ÇUKUROVA ÜN İVERS İTES İ - library.cu.edu.tr · anaerobic filter fed with the synthetic wastewaters at 25 and 35 °C temperatures. Reactor was fed by synthetic wastewaters for

ÇUKUROVA ÜNİVERSİTESİ

FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ

YÜKSEK LİSANS TEZİ

Selin YÜCEER

ANAEROBİK FİLTRELERDE SUBSTRAT GİDERME KİNETİĞİNE SICAKLIĞIN ETKİSİNİN İNCELENMESİ

ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI

ADANA, 2006




Selin YÜCEER

YÜKSEK LİSANS


Bu tez --/--/2006 Tarihinde Aşağıdaki Jüri Üyeleri Tarafından Oybirliği İle Kabul Edilmiştir.

İmza …………………….

Prof. Dr. Ahmet YÜCEER

DANIŞMAN

İmza ………………….

Doç.Dr. Mesut BAŞIBÜYÜK Üye

İmza ………………..

Prof. Dr. İlyas DEHRİ

Üye

Bu tez Enstitümüz Çevre Mühendisliği Anabilim Dalında hazırlanmıştır.

Kod No:

Prof. Dr Aziz ERTUNÇ

Enstitü Müdürü

İmza-Mühür

Not: Bu tezde kullanılan özgün ve başka kaynaktan yapılan bildirişlerin, çizelge, şekil ve fotoğrafların kaynak gösterilmeden kullanımı, 5846 sayılı Fikir ve Sanat Eserleri Kanunundaki hükümlere tabidir.

I

ÖZ

YÜKSEK LİSANS TEZİ


Selin YÜCEER




Danışman: Prof. Dr. Ahmet YÜCEER

Yıl : 2006 Sayfa : 95

Jüri : Prof. Dr. Ahmet YÜCEER

Doç. Dr. Mesut BAŞIBÜYÜK

Prof. Dr. İlyas DEHRİ

Bu çalışmada, farklı kirlilik yüküne sahip sentetik atıksuların, farklı sıcaklıklarda arıtım veriminin incelenmesi amacı ile laboratuar ölçekli yukarı akışlı sabit yataklı reaktör, seçilen sentetik atıksu ile 25 ve 35 °C sıcaklıklarda beslenmiştir.

Reaktöre 24 saatlik bekletme süresinde ilk önce 35 °C’de sırasıyla 3, 6, 9, 12 ve 15 g KOİ/L kirlilik yüküne sahip sentetik atıksu beslenmiştir. İkinci aşamada ise aynı yüklemeler 25 °C’de yapılmıştır. Reaktör çıkışında KOİ, pH, alkalinite, AKM ve NH3-N değerleri ile reaktörde üretilen gaz hacmi incelenmiştir. Elde edilen sonuçlar Stover-Kincannon Kinetik Modeli’ne uyarlanarak her iki sıcaklık için sonuçlar yorumlanmıştır.

Yapılan çalışmalar sonucunda, anaerobik filtre sisteminin 35 °C sıcaklıkta %90’nın üzerinde arıtım verimiyle çalıştığı gözlenmiştir. Diğer koşullar aynı tutulduğunda 25 °C sıcaklıkta %80 civarında KOİ giderim verimi elde edilmiştir. Deney sonuçlarının kinetik modele uyarlanmasıyla 35 °C için Umax: 76,336 g/L-gün, KB: 76,31 g/L-gün ; 25 °C için Umax: 41,49 g/L-gün, KB: 42,88 g/L-gün değerleri elde edilmiştir. Elde edilen kinetik sabitlerin biribirine oldukça yakın olduğu ve düşük sıcaklıkta bile yüksek arıtım veriminin elde edilebildiği gözlenmiştir.

Anahtar Kelimeler: Anaerobik Filtre, Düşük Sıcaklık, Stover Kincannon

II

ABSTRACT

M.Sc. THESIS

INVESTIGATED OF EFFECT OF TEMPRATURE TO SUBSTRATE REMOVAL KINETIC IN ANAEROBIC FILTER

Selin YÜCEER

ÇUKUROVA UNIVERSITY

INSTITUTE OF NATURAL AND APPLIED SCIENCES

DEPARTMENT OF ENVIRONMENTAL ENGINEERING

Supervisor: Prof. Dr. Ahmet YÜCEER

Year : 2006 Pages : 95

Jury : Prof. Dr. Ahmet YÜCEER

Assoc.Prof.Dr. Mesut BASIBUYUK

Prof. Ilyas DEHRI

The aim of this study is investigation of treatment efficiency due to different pollution loading rates and temparatues by using a lab-scale up-flow packed-bed anaerobic filter fed with the synthetic wastewaters at 25 and 35 °C temperatures.

Reactor was fed by synthetic wastewaters for 24 hrs hydraulic retention time. Firstly, It was fed with synthetic wastewaters which organic loading 3, 6, 9, 12 ve 15 g COD/l. at 35 °C. Secondly It was fed with synthetic wastewaters at 25 °C by same loading. The system was observed for COD, pH, NH3-N, alkalinity and TSS at the outflow and the produced bio-gas volume. The results of this study for both of temperatures were evaluated to adopt kinetic model of Stover-Kincannon.

The studies demonstrated that the anaerobic filter was able to show up to 90% COD removal efficiency for 35 °C. As the same condition, 80% removal efficiency of COD was obtained for 25 °C. With aplication of kinetic model for analyze results were obtained Umax: 76,336 g/L-day, KB: 76,31 g/L-day for 35 °C and Umax: 41,49 g/L-day, KB: 42,88 g/L-day for 25 °C. Keywords : Anaerobic Filter; Low temperatures; Stover Kincannon

III

TEŞEKKÜR

Hayatımın her aşamasında varlığını daima yanımda hissettiğim; bana daima

her konuda destek olan ve bu mesleği seçerek ilerlememi sağlayan amcam ve hocam,

Çevre Mühendisliği Bölüm Başkanı Sayın Prof. Dr Ahmet YÜCEER’e sonsuz

teşekkürlerimi sunarım.

Lisans ve yükses lisans eğitimim boyunca zengin bakış açısıyla beni

aydınlatan hocam Sayın Dr. Turan YILMAZ’a yüksek lisans tez çalışmamda

gösterdiği ilgi, sabır ve destekten dolayı teşekkür ederim.

Fikirleri ile beni destekleyen tüm bölüm hocalarıma ve asistan arkadaşlarıma,

özellikle her konuda fikrini çekinmeden sorduğum Arş. Gör. Orkun Davutluoğlu’na

ve tez yazma aşamamda gösterdiği ilgi ve yardımdan dolayı Arş. Gör. Seçil Kekeç’e

teşekkür ederim. Bu tezin her aşamasında yanımda olan Zühal Bozok ve Elçin

Çıtırık’a sonsuz teşekkürler.

Maddi ve manevi her konuda beni destekleyen, sevgi ve ilgisini esirgemeyen

aileme teşekkürü bir borç bilirim.

IV

İÇİNDEKİLER

ÖZ............................................................................................................................ I

ABSTRACT .......................................................................................................... II

TEŞEKKÜR......................................................................................................... III

İÇİNDEKİLER.................................................................................................... IV

ÇİZELGELER DİZİNİ ...................................................................................... VI

ŞEKİLLER DİZİNİ .......................................................................................... VIII

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

1.1. Anaerobik Arıtma Teknolojisi .................................................................2

1.2. Anaerobik Sistemlerde Dönüşüm Prosesleri ............................................7

1.3. Anaerobik Reaktör Tipleri .....................................................................10

1.3.1. Klasik Anaerobik Çürütücüler.................................................12

1.3.2. Anaerobik Temas Reaktörü ...................................................12

1.3.3. Membranlı Anaerobik Reaktörler ............................................13

1.3.4. Yukarı Akışlı Çamur Örtü Reaktörler (UASB) ........................13

1.3.5. Genleşmiş Granüler Çamur Örtü Reaktörler (EGSB )..............15

1.3.6. Anaerobik Akışkan Yataklı Reaktörler (FB)............................16

1.3.7. Anaerobik Filtreler..................................................................17

1.4. Anaerobik Arıtmada Çevresel Faktörler.................................................19

1.4.1. pH...........................................................................................19

1.4.2. Nutrient Gereksinimi..............................................................20

1.4.3. Alkalinite ................................................................................21

1.4.4. Toksisite .................................................................................22

1.5. Anaerobik Arıtmada Sıcaklığın Önemi ..................................................26

1.6. Anaerobik Arıtma Kinetiği ....................................................................35

1.6.1. Monod Modeli ........................................................................38

1.6.2. Grau Modeli............................................................................39

1.6.3. Contois Modeli .......................................................................40

1.6.4. Chen- Hashimoto Modeli ........................................................40

1.6.5. Barthakur Modeli ....................................................................41

SAYFA

V

1.6.6. Sundstrom Modeli...................................................................42

1.6.7. Stover – Kincannon Modeli.....................................................42

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR............................................................................45

3. MATERYAL VE METOT...........................................................................55

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

3.1.1. Anaerobik Reaktör ..................................................................55

3.1.2. Sentetik Atıksu........................................................................56

3.2. Metot.....................................................................................................57

3.2.1. Analitik Yöntemler .................................................................57

3.2.2. Deneysel Çalışma....................................................................57

4. BULGULAR ve TARTIŞMA ......................................................................59

4.1. Deneysel Bulgular .................................................................................59

4.1.1. 35 °C Bulguları .......................................................................59

4.1.2. 25 °C Bulguları .......................................................................63

4.2. Deney Sonuçlarının Kinetik Modele Uyarlanması .................................70

4.2.1. 35°C verilerinin kinetik modele uyarlanması...........................70

4.2.2. 25°C verilerinin kinetik modele uyarlanması...........................71

4.3. Deney Sonuçlarının Yorumlanması .......................................................71

5. SONUÇLAR VE ÖNERİLER .....................................................................76

KAYNAKLAR......................................................................................................78

ÖZGEÇMİŞ ..........................................................................................................86

VI

ÇİZELGELER DİZİNİ

Çizelge 1. 1 Anaerobik arıtmada bazı kilit reaksiyonlar için serbest enerji değerleri..6

Çizelge 1. 2 Anaerobik çamur örtü reaktörleri için performans değerleri .................14

Çizelge 1. 3 Anaerobik çamur örtü reaktörlerinin tasarım yükünün sıcaklıkla

değişimi...............................................................................................15

Çizelge 1. 4 Yaygın Kullanılan Anaerobik Arıtma Sistemlerinin Karşılaştırılması ..18

Çizelge 1. 5 Yaygın Kullanılan Anaerobik Arıtma Sistemlerinin Başlıca İşletme

Sorunları..............................................................................................18

Çizelge 1. 6 Anaerobik arıtmada önemli 8 iz elementin minimum miktarları...........20

Çizelge 1. 7 Anaerobik arıtmada bazı organik maddeler için teorik biyokütleye

dönüşüm (Y) ve optimum KOİ/N/P oranları ........................................21

Çizelge 1. 8 Sıcaklık ve pH’a bağlı sıcaklık fraksiyonları........................................23

Çizelge 1. 9 Bazı çözünür bileşenlerin farklı sıcaklıklardaki difüzyon katsayılarının

30 °C’ye bağlı gösterimi ......................................................................30

Çizelge 1. 10 Düşük kirlilik yüküne sahip bazı atıksuların psikrofilik koşullarda

arıtılması..............................................................................................32

Çizelge 1. 11 Laboratuar ölçekli çalışmalarda, tropikal (≥20°C) koşullarda atıksu

arıtımı sonuçları...................................................................................33

Çizelge 1. 12 Asetat, propiyonat, bütirat ve hidrojenin sülfat varlığında ve

yokluğunda anaerobik parçalanmasının sitokiyometrisi ve Gibbs serbest

enerjisi.................................................................................................34

Çizelge 1. 13 Çeşitli organik maddelerin mezofilik anaerobik arıtımı için kinetik

sabitleri................................................................................................36

Çizelge 1. 14 Glukoz ve amino asitlerin asidojenesis safhası için kinetik sabitleri ..37

Çizelge 1. 15 Anaerobik arıtmada k ve Ks’in asetat için sıcaklıkla değişimi............37

Çizelge 1. 16 Bazı organiklerin hücre çevrim katsayıları ........................................39

Çizelge 2. 1 Farklı atıksuların EGSB reaktörle psikrofilik koşullar altında arıtım

verimi sonuçları ....................................................................................48

Çizelge 2. 2 Kağıt sanayi atıksuları için Stover-Kincannon Modeli ile bulunan

kinetik sabitler ......................................................................................49

SAYFA

VII

Çizelge 3. 1 Sentetik atıksu bileşimi........................................................................56

Çizelge 4. 1. 35 °C 3000 KOİ Bulguları ..................................................................60

Çizelge 4. 2. 35 ° C 6000 KOİ Bulguları .................................................................61

Çizelge 4. 3. 35°C 9000 KOİ Bulguları ...................................................................61

Çizelge 4. 4. 35°C 12000 KOİ Bulguları .................................................................62

Çizelge 4. 5. 35°C 15000 KOİ Bulguları .................................................................62




Çizelge 4. 9. 25 °C 12000 KOİ Bulguları ................................................................65

Çizelge 4. 10. 25 °C 15000 KOİ Bulguları ..............................................................65

Çizelge 4. 11. Elde edilen ortalama veriler ..............................................................66

Çizelge 4. 12. Çalışma sonunda elde edilen kinetik sabitler.....................................71

VIII

ŞEKİLLER DİZİNİ

Şekil 1. 1 Anaerobik bakteriyel metabolizma ............................................................5

Şekil 1. 2 Aerobik ve anaerobik bakteriyel metabolizma (Speece, 1986) ...................6

Şekil 1. 3 Anaerobik dönüşüm prosesleri ..................................................................9

Şekil 1. 4 Askıda çoğalan sistemler (Öztürk,2005) ..................................................11

Şekil 1. 5 Biyofilm üzerinde çoğalan sistemler (Öztürk, 2005)................................11

Şekil 1. 6 EGSB reaktörü ........................................................................................15

Şekil 1. 7 Proses hızının sıcaklığa bağlı değişimi (Öztürk,2005)..............................28

Şekil 3. 1 Çalışmada kullanılan anaerobik filtre ......................................................56

Şekil 4. 1. 35 °C’de giderilen KOİ-üretilen gaz ilişkisi............................................66

Şekil 4. 2. 25 °C’de giderilen KOİ-üretilen gaz ilişkisi............................................67

Şekil 4. 3. 35 °C OLR-%KOİ giderim grafiği..........................................................67

Şekil 4. 4. 25 °C OLR-%KOİ giderim grafiği..........................................................68

Şekil 4. 5. 35 °C OLR-KOİ giderim hızı grafiği ......................................................68

Şekil 4. 6. 25 °C OLR-KOİ giderim hızı grafiği ......................................................69

Şekil 4. 7. KOİ-AKM değişimi ...............................................................................69

Şekil 4. 8. 35 °C Stover Kincannon Model Grafiği..................................................70

Şekil 4. 9. 25 °C Stover Kincannon Model Grafiği..................................................71

SAYFA

1. GİRİŞ Selin YÜCEER

1

1.GİRİŞ

Anaerobik arıtma, son yıllarda Çevre Mühendisliği alanında üzerinde en çok

araştırma yapılan arıtma türlerinden biri olmuştur. Teknolojik imkanlardaki

gelişmeler, eskiden beri bilinen ve doğada kendiliğinden var olan bu biyolojik arıtım

metodunun avantajlarını arttırarak çok miktarda atığın verimli ve ekonomik olarak

arıtılabilmesini sağlamıştır. Ülkemizde de anaerobik arıtma, gittikçe daha fazla

araştırmaya konu olmuştur. Ancak ülkemizde yeni teknolojilerin kullanılması

oldukça pahalı yatırımlar gerektirdiğinden ve atıklardan, pahalı da olsa çabuk ve

kolay yoldan kurtulma fikri yaygın olduğundan büyük bir kullanım potansiyeli olan

anaerobik arıtma uygulama sahasında yeterince yer almamıştır.

Anaerobik arıtma, atık çamur bertarafında, dünya çapında kullanılan en eski

ve en önemli prosestir (Cavala ve ark., 2003).

Anaerobik arıtma çeşitli çevresel faktörlerden etkilenir, bunlardan biri de

sıcaklıktır. Atıksu sıcaklığı genel olarak 35°C ve 55°C değerini bulmamaktadır.

Yeryüzünün %50 sinden fazlasında ılıman veya soğuk iklim hakimdir. Evsel ve

endüstriyel atıksular bu ortam sıcaklığına bağlı olarak genelde düşük sıcaklıklarda

deşarj edilmektedirler (Rebac, 1998). Mezofilik ve termofilik işletme koşullarında

arıtım yapabilmek için atıksuyu ısıtmak gerekmekte ve bu çoğu zaman ek bir

maliyeti beraberinde getirmektedir.Yakın zamana kadar anaerobik arıtma

proseslerinin, genel olarak 20 °C’nin altındaki sıcaklıklar ve seyreltik atıklar için

elverişsiz olduğu düşünülmekteydi. Günümüzde geliştirilen çeşitli reaktör tipleri ile

yapılan araştırmalar ışığında, çevresel faktörlerin proses üzerindeki etkileri ile olayın

biyokimyasal gelişimi ayrıntılarıyla incelenmiş ve seyreltik atıkların düşük

sıcaklıklarda bile anaerobik olarak arıtılabileceği ortaya konmuştur (Hawkes, 1982:

Öztürk, 1991). Anaerobik reaktörlerdeki termofilik ve mezofilik metanojenlerin

bakteriyel büyüme değerleri belirlenmiştir. Ancak sadece iki tür psikrofilik deniz

metanojeni ve bir miktar psikrofilik (opt. Sıc. 20 °C) ve psikrotropik asetojenik

bakteri (opt. Sıc. 20-30°C ) doğal sedimentlerden izole edilebilmiştir. Anaerobik

psikrofillerin sadece doğal ekosistemlerde incelenmesi, atıksuların anaerobik


2

reaktörlerde psikrofilik koşullar altında arıtımı hakkında bilgi eksikliği olduğunu

göstermektedir (Rebac, 1998).

Anaerobik arıtma prosesinin; ılıman ve soğuk iklimlerden (atık sıcaklığı

≈10°C) ziyade tropikal (≥20°C) ve subtropikal (≈20°C) bölgelerde uygulanabilirliği

daha yüksektir (M. Papapetropoulou, 1997). Adana gibi subtropikal bölgede yer

alan yerleşim birimlerinde atıksuları ortam sıcaklığında veya ona yakın bir sıcaklıkta

anaerobik arıtmaya tabi tutmak uygun bir yöntem olarak düşünülmektedir.

Bu çalışmada; Anaerobik Filtre Reaktörde (AF), 35°C ve 25°C sıcaklıklarda

değişik KOİ değerlerine (3000, 6000, 9000, 12000, 15000 mgKOI/L) sahip sentetik

atıksuların arıtım verimi incelenmiş ve elde edilen değerler Stover- Kincannon

modeline uyarlanarak her bir sıcaklık için kinetik sabitler elde edilmiştir. Bu kinetik

sabitler sayesinde ortam sıcaklığına daha yakın olan 25°C’de, istenilen arıtma

verimini sağlayabilmek için uygun reaktör hacmi ve bekletme süresi

belirlenebilmektedir. Böylelikle atıksuyu ısıtma maliyeti düşürülebilmekte ve

istenilen verim sağlanabilmektedir.

