriminde, koku ve
renk gideriminde etkili olarak kullanılmaktadır [33]. Fenton metodunun avantajları
mekanik aksamın basit olması, geniş sıcaklık aralığında çalışmaya olanak vermesi,
23
oksidasyon ve koagülasyon proseslerinin birleşiminden oluşması ve sudaki oksijen
konsantrasyonunu arttırmasıdır. Bu metodun gelecekte bütün boyalı atıksuların
arıtımında etkili bir şekilde ve ekolojik açıdan da güvenli olarak daha çok uygulanacağı
tahmin edilmektedir. Bunun yanında, H2O2, boyama proseslerinde ön arıtma reaktifi
olarak da yaygın olarak kullanılmaktadır. Bu, Fenton yönteminin daha ekonomik
olmasını sağlamaktadır [34]. Tablo 2.3’de Fenton prosesinin avantajları ve
dezavantajları verilmektedir.
Tablo 2.3 : Fenton prosesinin avantajları ve dezavantajları
Avantajları Dezavantajları İlk yatırım maliyetinin düşük olması İlave kimyasal maliyeti
Biyolojik arıtılabilirliğin arttırılması Çamur oluşumu ve uzaklaştırma maliyeti
Toksik ve dayanıklı bileşiklerin
giderilmesi
Uygun kimyasal reaksiyon şartlarının
sürdürülmesinin zor olması
Düşük hidrolik bekletme süresi Köpük kontrolü ihtiyacı
Kolay uygulanan bir proses olması Korozyon problemi
Düşük çıkış KOİ değeri __
Fenton prosesi ile arıtma aşağıdaki şekilde gerçekleşmektedir.
• İlk işlem asidik ortamın sağlanmasıdır. En uygun pH aralığı 2 – 4 arasındadır.
• Önce Fe(II) tuzları sonra hidrojen peroksit ilave edilir.
• Karıştırma işlemi uygulanır.
• Reaksiyondan sonra kireç, sodyum hidroksit veya kostik soda ile pH ayarı yapılır.
• 2-4 saat arası bekleme süresi sonunda çökelme gerçekleşir. Çökelme sonucu Fenton
çamuru oluşur. Fenton çamuru arıtılan veya rengi giderilen atıksudan kolayca
ayrılmakta fakat adsorbe edilen organik maddeler dolayısıyla bertarafı zor
olmaktadır [26].
24
2.6.2. Fenton Prosesinde Oluşan Reaksiyonlar
2.6.2.1. Redoks Reaksiyonları H2O2 ve Fe2+ iyonları kuvvetli asidik ortamda genellikle daha kararlıdır. H2O2 ve Fe2+
iyonları organik madde içeren bir su sistemine eklenirse kuvvetli asidik ortamda
kompleks redoks reaksiyonlarını oluşturacaktır (2.8–2.11 arasındaki denklemler)
[31, 35].
H2O2 + Fe2+ → Fe3+ + HO- + HO• (2.8)
HO• + RH → H2O + R• (2.9)
R• + Fe3+ → R+ + Fe2+ (2.10)
R+ + H2O → ROH + H+ (2.11)
Oluşan OH radikalleri RH gibi ( örnek: doymamış boya molekülleri ) organik maddeler
ile tepkimeye girerler. Böylece boya molekülünün kromofor ve kromojenleri zarar
görür ve renkleri giderilir. Bunun yanında redoksta reaksiyonlar aşağıdaki
(2.12 ve 2.13) gibi gerçekleşir. Boya gibi organik moleküllerin yol açtığı dimerizasyon
renk giderimi için büyük avantaj oluşturur ( 2.13).
HO• + H2O2 → H2O + HO2• (2.12)
2R• → R – R (2.13)
2.6.2.2. Koagülasyon
Yukarıdaki gibi oluşan Fe(III) iyonları (2.14) ve (2.15) nolu denklemlerde olduğu gibi
hidroksit iyonları ile demir hidrokso kompleksleri halinde bulunabilir.
[Fe(H2O)6]3+ + H2O → [ Fe(H2O)5OH]2+ + H3O+ (2.14)
[Fe(H2O)5OH]2+ + H2O → [ Fe(H2O)4(OH)2]+ + H3O+ (2.15)
25
Bu komplekslerin aşağıdaki denklemler (2.16) – (2.18) de görüldüğü gibi pH 3,5 – 7 de
polimerizasyona eğimli olduğu bildirilmiştir [31,36]. Burada koagülasyon
gerçekleşebilir. Atıksuda renk gideriminde kalan boya molekülleri koagüle edilebilir ve
çökeltme yapılabilir.
2[Fe(H2O)5OH]2+ → [Fe2(H2O)8(OH)2]4+ + 2H2O (2.16)
[Fe2(H2O)8(OH)2]4+ + H2O → [Fe2(H2O)7(OH)3]3+ + H3O+ (2.17)
[Fe2(H2O)7(OH)3]3+ + [Fe(H2O)5(OH)]2+ → [Fe3(H2O)10(OH)4 ]5+ + 2H2O (2.18)
Koagülasyon basamağı KOİ’yi azaltarak oksidasyon metodunun dezavantajlarını telafi
edebilir [31].
2.6.3. Fenton Prosesine Etki Eden Faktörler
2.6.3.1. pH Etkisi pH, 3.5 değerinden daha düşük olduğunda giderim verimleri yeterlidir. Çünkü redoks
sistemi ve renk giderimi asidik şartlar altında daha iyidir. Bu pH’ta Fe2+ ve H2O2
daha kararlıdır. Buna karşılık Fe2+ iyonları pH 4’ten daha yüksek olduğunda kararlı
değildir ve bu iyonlar kolayca demir hidrokso kompleksleri oluşturma eğilimine sahip
olan Fe3+ iyonlarına dönüşür. Bu kompleks pH 9’dan daha yüksek olduğunda
[Fe(OH)4]- şeklinde görülür. Bunun yanında, hidrojen peroksit bazik ortamda
kararsızdır ve ortamda oksijen bulunduğunda parçalanabilir ve oksidasyon yeteneğini
kaybedebilir. Bu yüzden hidrojen peroksit ve demir iyonlarının etkili bir redoks sistemi
oluşturması zor olur ve renk gideriminde daha az etkili olurlar [31].
2.6.3.2. Sıcaklık Etkisi Fenton prosesi reaksiyonunun hızı sıcaklığın yükselmesiyle artmaktadır. Sıcaklık
200 C’den düşük olduğunda giderim veriminde belirgin bir düşüş görülmektedir.
Bununla birlikte sıcaklık 40-50 0C’nin üstüne çıktığında hidrojen peroksitten
yararlanma en aza inmektedir. Bunun sebebi hidrojen peroksitin su ve oksijene
parçalanma hızının atmasıdır. Fenton prosesinde en uygun sıcaklık aralığı
20 –40 0 C’dir [33]. Bu sonuçlar sıcaklığın artmasıyla redoks reaksiyonunun
hızlandığını ve renk gideriminin arttığını işaret etmektedir.
26
2.6.3.3. Demir Konsantrasyonun Etkisi
Demir sülfatın dozajı da renk giderimini etkiler. Daha fazla dozaj daha iyi etki gösterir.
Yani demir sülfatın dozajı artarsa hem redoks reaksiyonu tamamlanacak hem de
koagülasyon olayı gerçekleşecektir. Bunlara ek olarak demir sülfat dozu arttırıldığında
boya yardımcıları tarafından tüketilebilir [31].
2.6.3.4. Farklı Demir İyonlarının Etkisi Bir çok uygulamada eğer ortamda H2O2 ve organik maddeler varsa katalitik döngünün
çok çabuk gerçekleştiği ve bu yüzden Fe2+ veya Fe3+ tuzlarından hangisinin reaksiyonun
katalizinde kullanıldığının bir önemi olmadığı vurgulanmıştır. Bununla birlikte çok
düşük dozlar kullanıldığında bazı araştırmalar Fe2+ iyonlarının tercih edildiğini
göstermektedir [33].
2.6.3.5. Hidrojen Peroksit Konsantrasyonun Etkisi H2O2 gerekli miktardan daha az kullanıldığı zaman renk giderim verimi düşmektedir.
Diğer yandan gerekli miktardan fazla kullanıldığında ise renk giderimi daha yüksektir.
Fakat KOİ değeri artma eğilimi gösterir. Bunun sebebi arıtılmış suda kalan hidrojen
peroksit miktarıdır. Eğer hidrojen peroksit denge miktarına ek olarak atıksuya eklenirse
KOİ değeri de artacaktır. Bu durum aşağıdaki denklemde gösterilmektedir .
Cr2O72- + 3H2O2 + 8H+ → 2Cr3+ + 3O2 + 7 H2O (2.19)
H2Cr2O7 + 5H2O2 → H2Cr2O12 + 5H2O (2.20)
H2Cr2O12 + 8H2O2 → Cr2O3 + 9 H2O + 8O2 (2.21)
2.7. POLİALÜMİNYUM KLORÜR İLE KİMYASAL ÇÖKTÜRME Su ortamındaki boyut olarak küçük, yerçekimi ile çökemeyen ve taşıdığı elektriksel
yükten dolayı durağan halde olan kolloid parçacıkların bu durağan hallerinin çeşitli
yollarla bozularak birbiriyle temas haline geçmeleri sonucu, daha kolay çökebilen
büyük kümeler haline getirilmesi işlemine “koagülasyon” denir.
27
Koagülasyon, koagülantların suya ilave edilişi ve etkili hale sokulmalarından ibaret
olup bir seri kimyasal ve mekanik işlemleri içine almaktadır. Bu işlemler iki
kademeden ileri gelmektedir.
1) Hızlı Karıştırma: Bu kademede kimyasal maddeler oldukça hızlı bir şekilde ham
suya karıştırılır. Koagülant eklenmesi ve kolloid parçacıkların durağan halden
çıkarılması hızlı karıştırma tanklarında gerçekleşir.
2) Yumaklaştırma: Bu kademede su yavaş bir hızda 30-60 dakika karıştırılarak
flokların birbirleriyle birleşmesi ve kolayca çökebilecek hale gelmesi sağlanır.
Oluşan yumaklar yumaklaştırmadan sonraki çökeltme veya filtrasyon işlemi ile sudan
ayrılabilir durumda olmalıdır. Bu işlem daima çökeltme ve filtrasyon metotları ile
birlikte uygulanır.
Polialüminyum klorür (PAC) veya DIN 19 364 standartlarına göre diğer bir adıyla
Alüminyum Hidroksit Klorür, ön polimerize edilmiş alüminyum bazlı inorganik bir
koagülanttır. Alüminyum klorürün hidrolizi esnasında oluşan alüminyum
komplekslerinin hidroksit iyonları ve su ile bir çok değişik kombinasyonlar vermesi
sonucu oluşmaktadır. PAC, ön polimerize edilmiş koagülanttır ve polimerler ile
karıştırılmamalıdır.
PAC genel olarak şu şekilde formüle edilebilir:
[Al(OH)xCly(SO4)z]n
x: Alüminyum kompleksi içerisindeki, hidroksil iyon sayısını temsil etmektedir. 0<x<6
y: Alüminyum kompleksi içerisindeki, klorür iyon sayısını temsil etmektedir.
z: Alüminyum kompleksi içerisindeki, sülfat iyon sayısını temsil etmektedir. z>0
olabileceği gibi z=0 da olabilmektedir. Çünkü sadece birkaç firma sülfat içeren PAC
üretebilmektedir. Sülfat içeren PAC’ lar, sülfat içermeyen PAC’ lara kıyasla daha az
pozitif yük içermektedir, daha hızlı hidroliz olabilmektedir, oluşan hidroksit iyonları ile
daha az kalıntı alüminyum bırakmaktadır.
n: Alüminyum kompleksi içerisindeki, alüminyum iyon sayısını temsil etmektedir.
Polimerizasyon derecesinin bir göstergesidir.
28
Bir alüminyum tuzu suya dozlandığında, hidroliz reaksiyonu sonucunda alüminyum
hidroksit Al(OH)3 oluşturur. PAC’ lar önpolimerize bir ürün olduğu için hidroliz
derecesi Al(OH)3’ e yakındır. Bu nedenle partikül gideriminde PAC’ daki yüksek yüklü
alüminyum komplekslerinin avantajlarından yararlanmak için karıştırma çok önemlidir.
Aynı zamanda PAC kullanıldığında yumak oluşumunun hemen başlaması soğuk
sularda çok büyük önem taşır.
PAC partikül gideriminde etkin bir koagülant olduğu için atıksu arıtımında bir çok
uygulamaları vardır. Girişte sisteme verilmesi halinde, organik madde (BOI, KOI),
fosfor ve toplam askıda katı madde verimini tüm tesis bazında artırır. Biyolojik arıtma
için oksijen gereksinimini azaltarak biyolojik arıtma kapasitesini ve nitrifikasyon
verimini artırır. Partikül madde giderimini artırmak için filtrelerden önce ya da biyolojk
arıtmadan sonra dozlanması halinde diğer koagülantlara göre daha az dozaj gerektirir.
Daha az dozajla daha yüksek verim sağlar.
PAC’ ın pH üzerine çok az etkisi olması ve daha geniş pH aralığında kullanılması
nedeniyle hem evsel hem de endüstriyel atıksu uygulamalarında seçilen bir
koagülanttır. PAC hidroksil iyonları içerdiğinden pH’ ı fazla düşürmez [ 37]. 2.8. ADSORPSİYON POLİMERİ İLE ATIKSULARDAN ORGANİK MADDE
GİDERİMİ
Adsorpsiyon özellikli polimerler son yıllarda özellikle kolay rejenere edilebilmeleri
nedeniyle organik maddelerin sulardan, atıksulardan ve atık gazlardan adsorpsiyon
yöntemiyle uzaklaştırılmalarında aktif karbona karşı ciddi bir alternatif olmaya başlamış
bulunmaktadır. Özellikle düşük konsantrasyon alanlarında (µg/L) adsorpsiyon
polimerleri daha iyi adsorpsiyon gerçekleştirmektedirler [38, 39, 40].
Son yıllarda geliştirilmiş olan mikroporöz adsorpsiyon polimerleri çok küçük por
çaplarına da sahip bulunmakta ve toplam iç yüzeyleri 1400 m2/g değerine kadar
ulaşmaktadır. Bunların kapasiteleri, eski tip makroporöz adsorpsiyon polimerlerine göre
2 ila 5 misli daha büyüktür ve çoğunlukla aktif karbonun adsorpsiyon kapasitesini de
geçebilmektedirler [41, 42].