1.1.Anaerobik Arıtma Teknolojisi

Anaerobik arıtmada, organik atıklar farklı mikroorganizma gruplarının

ortaklaşa çalışmasıyla, anaerobik bakteri hücrelerine ve esas olarak metan ve

karbondioksit şeklinde gaz forma dönüşürler. Anaerobik arıtma, uygun koşullar

sağlandığında organik madde giderimine ihtiyaç duyulan çoğu alanda rahatlıkla

kullanılabilir. Önceleri atıksu arıtma çamurlarının stabilizasyonunda kullanılan

anaerobik arıtma teknolojisi, bir sonraki aşama olarak yüksek KOİ değerine sahip

endüstriyel atıksuların arıtımında kullanılmıştır. Günümüzde ise gerek evsel, gerek

endüstriyel atıksu arıtımında anaerobik arıtmanın giderme verimleri ve işletme

prensipleri üzerine çalışmalar yapılmaktadır.

Anaerobik arıtmanın, aerobik arıtmaya göre özellikle enerji ihtiyacı ve atık

çamur oluşumu yönünden üstünlükleri vardır. Anaerobik arıtmanın ilerleyen

kademelerinde ortaya çıkan hidrojenin ya da son aşamada ortaya çıkan metanın

enerji açısından kullanımının araştırılması günümüzün popüler konularındandır.


3

Atıksu arıtımında özel bir alan olan anaerobik parçalanma bir fermentasyon

prosesidir. Proses, organik maddenin son indirgenme ürünü olan metan üretimiyle

karakterize edilir ve metan üretiminin yanı sıra karbondioksit de son ürün olarak

oluşur. Anaerobik parçalanma sırasında oluşan bu iki gaz fazındaki bileşiklerin

karışımı “biyogaz” olarak adlandırılır. Bu proseste oluşan biyogaz metandan dolayı

önemli bir enerji kaynağıdır. Anaerobik ve aerobik prosesler arasındaki enerji

durumu asetik asitin aşağıdaki reaksiyona göre oksidasyonu ve indirgenmesi

sırasında açığa çıkan enerji ile karşılaştırılabilir:

C2H4O2 + 2O2 → 2CO2 +2H2O +207 kkal

C2H4O2 → CH4 + CO2 + 16 kkal

Asetik asitin oksidasyonundan açığa çıkan 207 kkal enerjinin 191 kkal’si

kimyasal enerji olarak metan formunda kalmaktadır.

CH4 + 2O2 → CO2 +2H2O + 191 kkal

Bu örnek anaerobik parçalanma sırasında açığa çıkan enerjinin sadece küçük

bir kısmının serbest enerji olarak açığa çıktığını ve büyük bir kısmının üretilen

metanda kimyasal enerji olarak saklı kaldığını göstermektedir (Yılmaz, 2004).

Anaerobik proseslerde organik maddelerdeki kimyasal enerjinin çoğu metan

olarak geri kazanılırken, aerobik proseslerde ise bu organik maddelerdeki enerjinin

çoğu bakteriyel metabolizma için kullanılır. Bu nedenle de aerobik arıtmada oldukça

büyük miktarda bakteriyel hücre üretilmektedir. Aerobik dönüşümde 1 kg KOİ’ yi

gidermek için ortalama 2 kWsa.’ lik elektrik sarf edilerek, 0.5 kg biyokütle

üretilmektedir. Anaerobik dönüşümde ise 1 kg KOİ’ yi giderirken 0.5 m3 biyogaz

(yaklaşık 0.4 L sıvı yakıta eşdeğer) ve 0.1 kg biyokütle oluşmaktadır.

Anaerobik Metabolizma

Mikroorganizmalar;

• Obligat Aeroblar

• Mikroaerofilik organizmalar

• Fakültatif Aerob veya Fakültatif Anaeroblar

• Obligat Anaeroblar


4

Olmak üzere 4’e ayrılırlar.

Anaerobik bakteriler ökaryotik hücre yapısına sahip olup ekstrem çevre

koşullarına adapte olabilirler. Bulundukları çevre koşullarına göre anaerobik

bakteriler; termofiller, asidofiller, alkalifiller, haloaneroblar, syntrofikler, CO-

kullananlar dehalogenojen anaeroblar olarak sınıflandırılırlar (M. Papapetropoulou,

1997).

Anaeroblar (termofilik ve mezofilikler) atık arıtımında kullanılmaktadırlar.

Bunların kullanımının, aerobik proseslere göre bazı avantajları vardır, bunlar:

• Az atık çamur oluşumu (anaerobik bakterilerin büyüme hızının düşük oluşundan

dolayı)

• Düşük nutrient gereksinimi

• Havalandırma için enerjiye ihtiyaç duyulmaması

• Aerobik arıtma için toksik olan bazı halojenli bileşiklerin parçalanabilmesi

• Anaerobik organizmaların aktivitelerini uygun koşullar altında uzun süre

koruyabilmeleri (dönemsel arıtma için ideal)

• Düşük ilk yatırım maliyeti

• Düşük alan gereksinimi

• Proses sonunda ve ara kademede enerji kaynağı olarak kullanılabilen H ve CH4

gazı üretimi

• Kapalı sistemde çalışmasından dolayı kötü kokunun duyulmaması ve atmosfere

zararlı aerosol salınımının olmaması olarak sıralanabilir.

Farklı organik bileşenlerin anaerobik parçalanmasında dört farklı

mikroorganizma grubuna ihtiyaç vardır. Bunlar hidrolitik, fermentatif, syntrofik ve

metanojenik bakterilerdir (M. Papapetropoulou, 1997).

Anaerobik arıtma sistemlerinde, diğer biyolojik arıtma sistemlerinde olduğu

gibi en önemli mekanizma bakteriyel metabolizmadır. Bakteriyel metabolizma

anabolizma ve katabolizmanın aynı anda oluşmasıyla gerçekleşir. Katabolizma,


5

kısaca organik maddenin parçalanması, anabolizma ise organik maddenin hücre

sentezinde kullanılması olarak tanımlanabilir.

Mikroorganizmalar, bütün organizmalar gibi yaşam fonksiyonlarını yerine

getirmek ve üremek isterler. Bunun için organik bileşenlerden elde edilen enerjiye ve

yapı taşlarına ihtiyaç duyarlar. Mikroorganizmalar tarafından salgılanan enzimlerle

enerji açısından zengin, yüksek yapılı organik bileşenlerin parçalanmasıyla düşük

enerjiye sahip basit moleküller ve serbest enerji açığa çıkar. Bu serbest enerjinin bir

kısmından ATP üretilir ve mikroorganizmanın hücresinde depolanır geri kalan enerji

ise ısı enerjisi olarak açığa çıkar. ATP yapımında kullanılan bu enerji; serbest enerji

veya Gibbs Reaksiyon Enerjisi [kJ/ Reaksiyon] olarak adlandırılır. Bir reaksiyon,

Gibbs Reaksiyon Enerjisi sadece negatif değerler aldığında gerçekleşir. Bu değer ne

kadar büyükse, reaksiyonlar o kadar hızlı gerçekleşir. Organik maddelerin

parçalanması sırasında açığa çıkan enerji aerobik ve anaerobik koşullar altında farklı

şekillerde kullanılır. Örneğin Glukozun aerobik parçalanması sırasında toplam olarak

-2870 kJ/mol enerji açığa çıkar, bunun -1100 kJ/mol’ü organizmanın kullanması için

açığa çıkan serbest enerjidir. Bu enerjiden 38 ATP üretilir. Anaerobik koşullarda ise

ATP üretimi için oluşan serbest enerji – 58 kJ/mol’dür, bu da yalnızca 2 ATP

üretimine olanak sağlamaktadır. Bu durum, anaerobik bakterilerin aerobiklere

nazaran neden yavaş büyüdüklerini açıklamaktadır (Anaerobtechnik, 2005).

Bakteriyel metabolizma aşağıdaki şekille ifade edilebilir:

Şekil 1. 1 Anaerobik bakteriyel metabolizma

Aerobik ve anaerobik metabolizmanın karşılaştırılması ise aşağıdaki şekille

ifade edilebilir:


6

Şekil 1. 2 Aerobik ve anaerobik bakteriyel metabolizma (Speece, 1986)

Şekilden, anaerobik metabolizma sonucunda biyokütle oluşumunun aerobik

metabolizmaya kıyasla ne kadar az olduğu açıkça görülmektedir. Bu da anaerobik

arıtmada atık çamur stabilizasyonu sorununu minimuma indirmektedir. Ayrıca aynı

miktarda ve kirlilik yükünde atıksuyun arıtımı için gereken reaktör hacmini

düşürmektedir.

Anaerobik koşullar altında, atıksudaki KOİ’nin %90’ından fazlası son ürün

olarak metana dönüşür. Oluşan bu enerji formu, biyokütle sentezinde

kullanılmadığından, atık çamur bertarafı için gereken maliyet ve alan ihtiyacı düşer

(Speece, 1995).

Çizelge 1. 1 Anaerobik arıtmada bazı kilit reaksiyonlar için serbest enerji değerleri

Reaksiyon ∆G kJ

Propiyonat→Asetat CH3CH2COO- + 3 H2O → CH3COO- + H++ HCO-3 +3H2 +76.1 Bütirat→Asetat CH3CH2 CH2COO- + 2 H2O → 2CH3COO- + H+ + 2H2 +48.1 Etanol→Asetat CH3CH2OH + H2O → CH3COO- + H++ 2H2 +9.6 Laktat→Asetat CHCHOHCOO- + 2H2O → CH3COO- + HCO3

-+H+ +2H2 -4.2 Laktat→ Propiyonat 3CHCHOHCOO-→2CH3CH2COO+CH3COO+H+HCO3

- -165 Laktat→Bütirat 2CHCHOHCOO-+2H2O→ CH3CH2COO- +2HCO-

3+2H2 -56 Asetat→Metan CH3COO-+H2O→HCO3

-+CH4 -31 Glukoz→Asetat C6H12O6+4H2O→ 2CH3COO- + 2HCO-

3+4H++4H2 -206 Glukoz→Etanol C6H12O6+2H2O→2CH3CH2OH + 2HCO-

3+2H+ -226 Glukoz→Laktat C6H12O6→2CHCHOHCOO- +2H+ -198 Glukoz→Propiyonat C6H12O6+2H2→2CH3CH2COO- + 2H2O+2H+ -358

Gibbs serbest enerji değeri negatif olarak ne kadar büyükse, reaksiyon tek

başına o kadar hızlı gerçekleşir. Bu durum, anaerobik reaktörlerde uçucu asit

birikimin kolay gerçekleşmesini açıklar (J.Mata-Alvarez, 2002).


7

1.2.Anaerobik Sistemlerde Dönüşüm Prosesleri

Organik materyallerden metan fermentasyonu; oldukça karmaşık, günümüze

kadar ayrıntılı incelenmemiş biyokimyasal bir olaydır. Doğadaki en önemli madde

dolaşım zincirlerinden birisi olmasına rağmen henüz tam anlamıyla fotosentezde

olduğu gibi açıklığa kavuşturulamamıştır. Metan fermentasyonunda, fermentasyon

sonucunda metan, karbondioksit ve çok az miktarda hidrojensülfür oluşmaktadır.

Oluşan enerjinin büyük kısmı metan formunda oluşmakta, çok az bir kısmı yeni

hücrelerin yapımında kullanılmaktadır (Alternatif Enerji Kaynakları, Mustafa

Acaroğlu 2003).

Anaerobik arıtmada çok sayıda hidrolitik, fermentatik, asetojenik, syntropik

ve metanojenik bakteri rol almaktadır (Lokshina ve Vavilin, 1998). Anaerobik

dönüşüm prosesleri başlıca 4 adımda meydana gelir, ancak bazı kaynaklarda bu

dönüşüm sürecinin 3 adımda gerçekleştiği belirtilmektedir. Bu dört adım:

1. Hidroliz

2. Asidojenesis

3. Asetojenesis

4. Metanojenesis’tir.

Dönüşümü üç adımda özetleyen kaynaklarda asidojenesis ve asetojenesis

safhası aynı adımda ele alınmaktadır. Anaerobik arıtmada bir grup mikroorganizma

organik polimer ve lipidleri daha basit yapıdaki (monosakkarit, amino asit vb.)

bileşenlere; ikinci grup mikroorganizma hidroliz ürünlerini organik asitlere,

anaerobik arıtmada en çok asetik asite, fermente eder. İkinci grupta yer alan

mikroorganizmalar nonmetanojenler olarak adlandırılırlar, fakültatif ve obligat

anaerobik bakterilerden meydana gelirler. Bu mikroorganizmalar literatürde

asidojenler olarak sınıflandırılırlar. Anaerobik reaktörlerden izole edilen

nonmetanojenik bakteriler içerisinde Clostridium spp., Peptococcus Anaerobus,

Bifidobacterium spp., Desulphovibrio spp., Corynebacterium spp., Lactobacillus,

Actinomyces, Staphylcoccus ve Escherichia Coli sayılabilir. Birinci gruptaki

bakteriler ise proteolitik, lipolitik, üreolitik ve selülitik enzimleri üretir. Üçüncü grup


8

mikroorganizma ise asidojenlerin ürettiği asetik asit ve hidrojeni metan gazı ve

karbondioksite çevirir. Bu çevrimden sorumlu bakteriler zorunlu anaerobdurlar ve

metanojenler olarak adlandırılırlar. Metanojenler arasında en önemlileri H ve asetik

asit kullananlardır. Bunların çoğalma süreleri oldukça düşük olduğundan, organik

maddelerin anaerobik arıtımında hız sınırlayıcı basamağı oluştururlar

(Metcalf&Eddy,1991). Yüksek yapıdaki organik moleküllerin olmadığı yerde

metanojenesis, hız sınırlayıcı basamaktır (Gavala ve ark., 2003).

Anaerobik reaktörlerde iki şekilde metan oluşur. Birincisi, hidrojen ve

karbondioksitin birleşmesi, diğeri de formik asit, asetik asit ve metanolün, metan,

karbondioksit ve suya dönüşmesidir. Anaerobik parçalanmanın devam edebilmesi

için reaktörde metan oluşturan bakterilerle diğer bakteri grupları dinamik bir denge

içinde olmalıdır. Ayrıca mikroorganizmaları inhibe eden toksik maddelerin, örneğin

ağır metallerin ve sülfürün bulunmaması zorunludur. Ortam pH’ı 6.6-7.6 arasında

olmalıdır ve PH’ı 6.2 civarında tutabilecek miktarda alkalinite bulunmalıdır. Çünkü

bu pH değerinin altında metan bakterileri faaliyet gösteremezler. Anaerobik

reaktörlerde normal olarak 1000 mg/L ile 5000 mg/L arasında alkalinitenin ve 250

mg/L ‘den daha az yağ asitlerinin bulunması gerekmektedir (Metcalf&Eddy, 1991).


9

Şekil 1. 3 Anaerobik dönüşüm prosesleri


10

1.3. Anaerobik Reaktör Tipleri

Anaerobik arıtma prosesinin verimini arttırmak için çeşitli konfigürasyonlar

denenmiştir. Yeni alternatiflerde esas amaç, biyokütlenin reaktör içerisinde kalma

zamanının, dolayısıyla da atık ile mikroorganizmaların yeterli temas süresinin

sağlanmasıdır. Anaerobik biyokütle birikimini ve reaktör içindeki bekletme

zamanını arttırmak için, tamamen yeni yöntemler benimsenmelidir. Metanojenesis

safhasının anaerobik arıtmaya katkısı çok büyük olsa da, prosesin en çok sorun

yaratan en hassas kısmıdır. Bu yüzden de anaerobik arıtma prosesinin

iyileştirilmesinde belli şartlar sağlanıp, alternatif teknolojiler benimsenirken

metanojenesis safhası önem kazanmaktadır (Speece,1986).

Anaerobik reaktörler; mikroorganizmaların askıda çoğaldığı veya biyofilm

üzerinde çoğaldığı reaktörler olarak iki grupta ele alınabilirler;

Askıda çoğalan sistemler:

• Klasik Anaerobik Çürütücüler (CSTR)

• Anaerobik Temas Reaktörleri

• Membranlı Anaerobik Reaktörler

• Yukarı Akışlı Çamur Örtü Reaktörler (UASB)

• Genleşmiş Granüler Çamur Örtü Reaktörler (EGSB)

Biyofilm üzerinde çoğalan sistemler:

• Anaerobik Akışkan Yataklı Reaktörler (FB)

• Anaerobik Filtreler (AF) [Sabit Yatak]

Ayrıca bu reaktörlerin çeşitli kombinasyonlarından oluşan “Hibrit Reaktörler”

de mevcuttur. Hibrit reaktörlerde, bir reaktörün avantajı diğerinin dezavantajı yerine

kullanılır.


11

Şekil 1. 4 Askıda çoğalan sistemler (Öztürk,2005)

Şekil 1. 5 Biyofilm üzerinde çoğalan sistemler (Öztürk, 2005)

Yüksek hızlı anaerobik reaktörler; yüksek konsantrasyonda aktif biyokütlenin

reaktörde tutulabildiği, buna bağlı olarak da yüksek organik yükleme değerinin

uygulanabildiği, yüksek çamur yaşının- düşük hidrolik bekletme süresinin

sağlanabildiği sistemlerdir. Birbirinden farklı yüksek hızlı anaerobik sistemler son 30

yılda geliştirilmiştir. Örneğin; (Elmitwalli, 2000)

• Yukarı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktör (AF)- Young ve McCarty,1969

• Yukarı Akışlı Çamur Örtü Reaktörü (UASB)- Lettinga ve ark., 1979

• Akışkan Yataklı Reaktör (AFB)- Switzenbaum ve Jewell,1980

• Anaerobik Hibrit Reaktör (AH)- Giuot ve Berg,1984

• Anaerobik Biyodisk Reaktör- Friedman,1980

• Aşağı Akışlı Anaerobik Filtre Reaktör- Kennedy ve Guiot,1982

• Anaerobik Perdeli Reaktör- Bachmann ve ark.,1985

UASB reaktör bu reaktörler arasında en çok uygulanan modeldir, bunu

sırasıyla Anaerobik Filtre ve Anaerobik Hibrit sistemler takip eder (Verstraete ve

ark., 1996; Monroy ve ark., 2000).


12

1.3.1. Klasik Anaerobik Çürütücüler

Klasik anaerobik çürütücüler; tam karışımlı ve geri devirsiz reaktörlerdir.

Geri devirsiz olduklarından çamur yaşı hidrolik bekletme süresine eşittir. Yavaş

çoğalan metan bakterilerinin sistemden yıkanmaması için çamur yaşı en az

bakterilerin spesifik büyüme süresi kadar olmalıdır. En önemli metan bakterilerinden

biri de “Methanosaeta”dır. Bu bakterinin maksimum spesifik büyüme hızı µmax.: 0,1

d-1’dir. Ancak sistemde bakterilerin emniyetle çoğalabilmesi için, spesifik çoğalma

hızının 1,6 katı kadar süreye ihtiyaç vardır (ATV-DVKW,2000). Bu nedenle,

örneğin bu bakteri grubu için, (1/0,1)*16=16 günlük hidrolik bekletme süresinde

işletilmelidirler (Anaerobtechnik,2005). Uygulamada 15-20 günlük hidrolik

bekletme süreleri ile işletilirler, buna bağlı olarak da reaktör hacimleri büyüktür.