29
Daha önceki çalışmalarda [43] bu tip organik maddeleri sulardan gidermek için aktif
karbon ve adsorpsiyon özellikli polimerler kullanılarak giderim kapasiteleri
karşılaştırmaları yapılmıştır. Aktif karbonun hem kısmi apolar ve çok polar organik
madde gideriminde adsorpsiyon polimerlerine göre daha büyük adsorpsiyon kapasiteleri
gösterdiği belirlenmiştir. Fakat düşük organik madde konsantrasyonlarında adsorpsiyon
polimeri Lewatit VP OC 1163, incelenen bazı organik maddelerin gideriminde aktif
karbondan daha iyi bir verim sağlamıştır. Özellikle µg/L alanlarındaki kolon
denemeleri Kırılma Eğrileri bu verim yüksekliğini onaylamaktadır.
Adsorpsiyon polimeri aktif karbona göre seçimli bir adsorpsiyon davranışı
göstermektedir. Sularda bulunan humik maddeler gibi doğal organik maddeler
yüzünden adsorpsiyon polimerinin kapasitesinde herhangi bir azalma görülmemektedir.
Adsorpsiyon polimerinin bir diğer avantajı ise basit bir şekilde rejenere edilebilmesidir.
Lewatit VP OC 1163 için rejenerasyon genel olarak isopropanol ile yapılmaktadır.
Fakat rejenerasyondan sonra Adsorpsiyon polimerinin kapasitesinde az da olsa düşüş
görülmektedir.
2.9. İYON DEĞİŞİMİ, İYON DEĞİŞTİRİCİ REÇİNELER VE
DEMİNERALİZASYON
2.9.1. İyon Değişimi
Bir katı maddenin etrafındaki sıvıdan belirli iyonları alıp, buna karşılık ekivalent
miktarda diğer iyonları sıvıya vermesi esasına dayanan fizikokimyasal olaya “ iyon
değişimi ” denir. Bu değişim, ekivalent miktardaki iyonlar arasında çoğunlukla geri
dönüşlü (reversible) olarak gerçekleşir. Böylece uygulanan reaksiyonun tam tersi
gerçekleştirilerek bağlanan iyonlar tekrar çözeltiye alınırlar. İyon değişimi olayı,
kütlenin etkimesi kanununa uygun olarak yürüyen bir denge reaksiyonudur. Bu olayın
hızı, iyonların porlar içine difüzyonuna bağlı olarak değişir [44].
30
2.9.2. İyon Değiştirici Maddeler
Doğal İyon Değiştirici Maddeler : Bazı doğal organik maddeler iyon değiştirme
özelliğine sahiptirler. Hayvan, bitki dokuları ve toprak gibi maddelerin birçoğu iyon
değiştirme özelliği gösterirler. Bu doğal maddelerden bazıları un, saman, odun, kağıt,
patates nişastası ve topraktaki humustur. Doğal maddelerin çoğu arıttıkları suya renk
vermekte ve arıtım işleminin izlenmesi zor olmaktadır. Ayrıca rejenere edilmeleri de
son derece güçtür.
Zeolitler, kristal alüminyum silikatlardır ve katyon değiştirici özellik gösterirler.
Zeolitler yumuşak maddelerdir ve kimyasal olarak dayanıklı değillerdir. Porlarındaki
karşı iyonlar fazla hareketli değildir.
Bir çok kömür doğal iyon değiştirici özellik gösterir. Bu maddeler kullanılmadan önce
stabil hale getirilmelidir. Bu amaç doğrultusunda, sülfürik asit ile sülfanosyon sonucu
sülfone edilmiş kömür oluşturulur. Ayrıca bitümlü kömür ve antrasit sülfanosyon ile
kuvvetli katyon değiştiricilere dönüştürülmektedir [45,46].
Sentetik İyon Değiştirici Maddeler : İyon değiştirici maddeler yapılarında asidik veya
bazik fonksiyonel gruplar bulunan çözünmez granüler maddelerdir. Çapları 0.04 - 1.5
mm arasında olan iyon değiştirici küreciklerini tek tek ele aldığımızda, her bir küreciği
oldukça küçültülmüş bir sünger olarak düşünebiliriz. Sünger iskeleti (matriks) dev bir
moleküldür ve içinde çok sayıda yük taşıyıcı gruplar bulunur. Yani kürecik elektriksel
olarak nötraldir [44].
Heterodispers ve monodispers olmak üzere iki tip iyon değiştirici kategorisi vardır.
İyon değiştiriciler fiziksel görünümlerine göre jel (mikroporöz) ve makroporöz olmak
üzere iki gruba ayrılırlar. İyon değiştiricinin jel veya makroporöz yapıda olması
polimerizasyon basamağından ileri gelir.
Jel tipindeki reçineler, homojen yapıda çapraz bağlanmış polimerlerdir. Görünümleri
şeffaftır. Polimerizasyon basamağından kaynaklanan doğal bir poroziteye sahiptirler.
Yaygın olarak kullanılmaktadırlar. Jel yapıdaki iyon değiştirici reçineler, bütün
taneciklere düzenli olarak dağılmış değiştirme noktalarına sahiptirler.
Por çapları 10 - 30 Ao’dır.
31
Makroporöz reçineler iyon değişiminin taneciğin içindeki gruplarda da gerçekleşmesini
sağlayan daha geniş porlara sahiptir (minimum çap 100 Ao). Bu reçineler
makroretüküler ya da sabit porlu reçineler olarak da bilinirler. Mat bir görünüme
sahiptirler.
Makroporöz reçinelerde çapraz bağ oluşturan divinilbenzen (DVB) miktarı, jel
yapıdaki reçinelere göre daha fazladır. Bu durum reçinenin daha az değiştirme
noktalarına sahip olmasına neden olduğundan makroporöz reçinelerin kapasiteleri jel
yapıdaki reçinelerden daha düşüktür. Jel yapıdaki iyon değiştiricilerin işletme
verimleri daha yüksektir ve fiyatları daha düşüktür [46].
Makroporöz reçineler sünger yapılarından dolayı daha iyi fiziksel dayanıklılık
gösterirler. Ozmotik kuvvetlerden fazla etkilenmezler. Makroporöz anyonik reçineler
daha fazla yüzey alanına sahip olduklarından organik kirlenmelere karşı mikroporöz
reçinelerden daha dayanıklıdırlar [47].
Monodispers iyon değiştiriciler özel bir yönteme göre üretilen hemen hemen aynı
büyüklükteki jel veya makroporöz yapıda, stiren - divinilbenzen kopolimerizatlarıdırlar.
Taneciklerin % 90’dan fazlası belirlenen tanecik çapından en fazla ± 0.05 mm sapma
gösterir.
Monodispers reçinelerle çalışılırken düşük basınç kaybı ve daha az reçine yatağı
genişlemesi olur. Monodispers reçinelerde ters yıkama esnasında yatak genişlemesi
standart reçinelere oranla daha düşüktür. Monodispers reçinelerin içinde ince tanecikler
bulunmadığı için yatak ve üzerinde bulunan sıvı arasında net bir sınır oluşur. Bu sayede
kirliliklerin yıkanıp atılması kolaylaşır ve yıkama sırasında reçine kaybı, standart
heterodispers iyon değiştirici kolonundaki basınç kaybı ile karşılaştırılamayacak kadar
düşüktür.
Monodispers iyon değiştiriciler daha küçük kolonlar ile çalışmaya olanak verir.
Böylece yeni girişimlerde yatırım bedeli düşer, mevcut tesislerin iyon değiştirici
kolonlarına monodispers reçinelerin doldurulması durumunda da kolona daha fazla
32
reçine konabilir. Monodispers reçinelerin başka bir avantajı ise iyon değiştirici kolon
içindeki nozullar ve kollektörlerin ince taneciklerle tıkanma riskinin tamamıyla ortadan
kalkmasıdır [46].
2.9.3. İyon Değiştiricilerde Fonksiyonel Gruplar
Günümüzde kullanılmakta olan iyon değiştiricilerin çoğu divinilbenzen ile çapraz bağlı
stirenin polimer kimyasına göre değişmektedir. Bir çok uygulama için çeşitli şekilde
elde edilen kopolimerler ve bunların fonksiyonel grup bağlanmış ürünleri
bulunmaktadır. Bu polimer sistemi şimdiye kadar ticari amaçlı kullanılanlar arasında
fiziksel ve kimyasal olarak en dayanıklısıdır. İyon değiştiriciler fonksiyonel gruplara
göre katyon değiştiriciler ve anyon değiştiriciler olmak üzere iki ana kategoriye
ayrılırlar [48].
• Katyon Değiştiriciler : SO3H veya COOH gruplarını içeren, anorganik veya
organik katyonları tutarak onları hidrojen iyonları H+ iyonları ile değiştirebilen iyon
değiştiriciler.
• Anyon Değiştiriciler : Bazik grupları (örneğin NH2 tipi amin fonksiyonları) içeren,
anorganik veya organik anyonları tutarak onları hidroksil iyonları ile değiştirebilen
iyon değiştiriciler.
2.9.4. İyon Değiştirici Tipleri
Katyon ve anyon değiştiricideki iyon taşıyıcı grubun cinsi iyon değişimi olayında çok
önemlidir. İyon taşıyıcı grupların asitlik ve bazlık derecesine göre kuvvetli ve zayıf
asidik iyon değiştiricilerden veya kuvvetli ve zayıf bazik iyon değiştiricilerden söz
edilir [49].
Kuvvetli Asidik İyon Değiştirici : Sülfonik Asit Grupları
Zayıf Asidik İyon Değiştirici : Karboksil Grupları
Kuvvetli Bazik İyon Değiştirici : Kuvarterner Amonyum Bileşikleri
Zayıf Bazik İyon Değiştirici : Primer, Sekonder ve Tersiyer Amonyum Bileşikleri
33
2.9.4.1. Kuvvetli Asidik Katyon Değiştiriciler Kuvvetli asidik katyon değiştiriciler, sülfonik asit fonksiyonel gruplarına sahiptirler. Bu
tip katyon değiştiriciler her pH’da işletilirler, bütün tuzları değiştirirler ve rejenerasyon
maddesinin büyük miktarlarına ihtiyaç duyarlar. Bu tip reçineler, iki yataklı
demineralize sisteminde birinci ünite olarak ya da karışık bir yatakta katyon bileşeni
olarak hemen hemen bütün yumuşatma uygulamalarında kullanılırlar.
Kuvvetli asidik katyon değiştiriciler Na+ formunda iken yumuşatma amaçlı, H+
formunda yumuşatma, dealkalizasyon ve demineralizasyon amaçlı kullanılırlar.
Aşağıdaki eşitlikler de üç tipik kuvvetli katyon değiştirici reaksiyonu gösterilmektedir :
2RSO3- H+ + CaCl2 (RSO3
-)2 Ca2+ + 2HCl (2.22)
2RSO3- Na+ + CaCl2 (RSO3
-)2 Ca2+ + 2NaCl (2.23)
2RSO3- Na+ + Ca(HCO3)2 (RSO3
-)2 Ca2+ + 2NaHCO3 (2.24)
Bu reaksiyonlar geri dönüşlüdür. Tükenmiş reçine asit rejenerasyonu ile hidrojen ya da
sodyum formuna dönüştürülebilir.
2.9.4.2. Zayıf Asidik Katyon Değiştiriciler Zayıf asidik katyon değiştiriciler değiştirme noktaları olarak karboksilik gruplara
sahiptirler. Sadece bikarbonatlara bağlanmış olan katyonları ( Ca2+, Mg2+, Na+ vb.)
tutabilirler, kuvvetli anyonlarla (SO42-, CI-, NO3
-) denge halindeki katyonları
değiştiremezler. Zayıf asidik reçineler esas olarak yumuşatma ve dealkalizasyon amaçlı
kullanılırlar.
Zayıf katyonik reçineler rejenerasyon maddesinin stokiyometrik miktarı ile rejenere
edilirler. Kuvvetli katyonik iyon değiştiricilerin rejenere edilmeleri için ise
rejenerasyon maddesinin stokiyometrik miktarının 2-3 katı gerekmektedir. Zayıf asidik
katyon değiştiriciler, kuvvetli katyonik reçinelerden daha kolay rejenere edilebilirler
[50].
34
Bu tip reçineler hidrojen formundaki kuvvetli asidik katyon değiştiricilerle ayrı yatak
veya karışık yatak şeklinde kullanılırlar. Her iki durumda da alkalilik oluşturan iyonlar
ilk olarak zayıf asidik katyon değiştiricide giderilir. Kalan iyonlar kuvvetli katyon
değiştirici ile giderilir. Zayıf asidik katyon değiştiriciler kuvvetli asidik katyon
değiştirici ünitesinden gelen asit ile rejenere edilebilirler. Böylece iyon değiştiricilerde
daha az su kirliliği oluşur.
H+ formunda ki zayıf asidik katyon değiştiriciler, suda mevcut alkaliniteye eşdeğer
miktarda katyonları ve daha çok alkalinite ile birlikte olan sertliği giderebilirler. Çıkış
suyu zayıf asidiktir (pH = 4 civarında). Denklemleri aşağıda gösterilmektedir :
2RCOO- H+ + Ca(HCO3)2 (RCOO-)2 Ca2+ + 2H2CO3 (2.25)
RCOO- H+ + Na(HCO3) (RCOO-) Na+ + H2CO3 (2.26)
Bu reaksiyonlar geri dönüşlüdür. Reçine tükendiğinde asit ile rejenerasyon yapılarak hidrojen formuna dönüştürülür.
2.9.4.3. Kuvvetli Bazik Anyon Değiştiriciler Kuvvetli bazik anyon değiştiricilerin değiştirme noktalarını kuvarterner amin grupları
oluşturur. Bu anyon değiştiriciler, kimyasal aktivasyon prosesinde kullanılan amin
çeşidine bağlı olarak Tip I ve Tip II olmak üzere iki ana gruba ayrılırlar. Tip I, üç
metil grubuna sahipken, Tip II’ de bu metil gruplarının birinin yerine bir etanol grubu
vardır.
Tip I reçineler sulardan anyon giderimi için uygundur. Tip I reçineler yüksek
sıcaklıklılara karşı dayanıklıdırlar ve yüksek alkalinite ile yüksek silika gideriminin
tercih edildiği sularda kullanılabilirler. Rejenere edilmeleri Tip II’den daha zordur.
Tip I reçineler ayrıca klorür formunda hidroksil formuna geçerken Tip II’den daha çok
şişerler [51].
Tip II reçineler bütün anyonları giderebilirler. Silika ve karbondioksit, bulundukları
sularda toplam anyonların %30’undan fazla ise bu tip reçineler bu anyonları gidermede
35
daha az etkili olabilir. Tip II reçineler kirlenmeye daha az maruz kalırlar ve işletme
masrafları Tip I’e göre daha azdır.
OH formundaki kuvvetli bazik anyon değiştiriciler anorganik asitleri şu şekilde
giderirler :
2R4N+OH- + H2SiO3 (R4 N+ )2 SiO3
2- + 2H2O (2.27)
2R4N+OH- + H2CO3 (R4 N+ )2 CO3
2- + 2H2O (2.28)
Reaksiyonlar geri dönüşlü olduklarından, tükenmiş iyon değiştirici reçine NaOH
(kostik soda) rejenerasyonu ile hidroksil formuna dönüştürülür.