Hem hacmin büyüklüğü, hem de çıkış suyundaki askıda katı madde

konsantrasyonunun yüksekliği bu sistemlerin en önemli

mahzurlarındandır.Uygulamada, atıksuların arıtılmasından ziyade arıtma

çamurlarının çürütülmesi için kullanılırlar.

1.3.2. Anaerobik Temas Reaktörü

Anaerobik temas reaktörleri, tam karışımlı anaerobik reaktörler olup, gaz

ayırma ve çökeltme birimlerinden oluşur. Çökelme tankındaki çamur reaktöre geri

devir ettirilerek çamur yaşının kontrol edilebildiği bir sistemdir. Karıştırma, ya

mekanik olarak ya da biyogazın reaktöre enjekte edilmesiyle sağlanır. Çökelme tankı

basit çökelme havuzu veya lamelli çökeltici olarak teşkil edilir. Çökeltme esnasında

gaz oluşumu devam ettiğinden çamurun çökelmesi uzun zaman alır ve sorunludur.

Anaerobik bakterilerle organik maddenin yeterli temasını sağlamak için reaktör etkili

bir şekilde karıştırılır. Anaerobik kontak reaktörlerinde organik yükleme oranları

UAKM cinsinden, maksimum 3kg KOİ/ kg UAKM-gün ve hacimsel organik yük

olarak da maksimum 12,9 kg KOİ/m3-gün olarak verilmiştir (Seyfried ve

Saake,1986: Öztürk, 1999).


13

1.3.3.Membranlı Anaerobik Reaktörler

Membranlı havasız reaktörlerde ana reaktör tam karışımlı bir anaerobik

reaktör olup katı madde ayrımı için çökeltme yerine ultrafiltrasyon birimi kullanılır.

Membran üzerinde akarken suyu alınan biyokütle sisteme geri döndürülerek çamur

yaşı istenilen seviyede tutulmaktadır. Genelde KOİ değeri 10000 mg/L’nin

üzerindeki konsantre ve debisi küçük endüstriyel atıksular için uygun sistemlerdir

(Öztürk, 2005). 1,7-8,0 kg KOI/m3-gün kirlilik yüküne sahip atıksular için Güney

Afrika’da örneklerine rastlanmaktadır. Ancak diğerlerine göre pahalı bir sistem

olduğundan ve ultrafiltrasyon sistemi anaerobik mikroorganizmaları zedelediğinden

çok tercih edilen bir sistem değildir (Anaerobtechnik,2005).

1.3.4. Yukarı Akışlı Çamur Örtü Reaktörler (UASB)

Bu reaktör tipi 70li yıllarda Lettinga ve arkadaşları tarafından bulunmuştur.

Anaerobik atıksu arıtımında en geniş kullanım alanına sahip yüksek hızlı anaerobik

reaktör tipidir. Günlük yaşamda kullanılan bütün UASB’ler tropikal ve subtropikal

koşullarda işletilmektedir. Pilot reaktörler ise ılıman iklimlerde denenmektedir. En

önemli özelliği faz ayrımının olmasıdır. Bu parça, reaktörün üstünde yer almaktadır

ve reaktörü iki parçaya bölmektedir: arıtmanın gerçekleştiği alt bölüm ve çökelmenin

olduğu üst bölüm (Lettinga,1994 ). Yukarı akışlı çamur örtü reaktörlerinin en önemli

ve karakteristik özelliği, faz ayırıcılarının bulunmasıdır. Faz ayırıcıların sıvı fazdan

kaçan biyogazı toplamak, reaktörün üst kısmındaki ayırıcıda askıda katı maddenin

çökelmesini sağlamak, çıkış suyundaki AKM konsantrasyonunu düşük seviyede

tutmak ve kesikli olarak gelebilecek yüksek hidrolik yüklerde yükselen çamura alan

yaratmak gibi dört önemli fonksiyonu vardır (Yılmaz, 2004).

Bu tür sistemlerde mikroorganizmalar yukarı akışlı akımda floklar halinde

gelişir. Arıtma; reaktörün alt kısmındaki çamur yatağı ile bunun üst kesimindeki

çamur örtüsünce gerçekleştirilmektedir. Beslenen atığın organik madde muhtevasına

bağlı olarak; kuvvetli atıklarda, çamur yatağı, seyreltik atıklarda ise çamur örtüsü

arıtmada ağırlıklı rol oynamaktadır. Çökelme hızı çok yüksek ağır aktif granüler


14

çamur yatağı sayesinde hidrolik bekletme süresinin 3-4 saat gibi değerler almasında

dahi biyokütle kaybı olmaksızın sistem işletilebilmektedir. Bu reaktörlerin anaerobik

akışkan yataklı reaktörler ve anaerobik filtrelere kıyasla yüksek organik yüklerden

daha az etkilenme, yüksek aktiviteli çamur içeriği, tıkanma probleminin olmaması ve

ilk yatırım maliyetinin az olması gibi avantajları vardır.

Bu tip reaktörlerin dizaynında; yüksek organik madde içerikli atıksular

arıtılacaksa atıksuyun organik yükü esas alınır. Ancak düşük organik yüke sahip

fakat debisi yüksek atıksular için hidrolik yük esas alınır. Reaktör dizaynıyla ilgili

önemli noktalardan birisi de reaktör yüksekliğidir. Yüksek organik yüklemelerde

oluşabilecek kanallama problemi, debi dağıtım sistemi kurularak engellenebilir. Debi

dağıtım sistemine özellikle; reaktördeki karışımı sağlayacak biyogazın az üretileceği

düşük sıcaklık değerlerinde ihtiyaç duyulur.

Çizelge 1. 2 Anaerobik çamur örtü reaktörleri için performans değerleri (Acosta, 1993)

Atıksu Organik Yükleme Değeri (Kg/m3-gün)

Sıcaklık (°C)

Hacim (L)

Giderim (%)

Fasulye yıkama atığı 8-10 10-15

30 25

2.7 3-4

90-95 88-90

VFA Karışımı 6 35 4.5 90 Ham atıksu 0.7-2.7 8-20 120 50-85 Şeker pancarı atıkları 10 30 800*103 79.3 Sentetik nişasta atıkları 25-10 35 6.7 68-87 Kimyasal endüstri atıkları 12-30 35 3-4 73-82 Patates atıkları 0.55 20 32.6 95-98 Parçalanmış atıksu çamuru likörü

0.7 35 1.1*103 76

Damıtık içki fabrikası atıkları 10.7-16.9 35 5*103 45-65

Sıcak bölgelerde evsel atıksuların anaerobik arıtımında, ayrıca ısıtma

olmaksızın %70’in üzerinde KOİ giderimleri sağlanabilmektedir. Özellikle

anaerobik çamur örtü reaktörlerinin bu maksatla kullanılmasına çalışılmaktadır.

Tamamen yörenin normal iklim şartlarında geniş bir aralıkta değişen sıcaklık

değerlerinde 1-4 kg KOİ/m3-gün’lük organik yükler tatbik edilebilmektedir. Bu yolla

mevsimlik çalışan turizm işletmeleri atıksularının arıtılması için de fizibil çözümler

elde edilebilir (Ubay, 1993: Öztürk 1999’dan).


15

Çizelge 1. 3 Anaerobik çamur örtü reaktörlerinin tasarım yükünün sıcaklıkla değişimi (Öztürk, 1999)

Sıcaklık °C Tasarım Yükü Kg KOİ/m3-gün

40 30 20 15 10

15-25 10-15 5-10 2-5 1-3

1.3.5.Genleşmiş Granüler Çamur Örtü Reaktörler (EGSB )

EGSB reaktörler UASB ve akışkan yataklı reaktörlerin avantajlı yönlerinin

birleşmesinden oluşur. EGSB reaktörlerde çamur akışkan halde tutulur, ancak

akışkan yataklı reaktörlerden farklı olarak inert materyal üzerinde değil de granüler

halde tutulur (Rebac,1998). Yüksek verimli UASB olarak da adlandırılabilir.

Yükseklikleri 12-17 m arasında inşa edilir. 15-25 kg KOİ/m3-gün aralığında yükleme

yapılabilir. Sıvı- katı-gaz ayrımının iyi ayarlanmış olmasından dolayı UASB

reaktörlere göre yüksek çamur konsantrasyonuna sahiptirler, ancak reaktör içindeki

karışımı sağlamak için kullanılan pompalar enerji ihtiyacını arttırmaktadırlar. Atıksu

ve biyokütle arasındaki temas arttığından yüksek arıtım verimi elde etmek

mümkündür (Anaerobtechnik,2005).

Şekil 1. 6 EGSB reaktörü


16

1.3.6. Anaerobik Akışkan Yataklı Reaktörler (FB)

Anaerobik akışkan yataklı reaktörlerde, biyokütle küçük çaplı destek

malzemesi üzerinde biyofilm tabakası oluşturur. Biyotaneciklerin akışkan halde

tutulabilmesi için yüksek orandaki geri devir akımı ile gerekli yukarı akış hızı

sağlanır. Anaerobik akışkan yataklı reaktörlerin askıda çoğalan tipteki biyokütlenin

(floküler yapı) hakim olduğu sistemlere oranla önemli üstün özellikleri vardır. Kum

gibi ağır taneciklerin kararlı çökelme hızları çok yüksektir (50 m/sa). Bu yüzden

reaktördeki yukarı akış hızları 10-30 m/sa gibi yüksek değerlerde tutulmaya çalışılır.

Bu derece yüksek yukarı akış hızları sebebiyle atıksu içindeki inert maddelerin

reaktörde birikmesi mümkün değildir ve biyokütle aktivitesi çok yüksektir. Özgül

yüzeyi 3000 m2/m3 ‘e ulaşan küçük çaplı (0,2-0,8 mm) tanecikler üzerindeki

biyofilm halinde tutunan biyokütle miktarı 40 kg/m3’e ulaşabilir. Yüksek orandaki

biyokütle konsantrasyonu sebebiyle, anaerobik akışkan yataklı reaktörlerde çok

yüksek arıtma kapasitelerine ulaşılabilir. Bu yüzden anaerobik akışkan yataklı

reaktörler kompakt, az yer kaplayan ve son 15 yılda kullanımı yaygınlaşan yüksek

hızlı reaktörlerdir. Bunun yanı sıra anaerobik akışkan yataklı reaktörlerin, biyofilm

oluşumunun uzun zaman alması, işletmeye alma döneminin uzaması, biyofilm

kalınlığının kontrol edilme zorluğu, yüksek orandaki geri devir oranının enerji

gereksinimi, taban kısmındaki akım dağıtma yapısının maliyeti ve geri devir

durduğunda biyokütlenin briketleşmesi sonra da tekrar akışkanlık kazanmasının uzun

zaman alması gibi dezavantajları vardır.

Anaerobik akışkan yataklı reaktörlerin işletmeye alınması sırasında önemli

hususlardan biri biyofilm oluşumudur. Bunun için dolgu malzemesi seçimi, aşılama

tekniği ve organik yük artışı önemli faktörlerdir. Dolgu malzemesi olarak kum, aktif

karbon, sinterlenmiş cam malzeme ve sentetik reçineler kullanılabilir.

Aşılama işleminde kesikli ve sürekli olmak üzere iki genel teknik vardır.

Kesikli aşılamada reaktör hacminin 2/3’si aşı olabilir ve reaktörün geriye kalan

hacmi arıtılacak atıksu ile doldurulur daha sonra her gün belli miktarlarda reaktör

sıvısı yeni atıksu ile değiştirilir. Organik yük artışı maksimum verim ya da

maksimum organik yük esas alınarak yapılır. Hacimsel organik yük açısından


17

anaerobik akışkan yataklı reaktörler için oldukça yüksek değerler (60 kg KOİ/m3-

gün) bildirilmiştir (Heijnen, 1983: Öztürk, 1999).

1.3.7.Anaerobik Filtreler

Anaerobik filtre ilk olarak 1969 yılında Young ve McCarty tarafından

tanımlanmıştır ve çeşitli endüstriyel atıkların arıtımında etkili bir şekilde kullanılmak

üzere geliştirilmiştir (Young, 1969). Son 30 yıldır ise yüksek hızlı arıtma sistemi

olarak kuvvetli organik atıksuların arıtımında kullanılmaktadır (Öztürk, 1999).

Anaerobik filtreler aşağı veya yukarı akışlı olarak dizayn edilirler. Filtrelerde;

plastik, seramik ya da benzeri, çözünme ve baskı sonucu kırılmaya dayanıklı

malzeme kullanılır. Dolgu malzemesinin yüzey alanı oldukça önemlidir. Aynı hacim

için, artan yüzey alanında arıtma verimi artar. Dolgu malzemesi üzerinde ilk

yüklemeden itibaren zamanla biyofilm oluşur. Atıksu bu biyofilm tabakasında ve

dolgu malzemesi arasında bulunan boşluklarda oluşan anaerobik çamur granüllerinde

arıtılır. Filtrelerde zaman zaman tıkanmalar meydana gelebilir, bu tıkanmaların

neticesinde kanallanma olmasını önlemek adına sisteme basınçlı gaz (azot ya da

sistemde oluşan biyogaz) verilir. Filtrelerde yüksek KOİ değerine sahip atıksuların

yanı sıra düşük yüklerdeki atıksular da arıtılır, hidrolik, organik ve toksik etkilere

karşı dayanıklıdır, çamur bekleme süreleri yüksek, çamur üretimi düşük ve biyokütle

kaybı azdır. Anaerobik filtrelerde geri devir yapılması KOİ giderme verimini önemli

miktarda arttırmamasına rağmen sistemin özellikle alkalinite, nütrient ve ısı

ihtiyacının azaltılması bakımından önemli bir uygulamadır (Yılmaz, 2004).

Anaerobik filtrelerin kısa sürede tıkanmasını önlemek için yüksek AKM içeren

atıksuları filtreden önce ön çökeltmeye tabi tutmak uygundur. Young ve Yang

anaerobik filtre dizaynındaki en önemli parametrelerin,

• Hidrolik bekletme süresi,

• Dolgu malzemesi tipi,

• Akımın yönü, olduğunu belirtmişlerdir.


18

ABD’de ve Kanada’da 1972 yılından itibaren inşa edilmiş çok sayıda kurulu yukarı

akışlı anaerobik filtre vardır. Bu tesislerde hacimsel organik yük 0.2-16 kg KOİ/m3-

gün aralığında değişmektedir. Hidrolik bekleme süreleri de, katı atık sızıntı suyu

arıtılan anaerobik filtrelerdeki 30-40 günlük süre haricinde, 12 ile 96 saat aralığında

yer almaktadır. Arıtılan atıklardaki giriş KOİ değerleri de 100-150 mg/L (ön

çökeltmeli atıksu) ile 24000 mg/L (fermentasyon atıksuyu) gibi geniş bir aralıkta

değişmektedir. Elde edilen KOİ giderme verimleri atık tipine bağlı olarak genelde %

60-90 aralığındadır. İşletme emniyeti ve sistem veriminin yükseltilmesi gayesiyle

birden fazla sayıda filtre veya anaerobik çamur yataklı filtre (hibrid reaktör) inşa

edilerek seri bağlı işletilebilirler (Öztürk, 1999).

Çizelge 1. 4 Yaygın Kullanılan Anaerobik Arıtma Sistemlerinin Karşılaştırılması

(Öztürk, 1999) Karakteristik Davranış Anaerobik

Çamur Örtü Reaktörü

Anaerobik Filtre Anaerobik Akışkan Yataklı Reaktör

İşletmeye alma Biyokütle (çamur) gelişimi Sıvı fazın karışımı Hidrolik şoklara karşı koyma Organik şoklara karşı koyma Askıda katılara duyarsızlık Tıkanmaya duyarsızlık Biyokütle yüzme riski Reaktörün kontrol ihtiyacı

- ++ - - + - ++ - +

- + +(+) ++ + + - + +

- ++ ++ ++ + ++ ++ + -

- yetersiz, + iyi, ++ çok iyi Çizelge 1. 5 Yaygın Kullanılan Anaerobik Arıtma Sistemlerinin Başlıca İşletme

Sorunları (Öztürk, 1999) Anaerobik Çamur Örtü Reaktörü

Anaerobik Filtre Anaerobik Akışkan Yataklı Reaktör

-Yatak genleşmesinin kontrol güçlüğü -değişken giriş suyu özelliklerine bağlı proses stabilitesi sorunu -şok yüklerde biyokütle kaybı -inert (inorganik) madde birikimi -biyokütle yüzmesi (kaçması)

-giriş akımını üniform dağıtma zorluğu -yatakta tıkanma ve kanallanma riski -filtrenin periyodik olarak geri yıkanma gereği -inert katı madde birikimi -çıkışta AKM ayırma (çökeltme) ihtiyacı

-yatak genleşmesini kontrol güçlüğü -giriş akımını üniform dağıtma zorluğu -biyopartikül kaçışı -akışkanlaşma özelliklerinin değişkenliği -biyofilm kopması -vanalarda arıza -sürekli geri devir mecburiyeti


19

1.4. Anaerobik Arıtmada Çevresel Faktörler

Anaerobik arıtma çevresel koşullardan aerobik arıtmaya göre daha çok

etkilenir. Anaerobik arıtma sistemleri daha dar çevresel koşullarda çalışırlar, ve

optimum noktadan uzaklaştıkça arıtma verimleri düşer. Metanojenler, anaerobik

arıtmada çevresel koşullardan en çok etkilenen grubu oluştururlar. Bu çevresel

faktörler pH, sıcaklık, nutrient gereksinimi, alkalinite ve toksisitedir.

1.4.1. pH

Metan bakterileri için optimum pH aralığı 6,5-8,2 olarak kabul edilir.

Anaerobik arıtmada en hassas grup metan bakterileri olduğundan ortam pH’ını bu

aralıkta tutmak gerekir. Asidojenler, metanojenlere kıyasla daha geniş bir pH

aralığında faaliyet gösterirler ancak onlar da pH’ın 5,5’in altına düşmesi halinde

inhibisyona uğrarlar. Ayrıca, sülfat kullanan bakterilerin kısa süreli (8 sa) pH

değişimlerinden metanojenlere kıyasla daha az etkilendiği belirtilmiştir (Leitão ve

ark. ,2004). pH’ın metanojenlerin tolere edebileceği değerlerin dışına çıkması

halinde, bu durumdan daha az etkilenen asidojenler baskın hale gelip, reaktörde VFA

(uçucu yağ asidi) birikimine neden olabilirler. Anaerobik reaktörlerde CO2 ve VFA

artışı sistemin pH’ını düşürürken, protein parçalanmasından oluşan NH3, reaktörün

pH’ını yükseltir. Sistemin pH’ı gerekiyorsa dışardan alkalinite takviyesi ile

dengelenebilir.