2.9.4.4. Zayıf Bazik Anyon Değiştiriciler Zayıf bazik anyon değiştiriciler, fonksiyonel özelliklerini birincil (R – NH), ikincil
(R – NHR1), üçüncül (R– N – R1R2) ve bazen de kuvarterner amonyum gruplarından
alırlar. Kapasiteleri kuvvetli bazik reçinelerin iki katıdır. Zayıf bazik anyon
değiştiriciler kuvvetli bazik anyon değiştiricilerden önce kullanıldıklarında organik
kirlenmeye karşı maksimum korunma sağlandığı gibi rejenerasyon maliyeti de
azalır [46].
Zayıf bazik anyon değiştiriciler, düşük alkaliniteye sahip ve silika gideriminin gerek
olmadığı ya da kuvvetli asitlerin anyonlarının (CI-, SO42-, NO3
-) bulunduğu sularda
kullanılabilirler. Zayıf bazik anyon reçineler kuvvetli asitler ile şu şekilde reaksiyon
verirler :
2R3N+OH- + H2SO4 (R3 N+ )2 SO4
2- + 2H2O (2.29)
R3N+OH- + HCl (R3 N+ )Cl- + H2O (2.30)
Zayıf bazik reçineler NaOH, Na2CO3 ve NH3 ile rejenere edilebilirler [47, 48, 52].
36
2.9.5. İyon Değiştiricilerle Çalışma Yöntemleri
İyon değişiminin gerçekleşmesi için esas olarak üç yöntem kullanılmaktadır :
1. İyon Değiştirici ile Suyun Karıştırıldığı Yöntem (Kesikli)
2. Kesiksiz Yöntem
3. Kolon Yöntemi
2.9.5.1. İyon Değiştirici ile Suyun Karıştırıldığı Yöntem (Kesikli) Bu, en basit iyon değişimi yöntemidir. Arıtılacak su hacminin içine bir miktar iyon
değiştirici reçine ilave edilir. Dengenin belirgin bir şekilde değişime uğrayan
iyonlardan yana olduğu iyon değişimi olaylarında uygulanır. Denge sağlandığında iyon
değişimi işlemi tamamlanır. Bu yöntem giderilecek iyonların seçiciliği çok yüksekse
bir avantaj sağlayabilir. Yani oldukça sınırlı bir uygulaması vardır [44, 50].
2.9.5.2. Kesiksiz Yöntem Kesiksiz yöntemlerde iyon değiştirici ve sıvı, kolonlar içinde birbirine doğru
(Çoğunlukla ters akım prensibine göre) hareket halindedirler. Ham suyun geçirilişi ve
rejenerasyon aynı zamanda gerçekleştirilir. Bunun için doygunluğa ulaşmış iyon
değiştirici kısmı küçük porsiyonlar halinde kolondan (filtreden) alınır. Rejenere edilir,
daha sonra yıkanır ve kolona tekrar verilir.
İyon değiştirici reçinenin yoğunluğu suya göre çok az bir fazlalık gösterdiği için böyle
bir tesisin işletilmesi oldukça zordur. Yukarıya doğru akmakta olan su karşısında
gerekli olan çökmeye son derece güç ulaşılabilmektedir. Teknik olarak çok masraflı bir
yöntemdir.
2.9.5.3.Kolon Yöntemi Kolon yöntemi, en önemli ve laboratuvarlarda en çok kullanılan yöntemdir. İyon
değiştirici, bir cam veya plastik kolon içine doldurulur. Bu şekilde elde edilen sistem
ile, istenilen bütün işlemler gerçekleştirilir. İyon değiştiricinin yüzmesini engellemek
için akış yönü yukarıdan aşağı doğrudur. İyon değiştirici bünyesindeki G1 karşı
iyonunu, kolon içine akan sıvı içinde bulunan G2 iyonları ile değiştirmek istersek,
değişim olayının akışı aşağıdaki şekilde gerçekleşir :
37
G1
I II III IV
Şekil 2.1 : Kolon yönteminde iyon değişimi (İyon değişimi olayının akışı)
Sıvı kolon içinde yol aldıkça, değişmekte olan iyonlar durmadan yeni iyon değiştirici ile
temasa gelirler. Bu şekilde denge, her an daha çok istenilen yöne doğru kayma gösterir.
Buradaki iyon değişimi, iyon değiştiricinin sıvıyla basitçe karıştırıldığı yöntemlere göre,
tam anlamıyla gerçekleşir. Kolon yönteminin uygulanması sırasında, iyon değiştiricinin
seçimliliğine bağlı olarak, kolon içinde yukarıdan aşağıya doğru belirli doygunluk
tabakaları oluşur. Aşağıdaki şekilde bu doygunluk tabakaları gösterilmektedir [44].
G2 G2 G2
G2
G2
G2
G1 G2
G1 G2 G1
G2 G2 G2 G1 G1 G1
G2
38
Kuvvetli Asidik Kuvvetli Bazik Katyon Değiştirici Anyon Değiştirici
Ca2+ SO42-
Mg2+ Cl- Na+ HCO3
-
HSiO3-
Şekil 2.2 : İyon değiştirici kolonunda seçimliliğe bağlı olarak oluşan doygunluk
tabakaları
İyon değiştirici kolonlarının işletilmesinde şu sıra izlenir : Yükleme, geri yıkama,
rejenerasyon ve yıkama.
Yükleme : Arıtılacak suyun iyon değiştirici kolonuna verilmesi işlemidir. Bir iyon
değiştiricinin işletme çevrimi, yatağın değiştirme kapasitesine göre belirlenir. Bu da
değişebilir iyon kütlesine ve sonuç olarak iki rejenerasyon arasında arıtılan suyun
hacmine bağlıdır.
Pratikte iyon değiştiriciler çıkış suyu konsantrasyonu giriş suyu konsantrasyonuna eşit
olana kadar işletilmezler. İyon değiştiricilerin son doygunluk değerine kadar
çalıştırılması kapasitenin verimli kullanılmasını da engeller.
Ekonomik ve uygun optimum kolon kapasitesi toplam kapasitenin % 50-75’i
civarındadır. Kırılma noktasına (breakthrough point) ulaşıldığında kolon durdurulur.
Kırılma noktası kolon çalışmalarında önemli bir parametredir [46, 50].
Geri Yıkama : İyon değiştirici kolonları yukarıdan aşağıya doğru yüklenmesi sırasında
oluşabilecek kanallaşmayı, yatak üzerinde çöken kirlilikleri ve gaz kabarcıklarını
gidermek amacıyla rejenerasyon öncesi hamsuyun giriş yönüne ters yönde geri yıkama
yapılır.
39
Rejenerasyon : Bu işlem yükleme ile aynı yönde (doğru akım) veya ters yönde (ters
akım) yapılabilir. Rejenerasyon adımında iyon değiştirici reçinenin tipi, rejenerant
maddesinin tipi, rejenerasyon çözeltisinin konsantrasyonu, akış hızı, sıcaklık,
rejenerasyon çözeltisinin saflık derecesi ve temas süresi dikkate alınmalıdır [50].
Doğru akım rejenerasyonunun iki önemli olumsuz yönü vardır : İyon kaçaklarının
oluşması ve kimyasal madde kullanımının yüksek olması. İyon kaçağı, rejenerasyona
rağmen son iyon değişimi işlemi sırasında kolonun alt kısmında kalmayı başarmış
iyonlardır. Bu durum şu şekilde açıklanabilir : Normal olarak yukarıdan aşağıya doğru
yapılan rejenerasyon sırasında, henüz taze durumdaki ( değişime uğramamış) asit/baz
önce üst kısımlardaki iyon değiştirici tabakalarını rejenere eder ve ancak daha sonra
konsantrasyonu azalmış ve tuzlarla karışmış olarak alt iyon değiştirici tabaklarına ulaşır.
Bu duruma rağmen daha iyi rejenerasyon sonuçları istenirse, o zaman teorik miktarının
2 - 4 misli kadar daha fazla kimyasal madde kullanılması gerekmektedir.
Doğru akım rejenerasyonu sonucu ortaya çıkan bu iki sakınca ters akım rejenerasyonu
ile giderilmektedir. Ters akım prensibinde ortaya çıkabilecek tek problem, rejenerasyon
maddesinin aşağıdan yukarıya hareketi esnasında iyon değiştiricide karışmalar
olmasıdır. Düz akımdaki tabakalar burada görülmezler. Dengeleme suyu kullanılarak
veya karşı basınç uygulanarak bu karışımın önüne geçilir [44].
Yıkama : Rejenerasyondan sonra rejenerasyon çözeltisinin fazlasının iyon değiştirici
kolonundan uzaklaştırılması işlemidir.
Yıkama suyunun hızı rejenerasyon çözeltisinin hızına ve yükleme hızına bağlıdır. Bu
iki hız birbirine çok yakınsa yıkama tek kademe ve normal yükleme hızında yapılır.
Rejenerasyon hızı yükleme hızından farklıysa yıkama iki kademede yapılır.
Birinci kademe yavaş yıkamadır. Hız rejenerasyon çözeltisi ile aynı değerde ve yönde
alınır. Rejenerasyon çözeltisi kolondan tamamen uzaklaşıncaya kadar bu işlem sürer.
40
İkinci kademe hızlı yıkamadır. Uygun çıkış sağlanıncaya kadar kolondan yükleme
hızıyla aynı değerde ve aynı yönde su geçirilir [53, 54].
2.9.6. Demineralizasyon
Demineralizasyon, suda çözünmüş bütün tuzların giderilmesi işlemidir. Elde edilmek
istenen su kalitesine, arıtılacak suyun bileşimine ve rejenerasyon kimyasallarına bağlı
olarak çeşitli demineralizasyon uygulamaları vardır.
Arka arkaya yerleştirilmiş bir kuvvetli asidik katyonik değiştiriciden ve bir kuvvetli
bazik anyon değiştiriciden geçirilen su demineralize edilir. Bu demineralizasyon
sistemi düşük alkaliniteli sulardan düşük silis çıkışlı su üretilmek istenildiğinde
kullanılır. Kuvvetli asidik katyon değiştiriciden geçen sudaki tuzların bütün katyonları
hidrojen iyonlarıyla değiştirilirler. Bu esnada serbest mineral asitleri ve karbonik asitler
ortaya çıkar. Bu işlem dekatyonizasyon olarak tanımlanır. Katyon değiştirici asit çıkışı
demineralizasyonun ikinci basamağı olan kuvvetli bazik anyon değiştiriciye verilir.
Buradaki iyon değişimi reaksiyonları sonucunda su ortaya çıkar. Çünkü katyonlar ve
anyonlar iyon değişimi esnasında H+ ve OH- iyonlarıyla yer değiştirmişlerdir, yani
katyonlar ve anyonlar ilgili iyon değiştiriciler tarafından tutulurken, bunların yerine
ortama H+ ve OH- iyonları verilmektedir.
Aynı sistemde zayıf asidik ve zayıf bazik iyon değiştiricilerin CO2 degazörü ile birlikte
kullanılmasıyla büyük ölçüde kimyasal madde tasarrufu sağlanır ve iyon değiştiriciden
yararlanma derecesi yükseltilir. Zayıf asitlerin (örn: SiO2) giderimi de istendiğinde
zayıf bazik iyon değiştirici yerine kuvvetli bazik iyon değiştirici de kullanılabilir
(Şekil 2.3).
Demineralizasyon tek bir kolon içinde, bir karışık yatak filtrede (mischbett/mixbett)
gerçekleştirilebilir. Bu ancak toplam iyon miktarı çok düşük olduğunda ve çok az su
miktarları için mümkündür. Kuvvetli asidik katyon değiştirici ve kuvvetli bazik anyon
değiştiricinin filtre içinde karışık olması sayesinde karışık yatak iyon değiştirici sistemi
ile iyi bir demineralizasyon sağlanır. Çünkü burada pH değerinde ortamı olumsuz
etkileyecek herhangi bir değişiklik söz konusu değildir. Rejenerasyon için katyonlar ve
anyonlar birbirinden ayrılır ve ayrı rejenere edilirler.
41
Şekil 2.3’ deki sistem, çıkışta düşük silis seviyelerinin istendiği, içinde önemli ölçüde
bikarbonat ve kuvvetli asitlerin anyonları bulunan düşük debideki sular için uygundur.
CO2 degazörü anyon değiştirici için gerekli olan kimyasal madde miktarını azaltır,
tasarruf sağlar [46].
Şekil 2.3 : Demineralizasyon sistemi
CO2 Degazörü
Kuvvetli
asidik
iyon
değiştirici
Kuvvetli
bazik
iyon
değiştirici
hamsu
Ca(HCO3)2CaSO4 MgCl2 NaCl SiO2 CO2 Organik kirlilikler
HCl, H2SO4 ile rejenerasyon
HCl H2SO4 SiO2 CO2 Organik kirlikler
Demineralizasyon/silis gideriminden sonra çıkış suyu
NaOH ile rejenerasyon
42
2.10. RENKLİ ATIKSULARIN ARITILMASI KONUSUNDA YAPILMIŞ
ÇALIŞMALAR
Lin ve Lo [55] haşıl sökme prosesinden kaynaklanan atıksuların Fenton prosesi ile
arıtılmasını araştırmışlardır. Yaptıkları denemelerde pH=3’ te, 30oC’ de, FeSO4/H2O2
oranı 200 mg/L FeSO4 /1000 mg/L H2O2 olduğunda 120 dakikalık bir arıtım süresi
sonunda en yüksek renk ve KOI giderimi elde etmişlerdir. Fenton prosesi sonucunda
oluşan flokların çöktürülmesi amacıyla 100 mg/L PAC ve 2 mg/L polimer kullanarak
renk giderimini arttırıp, atıksuda kalan demir iyonu konsantrasyonunu düşürmüşlerdir.
Haşıl sökmeden kaynaklanan atıksuların arıtımında kimyasal oksidasyon ve kimyasal
koagülasyon adımlarını içeren 2 aşamalı Fenton prosesinin, sadece oksidasyon
aşamasını içeren Fenton prosesine göre daha verimli olduğunu belirtmektedirler.
Kong ve diğ. [56] çalışmalarında Fenton prosesi ile renk ve KOI giderim
mekanizmasının belirlenmesini, Fenton prosesi ve Fe3+ ile koagülasyon prosesinin renk
giderimindeki etkinliklerinin karşılaştırılmasını ve tekstil atıksularının arıtımında
Fenton prosesinin uygulanabilirliğini araştırmışlardır. Bu amaçla Polivinilalkol (PVA)
ve reaktif boyarmadde R94H içeren sentetik atıksu kullanmışlardır. Renk gideriminin
Fenton oksidasyon prosesi, KOI gideriminin ise koagülasyon prosesi vasıtasıyla
gerçekleştiğini belirtmişlerdir. Düşük miktarlardaki H2O2 ve demir tuzları ile 5
dakikalık reaksiyon süresi sonucunda %90 renk giderimine ulaşmışlardır. Fakat düşük
miktarların KOI giderimi için yeterli olmadığını, yüksek oranda KOI giderimi için
yüksek miktarlarda H2O2 ve demir tuzu gerektiğini belirtmişlerdir.
Lau ve diğ. [57] anaerobik olarak arıtılmış sızıntı sularından Fenton koagülasyon
prosesi ile organik madde giderimini araştırmışlardır. Çalışmada sızıntı suyunun
anaerobik arıtımı için reaktör olarak yukarı akışlı anaerobik çamur yatağı kullanılmıştır.
Bu şekilde arıtılan atıksuyu Fenton prosesi ile ileri arıtıma tabi tutmuşlardır. 200 mg/L
H2O2 ve 300 mg/L FeSO4 ile anaerobik olarak arıtılan atıksuda kalan KOI’ nin %70’ i
giderilmiştir. Fenton oksidasyonu ile KOI’ nin %14’ ü giderilirken geriye kalan
%56’ sının ise koagülasyon ile azaltıldığı bulunmuştur.
43
Lin ve Chen [58] çalışmalarında tekstil endüstrisi ikincil arıtma tesisi çıkışı atıksuyunu
fenton, kimyasal koagülasyon ve iyon değiştiriciden oluşan bir sistemle arıtarak geri
kazanmayı hedeflemişlerdir. Seçtikleri atıksu için fenton prosesi ve kimyasal
koagülasyonun renk, bulanıklık, KOI gideriminde etkili olduğunu, iyon değiştiricinin
ise atıksuyun KOI değerini, demir iyonu konsantrasyonunu, toplam sertliğini,
iletkenliğini ve AKM miktarını önemli ölçüde azaltarak tekrar kullanım standartlarına
ulaşıldığını belirtmektedirler. Fenton prosesinde pH=3’ te FeSO4/H2O2 oranı 3/4
olduğunda en yüksek KOI ve renk giderimi elde edilmiştir. Fenton prosesi sonrasında
uygulanan kimyasal koagülasyon ile 50 mg/L PAC ve 1 mg/l polimer kullanılarak
atıksudaki floklar giderilmiştir. İyon değiştirici denemeleri beherde yapılmıştır. Farklı
oranlarda katyon ve anyon değiştirici reçineler ile yapılan denemeler sonucunda
optimum katyon değiştirici/anyon değiştirici reçine oranı 2 olarak bulunmuştur.
Uyguladıkları arıtım prosesi sonucunda elde edilen arıtılmış atıksuyun tekstil
endüstrisinde tekrar kullanım standartlarını sağladığını belirtmişlerdir.
Lin ve diğ. [59] çalışmalarında kimyasal koagülasyon, fenton prosesi ve iyon
değiştiriciden oluşan bir proses uygulayarak sanayi bölgesi atıksularının tarımda sulama
suyu olarak kullanılmasını araştırmışlardır. 100 mg/L PAC ve 1 mg/L polimer ilavesi ile
gerçekleştirilen kimyasal koagülasyon aşamasında %50’ nin üzerinde renk ve KOI
giderimi sağlamışlardır. Fenton prosesinde optimum FeSO4 ve H2O2 miktarını
100 mg/L olarak belirlemişlerdir. İyon değiştirici denemelerinde kolon sistemini
kullanmışlar ve farklı oranlarda reçine miktarları ile denemeler yaparak optimum reçine
miktarını tespit etmişlerdir. Çalışmada kullanılan atıksu bu ön basamaklarda arıtıldıktan
sonra iyon değiştirici sistemden geçirilmiştir. Buna göre 10 g katyon değiştirici ve 20 g
anyon değiştirici reçine ile sulama suyu için gerekli olan standartlar sağlanmıştır.
2.11. ARITILMIŞ ATIKSULARIN TEKRAR KULLANIMI İLE İLGİLİ SINIR
DEĞERLERİ
Arıtılmış atıksuların arıtılma derecelerine bağlı olarak çeşitli alanlarda kullanımları
sözkonusudur. Burada öncelikli olarak tarımsal sulama amaçlı kullanım ele alınacaktır.
44
Ülkemizde sadece Su Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği Teknik Usuller Tebliği içinde
arıtılmış atıksuların sulamada kullanılmasında aranan sulama kriterleri verilmektedir.Bu
tebliğe göre, 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 Ca2+, Mg2+ 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 birikebilir, bitkiler tarafından alınabilir veya suda kalabilir. Bu nedenle, arıtılmış
atıksuların arazide kullanılması ve bertarafı sözkonusu 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
değeri yardımıyla kolaylıkla belirlenebilir. Toplam tuz konsantrasyonu ile elektriksel
iletkenlik arasındaki oran katsayısı, deneysel çalışmalar sonucunda bir kere
belirlendikten sonra sürekli kullanılabilir. Bu katsayı 25oC’ deki iletkenlikler (µmho) ve
tuz konsantrasyonları (mg/L) ile ifade edildiğinde 0.6-0.7 arasında bir değer alır.
Sulama sularında izin verilebilecek maksimum ağır metal ve toksik elementlerin
konsantrasyonları değişik elementlere göre tebliğdeki Tablo 5’ de özetlenmiştir. Bu
tablo aşağıda Tablo 2.4’de verilmiştir.
45
Tablo 2.4 : Sulama sularında izin verilebilen maksimum ağır metal ve toksik elementlerin konsantrasyonları
İzin verilebilen 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 20 yıldan daha az
sulama yapıldığında, mg/L
Alüminyum (Al) Arsenik (As)
Berilyum (Be) Bor (B)
Kadmiyum (Cd) Krom ( Cr) Kobalt (Co) Bakır (Cu) Florür (F) Demir (Fe) Kurşun (Pb) Lityum (Li)1/
Manganez (Mn) Molibden (Mo)
Nikel (Ni) Selenyum (Se) Vanadyum (V)
Çinko (Zn)
4600 90 90 680 9 90 45 180 920 4600 4600
- 920 9
920 18 -
1840
5.0 0.1 0.1 -
0.01 0.1 0.05 0.2 1.0 5.0 5.0 2.5 0.2 0.01 0.2 0.02 0.1 2.0
20.0 2.0 0.5 2.0 0.05 1.0 5.0 5.0 15.0 20.0 10.0 2.5 10.0
0.052/ 2.0 0.02 1.0 10.0
1/ Sulanan narenciye için 0.075 mg/L’ dir. 2/ Yalnız demir içeriği fazla olan asitli killi topraklarda izin verilen konsantrasyondur.
Atıksuların tarımda kullanımı ile ilgili esaslar ve teknik sınırlamalar, tebliğde
Tablo 6’da, çeşitli endüstrilerde oluşan atıksuların sulama suyu olarak kullanılabilme
şartları ve arıtılmış evsel atıksuların dezenfekte edilmeden sulamada kullanılıp
kullanılamayacağı tebliğde Tablo 8’ de verilmiştir. Tebliğdeki Tablo 6 Tablo 2.5,
Tablo 8 ise Tablo 2.6 olarak aşağıda yer almaktadır.
46
Tablo 2.5 : Atıksuların tarımda kullanılması ile ilgili esaslar ve teknik sınırlamalar
Tarım Türü Teknik Sınırlamalar Meyvecilik ve bağcılık -Yağmurlama metodu ile sulama yasaktır.
-Yere düşen meyveler yenmemelidir. -Fekal koliform sayısı 1000/100 mL
Elyaflı bitki ve tohum üretimi -Salma veya yağmurlama sulama yapılabilir. -Yağmurlama sulamada biyolojik olarak arıtılmış ve klorlanmış atıksular kullanılabilir. -Fekal koliform 1000/100 mL
Yem bitkileri, yağ bitkileri, çiğ yenmeyen bitkiler ve çiçekçilik
-Salma sulama, mekanik arıtılmış atıksu
Tablo 2.6 : Arıtılmış evsel atıksuların dezenfekte edilmeden sulamada kullanılıp kullanılamayacağını gösteren tablo (- işaret suyun kullanılamayacağını, + işaret ise
kullanılabileceğini gösterir).
Tarla BY BV
Çayır-Mera
BY BV
Sebze BY BV
Yem Bitkisi BY BV
Meyvecilik BY BV
Koruluk 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
+
-
+
-
-
-
+
-
-
-
-
BY= Bitki yok BV= Bitki (meyvalı veya meyvasız).
Bir diğer örnek olarak Tayvan’ daki tarımsal sulama suyu için su kalitesi şartları
Tablo 2.7’ de verilmektedir.
47
Tablo 2.7 : Tayvan’da tarımsal sulama suyu için su kalitesi şartları [59].
Parametre Uzun süreli kullanım Kısa süreli kullanım
pH 6-9 5.5-9
İletkenlik, µS/cm 750 1200
AKM, mg/L 100 250
Klorür, mg/L 175 280
Sülfat, mg/L 200 300
Toplam Azot, mg/L 1 10
Deterjan, mg/L 5 10
Yağ-gres, mg/L 5 10
Alüminyum, mg/l 5 20
Krom, mg/L 0.1 0.5
Kadmiyum, mg/L 0.001 0.02
Bakır, mg/L 0.2 0.4
Kurşun, mg/l 0.1 10
Mangan, mg/L 2 2
Civa, mg/L 0.005 0.005
Nikel, mg/L 0.5 0.5
Çinko, mg/L 2 4
Sıcaklık, oC 35 35
48
3. MALZEME VE YÖNTEM 3.1. ÇALIŞMADA KULLANILAN ARITILMIŞ ATIKSUYUN ÖZELLİKLERİ
Atıksu numunesi Rota Tekstil Fabrikasının arıtma tesisi çıkışından alınmıştır. Fabrikada
reaktif boyarmaddelerle boyama yapılmaktadır.
Tablo 3.1 : Atıksu özellikleri
pH 8,7 Renk 21,2 m-1 (436 nm)
23,5 m-1 (525 nm) 15,1 m-1 (620 nm)
KOI 125 mg/L Toplam Sertlik 180 mg/L İletkenlik 6740 µS/cm
Askıda Katı Madde 56 mg/L Toplam Çözünmüş Katı
Madde 4650 mg/L
Toplam Demir 0,12 mg/L
3.2. ÇALIŞMADA KULLANILAN KİMYASAL MADDELER
- FeSO4.7H2O ( Lachema )
- H2O2 (% 35) ( Merck )
- H2SO4 ( Merck )
- NaOH ( Merck )
- NH3 (Merck)
- Potasyum hidrojen ftalat ( Merck )
- Potasyum iyodür ( Lachema )
- Amonyum molibdat tetra hidrat ( Lachema )
- Demir amonyum sülfat ( Carlo Erba )
- Potasyum dikromat ( Merck )
49
- Ferroin indikatörü
- Gümüş sülfatlı sülfirik asit çözeltisi
- Etilen Diamin Tetra Asetikasit ( Carlo Erba )
- Polialüminyum Klorür ( %10 ) ( Ak-Kim Kimya Sanayi) 3.3. ÇALIŞMADA KULLANILAN ADSORPSİYON POLİMERİ VE İYON DEĞİŞTİRİCİLERİN ÖZELLİKLERİ
Çalışmada kullanılan adsorpsiyon polimeri (Lewatit VP OC 1163), katyon değiştirici
reçine (Lewatit Monoplus S 100) ve anyon değiştirici reçine (Lewatit Monoplus M600)
Bayer AG Leverkusen’den temin edilmiştir ve teknik özellikleri Tablo 3.2, Tablo 3.3 ve
3.4’de verilmektedir.
Tablo 3.2 : Adsorpsiyon Polimeri Lewatit VP OC 1163’ ün fiziksel, kimyasal ve işletme
özellikleri
Satışa Sunulduğu Form Nötr Matrisi Çapraz bağlı polistiren Yapısı Makroporöz
Fiziksel Görünümü Kahve-kırmızı, şeffaf Tanecik Büyüklüğü aralığı (min. %90) mm 0.45-0.55
Kütle Yoğunluğu + /- 5 % g/L 750 Yoğunluk Yak. g/mL 1.3 Nem Oranı % 38-45
Yüzey Alanı Yak. m2/g > 1500 Por Miktarı Yak. mm3/g 600-800
Por Çapı nm 0.5-10 İşletme Sıcaklığı Max. oC 180
pH Çalışma Aralığı 0-14 Yatak Yüksekliği Min. mm 800
Spesifik Basınç Kaybı (15 oC) Yak. kPah/m2 1 İşletmede Lineer Akım Hızı
Yükleme Yak. m/h 5-10 Geri Yıkama (20oC) Yak. m/h 5
Yatak genişlemesi (20 oC m/h) Yak. 10 Rejenerasyon Yak.m/h 2-3
Yıkama Yak. m/h 5 Yıkama Suyu Miktarı Yak. BV 5
50
Tablo 3.3 : Kuvvetli Katyon Değiştirici Reçine Lewatit Monoplus S100’ ün fiziksel, kimyasal
ve işletme özellikleri
Satışa Sunulduğu Form Na+ Fonksiyonel Grubu Sulfonik asit
Matrisi Çapraz bağlı polistiren Yapısı Jel
Fiziksel Görünümü Kahverengi, şeffaf Etkin Tanecik Büyüklüğü mm 0.58 (+ /-0.05)
Nem Oranı % 42-48 Toplam Kapasite Min. eq/L 2.0 İşletme Sıcaklığı Max. oC 120
pH Çalışma Aralığı 0-14 İşletmede Lineer Akım Hızı
Yükleme Max. m/h 60 Rejenerasyon Yak. m/h 5
Yıkama Yak. m/h 5 Rejenerant HCl
Rejenerant Miktarı gr/L 100 Rejenerant Yüzdesi % 6-10
Yıkama Suyu Miktarı Yak. BV* 6 *BV: Yatak Hacmi (Bed Volume) Tablo 3.4 : Kuvvetli Anyon Değiştirici Reçine Lewatit Monoplus M600’ ün fiziksel, kimyasal
ve işletme özellikleri
Satışa Sunulduğu Form Cl- Fonksiyonel Grubu Kuvarterner Amin, TipII
Matrisi Çapraz bağlı polistiren Yapısı Jel
Fiziksel Görünümü Açık sarı, şeffaf Etkin Tanecik Büyüklüğü mm 0.60 (+ /-0.05)
Nem Oranı % 45-60 Toplam Kapasite Min. eq/L 1.25 İşletme Sıcaklığı Max. oC 30
PH-Çalışma Aralığı 0-11 İşletmede Lineer Akım Hızı
Yükleme Max. m/h 60 Rejenerasyon Yak. m/h 5
Yıkama Yak. m/h 5 Rejenerant NaOH
Rejenerant Miktarı gr/L 100 Rejenerant Yüzdesi % 3-5
Yıkama Suyu Miktarı Yak. BV* 10 *BV: Yatak Hacmi (Bed Volume)
51
3.4. ÇALIŞMADA KULLANILAN CİHAZLAR pH ölçümleri Jenway marka 3040 Ion Analyser ile gerçekleştirilmiştir.