Herhangi bir sebeple kararlılığını yitiren bir reaktörde, dengesizlik ilk önce

toplam uçucu asit konsantrasyonun artması sonucu pH’ta ani bir düşüş ile kendini

gösterir. pH’taki düşüşü bir süre sonra (yaklaşık 2 gün sonra) alkalinitedeki ani

azalma izler. Bu esnada gaz üretiminin yavaşlaması, dolayısıyla gaz debisinde bir

azalma ve gazdaki CH4 yüzdesinde bir düşüş gözlenir. Bunların sonucu olarak da

reaktör çıkışındaki KOİ konsantrasyonu yükselir ve sistemin verimi düşer (Öztürk,

1999).


20

1.4.2. Nutrient Gereksinimi

Bütün mikroorganizmaların olduğu gibi, anaerobik mikroorganizmaların da

metabolik faaliyetlerini devam ettirebilmeleri için bazı temel ve iz elementlere

gereksinimleri vardır. Atıksu arıtımında en genel olarak sudaki C, N ve P’lu

bileşenlerin miktarının düşürülmesi beklenir. Bakteriler atıksudaki bu bileşenlerin

miktarı düşürülürken yeni bakteri hücresi ve enerji açığa çıkar. Anaerobik bakteriler,

daha önce de bahsedildiği gibi aerobik bakterilere kıyasla daha az yeni hücre, daha

çok enerji üretirler. Metabolik faaliyetlerinde kullandıkları C miktarı aerobik

bakterilere kıyasla daha yüksektir. Bu nedenle aerobik arıtma için optimum kabul

edilen KOİ/N/P miktarı 100/5/1 iken bu oran anaerobik arıtmada işletmeye alma

devresinde 300/5/1- 500/5/1 aralığında tutulur. Kararlı halde ise 700/5/1 oranı

uygulanabilir (Öztürk, 1999). Bu oranlar aynı miktardaki anaerobik ve aerobik

organizmalardan, anaerobiklerin çok daha fazla atık arıtabileceğini ifade eder. C, N

ve P gibi makronütrientler yanında Na, K, Mg, Fe, S, Ni, Co, Mo, Se ve W gibi iz

elementler de anaerobik arıtma için gereklidir. Özellikle diğer bütün çevre şartları

uyumlu iken, yüksek KOİ giderimi gerçekleşmiyorsa iz elementlere dikkat

edilmelidir. Anaerobik arıtma için olumlu etkisi tespit edilmiş 8 iz element ve

miktarları şekilde verilmiştir:

Çizelge 1. 6 Anaerobik arıtmada önemli 8 iz elementin minimum miktarları (Asetat kullanım hızı: 30-60 kg Asetat/m3-gün, Өc: 5 gün, T: 35 °C, pH: 6,8) (Öztürk, 1999)

İz Elementler Minimum Miktar (mg/L reaktör-gün)

Reaktördeki İz Element Konsantrasyonu (mg/L)

S 10 4 Ca 5 3 Mg 1 3 Fe 1 0,5 Ni 0,2 <0,01 Co 0,1 0,05 K 100 555 Zn 0,1 0,05


21

Çizelge 1. 7 Anaerobik arıtmada bazı organik maddeler için teorik biyokütleye dönüşüm (Y) ve optimum KOİ/N/P oranları (Öztürk, 1999

Organik Bileşik Y (g UKM/g KOİ) Optimum KOİ/N/P

Asetik asit 0,038 1420 / 6,7 / 1 Propiyonik asit 0,12 451 / 6,7 / 1 Bütirik asit 0,16 338 / 6,7 / 1 Uzun zincirli yağ asitleri 0,14 386 / 6,7 / 1 Karbonhidratlar 0,22 246 / 6,7 / 1 Yağlar 0,14 386 / 6,7 / 1 Proteinler 0,13 -

1.4.3.Alkalinite

Alkalinite, anaerobik arıtma sistemleri için en önemli parametrelerden biridir.

Alkalinite, atıksu bileşimine bağlı olarak metabolik olarak üretilebildiğinden dolayı

metabolik alkalinite birçok atıksu için karakteristiktir. Başlangıçta birkaç yüz mg/L

olan giriş suyu alkalinitesi arıtma çıkışında birkaç bin mg/L’ye yükselebilir. Protein

gibi azotlu organik bileşiklerin anaerobik ve aerobik parçalanmasından açığa çıkan

amonyum oranına bağlı olarak metabolik alkalinite diye adlandırılan alkalinite

oluşur. Bununla birlikte karbonhidratlar, şekerler, aldehitler, ketonlar ve esterler gibi

bileşiklerin anaerobik parçalanması sonucu metabolik alkalinite oluşmaz. Proteinin

anaerobik parçalanması sırasında amonyak ve bikarbonat oluşum reaksiyonları

aşağıdaki gibidir:

RCHNH2COOH + 2H2O → RCOOH + NH3 + CO2 + 2H2

NH3 + H2O + CO2 → NH4HCO3

Eğer protein 1/10 azot içeriyorsa tam olarak parçalanmış 1 g/L proteinden 0,1

g/L NH4-N oluşur ve oluşan her 0,1 g/L NH4-N için 0,36 g/L CaCO3’a eşdeğer 0,56

g/L NH4HCO3 meydana gelir (Speece, 1996).

Sülfatın ve sülfitin indirgenmesinden oluşan alkalinite reaksiyonları ise

aşağıdaki gibidir:

4H2 + SO4-2 + CO2 → HS- + HCO3

- + 3H2O

CH3COO- + SO4-2 → 2HCO3

- +HS-


22

3 CH3COO- + 4HSO3- →3 HCO3

- + 4 HS- + 3H2O + 3CO2

Yarım mol sülfatın veya 1 mol sülfitin indirgenmesinden 1 mol alkalinite

oluşur. 96 gram sülfat başına 2 mol : 100 g alkalinite üretilir (CaCO3 cinsinden).

Alkalinitedeki yükselme, indirgenen sülfat miktarına hemen hemen eşittir (Speece,

1996).

Reaktördeki alkalinite miktarının kontrolü için, azotlu ve sülfatlı

bileşiklerinin ve uçucu yağ asidi miktarının bilinmesi gerekir. Çıkışta ölçülen

alkalinite değerinin beklenenin altında çıkması sistemde uçucu yağ asiti birikmesinin

habercisi olabilir.

1.4.4. Toksisite

Toksisitenin pek çok farklı tanımı olsa da çevre mühendisliğinde, bakteriyel

metabolizma üzerinde olumsuz etki anlamına gelmektedir. Toksikant, toksik etki

meydana getiren bileşenlere verilen genel addır. İnhibasyon ise, bakteriyel

fonksiyonların azalması olarak tanımlanır. Anaerobik arıtmada toksik etki gösteren

başlıca bileşenler; ağır metaller, sülfat, sülfit, kloroform, klorür, fenol, siyanür,

amonyum, oksijen ve yüksek konsantrasyondaki katyonlardır. Ağır metaller toksik

etkilerini şelatlaşarak, çökelerek veya her ikisini de gerçekleştirerek gösterirler

(Speece, 1996).

Toksikantlar iki genel sınıfa ayrılırlar: spesifik ve narkotik. Spesifik

toksikantlara CN örnek verilebilir; bunlar spesifik fonksiyonları inhibe ederler.

Narkotik toksikantlara ise kloroform örnek verilebilir; bu sınıfa dahil olan

toksikantlar narkoz etkisi yaratırlar ve mikrobiyal fonksiyonların ilerlemesini

engellerler (Speece, 1996). Reaktör dizaynıyla oynanarak ya da farklı işletme

koşulları sağlanarak, toksik bileşenleri anaerobik yolla arıtmak mümkündür. Toksik

bileşenlerin etkisini belirlemede farklı değerler göz önüne alınır; bunlar toksikant

konsantrasyonu, katı bekletme zamanı, biyokütle konsantrasyonu, hücre yaşı,

toksikanta maruz kalma süresi ve sıcaklıktır. Genç hücreler toksikantlardan, yaşlılara

oranla daha az etkilenirler (Speece, 1996). Toksik etkileri azaltmak için atıksuyu

seyreltme uygulanabileceği gibi toksik bileşene aklimasyon da uygulanabilir. Düşük


23

dozlarla başlanan toksik madde beslemesi artan dozlarla devam edebilir ve böylelikle

bakterinin toksikanta aklimasyonu sağlanabilir. Toksik bileşenlerden en çok

metanojenler etkilenirler.

Toksik madde giderimi için uygun koşullar aşağıdaki gibi özetlenebilir:

• toksikant konsantrasyonunun IC50 değerinden nispeten düşük olması (IC50 :

biyokütlenin %50 ‘sinin inhibe olması için gereken toksikant konsantrasyonu)

• toksikantın kendi kendine parçalanabilir veya arıtma koşullarında alı konabilir

olması

• biyokütlenin toksikanta karşı aklime olmaya yetenekli olması

Toksisite gideriminde sıcaklığın önemi: Optimum sıcaklıklarda (35 °C)

toksisitenin etkileri kolay düzelir ve sistemin güvenliği daha etkin olarak korunur.

Speece ve Yang’ın yaptıkları çalışmalarda; sıcaklığın 35 °C’den 25 °C’ye düşmesi

halinde CN’ün toksik etkilerinin daha uzun sürede iyileştiğini belirtmişlerdir. 25

°C’de gaz üretimindeki geçici inhibasyonun daha yüksek değerlerde olduğunu ve

düzelme süresinin de daha uzun olduğunu belirtmişlerdir. Termofilik metanojenler,

toksik bileşenlere karşı mezofiliklerden daha hassastırlar. Sıcaklık ayrıca NH3

toksisitesinde de etkilidir. NH3 NH4’e göre çok daha toksiktir ve değişimi sıcaklıkla

pH’a bağlıdır. Yüksek sıcaklık ve pH değerlerinde sudaki serbest amonyak NH3

miktarı artar.

Çizelge 1. 8 Sıcaklık ve pH’a bağlı sıcaklık fraksiyonları (Speece, 1996) pH Sıcaklık (°C)

25 35 55 6.5 .002 .004 .012 7.0 .006 .011 .036 7.5 .017 .034 .107 8.0 .053 .099 .274

Aşağıda bazı toksikantların özelliklerine değinilmiştir:

Oksijen

Anaerobik arıtmada sistem kararlılığının sağlanabilmesi için ortamda serbest

oksijenin olmaması gerekir. Oksijen, kimyasal olarak bağlı olsa bile arıtma sürecini


24

olumsuz olarak etkilemektedir. Bu yüzden ortamda serbest oksijenin yanı sıra NO3,

H2O2, SO4-, HS- gibi maddelerin de bulunmaması gerekir. Bunların varlığı arıtma

verimini düşürür.

Kükürt

Sülfata pek çok endüstriyel atıksuda yüksek konsantrasyonlarda rastlanır.

Anaerobik koşullarda sülfat, sülfat indirgeyen bakteriler tarafından parçalanır ve

nihai ürün olarak H2S oluşur. Sülfat gideren bakteriler, metan bakterileriyle aynı

enerji kaynaklarını kullanırlar; bu yüzden rekabete girerler. Sülfat gideren bakteriler

enerjetik olarak metan bakterilerine göre daha avantajlı olduklarından, metan

üretimine doğru olan elektron akışını sülfat giderimine doğru çevirerek reaktördeki

metan üretiminin düşmesine neden olurlar. Ayrıca pH ve sıcaklık değişimlerine karşı

metan bakterilerine kıyasla daha az hassastırlar. Bu rekabetin yanı sıra oluşan H2S’in

yüksek konsantrasyon seviyelerine çıkması sistemi inhibe eder. Ortamdaki H2S

konsantrasyonunun 250 mg/l’ye ulaşması asetattan CH4 üretimini tamamen inhibe

eder (Öztürk, 1999).

Uçucu Asitler

Asit üretimi sırasında oluşan uçucu asitlerin konsantrasyonlarının yükselmesi

sistemde inhibasyona sebep olur. Toplam uçucu asit konsantrasyonu (TUA) değeri

1000-1500 mg/L’yi aşmamalıdır (Frostell, 1985).

Anaerobik reaktörlerde TUA birikiminin muhtemel sebepleri aşağıda

sıralanmıştır:

• iz element eksikliği

• diğer toksik etkiler

• aşırı organik yükleme

• hidrolik kısa devre

• N ve P yetersizliği

• H2 kısmi basıncının yüksek oluşu


25

Amonyak

Amonyum toksisitesi; anaerobik reaktörler için, atıksu yüksek

konsantrasyonlarda amonyum içerdiği zaman veya yüksek konsantrasyonlarda

protein gibi azotlu organik bileşikleri içerdiği zaman ortaya çıkmaktadır. Amonyak

iyonize olduğunda toksik etkisi oldukça azdır. Amonyağın iyonizasyonu sıcaklık ve

pH’la kontrol edilebilir. Nötral pH’da 84 mg/L iyonize olmamış amonyağa eşdeğer

8500 mg/L iyonize olmuş amonyak anaerobik prosesin performansında bir

değişikliğe sebep olmamıştır. Ancak yine nötral pH’da 10000 mg/L NH4-N

metanojenik kültürün gaz üretimini tamamen durdurmuştur ve biyokütlede hücre

ölümü sıkıntısı yaşanmıştır. Bununla birlikte 10 gün sonra gaz üretimi gözlenmiş ve

5 gün içerisinde de biyokütle aktivitesi kontrol değerlerinin % 70’ine ulaşmıştır. Bu

da NH3 toksisitesinin “bakteriostatik” etki gösterdiğini açıklamaktadır.

(Bakteriostatik etki; bazı hücresel fonksiyonların sona ermesine yol açar.

Bakteriocidal etki ise yaşamın tamamen sona ermesine yol açar.) (Speece, 1996).

Koster ve Lettinga (1988), yukarı akışlı çamur örtü reaktörünün NH4-N’e

adaptasyonundan sonra 6,2 kat NH4-N’e tolere edebildiğini bildirmişlerdir. NH3

toksisitesi, büyük ölçüde tersinebilirdir. Granüler çamurdaki asidojenler 4050-5730

mg/L NH4-N konsantrasyonundan büyük ölçüde etkilenmişlerdir; aynı

konsantrasyonda metanojenik aktivitenin % 56’sı kaybolmuştur. Wiegant ve Zeeman

(1986) ise; NH3’ün hidrojen kullanan metanojenleri güçlü bir şekilde etkilediğini;

asetat kullanan metanojenleri ise nispeten daha az ölçüde etkilediğini ortaya

çıkarmışlardır.

Sodyum

Birçok endüstride tuzluluk miktarı yüksek atıksular oluşur. Bu atıksuların

standart anaerobik arıtma sistemlerinde arıtılmaları zordur. Yüksek konsantrasyonda

sodyum, ozmotik basınç oluşturarak veya substratın parçalanma reaksiyonlarının

bazılarını inhibe ederek arıtma performansını düşürür veya tamamen durdurur

(Yerkes ve ark., 1997). Eğer sodyum konsantrasyonu anaerobik arıtma sistemini

inhibe edecek konsantrasyonda değilse arıtıma devam edilebilir ve çoğu endüstriyel

atıksuya uygulanabilir. Anaerobik çamur yüksek sodyum miktarlarına adapte


26

edilebilir. 15000 mg/L konsantrasyonunda sodyum içeren atıksu reaktöre verildikten

sonra inhibasyona uğrayan reaktör, 50 gün içerisinde eski gaz üretim performansına

ulaşır. İz elementlerin eklenmesi ise adaptasyon sürecini yaklaşık olarak iki katına

çıkarır (Lee ve Speece, 1994).

Potasyum

Potasyumun en önemli etkisi; anaerobik reaktörlerde substrat kullanma hızını

(kmax) azaltmasıdır. Hazır kahve üretiminden kaynaklanan atıksular 1200 mg/L K+

iyonu içerebilir. Bu konsantrasyonda K, hem mezofilik hem de termofilik anaerobik

arıtma proseslerinde asetat kullanan metanojenlerin inhibisyonuna neden olmaktadır.

Ancak Ca+2 iyonları antogenist etkisiyle inhibisyon miktarını azaltmaktadır.

Ca+2’nin antogenist etkisinden önce mezofilik reaktörün KOİ giderimi %59-62

arasında ve biyogazdaki metan yüzdesi %57-76 iken Ca+2 eklenmesinden sonra KOİ

giderimi ve CH4 yüzdesi % 80’e çıkmıştır ( Fernandez ve Forster, 1993).

Siyanür

1 mg/L’den daha az CN konsantrasyonunun anaerobik arıtmayı, özellikle

metanojenleri ciddi şekilde inhibe etmektedir (Yang ve ark., 1980). Bununla birlikte,

Yang ve Speece (1986); Fedorak ve Hrudey (1989) ve Fallon (1992) tarafından

anaerobik bakterilerin CN’e aklime olabildiği ve aklimasyondan sonra CN’ü

parçalayabildiklerini ileri sürmüşlerdir. Yukarı akışlı çamur örtü reaktörü 110 mg/L;

anaerobik filtre ise 120 mg/L CN konsantrasyonuna adapte olabilmektedir. Her iki

reaktör de tüm CN yüklemelerine adaptasyondan sonra %92-93 KOİ giderimi ve

%94-98 oranında CN giderimi sağlanmıştır (Yılmaz, 2004). CN toksisitesi de NH3

toksisitesi gibi bakteriostatik etki yaratmakta yani belli bir süre sonunda biyokütle

aktivitesi yeniden başlamaktadır (Speece, 1996).

1.5.Anaerobik Arıtmada Sıcaklığın Önemi

Anaerobik arıtma, diğer biyolojik proseslere nazaran sıcaklık etkisine karşı

daha hassastır (Lettinga,1994). Sıcaklığın; anaerobik arıtmada dönüşüm, kinetik,

stabilite, çıkış kalitesi ve sonuç olarak metan üretimi üzerinde önemli bir etkisi vardır


27

(Borja ve ark. 2001). Sıcaklığın mikroorganizmaların kinetik parametreleri

üzerindeki etkisi bir çok çalışmaya konu olmuştur (Rebac, 1998). İşletme

sıcaklığının düşmesi, mikroorganizmaların maksimum spesifik büyüme hızının

(µmax) ve substrat kullanım değerinin düşmesine, fakat metanojenik populasyonun

giderilen substrat konsantrasyonuna karşılık biyokütle dönüşüm oranında [Y] (g

biyokütle g-1 dönüşen substrat) artışa sebep olur (Van der Berg, 1977; Lin ve ark.,

1987).

Sıcaklık, anaerobik arıtmanın performansını etkileyen önemli bir faktördür.

Anaerobik arıtma psikrofilik (< 25°C), mezofilik (25-40 °C) ve termofilik (>40 °C)

şartlar altında gerçekleşir. Termofilik arıtmanın, psikrofilik ve mezofilik arıtmaya

göre yüksek metabolizma hızı ve patajonlerle yabani ot tohumlarını yüksek

parçalanma hızı gibi avantajları vardır (Larsen ve ark., 1994). Ancak bunların

yanında, mezofilik arıtmaya göre yüksek enerji gereksinimi vardır (Van Lier, 1995).