Sartorius marka 0.45 µm filtre kağıdı
Millipore marka cam yünü filtre
Vakum filtre
Pharmacia LKB Novospec II marka spektrofotometre
Jenway marka Model 6105 UV Vis Spektrofotometre
VELP marka ısıtıcılı karıştırıcı
KOI seti
WTW Inolab marka iletkenlik ölçer
Armfield marka jar test cihazı
Varian SpectrAA/FS220 marka atomik absorbsiyon spektrofotometre
Etüv
Desikatör
Ismatec marka MV-CA 4 tip peristaltik pompa 3.5. DENEYSEL ÇALIŞMALAR VE ÇALIŞMA DÜZENEĞİ
Bu araştırmada Fenton prosesi için kullanılan laboratuar ölçekli sistemin şematik
görünümü Şekil 3.1’de ve atıksuyun Fenton prosesi ile arıtılmadan önceki ve sonraki
görünüşü Şekil 3.2 ve Şekil 3.3’de verilmektedir.
52
1
2
3
45 6
7
8
9
1 102
3
45 6
7
8
911
Şekil 3.1 : Fenton prosesi deney düzeneğinin şematik gösterimi
Şekil 3.2 : Atıksuyun fenton prosesi uygulanmadan önceki görüntüsü
pH metre pH metre probu
Termometre
Numune Kabı
Magnetik Isıtıcılı Karıştırıcı
Geri Soğutucu
53
Şekil 3.3 : Atıksuyun fenton prosesi uygulandıktan sonraki görüntüsü
Fenton prosesi aşağıdaki sıra izlenerek gerçekleştirilmiştir.
• Atıksu numunesinden bir behere 300 mL atıksu alınarak pH’ı 0.1 N H2SO4 ve
0.1 N NaOH ile istenilen değere ayarlanmıştır.
• Değişik konsantrasyonlarda FeSO4 ve H2O2 eklenmiştir.
• 240 rpm hızında 30 dakika karıştırılmıştır. Karıştırma sırasında sıcaklık sabit
tutulmuştur.
• Karıştırma sonunda 90 dakika boyunca çökmeye bırakılmıştır. Daha sonra pH 8
değerine ayarlanmış ve çökmenin tamamlanması için 2-4 saat beklenmiştir.
• Beherin üst kısmından alınan arıtılmış atıksu numunesi 0.45 µm membran filtreden
geçirilmiştir.
• Daha sonra spektrofotometrede 436 nm, 525 nm ve 620 nm’de renk ölçümleri
gerçekleştirilmiştir.
• KOI ölçümleri yapılmıştır.
Çalışmada Kimyasal Çöktürme prosesi için kullanılan sistemin genel görünüşü Şekil
3.4’de verilmektedir.
54
Şekil 3.4 : Kimyasal çöktürme prosesi deney düzeneğinin görüntüsü
Kimyasal Koagülasyon prosesi aşağıdaki şekilde gerçekleştirilmiştir.
• Dört ayrı beherin her birine fenton prosesi ile arıtılan atıksudan 50 mL alınarak
değişik miktarlarda polialüminyum klorür eklenmiştir.
• Polialüminyum Klorür eklenmesini takiben 2 dakika süreyle 100 rpm’ de hızlı
karıştırma, 20 dakika süreyle 20 rpm’de yavaş karıştırma uygulanmıştır.
• Karıştırma sonucunda oluşan flokların çökmesi için 1.5 saat beklenmiştir.
• Beherin üst kısmından alınan arıtılmış atıksu numunesi 0.45 µm membran filtreden
geçirilmiştir.
• Filtreden geçirilen numunenin spektrofotometrede 436 nm, 525nm ve 620 nm’ de
renk ölçümleri gerçekleştirilmiştir. Ayrıca KOI ve Fe iyonları ölçümleri yapılmıştır.
Adsorpsiyon polimeri ile arıtım çalışmalarında kullanılan laboratuar ölçekli sistemin
şematik görünümü Şekil 3.5 ve sistemin genel görünüşü Şekil 3.6’de verilmektedir.
55
Şekil 3.5 : Adsorpsiyon polimeri deney düzeneğinin şematik görünümü
Şekil 3.6: Adsorpsiyon polimeri deney düzeneğinin görüntüsü
Besleme Tankı
Adsorpsiyon
Polimeri
Sifon
Numune
Peristaltik Pompa
56
Sistem 2 cm çapında ve 45 cm yüksekliğinde cam malzemeden yapılmış bir kolondan
oluşmaktadır. Kolon çıkışı ağzına hortum takılarak sifon yapacak şekilde yukarı alınmış
ve bir T parçası oluşturacak biçimde yerleştirilmiştir. Kimyasal koagülasyon ile arıtılan
atıksu ISMATEC marka MV-CA 4 tip peristaltik pompa ile kolona beslenmiştir.
• 10 mL adsorpsiyon polimeri destile su içerisinde bir gece boyunca bekletilmiş ve
sonra kolona doldurulmuştur.
• Destile su ile yıkama yapılarak adsorpsiyon polimerinin düzgün bir yatak
oluşturması sağlanmıştır. Filtre yatağının üzerinde yaklaşık 2 cm’lik bir su yüksekliği
bırakılmıştır.
• Atıksu ile besleme 3,8 m/h’lik akış hızı ile gerçekleştirilmiştir. Adsorpsiyon
polimerinin yüklenmesi, kolon çıkışından periyodik aralıklarla numune alınarak çıkış
KOI değeri 42 mg/L olana kadar sürdürülmüştür. Alınan numunelerde organik madde
kontrolü için KOI yanında SAK254 parametresi ölçümleri de yapılmıştır. Daha sonraki
arıtma basamakları için gerekli olan adsorber polimer çıkış suyu eldesi sırasında ise
organik madde kontrolü sadece SAK254 ile yapılmıştır.
Katyon ve anyon değiştirici reçineler ile gerçekleştirilen deneysel çalışmalarda
kullanılan laboratuvar ölçekli sistemin şematik görünümü Şekil 3.7 ve sistemin genel
görünüşü Şekil 3.8’de verilmiştir.
57
Şekil 3.7 : İyon değiştirici reçine deney düzeneğinin şematik görünümü
Şekil 3.8 : İyon değiştirici reçine deney düzeneğinin görüntüsü
Besleme
Tankı
Peristaltik pompa
Katyon Değiştrici Reçine
Anyon Değiştrici Reçine
58
Sistem içerisinde 1 cm çapında ve 45 cm yüksekliğinde cam malzemeden yapılmış 2
adet kolon yer almaktadır. Kolon çıkışları ağızlarına hortum takılarak sifon yapacak
şekilde yukarı alınmış ve bir T parçası oluşturacak biçimde yerleştirilmiştir.
Adsorbsiyon polimerinden geçirilen atıksu sisteme ISMATEC marka MV-CA 4 tip
peristaltik pompa ile beslenmiştir.
• Belirlenen miktarlarda kuvvetli asidik katyon değiştirici ve kuvvetli bazik anyon
değiştirici destile su içerisinde bir gece boyunca bekletilmiş ve sonra birinci kolona
katyon değiştirici reçine, ikinci kolona anyon değiştirici reçine doldurulmuştur.
• Destile su ile yıkama yapılarak iyon değiştirici reçinelerin düzgün bir yatak
oluşturması sağlanmıştır.Filtre yatağının üzerinde yaklaşık 2 cm’ lik bir su yüksekliği
bırakılmıştır.
• Atıksu 3,8 m/h’ lik akış hızıyla önce katyon değiştirici reçineden ve ardından anyon
değiştirici reçineden geçirilmiştir.
• Anyon değiştirici reçine çıkışında pH ve iletkenlik kontrolü yapılmıştır.
Deneysel çalışmalar sırasında Fenton prosesi ve Kimyasal çöktürme ile arıtılan
atıksuyun karakterizasyonunu belirlemek için bu aşamalardan alınan numunelerde renk,
KOI, toplam sertlik, iletkenlik, askıda katı madde ve demir iyonu ölçümleri yapılmıştır.
Ayrıca Fenton prosesinde atıksuda kalan artık H2O2’ nin KOI analizine girişim etkisini
hesaplamak için H2O2 tayini yapılmıştır. 3.6. ÇALIŞMADA KULLANILAN ANALİZ YÖNTEMLERİ
KOI, toplam sertlik, askıda katı madde ve demir ölçümleri Standart Metotlarda
tanımlanan yöntemlere göre yapılmıştır [60]. Renk ölçümleri spektrofotometrede,
SAK254 ölçümleri UV Vis spektrofotometrede gerçekleştirilmiştir. H2O2 konsantrasyonu
iyodometrik metotla belirlenmiştir [61].
59
3.6.1. Renklilik Sayısı (RES) Ölçümü
1) Reaktifler
Optikçe saf su: 0.1 mm por büyüklüğüne sahip bir bakteriyolojik filtre destile veya
deiyonize su içinde yaklaşık 1 saat tutulur.Yaklaşık 1 litre destile veya deiyonize su bu
filtreden geçirilir. İlk 50 mL atılır. Taze destile edilmiş veya deiyonize edilmiş, belirli
bir ekstinksiyon göstermeyen su varsa, yukarıdaki işlemlere gerek yoktur.
2) Cihaz
Görünür bölgede (330-780 nm arasında) kesikli ya da sürekli ölçüm yapabilen
spektrofotometre. Cihaz, 436 nm, 525 nm ve 620 nm’de ölçümlere uygun olmalıdır.
3) Membran Filtrasyon Cihazı
Por genişliği 0.1 µm ve 0.45 µm olan filtrelere sahip.
4) pH Ölçüm Cihazı
5) Termometre
3.6.1.1. Ölçümün Gerçekleştirilmesi
Spektrofotometre işletmeye alınır. Su numunesi ölçümden önce 0.45 µm membran
filtreden süzülür.
Koyu renge sahip atıksular durumunda “optikçe saf su” ile seyreltme yapılır (seyreltme,
gerektiğinde filtrasyondan sonra da yapılabilir). Seyreltmeden önce ve sonra pH
ölçülmelidir. Sonuçların belirlenmesi sırasında seyreltme suyu hacmi dikkate
alınmalıdır.
Su numunesi, spektrofotometre küvetine konur. Karşılaştırma küvetine de, optikçe saf
su konur. Doğal sular, 436 nm’de optikçe saf suya karşı ölçülürler. Doğal sular
gerektiğinde, endüstriyel atıksular ise mutlaka 525 nm ve 620 nm’de de ölçülürler.
Avrupa Normuna göre belirlenen limitler, 436 nm için 7 m-1, 525 nm için 5m-1, 620 nm
için 3 m-1’dir [3].
60
3.6.1.2. Değerlendirme
Spektral Absorpsiyon değeri α (λ), aşağıdaki şekilde hesaplanır (EN ISO 7887):
α = Α
d f
A: λ dalga boyunda su numunesinin ekstinksiyonu
d: Numunenin kalınlığı (küvet genişliği, mm)
f : Spektral Absorpsiyon değerini m-1 biriminde elde etmek için faktör, burada f =1000
Yukarıdaki ifadelerden bir renk parametresi olan RES elde edilmiştir:
RES = 100. (Eλ/d) (3.2)
Eλ : Ekstinksiyon (belirli dalga boyunda)
d : Su numunesi kalınlığı (cm)
Bu durumda RES birimi m-1 olmaktadır. Tüm bu ifadelerde Lambert-Beer Kanunu
geçerlidir [3].
3.6.2. Spektral Absorbsiyon Katsayısı Ölçümü (SAK254)
Spektral Absorbsiyon Katsayısı parametresi SAK254 organik madde tayini için
kullanılan bir parametredir [43]. Parametrenin esasını, çok sayıda organik maddenin UV
spektrum aralığındaki elektromanyetik ışınımı absorplama özelliği oluşturur. Alman
Normu DIN 38404’e göre çok sayıda organik maddenin UV ışını bölgesinde
absorbsiyon bandları vardır. Bu özellik sayesinde suda çözünmüş organik kirliliklerin
ölçümü mümkündür. Normda belirtilen dalga boyu 254 nm’dir. SAK254 parametresi
Lambert Beer kanununa dayanır :
A = -log T = log (IIo ) =εbc (3.3)
Burada; A= Spektral absorbsiyon
I ve Io= Işınım şiddeti
T= Transmisyon (geçirgenlik)
ε = Molar absorbsiyon katsayısı ( L cm-1 mol -1)
b= Numunenin kalınlığı (cm)
c= Numunenin konsantrasyonu (mol/L)
(3.1)
61
Spektral Absorbsiyon Katsayısı (SAK) ise şu şekilde gösterilir :
SAK254(m-1) = 100.)254(b
A (3.4)
3.6.3. H2O2 Tayini
Ortamda kalan H2O2’in KOİ ölçümüne girişim yapıp yapmadığını anlamak için tayin
edilmesi gerekmektedir. Bu amaçla yapılacak işlemler aşağıda verilmektedir.
• 5 g Potasyum hidrojen ftalat 250 mL destile suda çözülür ( çözelti 1) . 16,5 g KI,
0,5 g NaOH ve 0,05 g amonyum molibdat tetra hidrat 250 mL destile suda çözülür
( çözelti 2 ).
• Fenton uygulanmış numunenin içindeki H2O2’in konsantrasyonu 50 mg/L den az
olacak şekilde seyreltilir.
• 2.5 mL çözelti 1 ve 2,5 mL çözelti 2 balonjojeye konulup karıştırılır ve üzerine 1
mL numune eklenir. Hazırlanan numune 10 mL’ye destile su ile tamamlanır ve
çözeltinin absorbansı 351 nm’de ölçülür.
• Absorbansın değerinin 1 den büyük olması durumunda, numunenin içindeki H2O2
konsantrasyonu 50 mg/L den az olacak şekilde seyreltilir ve üstteki işlemler
tekrarlanır.
• Şahit olarak 2.5 mL çözelti 1 ve 2,5 mL çözelti 2 alınıp 10 mL’ye destile su ile
tamamlanır ve 351 nm:’de absorbans değeri okunur [61].
3.6.3.1. Hesaplama [H2O2] = [ A numune - A şahit ] x Seyreltme Faktörü / 0.7776 ( mg/L) (3.5)
KOİ değerinde düzeltme yapılması:
Talınlı ve Anderson [62] KOİ deneylerinde H2O2 girişimi olması durumunda bu girişimi
elimine etmek için aşağıdaki bağıntıyı önermişlerdir.
62
KOİ ( mg/L) = KOİ ölçülen - a.b (3.6)
a = Numunede kalan H2O2 konsantrasyonu ( mg/L)
b = Düzeltme faktörü = 0,25 ( 20 – 1000 mg/L H2O2 konsantrasyonu için ).
63
4. BULGULAR 4.1. FENTON PROSESİ
Çalışmanın birinci basamağında, tekstil işletmesi biyolojik atıksu arıtma tesisi
çıkışından alınan ve özellikleri aşağıda verilen arıtılmış atıksuya fenton prosesi
uygulandı:
pH 8,7
RES (436 nm) 21,2 m-1
RES (252 nm) 23,5 m-1
RES (620 nm) 15,1 m-1
KOI 125 mg/L
Toplam Sertlik 180 mg/L
Askıda Katı Madde 56 mg/L
İletkenlik 6740 µS/cm
Demir Konsantrasyonu 0,12 mg/L Fenton prosesine ait deneysel çalışmalarda Fenton prosesinin veriminde etkin rol
oynayan faktörlerin optimizasyonu ağırlık noktası olarak alınmıştır.
4.1.1. Uygun pH Seçimi
Fenton prosesinde arıtım verimini etkileyen parametrelerden biri atıksuyun pH
değeridir.
pH değerinin optimizasyonu için, benzer atıksularla yapılan çalışmalar [55, 58, 59] esas
alınarak sadece pH=3 ve pH=4’de denemeler yapılmış, pH=4’de renk ve KOI
gideriminin daha yüksek verimle gerçekleştiği bulunmuştur (Tablo 4.1).
64
Tablo 4.1 : KOI ve renk gideriminin atıksuyun pH değerine bağlı olarak değişimi
(FeSO4=20 mg/L, H2O2=20 mg/L, 35oC).
RES (m-1) Renk Giderme Verimi (%)
pH
436 nm 525 nm 620 nm 436 nm 525 nm 620 nm
KOI (mg/L)
KOI Giderme Verimi (%)
3 8,5 6,8 2,6 60 71 83 118 6 4 7,4 4,6 1,7 65 80 89 79 37
4.1.2. Uygun FeSO4 Miktarının Belirlenmesi
Optimum pH belirlendikten sonra H2O2 konsantrasyonu 100 mg/L değerinde sabit
tutularak 5-100 mg/L arasında değişen miktarlarda FeSO4 ilave edilmiş ve optimum
FeSO4 miktarı belirlenmiştir. RES ve renk giderim verimleri, KOI ve KOI giderim
verimleri Tablo 4.2, Şekil 4.1 ve Şekil 4.2’de verilmektedir.
Tablo 4.2 : KOI ve renk gideriminin FeSO4 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi
(pH=4, H2O2=100 mg/L, 35oC).
RES (m-1) Renk Giderme Verimi (%)
FeSO4 (mg/L)
436 nm 525 nm 620 nm 436 nm 525 nm 620 nm
KOI (mg/L)
KOI Giderme Verimi (%)
5 10,7 9,3 4,2 50 60 72 111 11 10 5,6 3 1,2 74 87 92 69 45 20 2,9 1,3 0,5 86 94 97 62 50 50 2,2 0,9 0,3 90 96 98 62 50 100 1,6 0,6 0,3 92 97 98 62 50
65
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110
FeSO4 miktarı (mg/L)
RES
Değ
eri (
m-1
)
0
20
40
60
80
100
% G
ider
im V
erim
i
436 nm 525 nm 620 nm
436 nm 525 nm 620 nm
Şekil 4.1 : Fenton oksidasyonu ile renk gideriminin FeSO4 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (H2O2=100 mg/L, pH=4; 35 OC).
0
20
40
60
80
100
120
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110
FeSO4 miktarı (mg/L)
KO
I (m
g/L)
0
20
40
60
80
100%
Gid
erim
Ver
imi
KOI (mg/L) KOI Giderim Verimi (%)
Şekil 4.2 : Fenton oksidasyonu ile KOI gideriminin FeSO4 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (H2O2=100 mg/L, pH=4; 35 OC).
RES değeri
% Giderim verimi
66
FeSO4 miktarı 5 mg/L’den 20 mg/L’ye doğru arttıkça renk gideriminde hızlı bir artış
gözlenmektedir. 10 mg/L FeSO4 dozunda RES parametresi sınır değerleri
(436 nm : 7m-1; 525 nm : 5 m-1; 620 nm : 3 m-1) sağlanarak ölçümü zorunlu olan
436 nm’de %74 renk giderimi elde edilmektedir.
FeSO4 miktarı 5 mg/L’den 10 mg/L’ye artırıldığında KOI değerinde ani bir düşüş
ortaya çıkmaktadır. 20 mg/L FeSO4 dozlanmasından itibaren ise KOI giderimi % 50
değerinde değişmeden kalmaktadır.
RES sınır değerlerinin sağlandığı ve KOI değerinde ani düşüşün gözlendiği 10 mg/L
değeri optimum FeSO4 miktarı olarak belirlenmiştir.
4.1.3. Uygun H2O2 Miktarının Belirlenmesi
Fenton prosesinde uygun H2O2 miktarının belirlenmesi için FeSO4 miktarı optimize
edilen 10 mg/L değerinde sabit tutularak, H2O2 artan konsantrasyonlarda ilave
edilmiştir. Bu amaçla atıksuya 20-100 mg/L arasında altı farklı dozda H2O2 eklenmiştir.
H2O2 miktarı arttıkça renk gideriminin de arttığı belirlenmiştir ( Tablo 4.3, Şekil 4.3).
Tablo 4.3 : KOI ve renk gideriminin H2O2 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi
(pH=4, FeSO4=10 mg/L, 35 OC)
RES (m-1) Renk Giderme Verimi (%)
H2O2 (mg/L)
436 nm 525 nm 620 nm 436 nm 525 nm 620 nm
KOI (mg/L)
KOI Giderme Verimi (%)
20 11,3 9,1 4,5 48 61 70 115 8 50 8,9 5,7 2,9 59 76 81 86 31 70 8,8 5,5 2,7 59 76 82 81 35 80 7,5 4,9 1,8 65 79 88 80 36 90 6,6 4,5 1,7 69 81 89 77 39 100 5,6 3 1,2 73 87 92 69 45
67
0
2
4
6
8
10
12
20 30 40 50 60 70 80 90 100 110
H2O2 miktarı (mg/L)
RES
(m-1
)
0
20
40
60
80
100
% G
ider
im V
erim
i
436 nm 525 nm 620 nm436 nm 525 nm 620 nm
Şekil 4.3 : Fenton oksidasyonu ile renk gideriminin H2O2 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (FeSO4=10 mg/L, pH=4; 35 OC).
Tablo 4.3’den de görüldüğü gibi 90 mg/L H2O2 dozu ile renk sınır değerleri
sağlanmaktadır. KOI gideriminde ise bu dozdan itibaren önemli bir değişiklik
gözlenmemektedir (Şekil 4.4). Bu nedenlerle 90 mg/L değeri optimum H2O2 miktarı
olarak belirlenmiştir.
RES değeri
% Giderim verimi
68
0
20
40
60
80
100
120
140
0 20 40 60 80 100 120
H2O2 miktarı (mg/L)
KO
I (m
g/L)
0
20
40
60
80
100
% G
ider
im V
erim
i
KOI (mg/L) KOI Giderim Verimi (%)
Şekil 4.4 : Fenton oksidasyonu ile KOI gideriminin H2O2 konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi (FeSO4=10 mg/L, pH=4; 35 OC).
Fenton prosesinde, arıtım sonunda atıksuda kalan H2O2, KOI analizinde girişime yol
açmaktadır. Bu nedenle proseste uygulanan FeSO4 ve H2O2 dozlarının her biri için
atıksuda kalan H2O2 miktarı tayin edilerek sonuçlar Tablo 4.4 ve Tablo 4.5’de
verilmektedir.
Tablo 4.4 : Fenton oksidasyonu sonunda atıksuda kalan H2O2 konsantrasyonunun atıksuya eklenen FeSO4 dozu ile değişimi
FeSO4 (mg/L) H2O2 (mg/L) Kalan H2O2 (mg/L) 5 100 5,97 10 100 3,69 20 100 2,91 50 100 2,91 100 100 1,97
Tablo 4.5 : Fenton oksidasyonu sonunda atıksuda kalan H2O2 konsantrasyonunun atıksuya
eklenen H2O2 dozu ile değişimi
H2O2 (mg/L) FeSO4 (mg/L) Kalan H2O2 (mg/L) 20 10 0,055 50 10 0,385 70 10 1,5 80 10 2,3 90 10 3,43 100 10 3,69
69
Talınlı ve Anderson [62] yaptıkları çalışmada 20 mg/L’nin altındaki H2O2
konsantrasyonlarında girişimin ihmal edilebileceğini vurgulamışlardır. Bu çalışmada da
atıksuda kalan H2O2 miktarı 20 mg/L’den az olduğundan H2O2’in KOI değeri
üzerindeki girişim etkisi ihmal edilmiştir. 4.2. KİMYASAL ÇÖKTÜRME Optimize edilmiş şartlarda uygulanan Fenton prosesi sonrası elde edilen ve Kimyasal
çöktürme işleminde kullanılacak atıksu özellikleri:
pH 8,0
RES (436 nm) 6,6 m-1
RES (525 nm) 4,5 m-1
RES (620 nm) 1,7 m-1
KOI 77 mg/L
Toplam Sertlik 180 mg/L
Askıda Katı Madde 29 mg/L
İletkenlik 6950 µS/cm
Demir konsantrasyonu 1,7 mg/L
Fenton prosesi sonrasında atıksuda çok miktarda demir hidroksit flokları oluşmaktadır
[58]. Bu floklar küçük boyutta olmaları nedeniyle çökmeleri zordur. Flokların
çöktürülmesi amacıyla kimyasal çöktürme prosesi uygulanmıştır. Bu prosesle ayrıca
Fenton sonrası atıksudaki renk, KOI ve demir iyonlarının giderimi de amaçlanmıştır.
Tablo 4.6, Şekil 4.5 ve Şekil 4.6’da kullanılan Polialüminyum Klorür konsantrasyonuna
bağlı olarak kimyasal koagülasyon sonrasında elde edilen renk ve KOI giderimleri
verilmektedir.
70
Tablo 4.6 : Kimyasal çöktürme ile KOI ve renk gideriminin PAC konsantrasyonuna bağlı olarak
değişimi
RES (m-1) Renk Giderme Verimi (%)
PAC (mg/L)
436 nm 525 nm 620 nm 436 nm 525 nm 620 nm
KOI (mg/L)
KOI Giderme Verimi (%)
10 2,8 1,5 0,5 58 66 70 77 0 30 2,5 1,4 0,5 62 66 70 77 0 60 2,1 1,4 0,5 68 66 70 72 6 90 2,1 1,1 0,4 68 76 70 67 12
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
0 20 40 60 80 100PAC miktarı (mg/L)
RES
(m-1
)
45
50
55
60
65
70
75
80
% G
ider
im V
erim
i
436 nm 525 nm 620 nm
436 nm 525 nm 620 nm
Şekil 4.5 : Fenton oksidasyonu ile arıtılan atıksuya uygulanan kimyasal çöktürme sonrasında atıksudaki renk gideriminin PAC konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi ( pH=8; 35 OC).
RES değeri
% Giderim verimi
71
50556065707580859095
100
0 20 40 60 80 100
PAC miktarı (mg/L)
KO
I (m
g/L)
0
2
4
6
8
10
12
14
% G
ider
im V
erim
i
KOI %Giderim Verimi
Şekil 4.6 : Fenton oksidasyonu ile arıtılan atıksuya uygulanan kimyasal çöktürme sonrasında atıksudaki KOI gideriminin PAC konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi ( pH=8; 35 OC).
İyon değiştirici reçinenin Fe iyonu ile kirlenmesinin önlenmesi için, iyon değiştirici
öncesinde atıksuyun Fe iyonu konsantrasyonu 0,1 mg/L’ nin altında olmalıdır. 30 mg/L
Polialüminyum klorür konsantrasyonu ile atıksudaki Fe iyonu konsantrasyonu
0,08 mg/L’ ye düşürüldü (Tablo 4.7). Bu durumda Kimyasal koagülasyon için optimum
Polialüminyum klorür konsantrasyonu olarak 30 mg/L değeri belirlendi.
Tablo 4.7 : Polialüminyum klorür (PAC) ile gerçekleştirilen kimyasal çöktürme sonrasında
atıksuda kalan Fe iyonu konsantrasyonu
PAC konsantrasyonu (mg/L) Atıksuda kalan Fe iyonu konsantrasyonu (mg/L) 10 0,15 30 0,08 60 0,07 90 0,07
4.3. ADSORPSİYON POLİMERİ Fenton prosesi ve kimyasal çöktürmeden geçen atıksu, iyon değiştirici reçinenin organik
yük tarafından kirletilmesini ve buna bağlı kapasite kaybını önlemek için bir
adsorpsiyon polimerinden geçirilmiştir.
72
Optimize edilmiş kimyasal çöktürme şartlarında elde edilen ve adsorpsiyon polimeri
denemelerinde kullanılan atıksu özellikleri:
pH 7,1
RES (436 nm) 2,5 m-1
RES (525 nm) 1,4 m-1
RES (620 nm) 0,5 m-1
KOI 77 mg/L
Toplam Sertlik 140 mg/L
Askıda Katı Madde 1,7 mg/L
İletkenlik 7030 µS/cm
Demir konsantrasyonu 0,08 mg/L
Yapılan ön deneysel çalışmalarda kolon çıkışından belirli aralıklarla alınan
numunelerde SAK254 ve KOI parametreleri ölçülerek organik madde miktarları
belirlenmiştir. Ölçüm sonuçları Tablo 4.8, Tablo 4.9 ve Şekil 4.7’de verilmektedir.
Tablo 4.8 : 10 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen SAK254 değerleri
Kolondan Geçen Su Miktarı (mL)
SAK254 (m-1)
0 47 50 4,5 70 9,7 110 10,8 160 11,9 220 14,3 295 15,5 365 17,4 385 18
Tablo 4.9 : 10 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen KOI değerleri
Kolondan Geçen Su Miktarı (mL)
KOI (mg/L)
0 77 70 42 160 62 365 71 385 78
73
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Geçen su miktarı (mL)
SAK 2
54 (m
-1)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
KOI (
mg/
L)
SAK 254 KOI (mg/L)
Şekil 4.7: 10 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen KOI ve SAK254 kırılma eğrileri
Şekil 4.7’de KOI=42 mg/L değerinin SAK254=9,7 m-1 değerine karşılık geldiği
görülmektedir.
Ön çalışma ile bu değerler belirlendikten sonra adsorpsiyon polimeri hacmi 50 mL
alınarak kolon çıkışında SAK254 değeri 9,7 m-1 olana kadar kolondan atıksu
geçirilmiştir. Kırılma noktasına kadar elde edilen SAK254 değerleri Tablo 4.10 ve
Şekil 4.8’de verilmektedir.