Anaerobik arıtma mezofilik (35 °C) ve termofilik (55-60 °C) sıcaklık

değerlerinde gerçekleşir. Metanojenik aktivite psikrofilik (15 °C civarı) ve

extromofilik (65 °C civarı) sıcaklıklarda da gözlenir. Organik maddelerin anaerobik

parçalanmasının 2 °C’nin altında bile gerçekleştiği gözlenmiştir (McHugh ve ark.,

2004). Anaerobik arıtma çoğunlukla mezofilik ve termofilik koşullarda gerçekleşir,

tropikal bölgelerde ise ortam sıcaklığında arıtma yapılabilir. Tropikal bölgelerde

sıcaklık kontrolü yapılmadan da arıtma yapılabilir ve arıtma prosesi, sıcaklığın

gündüz-gece değişimleri ile hava koşullarına bağlıdır. Tropikal bölgelerde gece ve

gündüz arasındaki sıcaklık farkı 5-10 °C’dir. Kuru (yağmursuz) sezonda (Kasım-

Nisan) gündüz ölçülen ortalama maksimum sıcaklık 28 °C, gece ölçülen minimum

sıcaklık ortalaması ise 18 °C dir. Yağmur sezonunda (Mayıs-Eylül) maksimum ve

minimum sıcaklık ortalamaları sırasıyla 32 ve 24 °C’dir (Borja ve ark. 2001).

Sıcaklığın 20-35 °C aralığında değiştiği tropikal bölgelerde; yüksek hızlı

anaerobik reaktörler evsel atıksuların artımı için iyi bir alternatif olarak

düşünülmektedir (Haandel ve Lettinga, 1994). Bunun yanında ılıman ve soğuk

iklimlerde de başarıyla işletilen örneklerine rastlanmaktadır. Soğuk iklimlerde elbette


28

biraz daha teferruatlı reaktörler planlamaya gerek duyulmaktadır (Lettinga ve ark.,

1996).

Şekil 1. 7 Proses hızının sıcaklığa bağlı değişimi (Öztürk,2005)

Sıcaklığın, organik maddelerin gideriminde, mikroorganizmaların büyüme ve

hayatta kalmaları üzerinde büyük etkisi vardır. Sıcaklığın azalması kimyasal ve

enzimatik faaliyetlerin azalmasına, ayrıca büyümenin yavaşlamasına neden olur. Çok

düşük sıcaklıklarda ise büyüme tamamen durur yalnızca hayatta kalınır. Minimum

büyüme sıcaklığı, hücre membranının uygun fonksiyonlarını kaybetmesi ile sonraki

adımda uyku halinin oluşması ve bileşenlerin salgılanmasında rahatsızlık oluşmasına

karşı gelir. Diğer yandan, sıcaklık arttığında enzimatik faaliyetler ve büyüme,

sıcaklık optimum olana kadar artar, daha fazla artışta ise protein, nükleik asit ve

diğer hücresel bileşenler tersinmez şekilde zarar görürler. Yani, sıcaklık artışı belli

bir optimuma kadar, organik maddelerin parçalanması açısından iyidir, ancak

sıcaklığın çok artması metabolizmaya zarar verir (Magidan ve ark., 1997).

Çoğu anaerobik arıtma sistemi mezofilik çalışır çünkü psikrofilik şartlarda

düşük parçalanma hızı ile yüksek hidrolik bekletme süresi ve yüksek çamur yaşına

ihtiyaç duyulduğu göz önüne alınır (Lettinga ve ark., 2001). Bununla beraber, düşük


29

sıcaklıkta atıksu arıtımı, özellikle düşük mevsimsel çevre sıcaklıklarında arıtım,

günümüzde ilgi toplamaktadır.

Düşük sıcaklıklarda arıtım yapmak, reaktörü ısıtma maliyetini azalttığı gibi,

diğer taraftan reaktör içerisinde üretilen enerji tekrardan reaktörü ısıtmada

kullanılmağından, başka yerlerde kullanım imkanı doğmaktadır. Yeni modifiye

reaktör modelleriyle, örneğin UASB, EGSB veya IC (dahili sirkülasyon)

reaktörlerinin hibrit versiyonlarının kullanımlarıyla, çok farklı atıksuların arıtımları

laboratuar koşullarında mümkün olmaktadır (Rebac ve ark.,1995). Her ne kadar

üzerine çalışma yapılsa da psikrofilik anaerobik arıtma için hidrolik bekletme süresi

ya da organik yükleme değerleri için optimum değerler saptanmamıştır (O’Flaherty

ve ark., 2005).

Gerçek psikrofilik bakteriler, derin göl sedimentlerinden ve Antartik

Denizi’nin buzullarından elde edilmektedir. Gerçek psikrofiliklerin optimum

büyüme sıcaklıkları 15 °C, maksimum 20 °C ve minimum ise 0 °C’dir. Bununla

birlikte, çevredeki mevsimsel sıcaklık değişimlerine bağlı olarak psikotolerant

bakteriler gerçek psikrofiliklerin yerini almaktadırlar. Psikotolerant bakteriler 0

°C’de minimum büyüme hızına sahiptirler optimumları ise 20-40 °C arasıdır.

Psikotolerant metanojenler izole edilebilmişlerdir (Simankova ve ark., 2003).

Bazı atıksular, düşük çevre sıcaklıklarında deşarj edilirler. Bunları mezofilik

ve termofilik koşullara getirebilmek için enerjiye ihtiyaç duyulur ve bu da ek

maliyete sebep olur, bu yüzden psikrofilik arıtma arzu edilir. Bununla birlikte düşük

sıcaklıkta arıtım yapabilmek için, arıtma sisteminin dizaynında ve işletmesinde,

arıtma prosesinin bazı özelliklerinde değişiklikler yapılmalıdır.

Düşük sıcaklıkta CO2 çözünürlüğü artar bu da pH’ın düşmesine neden olur.

Düşük sıcaklıkta sıvı vizkositesi artar, bu nedenle reaktör içinde yüksek karışım olur

bu da sıvı-katı faz ayrımını zorlaştırır ( Perry ve Gren, 1984). Sıvı viskozitesi ile

ilgili olarak, çözünür bileşenlerin difüzyonunun, sıcaklığın azalmasıyla azaldığı

söylenebilir. Bu durum aşağıdaki formülle açıklanabilir:

×

×=

2

2

1

112

η

η T

TDD (1.1)


30

Burada;

D: Difüzyon katsayısı (m2s-1)

T: Sıcaklık (K)

η : Solüsyonun sıvı viskozitesi (Nsm-2)

1,2: Farklı sıcaklık değerlerini göstermektedir

Çizelge 1. 9 Bazı çözünür bileşenlerin farklı sıcaklıklardaki difüzyon katsayılarının

30 °C’ye bağlı gösterimia: Sıcaklık °C 10 20 30 40 50 60 Dsıc./D30 [-]

0.57 0.77 1.00 1.26 1.55 1.88 a: Değerler yukarıdaki eşitliğe göre hesaplanmıştır ve çözücü olarak saf su kullanılmıştır (Lide, 1992).

Hidrolik bekletme süresi veya reaktör hacmi arttırılarak düşük sıcaklığın

olumsuz etkileri azaltılabilir.

Grin ve ark. (1985), Man ve ark. (1986) ve Wang (1994) UASB reaktörlerde

azalan sıcaklığa bağlı olarak AKM gideriminin azaldığını belirtmişlerdir. Düşük

sıcaklıklarda atıksuyun viskozitesinin artmasına bağlı olarak partiküllerin çökelme

kapasitesi Stokes kanununa uygun olarak azalmaktadır.

Yüksek hızlı anaerobik reaktörler; yüksek kirlilik yüküne sahip atıksuları

düşük kirlilik yüküne sahip atıksulara nazaran daha yüksek verimle arıtmaktadırlar.

(Kato, 1994; Rebac, 1998).

20 °C’nin altındaki sıcaklıklarda artan gaz çözünürlüğü reaktör içerinde

yüksek karışım olmasına sebep olmaktadır. Ayrıca artan sıvı viskozitesi yüzünden,

çözünür bileşenlerin difüzyonu için ve reaktörü karıştırmak için daha fazla enerjiye

ihtiyaç duyulmaktadır (Perry ve Gren,1984).

Anaerobik arıtmada sıcaklık etkisi çamur yaşıyla yakinen ilgilidir. Çamur

yaşı arttıkça, anaerobik sistemler daha düşük sıcaklıklarda da KOİ giderim

verimlerini muhafaza edebilirler. Dolayısıyla reaktörlerdeki biyokütle miktarı (aynı

zamanda çamur yaşı) arttıkça sistemin, düşük sıcaklık etkilerini dengeleme

kapasitesi de artar. Anaerobik arıtmada sıcaklığın, olabildiğince sabit tutulması ve

gün içinde 2 °C’den fazla değişmemesi gerekir. Çoğalma hızları daha yüksek olan

asit bakterileri, sıcaklık değişimlerine daha çabuk uyum sağlarlar. Ancak metan

bakterileri bu değişime aynı hızla uyum gösteremedikleri için sistemde dengesizlik


31

ve uçucu asit birikimi gözlenir (Öztürk, 1999). Düşük sıcaklıklarda aktif

biyokütlenin büyümesi çok zor ve zaman alıcıdır ayrıca anaerobik çamurun spesifik

aktivitesi 35 °C’de; 20 °C’ye göre iki kat, 10 °C’ye göre ise altı kat daha fazladır

(Lettinga ve ark., 1980). Bundan dolayı reaktör düşük sıcaklıklarda işletilecekse dahi

başlangıç periyodu mezofilik veya termofilik şartlarda yapılmalıdır ve her türlü şartta

mikroorganizmalara zarar vereceğinden dolayı ani sıcaklık değişimlerinden

kaçınılmalıdır (Brunetti ve ark, 1983 : Lin ve Yang, 1991).

Anaerobik arıtma sistemlerinin tasarımındaki en önemli çevre parametresi,

reaktör sıvı ortam sıcaklığıdır. Pratikte genellikle mezofilik reaktörler yaygındır,

termofilik reaktörler nadiren kullanılır. Bazen ılıman bölgelerde düşük sıcaklıklarda

işletilen ısıtmasız reaktörlere de rastlanmaktadır (Öztürk, 1999). Çizelge 1.10’da

düşük kirlilik yüküne sahip bazı atıksuların psikrofilik koşullarda arıtılmasına ilişkin

örnekler verilmektedir:


32

Çizelge 1. 10 Düşük kirlilik yüküne sahip bazı atıksuların psikrofilik koşullarda arıtılması (Rebac,1998)

Reaktör tipi Atıksu türü

Konsantrasyon [gKOİ/dm3]

Organik yükleme değeri (OLR) [gKOİ/m3-gün]

Sıcaklık [C°]

Hidrolik bekletme süresi (HRT) [saat]

Giderim [%]

Referans

Anaerobik genleşmiş askıda film reaktörü (AAFEB)

Glukoz 0.2-0.6 4-16 10 1-6 40-80

Switzenbaum& Jewell, 1978

Anaerobik filtre (AF)

Lağım suyu

0.53 1.8 13-15 6 35-55

Derycke&Verstraete, 1986

Yukarı akışlı anaerobik çamur Örtü reaktörü (UASB)

Vinasse (bir tür alkol fabrikası atığı)

0.2-0.4 0.7-6.5 8 1.5-14 32-65 De Man ve ark.,1988

Tek kademeli genleşmiş granüler Çamur örtü reaktörü (EGSB)

VFA (uçucu yağ asidi)

2.6 2.0 12 32 50 De Man ve ark.,1988

Akışkan yataklı reaktör (FB)

Lağım suyu

0.76 8.9 10 1.7-2.3 53-85

Sanz&Fdz-Polanco 1990

Anaerobik suyun içine batmış Filtre (ASF)

Pepton 0.2*

g BOİ/L 0.64 5-10 7.5 27-35

Matsushige ve ark, 1990

Tek kademeli genleşmiş granüler Çamur örtü reaktörü (EGSB)

Lağım suyu

0.3 4.5 9-11 2.1 20-48

Van der Last& Lettinga 1992

Yukarı akışlı anaerobik çamur Örtü reaktörü (UASB)

Et suyu 1.4-7.0 2-10 10 16 49-80 Grant& Lin, 1995

Anaerobik kesikli reak. ASBR

Süt tozu 0.6 0.6-2.4 5-10 6 65-85 Banik& Dague,1996

Çizelge 1.10’dan görüldüğü üzere son yirmi yılda psikrofilik anaerobik

arıtma, soğuk atık suların (<18°C) arıtımında, uygulamada yeterince teşvik edilip

kullanılmamıştır. Son on yılda en çok, yüksek hızlı mezofilik anaerobik reaktörlerin


33

orta kirlilik yüküne sahip atıksuların arıtımında kullanılabilirliği incelenmiştir

(Rebac,1998).

Çizelge 1. 11 Laboratuar ölçekli çalışmalarda, tropikal (≥20°C) koşullarda atıksu

arıtımı sonuçları (Elmitwalli, 2000) Reaktör tipi Atık

türü Sıcaklık °C

Hidrolik bekletme süresi (saat)

Giriş KOİ (mg/L)

Giderim %

Referans

KOİ AKM AFB S 20 2 215 77 - Jewell ve ark.,1981 AFB S 20 8 170-

320 68-92 - Jewell ve ark.,1981

UASB R 20 18 550 55-75 - Lettingaveark.,1981 AFB - 37 2.4-38 473 18-52 - Rockeyve ark.,1982 AF R 20 24 288 73 79 Kobayashive

ark.,1983 UASB R 20 8 500 75a - Grin ve ark.,1983 UASB S 35 11-12 630-

886 56-65 - Forster ve ark.,1983

AFB S 20 3-24 73-411 24-63 34-81 Brown ve ark.,1985 UASB R 22-28 10 559 55 - Nucci ve ark.,1985 UASB R 20 6 467 50 - Derycke

veVerstrate,1986 UASB R 20 4 424 60 69 Vieria ve

Souza,1986 UASB R 20 6 1076 64 88 Mergaert ve

ark.,1992 UASB+AF R 20 9,9b 536c 80 95 Tang ve ark.,1995 UASB R 20 10 350-

500 60-75 - Singh ve

Viraraghavan,1998 CEPSd+UASB R 30 2f 268 77 88 Kalogo

veVerstraete,2000 CEPSe+UASB R 30 2f 268 63 90 Kalogo

veVerstraete,2000 a: filtre KOİ, b: ikinci reaktör, c: işlenmemiş lağım suyu ve bira fabrikası atıksuyu,d: 70 mg FeCl3/L ile işletilen kimyasal çökeltme tankı, e: 24ml/L oranında Moringa oleifera atıksuyu ile karıştırılmış, f: UASB rektörü için hidrolik bekletme süresi; R: işlenmemiş lağım suyu, S: ön çökeltmeye tabi tutulmuş lağım suyu

Psikrofilik koşullar altında biyolojik reaksiyonlar, mezofilik koşullara

nazaran daha yavaş gerçekleşir. Organik bileşenlerin parçalanmasında düşük

sıcaklıklarda, mezofilik koşullara göre daha çok enerjiye ihtiyaç duyulur (Rebac,

1998).

Bu durum aşağıdaki Çizelge 1.12 ile açıklanabilir:


34

Çizelge 1. 12 Asetat, propiyonat, bütirat ve hidrojenin sülfat varlığında ve yokluğunda anaerobik parçalanmasının sitokiyometrisi ve Gibbs serbest enerjisi (ISAH,ders notları,2006)

∆G'

kJ/ reaksiyon

Reaksiyonlar

37°C 10°C

1 CH3CH2COO- + 3H2O→CH3COO- + HCO3- + H+ + 3H2 +71.8 +82.4

2 CH3CH2COO- + 0.75SO4-2→ CH3COO- + HCO3

- +0.75HS-+0.25H+ -39.4 -35.4

3 CH3CH2COO- + 1.75SO4-2→3 HCO3

-+1.75HS- + 0.25 H+ -88.9 -80.7

4 CH3CH2CH2COO- +2H2O→ 2CH3COO- + H+ + 2H2 +44.8 +52.7

5 CH3CH2CH2COO- +0.5SO4-2→2CH3COO- + 0.5 HS- + 0.5 H+ -29.3 -25.9

6 CH3CH2CH2COO- +2.5SO4-2→4 HCO3

-+2.5HS- + 0.5 H+ -128.3 -116.4

7 CH3COO- + SO4-2→2 HCO3

-+HS- -49.5 -45.3

8 CH3COO- + H2O→CH4+ HCO3- -32.5 -29.2

9 4H2+ SO4-2 +H+→ HS- + 4H2O 148.2 -157.1

10 4H2+ HCO3-+ H+→ CH4+3H2O -131.3 -140.9

11 4H2+ 2HCO3-+ H+→ CH3COO- + 4H2O -98.7 -111.8

Düşük sıcaklıklarda arıtım verimi üzerine yapılan çalışmaların yanı sıra,

reaktörlerde ani sıcaklık değişimi (sıcaklık şoku) üzerine de çalışmalar

yapılmaktadır. Örneğin Cayless ve ark. (1989) akışkan yataklı anaerobik reaktör ve

anaerobik filtrede dondurma üretimi atıksularının arıtımı ile yaptıkları çalışmada;

sıcaklığı 36 °C’den 21 °C’ye 8 saat boyunca indirmelerinin; pH, gaz üretimi ve KOİ

gideriminde azalmayla sonuçlandığını, bunun yanı sıra VFA da artışa neden

olduğunu belirtmişlerdir. VFA’daki ani artışa metanojenler, asetojenlerden daha çok

tepki vermişlerdir.

Anaerobik proseslerin ani sıcaklık değişime karşı gösterdikleri tipik

davranışlar:

• Düşük sıcaklıklarda mikrobiyal aktivite düşer

• Yarı doygunluk sabiti Ks artar

• Uzun süreli sıcaklık değişimlerinde predominant mikroorganizma grubu ve hız

sınırlayıcı basamak değişebilir

• Düşük sıcaklıklarda biyokütle dönüşüm katsayısı artar (düşük hidroliz ve içsel

solunum değerine bağlı olarak)


35

• Çoğalma hızının düşük olması, mikroorganizmaların toparlanma ve adapte olma

sürelerinin yavaşlamasına sebep olur

• Biyofilm halindeki sistemler, askıda çoğalan sistemlere nazaran sıcaklık

değişimine karşı daha hassastırlar

Sonuç olarak sıcaklık; mikrobiyal sistemlerde iyonizasyon dengesi, substrat

çözünürlüğü ve besi maddelerinin biyolojik olarak kullanılabilirliği üzerinde etkin

rol oynamaktadır (Stuckey ve Nachaiyasit, 1997).