Tablo 4.10 : 50 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen SAK254 değerleri
Kolondan Geçen Su Miktarı (mL)
SAK254 (m-1)
0 47 35 0 55 1,8 175 8 215 8 250 8,6 300 8,6 340 9,7 400 9,7
74
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
0 50 100 150 200 250 300 350 400
Geçen su miktarı (mL)
SAK 2
54 (m
-1)
Şekil 4.8 : 50 mL adsorpsiyon polimeri ile elde edilen SAK254 kırılma eğrisi
4.4. DEMİNERALİZASYON SİSTEMİ Fenton prosesi, kimyasal çöktürme ve adsorpsiyon polimeri basamakları uygulanarak
elde edilen çıkış suyu içindeki KOI, Toplam Sertlik, Askıda Katı Madde, iletkenlik ve
Fe iyonları değerlerini daha da iyileştirebilmek için son olarak demineralizasyon prosesi
gerçekleştirilmiştir. Adsorpsiyon polimeri kolonundan çıkan atıksu kuvvetli katyon
değiştirici ve kuvvetli anyon değiştirici kolonlarından geçirilmiştir. Bu amaçla değişik
Katyon değiştirici/Anyon değiştirici oranları kullanıldı.
Yukarıdaki ön arıtım basamaklarından geçen ve demineralize sisteme verilen atıksu
özellikleri:
pH 7,7
KOI 42 mg/L
İletkenlik 5870 µS/cm
75
1) Katyon değiştirici/Anyon değiştirici oranı 5 mL/10 mL olarak alındığında ve akış
hızı 3,8 m/h seçildiğinde elde edilen iletkenlik ve pH değerleri Tablo 4.11’de
verilmektedir.
Tablo 4.11 : Katyon/anyon değiştirici reçine oranının 1/2 olması durumunda atıksuyun
iletkenlik ve pH değerindeki değişim.
Kolondan Geçen Su Miktarı (mL)
İletkenlik (µS/cm)
pH
10 2,8 7,2 20 7,2 7,4 30 7,4 7,8 40 101 9,5 60 382 10,5 80 627 10,8 95 737 11,1 115 2910 12,1
Kolonlardan sadece 60 mL atıksu geçmesi durumunda bile çıkış suyu iletkenliği
382 µS/cm değerine ulaşmakta ve pH 10,5 olmaktadır.
2) Katyon değiştirici/Anyon değiştirici oranı 10 mL/5 mL olarak alındığında ve akış
hızı 3,8 m/h seçildiğinde elde edilen iletkenlik ve pH değerleri Tablo 4.12’de
verilmektedir.
Tablo 4.12 : Katyon/anyon değiştirici reçine oranının 2/1 olması durumunda atıksuyun iletkenlik ve pH değerindeki değişim.
Kolondan Geçen Su Miktarı (mL)
İletkenlik (µS/cm)
pH
20 2,9 7,6 45 37,9 8,4 95 117,8 9,8 110 129,8 7,3 125 150,3 7,1 160 259 5,0 170 2590 3,4
Burada kolonlardan 160 mL atıksu geçmesi ile elde edilen iletkenlik değeri 259 µS/cm
iken 10 mL daha atıksu geçmesi ile bir pik çizerek 2590 µS/cm değerine çıkmaktadır.
76
pH ise 3,4 değerine düşmektedir. Bu noktada anyon değiştiricinin tamamen doygunluğa
ulaştığı söylenebilir.
3) Katyon değiştirici/Anyon değiştirici oranı 20 mL/20 mL olarak alındığında ve akış
hızı 3,8 m/h seçildiğinde elde edilen iletkenlik ve pH değerleri Tablo 4.13’de
verilmektedir.
Tablo 4.13 : Katyon/anyon değiştirici reçine oranının 1/1 olması durumunda atıksuyun
iletkenlik ve pH değerindeki değişim.
Kolondan Geçen Su Miktarı (mL)
İletkenlik (µS/cm)
pH
15 2,6 7,0 35 7,7 7,2 50 57,2 8,4 65 58,2 8,8 80 107,1 9 100 131,5 9,2 120 154,3 9,3 140 165,1 9,5 160 180,9 10,9 180 185,2 10,9 200 177,8 10,9
İyon değiştiricilerin eşit oranda alındığı denemede kolonlardan 160 mL atıksu
geçtiğinde iletkenlik 180 µS/cm civarında olduğu halde pH birden 10,9 değerine
yükselmektedir. Burada ise katyon değiştirici reçinenin doygunluğa ulaştığı
düşünülebilir.
Denenen iyon değiştirici oranlarına bağlı olarak iletkenlik değerlerinin değişimi
Şekil 4.9’da ve pH değerlerinin değişimi Şekil 4.10’da toplu olarak gösterilmektedir.
77
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 25 50 75 100 125 150 175 200
Geçen atıksu miktarı (mL)
İletk
enlik
(µS/
cm)
katyon/anyon:1/2 katyon/anyon:2/1 katyon/anyon:1/1
Şekil 4.9 : Atıksuyun iletkenlik değerinin kullanılan katyon/anyon değiştirici reçine oranına bağlı olarak değişimi
0
2
4
6
8
10
12
0 25 50 75 100 125 150 175 200
Geçen atıksu miktarı (mL)
pH
katyon/anyon:1/2 katyon/anyon:2/1 katyon/anyon:1/1
Şekil 4.10 : Atıksuyun pH değerinin kullanılan katyon/anyon değiştirici reçine oranına bağlı olarak değişimi
78
5. TARTIŞMA VE SONUÇ Bu araştırmada Avcılar’da bulunan bir tekstil işletmesine ait biyolojik arıtma tesisi
çıkışından alınan arıtılmış atıksuyun esas olarak Fenton prosesi ve İyon değişimi
kombinasyonu ile ileri arıtımı amacıyla deneysel çalışmalar yapılmıştır.
Deneysel çalışmalar dört aşamada gerçekleştirilmiştir. Birinci aşamada renk ve KOI
giderimi için atıksuya fenton prosesi uygulanmıştır. Önce istenilen oranda renk giderimi
sağlayabilmek amacıyla gerekli olan optimum FeSO4 ve H2O2 miktarları belirlenmiştir.
Fenton prosesi ile arıtılan atıksuya, daha sonraki aşamada kimyasal çöktürme
uygulanmıştır. Koagülant olarak %10’luk Polialüminyum Klorür çözeltisi
kullanılmıştır. Burada öncelikli olarak Fenton prosesinin koagülasyon aşamasında
tümüyle giderilemeyen demir hidroksit flokları uzaklaştırılmıştır. Üçüncü aşamada, son
basamakta kullanılacak olan iyon değiştirici reçinenin organik yük tarafından
kirletilmesini önlemek amacıyla, atıksu bir adsorpsiyon polimerinden geçirilmiştir. Son
aşamada ise katyon ve anyon değiştirici reçineden oluşan bir demineralizasyon sistemi
kullanılmıştır.
Şekil 5.1 : Deneysel çalışmalarda kullanılan proseslerin şematik olarak gösterimi
Fenton prosesi için uygun pH seçimi deneyleri sonucunda en iyi renk ve KOI
gideriminin pH=4 değerinde elde edildiği belirlenmiştir. Bu sonuç literatür verileriyle
de uyum sağlamaktadır [31, 33, 34, 56, 63, 64].
Uygun FeSO4 miktarını bulmak için pH=4 değerinde sabit H2O2 miktarı ve değişen
FeSO4 miktarları ile çalışılmıştır. Renk ölçümleri EN ISO 7887’ yi esas alan Renklilik
Arıtma Tesisi Çıkış Atıksuyu
Fenton Prosesi
Kimyasal Çöktürme
Adsorpsiyon Polimeri
Katyon Değiştirici Reçine
Anyon Değiştirici Reçine
79
Sayısı (RES) parametresine uygun olarak 436 nm, 525 nm ve 620 nm’ de
gerçekleştirilmiştir. Buna göre 100 mg/L H2O2 dozu sabit tutularak yapılan
denemelerde, 5-100 mg/L FeSO4 eklenmiş ve 10 mg/L FeSO4 miktarında 436 nm için
5,6 m-1, 525 nm için 3 m-1, 620 nm için 1,2 m-1 ve KOI için de 69 mg/L değerleri elde
edilmiştir. H2O2 miktarı sabit tutulup FeSO4 miktarı artırıldığında renk gideriminde
önce hızlı bir artış gözlenmektedir. Bu, Fe2+ miktarı arttıkça Fenton reaksiyonu sonucu
oluşan OH. Radikali miktarının da arttığının bir göstergesidir. 20 mg/L FeSO4
miktarından itibaren ise giderim verimi artışı azalarak sabitlenmektedir. Bunun nedeni
ise artan Fe2+ miktarı ile tepkimeye girecek yeterli miktarda H2O2’ in ortamda
bulunmamasıdır. 100 mg/L FeSO4 miktarında 436 nm için 1,6 m-1, 525 nm için 0,6 m-1,
620 nm için 0,3 m-1 ve KOI için de 62 mg/L değerlerine ulaşılmıştır.
10 mg/L FeSO4 miktarında gerekli renk giderimi elde edildiği ve FeSO4 miktarının
artmasıyla KOI gideriminde önemli bir artışa ulaşılmadığı için 10 mg/L FeSO4 miktarı
optimum değer olarak alındı.
FeSO4 10 mg/L değerinde sabitlenip H2O2 miktarı 20-100 mg/L arasında
değiştirildiğinde 90 mg/L H2O2 dozajı ile RES sınır değerlerinin altına düşülmüş ve
KOI gideriminde de 77 mg/L (giderim verimi %39) değeri elde edilmiştir. H2O2’in daha
fazla artırılmasıyla renk gideriminde daha yüksek verimler elde edilmesine rağmen KOI
gideriminde önemli bir artış sağlanamamıştır. Bu durum renk gideriminin H2O2
miktarından direk olarak etkilendiğini; ayrıca Fenton prosesi uygulanarak renk ve KOI
giderimi sırasındaki mekanizmaların birbirinden farklı olduğunu göstermektedir.
Literatürde Fenton prosesi sırasında oluşan Fe3+ iyonlarının koagülasyon yardımıyla
KOI giderimini sağladığı belirtilmektedir [56, 63].
Elde edilen sonuçlar sınır değerler civarındaki renk gideriminin 10 mg/L FeSO4
dozajlarında gerçekleşebileceğini göstermektedir. Bu sonuç literatür verileriyle uyum
sağlamaktadır [63]. Bu durumda elde ettiğimiz optimum FeSO4/ H2O2 mol oranı
0.25/10 ‘dur. Ayrıca Fenton prosesinin önemli bir sonucu olan çamur oluşumu FeSO4
miktarı düştükçe azalmakta ve 10 mg/L FeSO4 dozunda çamur oluşmadığı
gözlenmektedir.
80
Kimyasal çöktürme sırasında optimum dozaj olarak belirlenen 30 mg/L Polialüminyum
Klorür kullanılarak Askıda Katı Madde değeri 29 mg/L değerinden 1,7 mg/L değerine
düşürüldü. Bu esnada RES 436 nm’ de %62, RES 525 nm’ de %66, RES 620 nm’ de
%70 oranında renk giderimi elde edilirken ancak değinelecek bir KOI giderimi
gerçekleştirilemedi. Kullanılan Polialüminyum Klorür miktarı ile demir miktarı ise
0,08 mg/L değerine inmiştir. Bu şekilde iyon değiştirici sistem öncesi ulaşılması
gereken 0,1 mg/L değerinin altına inilmiş olmaktadır. Arıtılmış su içindeki Alüminyum
konsantrasyonunu aşırı yükseltmemek için daha yüksek Polialüminyum Klorür
konsantrasyonlarından kaçınılmıştır. Zaten Polialüminyum Klorür miktarı 90 mg/L
değerine çıkarıldığında bile ancak renk gideriminde 436 nm’ de %68, 525 nm’ de %76,
620 nm’ de %70, KOI gideriminde %12 verim oranına ve 0,07 mg/L demir değerlerine
ulaşılabilmiştir.
Kimyasal çöktürme sonunda KOI değeri yeteri kadar düşürülmediği için organik yükü
azaltmak amacıyla kimyasal çöktürme çıkış suyu adsorpsiyon polimeri kolonundan
geçirildiğinde KOI değeri 42 mg/L’ ye indirildi (giderim verimi %45). Aslında
adsorpsiyon polimeri basamağında organik madde gideriminin çok daha yüksek olması
gerekirdi. Buradan arıtılmış atıksuyun zor adsorplanan yapıdaki organik bileşikler
içerdiği sonucu çıkarılabilir.
Adsorpsiyon polimeri kolonundan geçirilen arıtılmış atıksuyun 42 mg/L organik madde
içeriği son basamakta yer alan iyon değiştirici sistem için yüksek bir değerdir. Normal
şartlarda iyon değiştirme tesislerine girişte maksimum 10 mg/L KOI’ ye izin
verilmektedir. Fakat literatürde 40-50 mg/L KOI ile de uygulama örneklerine
rastlanmaktadır [58].
5870 µS/cm iletkenlik ve 42 mg/L KOI değerlerine sahip olan arıtılmış atıksuyun
demineralize edilebilmesi için farklı katyon değiştirici/anyon değiştirici oranları
denendi. Demineralize sistem çıkışı iletkenlik ve pH parametreleri ile kontrol edildi.
1/2, 1/1 ve 2/1 katyon değiştirici/ anyon değiştirici oranlarında 4-8 yatak hacmi (Bed
Volume) atıksu geçmesi durumunda bile pH 9 değerinin ve iletkenlik de 750 µS/cm
değerinin üzerine çıkmaktadır. Sadece bu iki parametrenin aşılması halinde bile
81
arıtılmış suyun tekrar kullanımında (örneğin tarımsal sulama amaçlı) zorluklar
çıkmaktadır. Literatürde benzeri durumlarda aynı sınır değerlere kadar sistemden 70-80
yatak hacmi atıksu geçirilebildiği belirtilmektedir [59].
Demineralize sistemde karşılaşılan bu durumun giriş suyunda bulunan organik
maddelerin katyon ve anyon değiştirici reçinelerde neden olabileceği kapasite
kaybından kaynaklanabileceği düşünülebilir [65].
Söz konusu tekstil işletmesinin biyolojik atıksu arıtma tesisi çıkış suyunun rengi ilk
arıtım basamağı olan Fenton prosesinde Avrupa Birliği ülkelerinde alıcı ortama deşarj
için izin verilen sınır değerlere kadar indirildi. Diğer parametreler de literatüre uygun
değerlere düşürülmüş oldu.