1.6.Anaerobik Arıtma Kinetiği

Atıksu arıtma sistemlerinin dizaynı, optimizasyonu ve kontrolü için

tasarlanmış, birçok matematiksel modele literatürde rastlanmaktadır. Biyolojik

sistemlerin kinetik modellerinin büyük çoğunluğu “Monod” kinetik modeline

dayanır. Biyolojik büyüme kinetikleri, mikroorganizmaların büyüme hızı ve besi

maddesi kullanma hızı arasındaki ana ilişkiden oluşur. Monod modeli ve onun

benzeri olan modeller, substrat içinde çözünebilen organik madde ile mikrobiyal

büyümeyi ifade etmek için kullanılırlar. Ancak, uzun yıllardır yapılmakta olan

araştırma çalışmasına rağmen; henüz işletme koşulları, çevre koşulları ve girdi

karakterlerinin bir fonksiyonu olarak arıtma verimi tahmini yapabilen, tutarlı ve

istikrarlı genel bir modele ulaşılamamıştır (Sucu, 2004). Düşük spesifik büyüme

hızında çalışan anaerobik arıtma sistemlerinde, biyokütlenin azalmasına neden olan

içsel solunum, mikroorganizma dönüşümü ve hücre ölümü son derce önemli bir yer

tutmaktadır. Bir bakteriyel kültürün parçalama performansı, hız sınırlayıcı

basamakların tanımlanmasını ve detaylı tam modelin oluşturulmasını mümkün kılan,

biyolojik kinetikle açıklanabilmektedir (Merkel ve ark, 1996). Anaerobik filtrelerle

ilgili, Monod dahil birçok kinetik model başarıyla test edilmiştir (Sucu, 2004)

1.6.1.Birinci Mertebe Kinetiği

Bazı askıda büyüme sistemlerinde, mikroorganizma kültürlerinin biyokinetik

büyüme parametreleri Birinci Mertebe Kinetiği ile ifade edilebilmektedir. Birinci

Mertebe Kinetiğinde;


36

- Özgül büyüme hızı:

bSSo

Sk−

−=

*µ (1.2)

- Substrat tüketim hızı:

Skdt

dS*=− (1.3)

- Substrat konsantrasyonu:

ck

SoS

θ*1+= (1.4)

denklemleri ile ifade edilmektedir. Burada;

So: giriş substrat konsantrasyonu (mg KOİ/L)

S: çıkış substrat konsantrasyonu (mg KOİ/L)

k: maksimumspesifik substrat kullanım hızı (mg KOİ/ mgUAKM(VSS)*gün)

Өc: ortalama çamur yaşı (gün)

b: mikroorganizma ölüm hızı (gün-1)

µ: spesifik mikroorganizma büyüme hızı (gün-1)

ds/dt: substrat kullanım hızı (mg KOİ/L*gün)

Çizelge 1. 13 Çeşitli organik maddelerin mezofilik anaerobik arıtımı için kinetik

sabitler (Öztürk,1999) Organik madde (substrat)

Anaerobik arıtma kademesi

k (g KOİ/g UAKM* gün)

Ks

(yarı doygunluk hız sabiti) (mg KOİ/L)

µmax (gün-1)

Y(biyokütle dönüşümoranı) (gUAKM/gKOİ)

b (kd) (gün-1)

Karbonhidratlar

Asit oluşumu

1,33-70,6 22,5-630 7,2-30 0,14-0,17 6,1

Uzun zincirli yağ asitleri

Hidroliz 0,77-6,67 105-3180 0,085-0,55

0,04-0,11 0,01-0,015

Kısa zincirli yağ asitleri*

Hidroliz 6,2-17,1 12-500 0,13-1,2 0,025-0,047 0,01-0,027

Asetat Metan oluşumu

2,6-11,6 11-421 0,08-0,7 0,01-0,054 0,004-0,037

H2/CO2 Metan oluşumu

1,92-90 0,6 0,05-4,07 0,017-0,045 0,088

*asetat hariç


37

Çizelge 1. 14 Glukoz ve amino asitlerin asidojenesis safhası için kinetik sabitleri (T:30-37 °C) (Bastone, 2002)

Substrat Mikro-

organizma

k

(gKOİ/g

UAKM*gün)

Ks (yarı

doygunluk hız

sabiti)

(mg KOİ/L)

Y (biyokütle

dönüşüm oranı)

(gUAKM/gKOİ)

µmax

(gün-

1)

Glukoz Karışık

kültür

30 200 0.15 5.0

Aminoasit Karışık

kültür

30 600 0.10 3.0

Anaerobik arıtma sistemleri sıcaklık değişimine (özellikle ani sıcaklık

düşüşü) karşı, aerobik sistemlere göre çok daha hassastır. Bu yüzden, kinetik

sabitlerde sıcaklık faktörü mutlaka göz önüne alınmalıdır (Öztürk, 1999). Anaerobik

bakteriler, sıcaklık değişimlerine karşı aerobiklerden daha hassastırlar. Örneğin

asetat için Ks değeri; sıcaklığın 35 °C’den 25 °C’ye düşmesi halinde 164’ten 930

mg/L’ye yükselmiştir. Ks’deki bu değişim, çıkış suyu kalitesini ve biyokütle

aktivitesini belirgin ölçüde etkiler. Asetojenlerin aktivitesi, sıcaklık değişiminden

metanojenlere nazaran daha az etkilenir (Speece, 1996)

Çizelge 1. 15 Anaerobik arıtmada k ve Ks’in asetat için sıcaklıkla değişimi

(Speece,1996) Sıcaklık °C k (gün-1) Ks (mg/L)

35

25

20

6.67

4,65

3,85

164

930

2130

Lawrance ve Mc Carty (1969), Ks sabiti için gerekli sıcaklık düzeltmesini

aşağıdaki gibi vermiştir:

Burada t, °K cinsinden reaktör su sıcaklığını göstermektedir.

Henze ve Harremoes (1982), de substrat giderim hızı sabiti k için aşağıdaki

ifadeyi geliştirmişleridir:


38

ks = k35 * e 0,1(t-35) (1.5)

burada t, °C cinsinden reaktör sıcaklığıdır.

Lin ve ark. (1987), ise metan bakterilerinin yağ asitlerini parçaladığı

sistemlerdeki sıcaklık düzeltmesi için aşağıdaki ifadeleri tavsiye etmektedirler:

(k)t = 7,4 (1,077)t-25 15< t <35 °C (1.6)

(Ks)t = 230 (0,939) t-25 15< t <35 °C (1.7)

(Y)t = 0,02 (1,036) t-25 25< t <40 °C (1.8)

Giriş substrat (KOİ) konsantrasyonunun Ks’ye göre çok büyük olduğu

(So>>Ks) özel durumda, uçucu yağ asitlerinin metan fermentasyonu için gerekli

minimum çamur yaşı için de,

[ ]015,0)16,1(148,01 25

min

−≅ −t

cθ , 25 ≤ t ≤ 35 (1.9)

İfadesi verilmektedir.

1.6.2. Monod Modeli

Aerobik proseslerde olduğu gibi, birçok anaerobik kinetik modelinde de

Monod’un 1950 yılında teklif ettiği model temel alınmaktadır. Biyolojik

parçalanmayı ifade için kullanılan Monod Kinetiğinde, Michaelis-Menten enzim

reaksiyon kinetiği temel alınmaktadır. Bu modelde;

Özgül büyüme hızı;

bSKs

S−

+=

*maxµµ (1.10)

Substrat tüketim hızı;

)(*

**max

SKsY

SX

dt

dS

+=−

µ (1.11)

Substrat Konsantrasyonu;

1)(*

)*1(*

−−

+=

bc

cbKsS

µθ

θ (1.12)


39

İle ifade edilmektedir. Burada;

S : Substrat konsantrasyonu

µmax : Maksimum spesifik mikroorganizma büyüme hızı (gün-1)

Y : Hücre çevrim katsayısı (biyokütle dönüşüm oranı)

Ks : Yarı doygunluk konsantrasyonu (Monod Sabiti) (mg KOİ/L)

Çizelge 1. 16 Bazı organiklerin hücre çevrim katsayıları (Speece, 1996)

Organik madde Y (g hücre/ g KOİ tüketimi)

Karbonhidrat 0,35

Protein 0,2

Asetat 0,032

Propiyonat 0,037

Bütirat 0,058

H2 0,03 ( H2 konsantrasyonuna bağlı)

Yağ 0,038

1.6.3.Grau Modeli

1975 yılında Grau ve ark. tarafından önerilen bu modelde;


bSo

S−=

*maxµµ (1.13)


So

SX

dt

dS **maxµ=− (1.14)

Substrat konsantrasyonu;

µθ

θ

*

)*1(*

c

cbSoS

+= (1.15)

İle ifade edilmektedir.


40

1.6.4. Contois Modeli

1959 yılında ortaya konulan bu modelin geçerli olamayacağı doğrultusunda

görüşler mevcuttur (Mosey, 1980). Contois modelinde;


bSXB

S−

+=

*

*maxµµ (1.16)


)(

**max

SBXY

SX

dt

dS

+=−

µ (1.17)


1)()1(*

)1(***

max −−++

+=

bccbYB

cbSoYBS

µθθ

θ (1.18)

İle ifade edilmektedir. Burada;

B: biyokütle konsantrasyonunun yüksek olduğu durumda, biyokütle

konsantrasyonuna orantılı yarı doygunluk sabiti olarak ifade edilmektedir. Contois

modeli, monod modeline Ks = B*X bağıntısı ile ilişkilidir.

1.6.5. Chen- Hashimoto Modeli

Chen ve Hashimoto, bu modeli 1978 yılında Monod ve Contois modellerini

temel alarak teklif etmişlerdir. Bu modelde;


bSKSoK

S−

−+=

*)1(*

*maxµµ (1.19)


SYXK

SX

dt

dS

**

**max

+=−

µ (1.20)



41

ccbK

cbSoKS

θµθ

θ

*)1)(1(

)1(**

max++−

+= (1.21)

denklemleri ile ifade edilmektedir.

1.6.6. Barthakur Modeli

Substrat kullanımını modelleyen Barthakur ve arkadaşlarının elde ettikleri

ifadeler, kompleks substratları hesaba alarak ve elde hidrolize edilen maddeleri de

Monod modeline göre büyüme ve ürün için sınırlayıcı olarak ele almaktadır (Setiadi

ve ark., 1996). Bu modelde;

Çıkıştaki toplam substrat konsantrasyonu;

RAc

S

KsARS

S To

To

T +−+

+−

=1

)1(

max θµ (1.22)

Spesifik metan verimi;

−+

−+

=1*

)*(

maxmax

Ac

SRS

KsA

BB ToTo

θµ (1.23)

Ortalama çamur yaşı, Өc;

FX

VXc

e

RR

*

*=θ (1.24)

denklemleri ile ifade edilmektedir. Bu denklemlerde;

A : kinetik parametre (=Ks*k*Y/Kh)

B : spesifik metan verimi ( LCH4 /g substrat)

Bmax : maksimum spesifik metan verimi

ST : çıkıştaki toplam substrat konsantrasyonu (g/L)

STo : girişteki toplam substrat konsantrasyonu

STmin : mümkün olan min. ST

R : refraktör katsayısı (STmin / STo)


42

F : volumetrik giriş debisi (L/gün)

k : hidrolize substrat taşınım hızı faktörü (zaman-1)

Kh : substrat hidroliz hız faktörü (zaman-1)

Ks : hidrolize substrat yarı doygunluk sabiti (g/L)

XR : reaktördeki biyokütle konsantrasyonu (mg UAKM/L)

XE : çıkış suyundaki biyokütle konsantrasyonu (mg UAKM/L)

Y : hücre çevrim katsayısı (biyokütle dönüşüm oranı)

VR : reaktör hacmi (L)

µmax : maksimum spesifik büyüme hızı (gün-1)

1.6.7. Sundstrom Modeli

Lineweaver- Burk modeli olarak da bilinen bu model de Monod kinetiği esas

alınarak elde edilmiştir (Nandy ve Kaul, 1991).

Monod: SKs

S

+=

*maxµµ (1.25)

Monod denkleminde µ (özgül çoğalma hızı) yerine L (substrat yükleme hızı)

konulmasıyla elde edilir.

SKs

SLL

+=

*max (1.26)

L : Substrat yükleme hızı ( kg KOİ/ m3* gün)

Lmax : Maksimum substrat yükleme hızı ( kg KOİ/ m3* gün)

Ks : Yarı doygunluk konsantrasyonu (Monod Sabiti) (mg KOİ/L)

1.6.8. Stover – Kincannon Modeli

Stover ve Kincannon, 1982’de biyofilm reaktörler için, toplam organik

yükün, temel dizayn parametresi olduğu bir kinetik model önermişleridir. Bu

modelde substrat kullanma hızı, organik yükleme hızının bir fonksiyonudur ( Stover-

Kincannon, 1982). Stover – Kincannon Modeli; substrat difüzyonu ve hidrolik


43

dinamikler gibi parametreleri denklemde içermez. Bu parametrelerin, anaerobik filtre

reaktörlerin performansı üzerine önemli etkileri olabilmesine rağmen, çoğunlukla bu

parametrelerin ölçümleri zor ya da bilgi eksikliği mevcuttur. Bu nedenle bahsedilen

parametrelerin etkilerini modellemek oldukça zordur (Yu ve ark., 1998).

Stover ve Kincannon (1982), döner biyodisklerle yaptıkları çalışmada

immobilize biyokütle ile karşılaştırıldığında askıda bulunan biyokütleyi ihmal

edilebilir olarak kabul etmişlerdir. Bu modele göre Substrat Giderim Hızı;

)/*(

)/*(max

ASQK

ASQU

dt

dS

iB

i

+= (1.27)

Bu ifadede disk yüzey alanı A ile gösterilmiştir ve toplam biyofilm biyokütle

konsantrasyonunu temsil eder. Fakat bu ifade, anaerobik filtre için kullanılamaz.

Anaerobik filtrelerde, alan yerine (A) hacim (V) kullanılır. Çünkü arıtmayı yüksek

ve stabil halde gerçekleştiren biyokütlenin büyük çoğunluğu askıda bulunaktadır

(Ahn ve Forster, 2000). Bu yüzden anaerobik filtre için Stover-Kincannon modeli

aşağıdaki formda kullanılır:

)/*(

)/*(*max

VSQK

VSQU

dt

dS

iB

i

+= (1.28)

Bu eşitlik aşağıdaki gibi lineerize edilirse;

maxmax

111

)(* UOLRU

K

SSQ

V

dt

dS B

ei

+

=

−=

−

(1.29)

Burada:

dt

dS: substrat giderim hızını (gKOİ/L*gün)

Si : giriş substrat konsantrasyonunu (gKOİ/L)

Se : çıkış substrat konsantrasyonunu (gKOİ/L)

Umax :maksimum substrat giderme hız sabiti (g/L*gün)

Q : debi (m3/gün)

V : reaktör hacmi (L)


44

OLR : organik yükleme değeri ( gKOİ/L*gün)

V

SQOLR i*

= (1.30)

KB : hız sabiti (g/L*gün)

Eğer )(* ei SSQ

V

− ‘ye karşılık

OLR

1grafiği çizilirse, elde edilen doğrunun

eğimi maxU

K B ’ı ; kesim noktası da max

1

U’ı verir.

y = a x + b

maxmax

11*

)(* UOLRU

K

SSQ

V B

ei

+=−

(1.31)

y= ax+b doğru denkleminde; a, eğimi ; b, kesim noktasını verir.

KB ve Umax değerleri, sadece reaktördeki KOİ değişkenine göre

belirlenmektedir. Kinetik çalışmanın yapıldığı reaktörle aynı çevresel ve hidrolik

şartlara sahip tesisler için bu değerleri bulmak önemlidir. Bu sabitler kullanılarak,

reaktör hacmi veya kurulu bir reaktördeki mevcut şartlarda çıkış suyu

konsantrasyonu belirlenebilir veya kurulu, giriş KOİ’si belli bir tesisin debi

değerleriyle oynanarak çıkış KOİ değerleri belirlenebilir.

2. ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR Selin YÜCEER

45

2.ÖNCEKİ ÇALIŞMALAR

Anaerobik arıtmanın çeşitli sıcaklıklarda arıtım verimlerini incelemek için

çeşitli çalışmalar yapılmakta daha ziyade mezofilik ve termofilik sıcaklık değerleri

karşılaştırılmaktadır. Son yıllarda ise arıtım için gereken enerji maliyetini azaltmaya

ve verimi yüksek tutmaya yönelik çalışmalar yapılmakta bu bağlamda psikrofilik

koşullarda arıtım prensipleri araştırılmaktadır.

Fanin, (1983) anaerobik parçalanmanın 25 °C’de 35 °C’ye göre %10 daha

az verimle gerçekleştiğini iddia etmektedir.

Inamori ve ark., (1986) BOİ5 değeri yaklaşık olarak 200 mg/L olan evsel

atıksuyu 20 °C’de 30 saatlik bekletme süresinde anaerobik filtrede arıtmışlar ve

%70 lik bir BOİ5 giderim verimi elde etmişlerdir.

Inamorı ve ark., (1990) farklı sıcaklıklarda (30,20,10,5 °C) farklı hidrolik

bekletme sürelerinin arıtım verimi üzerine etkilerini incelemişlerdir. Biyokütle

dönüşüm oranının, yüksek sıcaklık ve düşük organik yükleme değerlerinde, içsel

solunum katsayısının yüksek olmasına bağlı olarak, düşük olduğunu belirtmişlerdir.

Ayrıca düşük sıcaklıklarda arıtım verimi yüksek sıcaklıklara nazaran, hidrolik

bekletme süresinin değişiminden daha çok etkilenmektedir. Ayrıca anaerobik

arıtmanın her aşaması, sıcaklık değişimine farklı tepki vermektedir, en hassas grup

metanojenlerdir.

Lettinga ve ark., (1991) 4 saatlik hidrolik bekletme süresi ile 13 °C’de

anaerobik filtre ve hibrid reaktörde gerçek evsel atıksu için AKM giderimi

çalışmışlardır. Anaerobik filtrede, hibrid reaktöre göre toplam ve çözünmüş KOİ

giderim veriminin belirgin bir farkla yüksek olduğunu ve performansının daha stabil

olduğunu belirtmişlerdir. Ayrıca biyogazdaki metan konsantrasyonunun anaerobik

filtrede %70.7 ± 2.9 ve anaerobik hibrid reaktörde ise % 58.9 ± 3.2 olduğunu ve

anaerobik filtrenin biyogaz üretiminin hibrid reaktöre göre daima daha yüksek

olduğunu belirtmişlerdir. Her iki reaktörde de hidroliz basamağı benzer hızlarla

ilerlerken, metanojenesis ve asidifikasyon kademelerinin anaerobik filtrede daha

hızlı gerçekleştiğini belirtmişlerdir. Wang, benzer özelliklere sahip atıksuyla

anaerobik çamur örtü reaktörüyle 3 saat bekletme süresi ve 12 °C’de yaptığı


46

çalışmalarda KOİ giderim veriminin %42 düzeyinde kaldığını belirtmiştir.

Anaerobik filtrenin 4 saatlik hidrolik bekletme süresi ve 13 °C’de toplam KOİ,

askıda KOİ, süspanse KOİ ve çözünmüş KOİ giderimi sırasıyla % 55, % 82, % 35 ve

% 38 olarak bulmuşlardır. Ayrıca çıkıştaki atıksu çamurunun daha iyi çökelme ve

susuzlaştırma kapasitesine sahip olduğunu belirtmişlerdir. Anaerobik filtrenin, evsel

atıksuların düşük sıcaklıktaki ön arıtımına daha uygun olduğunu belirtmişlerdir.

Sanz ve Polanco, (1990) anaerobik akışkan yataklı reaktör ve UASB ile 13-

20 °C aralığında atıksu arıtımı çalışmışlardır. 15 °C’de 6 saatlik hidrolik bekletme

süresinde anaerobik reaktörlerdeki giderim veriminin, aynı koşullarda işletilen aktif

çamur sistemiyle aynı olduğunu belirtmişlerdir.