Kimyasal çöktürme sırasında da renk giderimi oldukça iyileştirildi. Toplam Sertlik,
Askıda Katı Madde, demir değerlerinde de önemli giderimler elde edildi. Fakat KOI
hiç giderilemedi. Buna karşılık eklenen kimyasal maddelerden dolayı iletkenlik
değerinde bir miktar artış görüldü.
Adsorpsiyon basamağında organik madde miktarında %45 civarında bir giderim
gerçekleştirilebildi.İletkenlik değerinde ise %16,5 oranında bir giderimle karşılaşıldı.
İleri arıtım işlemlerinin bu noktaya kadar literatür verileriyle uyumlu yürüdüğü
söylenebilir [58, 59]. Fakat katyonik ve anyonik iyon değiştiricilerden sonra elde edilen
arıtılmış atıksu özellikleri istenilen düzeyi gerçekleştiremedi.
Elde edilen arıtılmış atıksu özellikleri sözkonusu tekstil fabrikası arıtma tesisi çıkış
suyunun uygulanan arıtma prosesleri ile tarımsal amaçlı sulama suyuna
dönüştürülemeyeceğini göstermektedir. Özellikle adsorpsiyon polimeri kolonu çıkışında
KOI içindeki organik maddelerin bu kullanımı engellediği düşünülmektedir.
82
KAYNAKLAR 1. BORNEF, J., 1969, Die Wiederverwendung von Abwasser, Arch. Hyg, 153, 289-297. 2. PALA, A., 1998, Tekstil atıksularının istatistiksel karakterizasyonu ve kaynakta renk giderim çalışmaları, İTÜ. 6. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, 3-5 Haziran 1998 İstanbul, 15-27. 3. BARLAS, H., 1999, Endüstriyel atıksular için renk parametresi önerisi, Türkiye’ de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri Sempozyumu III, 14-15 Ekim Tübitak Gebze YTE., 576-585. 4. ÖZCAN, Y., 1978, Tekstil elyaf ve boyama tekniği, İstanbul Üniversitesi Yayınları, Fatih Yayınevi, 115-201. 5. SAMSUNLU, A., 1999, Çevre mühendisliği kimyası, SAM-Çevre Teknolojileri Merkezi Yayınları, İstanbul, 975-94764-1-X, 8.1-8.6. 6. APHA, AWWA, WEF, 1995, Standart methods for the examination of water and wastewater, part 2120, 2.1-2.7, 0-87553-223-3. 7. KIRDAR, E., 1995, Tekstil atıksularından renk giderimi, Yüksek lisans tezi, İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 8. ÖLMEZ, T., 1999, Tekstil endüstrisinde reaktif banyolarda ozon ile renk giderimi, Yüksek lisans tezi, İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 9. ARSLAN, İ., 2000, Treatment of reactive dye-bath effluents by heterogeneous and homogeneous advanced oxidation process, Thesis (phD), Boğaziçi University. 10. HASAN, D. A., 2001, Advanced oxidation of reactive dyes in the presence of granular activated carbon, Master of science, Boğaziçi University. 11. ÖZDEMİR, Ö.,1999, Tekstil endüstrisi atıksularının arıtılmasında arıtma maliyetinin birim üretim maliyetine etkisinin araştırılması, Yüksek lisans tezi, İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 12. ERSOY, D., 1995, Aktif karbon adsorpsiyonu ile kağıt endüstrisi atıksuyundan renk ve KOI giderimi, Yüksek lisans tezi, İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 13. ALVE S., A.M.B., PINHO, M.N., 2002, Ultrafiltration of color removal of tannery dyeing wastewater, Desalination, 130, 147-154.
83
14. MUTLU, S.H.,YETIS, U., GURKAN, T., YILMAZ, L., 2002, Decolorization of wastewater of baker’s yeast plant by membrane processes, Wat. Res., 36, 609-616. 15. OUKILI, O., CHAOUCH. M., RAFIQ, M., HADJI, M., HAMDI, M., BENLEMLIH, M., 2001, Bleaching of olive mill wastewater by clay in the presence of hydrogen peroxide, Ann. Chim. Sci. Mat., 26 (2), 45-53. 16. SEVİMLİ, M. F., 2000, Tekstil endüstrisi atıksularından ozonlama ile renk giderimi ve ozonlamanın biyolojik arıtılabilirliğe etkisi, Doktora tezi, İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 17. LIU, S., LIANG, T., 2004, Return sludge employed in enhancement of color removal in the integrally industrial watewater treatment plant, Wat. Res., 38, 103-110. 18. ROBINSON, T., McMULLAN, G., MARCHANT, R. ve NIGAM, P., 2001, Remediation of dyes in the textile effluent: a critical rewiew on current treatment technologies with a proposed alternative, Bioresour. Technol., 77, 247-255. 19. KOPRIVANIÇ, N., BOSANAC, G., GRABARIC, Z., ve PAPIC, S., 1993, Treatment of wastewaters from dye industry, Environ. Technol., 14, 385-390. 20. KOCAER, F.O., ALKAN, U., 2002, Boyarmadde içeren tekstil atıksularının arıtım alternatifleri, Uludağ Üniversitesi Mühendislik-Mimarlık Fakültesi Dergisi, 7 (1), 47-55. 21. BÜYÜKMURAT, S., 1991, Tekstil endüstrisi atıksularının arıtılabilirliği, Yüksek lisans tezi, İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 22. BARLAS, H., 2002, “Suların arıtımında ileri teknolojiler II” ders notları, İ.Ü. Mühendislik Fakültesi Çevre Mühendisliği Bölümü, Avcılar, İstanbul. 23. SEVİMLİ, M.F., ALP, K., ÖVEZ, S., 2000, Tekstil boyarmaddelerinin ozonla oksidasyonu, İTÜ. 7. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, 20-22 Eylül, 43-50. 24. SNIDER, E.H. ve PORTER, J.J., 1974, Ozone treatment of dye wastewater, J. Wat. Poll. Cont. Fed., 46 (5), 886-894. 25. CARREIRE, J., JONES, J.P. ve BROADBENT, A.D., 1992, Decolorization of textile dye solutions, Ozone Science&Engineering, 15, 189-200. 26. GREGOR, K.H., 1992, Oxidative Decolorization of textile wastewater with advanced oxidation process, Proceeding of the Second International Symposium Chemical Oxidation, 2, 161-186. 27. SLOKAR, Y.M. ve MARECHAL, A.M., 1998, Methods of decoloration of textile wastewaters, Dyes and Pigments, 37, (4), 335-356.
84
28. VLYSSIDES, A.G., PAPAIOANNOU, D., LOIZIDOY, M., KARLIS, P.K., ZORPAS, A.A., 2000, Testing an electrochemical methods for treatment of textile dye wastewater, Waste management, 20, 569-574, 29. DEAN. C., SARIOĞLU, M., 1998, Tekstil atıksularından renk giderimi için yukarı akışlı çamur reaktörünün kullanılması örneği, İTÜ. 6. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, 3-5 Haziran 1998 İstanbul, 37-42. 30. KAPDAN, İ.K. ve KARGI, F., 2000, Tekstil boyarmaddeleri içeren atıksuların aktif çamur ünitesinde adsorpsiyonlu biyolojik arıtımı, I. Ulusal Çevre Kirliliği Kontrolü Sempozyumu, 4-6 Ekim, 71-80. 31. KUO, W.G., 1992, Decolorizing dye wastewater with Fenton’s reagent, Wat. Res., 26, 881-886. 32. SPETCH, O., WURDACK, I.ve WABNER, D., 1996, Fenton’s reagent in der Abwasserreinigung, Entsorga-Magazin Endsorgungswirtschaft, Technische Universitaet Münchene 11/96. 33. BISHOP, D.F., 1968, Hydrogen peroxide catalytic oxidation of refractory organics in municipal wastewaters, Ind. Eng. Chem., Process Design & Development, 7, 1110-1170. 34. FLAHERTY, JR. Ve HUANG, C.P., 1993, Batch and continous flow applications of Fenton’s reagent and Fenton-like chemistry for the treatment of refractory textile watewaters, Proceeding of the Second International Symposium Chemical Oxidation, 3, 112-114, 35. KÜLÜNK, A., 200, Tekstil endüstrisinde asit boyarmaddelerden kaynaklanan rengin Fenton prosesi ile giderilmesi, Yüksek lisans tezi, İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 36. WALLING, C., ve KATO, S., 1971, The oxidation of alcohols by Fenton’s reagent: The effect of copper ion, J. Am. Chem. Soc., 93, 4275-4281. 37. KARABAŞ, N., KORKMAZ, N. ve ARI, S., 2000, Koagülantlar, Bitirme ödevi, İ.Ü. Mühendislik Fakültesi Çevre Mühendisliği Bölümü. 38. SCHRODER, H., RADEKE, K.H., 1995 Porenstrukturuntersuchungen von adsorberpolymeren zum einsatz in der abwasserreinigung, Chem. Ing. Tech., 67, 93-96. 39. BERNAZAU, F., 1996, Pesticides removal on activated carbon: competetive adsorption with natural organic matter, Water Supply, 14, 43-48. 40. SONTHEIMER, H., FRICK, B., FETTING, J., HORNER, G., HUBELE, C., ZIMMER, G., 1985, Adsorptionsverfahren zur wassereinigung, DVGW-Forschungsstele, Karlsruhe.
85
41. LOOS, R., GARH, A., WEIL, L., NIESSER, R., 1999, Anwendung desadsorberpolymers Lewatit EP 63 zur Trinkwasserraufbereitung im vergleich zur aktivkohle, Vom Wasser, 92, 117-135. 42. BARLAS, H., KAYA, Y., VERGİLİ, İ. ve GÖNDER, Z.B., 2003, Organik maddelerin sulardan adsorpsiyon özellikli polimerler ile gideriminin araştırılması, İstanbul Üniversitesi Bilimsel Araştırma Projeleri, Proje No: 1713/15082001. 43. JOHANNSEN, K., WORCH, E., 1994, Eine mathematische methode zur durchführung von adsorptionsanalysen, Acta Hydrochim. Hydrobiol., 22 (5), 225-230. 44. BARLAS, H., 1996, “Atıksuların arıtımında iyon değiştirici ve membran teknikleri” yüksek lisans ders notları, İ.Ü. Mühendislik Fakültesi Çevre Mühendisliği Bölümü, Avcılar, İstanbul. 45. ÖNTUĞ C., 1997, Türkiye sularının yıkama etkinliği açısından incelenmesi, Yüksek lisans tezi, İTÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 46. KAYA, Y., VERGİLİ, İ., ACARBABACAN, S., BARLAS, H., 2002, Effects of fouling with iron ions on the capacity of demineralization by ion exchange process, Fresenius Environmental Bulletin, 11, 885-888. 47. DESILVA, J.F., 1999, Essentials of ion Exchange, Presentes at the 25th Annual WQA Conference. 48. Dow Chemical Company, 1998, Powerful chemical processing tools, Midland, USA. 49. KHYM, J., 1974, Fundementals of ion exchange, Analytical ion exchange procedures in chemistry and biology, Prentice-Hall, Inc, 0-13-034942-9, 2-23, New Jersey. 50. DORFNER, K., 1972, Ion exchange types, Ion exchange properties and applications, Ann Arbor Science Publishers INC, 062-117-110523, 1-53, Michigan. 51. KORKISSH, J., 1989, Ion exchange resins and fundemental concepts of ıon Exchange, Handbook of ion exchange resins their application inorganic anaytical chemistry, CRC Pres, Inc., 0-8493-3191-9, Florida. 52. AWWA., 1990, Ion Exchange and inorganic adsorption, Water quality and treatment, MC Graw- Hill Company, 0-07-001540-6, New York-USA. 53. GÖLHAN, M. ve AKSOĞAN, S., 1970, İyon değiştirme sistemi ile yumuşatma, Suların arıtılması, Pimaş Yayıncılık, İstambul, 183-292. 54. BENEFIELD, D.K., JUDKINS F.J. ve WEAND, L.B., 1982, Ion exchange, Process chemistry for water and wastewater treatment, Prentice-Hall, INC, 062-117-110523, 307-361.
86
55. LIN, S.H., LO, C.C., 1997, Fenton process for treatment of desizing wastewater, Wat. Res., 31 (8), 2050-2056. 56. KANG, S., LIAO, C., CHEN, M., 2002, Pre-oxidation and coagulation of textile wastewater by the Fenton process, Chemosphere, 46, 923-928. 57. LAU I.W.C., Wang, P. Ve FANG, H.H.P., 2001, Organic removal of anaerobically treated leachate by fenton coagulation, Journal of Environmental Engineering, 666-689, 58. LIN, S.H., CHEN, M.L., 1997, Purification of textile wastewater effluents by a combined Fenton process and ion exchange, Desalination, 109, 121-130. 59. LIN, S.H., CHAN, H.Y., LEU, H.G., 2000, Treatment of wastewater effluent from an industrial park for agricultural irrigation, Desalination, 128, 257-267. 60. APHA, AWWA, WEF, 1995, Standart methods for the examination of water and wastewater, 0-87553-223-3. 61. KLASSEN, V.N., MARCHINGTON, D. ve McGOWAN, H.C.E., 1994, H2O2 determination by the I3
- method and by KMnO4 titration, Anal. Chem., 66, 2921-2925. 62. TALINLI, İ. ve ANDERSON, G.K., 1992, Interference of hydrogen peroxide on the standart COD test, Wat. Res., 26 (1), 107-110. 63. ACARBABACAN, Ş., 2002, Reaktif boyarmaddeleri içeren atıksuların Fenton prosesi ile renk giderimi, Yüksek lisans tezi, İ.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü. 64. KANG, S. ve Chang, H., 1997, Coagulation of textile secondary effluents with Fenton’s reagent, Wat. Sci. Tech., 36 (12), 215-222. 65. GONDER, Z.B., KAYA, Y., VERGİLİ, İ., BARLAS, H., 2003, Determination of capacity loss in anion exchange resins fouling with organic materials, 12th International Symposium on Environmental Pollution and Its Impact on Life in The Mediterrain Region, 4-8 October, Antalya-TURKEY.
87
ÖZGEÇMİŞ 1979 yılında Tokat’ta doğdu. 1997 yılında Kabataş Erkek Lisesi’nden mezun oldu. 1998
yılında İstanbul Üniversitesi Çevre Mühendisliği Bölümü’nde lisans eğitimine başladı.
Stajlarını İSKİ Tuzla Biyolojik arıtma Tesisi ve BEKO’ da yaptı. 2002 yılında “dönem
birincisi” olarak mezun oldu. Aynı yıl İ.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü Çevre Mühendisliği
Anabilim Dalı’nda Yüksek Lisans programına başladı. 2002 Ekim ayında İ.Ü. Çevre
Mühendisliği Bölümü Çevre Bilimleri Anabilim Dalı’na Fen Bilimleri Enstitüsü
Araştırma Görevlisi olarak atandı.