Bodik ve ark., (1991) yaptıkları çalışmalarda sıcaklık ve hidrolik bekletme

süresi değişimlerinin, yukarı akışlı anaerobik filtre ve kesikli reaktörde işletmeye

alma ve kararlı hal üzerindeki etkileri incelemişlerdir. Çalışmada sentetik atıksu

(glukoz ve sodyum asetat) ile gerçek kanalizasyon suyu karıştırılarak kullanılmıştır.

Sıcaklık 9-23 °C ve hidrolik bekletme süresi 6-46 saat arasında değiştirilmiştir.

Sıcaklık ve hidrolik bekletme süresi değişimlerine bağlı olarak ortalama KOİ

giderim verimi kesikli reaktör için %56-88; anaerobik filtre içinse %46-92 arasında

değişmiştir. Her iki reaktör tipinin de küçük yerleşim birimlerinde, atıksuların

(ön)arıtımında uygulanabileceği sonucuna varılmıştır.

Borja ve ark., (1994) düşük sıcaklıklarda arıtım verimi çalışmalarının yanı

sıra; ani sıcaklık şokları üzerine de çalışmışlardır. Mikroorganizmalar, ani sıcaklık

değişimlerine, aktivitelerini geçici olarak durdurarak cevap vermektedirler. Ani

sıcaklık değişimi, reaktörün pH’sının ani olarak düşmesine, VFA’da ani yükselmeye

ve çıkış suyunda AKM nin artmasına neden olmaktadır. Örneğin 35 °C’de

çalıştırılan bir reaktörün sıcaklığının ani olarak 5 saatliğine 10 °C’ye veya 10

saatliğine 20 °C’ye düşürülmesi halinde, reaktörün bu sıcaklıklara tolere edebildiği

ve sıcaklığın 35 °C’ye yeniden çıkartılması halinde 15 saatlik bir işletme devresinden

sonra eski haline kavuştuğu belirtilmiştir. Çalışma yukarı akışlı anaerobik filtre ile

yapılmış atıksu olarak belediyeye ait kanalizasyon suyu kullanılmıştır.


47

Wang, (1994) düşük sıcaklıkta UASB ve EGSB reaktörleri, evsel atıksuların

arıtımında ardışık olarak kullanmıştır. UASB reaktörü askıda KOİ’nin hidrolizi için

kullanılırken, ikinci aşama olarak EGSB reaktöründe metan üretimi aşaması

gerçekleştirilmiştir.

Stuckey ve Nachaiyasit, (1997) anaerobik perdeli reaktörde sıcaklığın 35

°C’den sırasıyla 25 ve 15 °C’ye indirilmesi halinde reaktörün yeni duruma nasıl

tepki verdiğini incelemişlerdir. Arrhenius denklemine göre sıcaklıktaki 10 °C’lik bir

azalmanın, biyolojik reaksiyon değerlerinde yarı yarıya azalmaya sebep olduğunu

belirtmişlerdir. Çalışmada birbirinin aynı olan iki adet perdeli reaktör kullanılmıştır.

Reaktörler işletmeye; 35 °C sıcaklık, 4 gKOİ/L ve 20 saat hidrolik bekletme süresi

ile, alınmıştır. Her iki reaktörde de kararlı koşullara ulaşıldığında çözünmüş KOİ

giderim verimi %97 civarında olmuştur. Sıcaklığın aniden 25 °C’ye düşürülmesine 1

numaralı reaktör tepki vermezken, 2 numaralı reaktörde verim %93’e düşmüştür.

Çıkış suyunun %25 oranında geri devir ettirilmesi halinde 2 numaralı reaktörde eski

giderim verimine kavuşmuştur. Sıcaklığın 25 °C’den 15 °C’ye düşürülmesi halinde 1

numaralı reaktörde verim %75 ‘e düşerken, 2 numaralı reaktörün verimi %83’e

düşmüştür. Bu sıcaklık değerinde, 2 numaralı reaktöre %25 oranında geri devir

yaptırılması verimde yalnızca %1’lik bir artışa sebep olmuştur. 1 numaralı reaktörde

35 °C’de %71 olan metan yüzdesi 25 ve 15 °C’de %69 ve %66 değerine düşmüştür.

Gaz üretim değeri ise 1164 cm3/saat değerinden sırasıyla 1006 cm3/saat ve 738

cm3/saat değerine düşmüştür.

Dague ve ark., (1998) yaptıkları çalışmalarda yüksek hızlı kesikli anaerobik

reaktörlerin 35 ve 25 °C’deki arıtma verimlerinin eşit ve yüksek değerde olduğunu

belirtmişlerdir. 6-24 saat hidrolik bekletme süresi ve 20 ile 25 °C’de kesikli

reaktörlerde %90’nın üzerinde çözünmüş KOİ ve BOİ5 giderimi elde ettiklerini

belirtmişlerdir. 5 °C sıcaklık ve 6 saatlik hidrolik bekletme süresinde KOİ giderimin

% 62 BOİ5 gideriminin ise % 75 değerinde olduğunu belirtmişlerdir .

Elmitwalli, (2000) 13 °C’de evsel atıksuların arıtım verimini, bir adet UASB

reaktörü takip eden iki adet anaerobik hibrit reaktörle, çalışmıştır. Hibrit reaktörün

alt kısmı UASB reaktörden üst kısmı ise AF ‘den oluşmaktadır. Reaktörler kararlı


48

hale ulaştıktan sonra, ön çökeltime tabi tutulmuş atıksu için 8 saatlik hidrolik

bekletme süresinde UASB reaktörde % 60; hibrit reaktörlerde %64 toplam KOİ

giderim verimi elde edilmiştir. Aynı atıksu ve aynı sıcaklıkta AF ve AH reaktörle

yaptığı bir başka çalışmada askıda KOİ gideriminin AF’de %82, AH reaktörde %53

olduğunu belirtmiştir. Toplam KOİ giderimi ise AF’de %55, AH reaktörde %30

olarak belirtilmiştir. Çalışmada hidrolik bekletme süresi 4 saat olarak alınmıştır. 12

°C’de 3 saatlik bekletme süresinde, UASB reaktörle benzer atıksuyla yapılan bir

başka çalışmada (Wang,1994), askıda KOİ giderimini %44 olarak bulmuştur.

Elmitwalli, aynı evsel atıksuların düşük sıcaklıkta ve kısa hidrolik bekletme

süresinde arıtılmalarına en uygun yüksek hızlı reaktörün Anaerobik Filtre olduğunu

belirtmiştir. Ayrıca düşük sıcaklık koşullarında atıksuyu iki aşamada arıtmanın daha

uygun olduğunu; ilk reaktörde askıda KOİ nin hidrolizini, ikinci reaktörde de diğer

üç aşamayı gerçekleştirmenin en uygun yöntem olduğunu belirtmiştir.

Salih Rebac’ın farklı atıksuların EGSB reaktörde psikrofilik koşullar altında

arıtımını inceleyen çalışmalarının özeti aşağıda verilmiştir:

Çizelge 2. 1 Farklı atıksuların EGSB reaktörle psikrofilik koşullar altında arıtım

verimi sonuçları, (Rebac,1998) Substrat Hacim

(L) Konsantrasyon g KOİ/L

OLR kgKOİ/m3-gün

Sıcaklık [°C]

HRT (Saat)

Giderilen KOİ (%)

Uçucu yağ asidi 1*4 0,5-0,8 10-12 10-12 1,6-2,5 90 Uçucu yağ asidi 2*4 0,5-0,9 5-12 4-8 2-4 90 Uçucu yağ asidi 2*4 0,5-0,9 5 3 4 80 Uçucu yağ asidi+ Sakkoroz

2*4 0,5-1,1 5-7 8 4 90

Bira 1*225 0,5-0,8 12 20 1,5 80-85 Malt özü 1*225 0,3-1,4 4-8 16 2,4 56 Malt özü 1*225 0,3-1,4 9-15 20 1,5-2,4 66-72 Malt özü 2*70 0,2-1,8 3-6 6 4,9 47 Malt özü 2*70 0,2-1,8 3-12 10-15 3,5 67-78

Çizelge 2.2’den, 3°C’lik sıcaklıkta bile düşük yüklemelerde %80 verim elde

edilebileceği görülmektedir.

Harada ve Uemura, (2000) yukarı akışlı anaerobik çamur örtü reaktörünün

4,7 saat bekletme süresinde, 13-25 °C sıcaklık değerleri arasında arıtım

performansını incelemişlerdir. Sıcaklık 25 °C’den 13 °C’ye 3’er derece azaltılarak


49

düşürüldüğünde, toplam KOİ giderimi 25 °C’de % 70, 13 °C’de % 64 olarak

hesaplanmıştır. Biyogaz içerisindeki metan yüzdesinin ise % 60’tan %35 değerine

düştüğünü belirtmişlerdir. KOİ giderim veriminin, girişteki KOİ’nin çözünmüş ya da

partiküler oluşunun yanı sıra sıcaklığa da bağlı olduğunu belirtmişlerdir.

Ahn ve Forster, (2000) nişasta içeren sentetik atıksu ile mezofilik ve

termofilik koşullarda işletilen iki anaerobik filtre reaktörün giderim verimini

araştırmışlarıdır. Analiz sonuçlarını iki farklı modelle (Stover- Kincannon ve

girişteki KOİ değeri ile hidrolik bekletme süresini esas alan amprik bir model) analiz

etmişlerdir. Reaktörlere farklı bekletme süreleri ve farklı organik yükler

uygulanmıştır. Mezofilik reaktör için elde edilen Umax ve KB değerleri sırasıyla 49,8

ve 50,6 g/L-gün iken termofilik reaktör için aynı değerler sırasıyla 667 ve 702 g/L-

gün’dür. Termofilik reaktörün KOİ gideriminin mezofilik reaktörün yaklaşık olarak

15 katı olduğunu belirtmişlerdir.

Ahn ve Forster, (2002) yaptıkları bir başka çalışmada; atıksu olarak kağıt

hamuru likörü ve oluklu kağıt hamuru likörünü kullanarak bunların mezofilik ve

termofilik koşullarda arıtım verimini incelemişleridir. Çalışmada yukarı akışlı

anaerobik filtre kullanılmışlardır. Analiz sonuçları yine Stover- Kincannon modeline

uyarlanmıştır. Elde edilen Umax ve KB değerleri bir önceki çalışmanın değerleri ile

birlikte aşağıdaki çizelgede özetlenmektedir:

Çizelge 2. 2 Kağıt sanayi atıksuları için Stover-Kincannon Modeli ile bulunan

kinetik sabitler Umax KB

Mezofilik Nişasta 49,8 50,6 Kağıt 6,71 6,14 Oluklu mukavva 3,86 0,80 Termofilik Nişasta 667 702 Kağıt 185 207 Oluklu mukavva 42.2 27.2

Ahn ve Forster, oluklu mukavva likörüne ait düşük kinetik sabit değerlerinin

sebebinin atıksu içindeki yüksek bor içeriği olduğunu belirtilmişlerdir.


50

Elmitwalli ve ark., (2001) AF ve Hibrit Rektörle 13 °C’de evsel atıksu

arıtımı çalışmışlardır. AF ile yapılan çalışmada; hidrolik bekletme süresinin 4, 2 ve 3

saat olarak değişmesinin askıda KOİ gideriminde sırasıyla % 81, %58 ve % 57 lik bir

değişime yol açtığını belirtmişlerdir. AF ve hibrit reaktörün 4 ve 8 saatlik bekletme

süresi ile çalıştırılmaları halinde %71 ‘den fazla KOİ giderimini sağladıkları

gözlenmiş, bu değerin tropikal bölgelerde UASB reaktörle de elde edilebileceğini

belirtmişlerdir. Ayrıca E-Coli’nin bu sıcaklıkta dahi, giderilebildiğini belirtmişlerdir.

E-Coli, çökelebilen KOİ ile birlikte reaktörde elimine edilebilmektedir. Bu koşullar

altında evsel atıksuların ön arıtımının mümkün olduğunu belirtmişlerdir.

Patel ve Madamwar, (2001) petrokimya endüstrisi atıksularını 25, 37, 45 ve

55 °C’de 3,6-21.7 kg KOİ/m3-gün aralığında değişen organik yükleme değerinde

arıtmışlardır. 25, 37 ve 55 °C’de KOİ giderim verimi 3,6 kg KOİ/m3-gün’lük

organik yükleme için %98 ‘dir. 45 °C’de aynı yükleme değeri için verim %96’da

kalmıştır. 6 kg KOİ/m3-gün’lük organik yükleme için elde edilen verimler sırasıyla

25 °C’de %95; 37 °C’de %98; 45 °C’de %93; 55 °C’de %97’dir. Görüldüğü üzere

uygun işletme koşulları seçildiğinde, farklı sıcaklıklarda aynı veya yakın giderim

verimlerini elde etmek mümkün olabilmektedir. Çalışmada anaerobik reaktör olarak

Yukarı Akışlı Sabit Yataklı Reaktör kullanılmıştır.

Bodik, (2002) Bodik ve arkadaşları ise farklı anaerobik reaktörlerin

psikrofilik koşullar altındaki (9-23°C) arıtma verimlerini, belediyeye ait atıksular ile,

karşılaştırmışlardır. Anaerobik filtre ve akışkan yataklı anaerobik reaktörün arıtma

verimlerinin, yukarı akışlı anaerobik çamur örtü reaktörüne göre daha iyi olduğunu

gözlemlemişlerdir. Farklı sıcaklıklarda (20, 25 ve 35 °C); farklı bekletme süresinde

yapılan çalışmada bekletme süresi azaltıldığı halde sıcaklık yükseltildiğinde organik

maddenin parçalanma hızının arttığını belirtmişlerdir.

Lin ve Chang, (2003) ortam sıcaklığında, glukoz içerikli sentetik atıksu ile

anaerobik reaktörün H2 üretim performansını çalışmışlardır. Hidrojen, yenilenebilir

ve temiz enerji kaynaklarından biridir. Anaerobik koşullar altında üretilebilir ancak

bu konudaki çalışmalar daha çok mezofilik ve termofilik koşullar altında

yapılmaktadır. Ancak bilindiği gibi, mikroorganizmalar sıcaklık, pH ve organik


51

yükleme gibi çevre koşullarındaki değişimlere adapte olabilmektedirler. 35 °C’de 8

gKOİ/L organik yükleme değerinde ve 2,5 günlük çamur bekletme süresinde % 99,9

luk glukoz giderimi ve 24,1 mmol-H2/L/gün H2 üretimi söz konusu iken, diğer

koşullar aynı iken sıcaklığın 15-18 °C aralığında olması halinde giderim %97,4 ; H2

üretimi ise 7,3 mmol-H2/L/gün değerini almıştır. Ancak 25-29 °C sıcaklık aralığında

20 gKOİ/L organik yükleme değerinde ve 1 günlük çamur bekletme süresinde KOİ

giderim verimi %99,5 H2 üretim değeri ise 135 mmol-H2/L/gün değerini almıştır.

Sıcaklığın 35 °C olması halinde KOİ giderim verimi aynı değeri alırken H2 üretim

değeri 126 mmol-H2/L/gün değerinde kalmaktadır.

Gallert ve ark., (2003) psikrofilik, mezofilik ve termofilik prosesler

karşılaştırıldığında organik maddelerin anaerobik parçalanmasının sıcaklıkla arttığını

belirtmişlerdir. Gallert ve arkadaşları yaptıkları çalışmalarda mezofilik proseslerin,

amonyak birikimi toksisitesinden termofilik proseslere kıyasla daha çok

etkilendiklerini belirtmişlerdir. Ayrıca organik azot gideriminin ve fosfor

asimilasyonunun artan sıcaklıklarda arttığını belirtmişlerdir.

McHugh ve ark., (2004) geleneksel arıtma proseslerinin yanında düşük ve

çevre sıcaklıklarında deşarj edilen atıkların arıtımında, psikrofilik anaerobik

arıtmanın uygun bir yöntem olduğunu belirtmişlerdir.

McHugh ve ark., (2004) biri VFA ile, diğeri sakkaroz ile beslenen iki yukarı

akışlı anaerobik reaktörle 300 gün boyunca sıcaklığı 37 °C’den 16 °C’ye düşürerek

çalışmışlardır. VFA ile beslenen reaktör sıcaklık değişiminden bağımsız olarak, 20

kg KOİ/m3-gün yüklemeye karşılık üstün bir performans göstermiştir. 18 °C’de KOİ

giderim verimi % 95, 16 °C’de biyogazdaki metan yüzdesi % 70’tir. Bununla birlikte

236. günde rastlanan çamur şişmesi problemi, reaktör performansında önemli bir

azalmaya sebep olmuştur. 20 kg KOİ/m3-gün değerine sahip, Sakkarozla beslenen

reaktörde 18 °C’de KOİ giderim verimi % 80 olarak gözlenmiştir. Sıcaklık

azalırken, çamur şişmesiyle karşılaşılması reaktörün performans ve kararlılığında

artışla sonuçlanmıştır. Bu iki reaktörün çamur şişmesine karşı farklı tepki vermeleri,

reaktörlerin farklı mikrobiyal yapıda olmalarına bağlanmıştır. VFA ile beslenen

reaktörde hidrojenotrofik bakterilerin ve proteo bakterilerin sayısı diğerine göre daha


52

fazladır. Her iki reaktörde de sıcaklık azaldığında asetik asit kullanan

metanojenlerin sayısında azalma, hidrojen kullanan bakterilerin sayısında artma

gözlenmiştir.

Huang ve ark., (2004) UASB reaktörlerle farklı sıcaklıklarda (25, 30, 35, 40

°C) fenol içeren atıksuların arıtımını ve sıcaklığın granül boyutu üzerine etkilerini

çalışmışlarıdır. Deneysel çalışmada 4 farklı UASB reaktör kullanılmış ve her bir

reaktöre farklı sıcaklık değeri uygulanmıştır. Reaktörlerdeki granül çapları: 25 °C:

1,47 mm; 30 °C: 1,77 mm; 35 °C: 1,65 mm;40 °C: 1,63 mm olarak belirtilmiştir.

Granül çapları, reaktörden atılan çamur miktarıyla yakından ilgilidir. 25 °C’de

reaktörden çok fazla çamur atıldığından granül çapı da en küçük değerini almaktadır.

Maksimum spesifik asetat giderim değerleri: 25 °C: 3,1 gün-1 , 30 °C: 4,2 gün-1 , 35

°C: 5,1 gün-1 , 40 °C: 5,2 gün-1 olarak verilmiştir. 40 °C’deki artışın az olmasının

sebebi mezofilik koşullardan uzaklaştıkça ve de sıcaklık arttıkça mezofilik

koşullarda aktif olan enzimlerin denature olmasına bağlanmaktadır. Yarı doygunluk

sabiti (Ks) değerleri sıcaklık arttıkça azalmıştır: 25 °C: 240 mg asetat/dm3; 30 °C:

202 mg asetat/dm3; 35 °C: 133 mg asetat/dm3; 40 °C: 122 mg asetat/dm3 . KOİ

giderim verimleri ortalama olarak: 25 °C: % 93,3 ; 30 °C: % 97,9 ; 35 °C: % 98,2 ;

40 °C: % 97,9 şeklinde verilmiştir.

Kapdan (2004) boyarmaddelerin anaerobik reaktörde 20 °C’de arıtımını ve

giderimin kinetiğini, Stover-Kincannon Modeli’ne uyarlayarak çalışmıştır.

Çalışmada, boyarmadde 0,05-0,4 g/L-gün, KOİ, 1-8 g/L-gün değerinde verilmiştir.

0,15 g/L-gün değerine kadar yapılan boyarmadde yüklemesinde %90 ‘lık bir renk

giderim verimi elde edilmiştir. KOİ giderim değeri ise %5-35 arasında değişmiştir.

Deneysel bulgular, modifiye Stover-Kincannon modeline uyarlandığında

boyarmadde için KB: 17,8 g/L-gün ; Umax: 19,5 g/L-gün olarak ; KOİ giderimi içinse

KB: 37,9 gKOİ/L-gün ; Umax: 12,9 gKOİ/L-gün olarak hesaplanmıştır. Çalışma

sonucunda, boyarmaddenin oda sıcaklığında, düşük KOİ içeren atıksu eşliğinde

arıtılabileceği belirtilmiştir.

O’Flaherty ve ark., (2005) 18 °C’de Bioreaktörde (EGSB+AF), farklı

hidrolik ve organik yükleme değerlerinde, reaktördeki mikrobiyal populasyon


53

yapısını ve biyokütlenin spesifik metanojenik aktivite profilini incelemişlerdir.

Atıksu olarak, orta kirlilik derecesine sahip (5g KOİ/L), VFA içeren sentetik atıksu

kullanmışlardır. Reaktör, işletmeye alınırken mezofilik çamur kullanılmış, start-up

periyodu 21 gün sürmüştür. Arıtmadan çıkan çamurun genel olarak iyi çökelme

kapasitesine sahip olduğunu belirtmişlerdir. Hidrolik bekletme süresini yarıya

indirip, organik yükleme değerini iki katına çıkardıklarında KOİ giderim veriminde

%10 luk bir azalmayla karşılaşmışlarıdır. Diğer değerler sabit tutulurken organik

yükleme değerinin 24.64 kg/m3-gün’den 36.96 kg/m3-gün değerine çıkartılmasının,

KOİ giderim verimini % 81.59 dan % 41.1 ‘e düşürdüğünü ve oluşan biyogazdaki

metan yüzdesini % 63.84 den %50.12’ye düşürdüğünü belirtmişlerdir. Aşı

çamurundaki mezofilik bakterilerin yerini 18 °C’de sub-mezofilik ve psikotolerant

bakteriler almıştır. Ayrıca reaktör kararlı hale ulaştıktan sonra metan üretiminde

hidrojenetropik metanojenlerin etkin olduğunu belirtmişlerdir. Bioreaktörün 18

°C’de; 24.64 kg/m3-gün organik yükleme değeri ve 4.88 saatlik hidrolik bekletme

süresi ile işletilmesi halinde etkin bir arıtmanın elde edilebileceğini belirtmişlerdir

(O’Flaherty ve ark.,2005).

Enright ve ark. (2005) EGSB reaktörle, 15 °C sıcaklıkta, ecza endüstrisine

ait sentetik atıksularla arıtım verimi çalışmışlardır. Çalışmada iki adet birbirinin aynı

EGSB+AF –R1, R2- reaktör kullanıldığını belirtmişlerdir. 2,5 kg KOİ/m3-gün ‘lük

organik yükleme değerinde R1’in giderim verimini %78,2 R2’nin giderim verimini

%79 olarak elde ettiklerini belirtmişlerdir. 5 kg KOİ/m3-gün ‘lük organik yükleme

değerinde R1’in giderim verimi %85 iken R2’nin giderim verimi %89,71 olarak

verilmiştir. Oluşan biyogazdaki metan yüzdesi 2,5 kg KOİ/m3-gün ‘lük organik

yükleme değerinde R1 için %71, R2 için %70 olarak; 5 kg KOİ/m3-gün ‘lük organik

yükleme değerinde R1 için %56,3 R2 için %63,4 olarak verilmiştir.

Mc Hugh ve ark. (2005) birbirinin aynı olan iki adet EGSB+AF hibrit

reaktörle (R1-R2), peynir altı atıksularının psikrofilik anaerobik arıtımını

çalışmışlardır. Reaktörlere düşük (1 kg KOİ/m3) ve yüksek (1 kg KOİ/m3) kirlilik

yüküne sahip atıksular 500 gün boyunca yüklenmiştir. R1 reaktörüne 12-20 °C

sıcaklık aralığında, 0,5-1,3 kg KOİ/m3*gün organik yükleme değerinde atıksu


54

yüklenmiş, giderim verimi %70-80 aralığında bulunmuştur. R2 reaktörüne 14-20 °C

sıcaklık aralığında, 13,3 kg KOİ/m3*gün organik yükleme değerinde atıksu

yüklenmiş, giderim verimi %90 civarında bulunmuştur. R2 reaktörünün işletme

sıcaklığı 12 °C’ye düşürüldüğünde KOİ giderim verimi %50-60 civarına düşmüş ve

granüler yapıda bozulmalar görülmüştür. Granüler yapıdaki bu bozulma ve

verimdeki düşüş, organik yüklemenin 6,6 kg KOİ/m3*gün değerine düşürülmesiyle,

düzelmeye başlamıştır. 500 günlük işletme süresi sonunda psikotolerant biyokütlenin

geliştirilmesiyle, 37 °C’deki spesifik metanojenik aktivite değerine ulaşılmıştır.

Çalışma sonunda EGSB+AF reaktörlerin, düşük sıcaklıkta yüksek ve düşük kirlilik

yüküne sahip atıksuların arıtımında hibrit reaktör olarak kullanılabileceğini

belirtmişlerdir. Bu sayede birinin avantajının, diğerinin dezavantajı yerine

kullanılabileceğini ve psikrofilik koşullarda gayet başarıyla uygulanabileceğini

belirtmişlerdir. R2 reaktöründe artan VFA konsantrasyonu, reaktör performansının

düşmesine ve biyokütledeki granüler yapının bozulmasına sebep olmuştur. Flamentli

asetoklastik metanojenler Metanosaeta sp.granüler yapının sağlanmasında etkilidir.

Sonuç olarak bu mikroorganizmaların varlığı, granüler yapılı arıtma sistemleri

açısından büyük öneme sahiptir. Asetat değerinin çok artması durumunda (örn. R2)

Metanosaeta sp değeri, artan Metanosarchina miktarı sayesinde bu mikroorganizma

grubuyla yarışamamakta ve azalmaya başlamaktadır. Ayrıca bu koşullar altında artan

hidrojenotrophik metanojen (Methanocorpusculum parvum) miktarı, flamentli

mikroorganizma miktarının azalmasına ve bu da granüler yapının bozulmasına sebep

olmaktadır.

3. MATERYAL ve METOT Selin YÜCEER

55

3. MATERYAL VE METOT

3.1.Materyal 3.1.1.Anaerobik Reaktör

Bu çalışmada, cam malzemeden yapılmış, 7.5 cm çapında 50 cm

yüksekliğinde Anaerobik Filtre kullanılmıştır. Reaktörün içi 1 cm çapında,içi boş

halka şeklinde, seramik dolgu malzemesi ile doldurulmuştur. Reaktörün çalışma

hacmi 1.11 L’dir. Reaktörün içindeki sıcaklığı sabit tutabilmek için, reaktörün

dışında 40 cm yükseklikte su ceketi mevcuttur. Reaktörün ısıtması; ısıtmalı-

sogutmalı sirkülasyon pompası ile, cekette su dolaşımı ile sağlanmıştır. Isıtıcının

hassasiyeti ± 0,01 °C’dir. Reaktörün içinde akımın homojen olarak dağılmasını

sağlamak için, reaktör tabanından 5 cm yüksekliğe, üzerinde 0,2 cm çapta delikler

açılmış bir pleksiglas tabaka yerleştirilmiştir. Reaktörün beslemesinde, sabit debi

sağlayabilmek için peristaltik pompa kullanılmıştır.

Anaerobik parçalanma sırasında üretilen biyogazı toplamak ve ölçebilmek

için, asitli su ile yer değiştirme prensibine göre çalışan bir düzenek kurulmuştur. Bu

düzenek, 45 cm yükseklikte ve 7,4 cm iç çapa sahip ölçeklendirilmiş pleksiglas

kolon ve 40-35 cm ölçülerinde pleksiglas tanktan oluşmaktadır. Tankın üstü

atmosfere açıktır. Reaktörün ürettiği biyogazın kolondaki asitli su (0.1 M H2SO4) ile

yer değiştirebilmesi için, reaktör su çıkışı üzerinde basıncı yenebilecek yükseklikte

su bariyeri oluşturulmuştur. Bu bariyerde; zamanla biyokütle birikmesinden dolayı,

uygulanan hidrolik bekletme süresinin dışında, organik madde gideriminin devam

edebileceği ihtimaline karşı hemen reaktör çıkışında numune alma yeri

bulunmaktadır.

Bu reaktör, daha önce evsel ve kağıt sanayi atıksularının arıtımı

çalışmalarında kullanılmıştır.

Çalışmada kullanılan reaktör, Şekil 3.1’de görülmektedir.


56

Şekil 3. 1 Çalışmada kullanılan anaerobik filtre

3.1.2.Sentetik Atıksu

Çalışmada, bileşimi Çizelge 3.1’de verilen sentetik atıksu kullanılmıştır.

Atıksu günlük olarak damıtık su ile hazırlanmıştır. Yaz aylarında yapılan

yüklemelerde besleme kabındaki sentetik atıksuyun bozuşmasını önlemek amacıyla;

besleme kabı, 15-16 °C’de sabit sıcaklıkta tutulmuştur. Bu sayede günlük KOİ ve

diğer atıksu özelliklerinin değişimi en aza indirilmiştir

Çizelge 3. 1 Sentetik atıksu bileşimi (Ahn, 2000) Bileşik Konsantrasyon (mg/L) Glikoz 1000a

Maya ekstraktı 100 Üre 150b K2HPO4 78 NaHCO3 2000c

MgSO4*7H2O 215 CaCl2 50 FeSO4*7H2O 0,75 NiSO4*6H2O 0,5 MnCl2*4H2O 0,5 ZnSO4*7H2O 0,5 H3BO3 0,1 CoCl2*6H2O 0,05 CuSO4*5H2O 0,005 H3PO412MoO324H2O 0,04 a,b ve c değerleri orantılı olarak arttırılmıştır.


57

3.2.Metot

3.2.1.Analitik Yöntemler

Reaktörde üretilen biyogaz miktarı, ölçeklendirilmiş kolonda asitlendirilmiş

(0,1 M H2SO4) su ile yer değiştirme yöntemiyle ölçülmüştür. İki zaman aralığında

toplanan gaz miktarı, ölçümün yapıldığı andaki sıcaklık ve basınç değerleri standart

şartlara çevrilerek günlük biyogaz miktarı hesaplanmıştır. Açık hava basıncı

Çukurova Üniversitesi Meteoroloji İstasyonu ölçümlerine dayanılarak elde edilmiştir

(Çukurova Meteo, 2005-2006). Üretilen biyogazın kompozisyonu (% CH4 ve %

CO2) gaz kromotografisi cihazıyla ölçülmüştür. Çözünmüş KOİ, K2Cr2O7- H2SO4

karışımı ile oksidasyon ve 0,025 N Fe(NH4 )SO4’le titrasyon yöntemiyle

ölçülmüştür. Amonyum, borat tamponuyla pH 9,4’de H3BO3 içine distilasyon ve

takiben 0,02 N H2SO4 ile titrasyonla ölçülmüştür. Alkalinite, metil oranj indikatörü

eşliğinde, 0,02 N H2SO4 titrasyonuyla ve AKM, gravimetrik yöntemle ölçülmüştür.

Analizlerin tümü standart metodlara uygun olarak yapılmıştır (Standart Methods,

1998) (APHA AWWA, 1998).

3.2.2.Deneysel Çalışma

Çalışma, daha önce farklı atıksuların arıtımında kullanılan reaktörde

gerçekleştirildiğinden; reaktör 1,5 aylık bir adaptasyon sürecinde başlangıç değeri

olan 3000 mgKOİ/L kirlilik konsantrasyonuna sahip sentetik atıksu ile beslenerek

çalıştırılmıştır. Alışma devresi boyunca KOİ ve günlük üretilen biyogaz miktarı ile

çıkış pH değerleri takip edilmiştir. 1,5 aylık bir dönem sonunda organizmaların

sentetik atıksuya adaptasyonu sağlanmıştır. Adaptasyon sürecinde reaktör pH’sı

yaklaşık 7 civarında tutulmaya çalışılmıştır. Adaptasyon sürecinden sonra 35 °C’de

sırayla 3000, 6000, 9000, 12000 ve 15000 mg KOİ /L değerlerine sahip sentetik

atıksu günlük olarak beslenmiştir. Her yeni yüklemeye geçildiğinde; reaktör,

uygulanan yeni yüke birkaç günde adapte olmuştur. Her yük değişiminde veriler

düzenli olarak takip edilmiştir, ancak kinetik modele uyarlanan veriler, reaktör

kararlı işletme koşullarında çalışırken alınan verilerden oluşmaktadır. Her yükleme,


58

alıştırma devreleri dışında, yaklaşık olarak 20 gün sürmüştür. Yüklemeler sırasında

günlük olarak giriş- çıkış KOİ değerleri, pH ve üretilen toplam biyogaz miktarları

ölçülmüştür. 2 günlük aralıklarla ise alkalinite değerleri ölçülmüştür. Hidrolik

bekletme süresi her yüklemede 24 saat olarak ayarlanmıştır. Ancak nadir de olsa

karşılaşılan elektrik kesintisi, hortum tıkanması gibi olumsuzluklardan dolayı

debideki salınımları tesbit edebilmek için debi ölçümleri günlük olarak yapılmıştır.

İkinci aşama olan 25 °C değerine geçildiğinde reaktörün uygulanan yeni

sıcaklık değerine alışabilmesi için, 20 gün boyunca 3000 mg KOİ/L değerinde atıksu

ile besleme yapılmıştır. Reaktördeki sıcaklığın aniden değişmesi, çıkış KOİ

değerinde yükselmeye sebep olmuştur. Reaktörün gerçek arıtma performansına

ulaşması 20 gün sürmüştür. Alışma devresinden sonra 25 °C’de de reaktöre 35 °C’de

olduğu gibi sırayla 3000, 6000, 9000, 12000 ve 15000 mg/L KOİ yüklenmiştir.

4. BULGULAR ve TARTIŞMA Selin YÜCEER

59

4.BULGULAR VE TARTIŞMA

Çalışmanın ilk adımı, reaktörü işletmeye alma sürecidir. Bu aşamada reaktör

3000 mg KOİ/L kirlilik yüküne sahip sentetik atıksuyla yaklaşık olarak 1,5 ay

süresince 35 °C’de beslenmiştir. Daha sonra sırasıyla 35 °C ve 25 °C ‘de yüklemeler

yapılmıştır. Çalışma süresi boyunca KOİ, AKM, alkalinite, pH, toplam biyogaz

hacmi ve amonyak ölçümleri yapılmıştır. Reaktörün işletmeye alınması sırasında,

kararlı hale ulaşılıp ulaşılmadığını gözlemlemek adına günlük debi, giriş-çıkış KOİ

ve çıkış pH değerleri ölçülmüştür. Ancak bu değerler kinetik sabitlere

yansıtılmamıştır. İlk başlarda 1500 mg/L’den yüksek olan çıkış KOİ değeri düşük

değerler almaya başlayıp sabitlendikten sonra yüklemelere geçilmiştir.

4.1.Deneysel Bulgular

Deneylerden, her sıcaklık için elde edilen bulgular aşağıda ayrı ayrı

verilmiştir.

4.1.1. 35 °C Bulguları

Yapılan çalışma sonucunda 35 °C’de elde edilen deneysel çalışma sonuçları

Çizelge 4.1, Çizelge 4.2, Çizelge 4.3, Çizelge 4.4 ve Çizelge 4.5’ de verilmektedir.


60

Çizelge 4. 1. 35 °C 3000 KOİ Bulguları

No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)

Çıkış KOI (mg/L)

OLR (KOİg*Q/V) (gKOİ/L*g)

Q(Si-Se)/V Gid. KOİ

GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 1.096 3019 139 2.981 2.844 1.592 0.335 0.352 95.4 2 1.06 2664 109 2.544 2.440 1.591 0.393 0.410 95.9 3 1.118 2856 112 2.877 2.764 1.658 0.348 0.362 96.1 4 1.229 2873 109 3.181 3.060 1.631 0.314 0.327 96.2 5 1.205 2873 105 3.119 3.005 1.557 0.321 0.333 96.3 6 1.334 2860 105 3.437 3.311 1.877 0.291 0.302 96.3 7 1.088 2855 108 2.798 2.693 1.786 0.357 0.371 96.2 8 0.844 3042 97 2.313 2.239 1.334 0.432 0.447 96.8 9 1.022 2918 135 2.687 2.562 1.395 0.372 0.390 95.4 10 0.933 2881 121 2.422 2.320 1.301 0.413 0.431 95.8 11 0.757 2943 104 2.007 1.936 1.513 0.498 0.516 96.5 12 1.354 2943 77 3.590 3.496 2.077 0.279 0.286 97.4 13 1.11 3150 153 3.150 2.997 1.572 0.317 0.334 95.1 14 1.036 3047 92 2.844 2.758 1.505 0.352 0.363 97.0 15 1.099 3084 107 3.053 2.947 1.720 0.327 0.339 96.5 16 1.086 3150 121 3.082 2.964 1.530 0.324 0.337 96.2 17 1.12 2885 89 2.911 2.821 1.634 0.344 0.354 96.9 18 1.082 3006 125 2.930 2.808 1.558 0.341 0.356 95.8 19 1.078 2999 102 2.913 2.813 1.635 0.343 0.355 96.6 20 1.03 2963 58 2.749 2.696 1.546 0.364 0.371 98.0 21 1.068 3015 118 2.901 2.787 1.629 0.345 0.359 96.1 22 1.087 2971 152 2.909 2.761 1.648 0.344 0.362 94.9 23 1.134 2524 150 2.579 2.425 1.645 0.388 0.412 94.1 24 1.141 2530 135 2.601 2.462 1.580 0.385 0.406 94.7 25 1.15 2839 114 2.941 2.823 1.470 0.340 0.354 96.0

Birinci sıcaklığın ilk yüklemesinde %95’in üzerinde KOİ arıtım verimi elde

edilmiştir. Bu haliyle anaerobik arıtma tek başına bile bir arıtma metodu olarak

düşünülebilmektedir. Reaktör işletmeye alma devresinden sonra sorunsuz işlemiştir.

Çıkış pH’sında ve AKM değerinde bir problemle karşılaşılmamıştır.


61

Çizelge 4. 2. 35 ° C 6000 KOİ Bulguları

No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)


OLR (KOİg*Q/V) (gKOİ/L*gün)


GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 1.043 5849.1 210.75 5.496 5.298 3.033 0.182 0.189 96.4 2 1.173 5881.6 140.5 6.215 6.067 3.281 0.161 0.165 97.6 3 1.868 6215 106.4 10.459 10.280 5.753 0.096 0.097 98.3 4 1.204 5971 243.6 6.477 6.212 3.435 0.154 0.161 95.9 5 1.117 6584 199.2 6.626 6.425 3.465 0.151 0.156 97.0 6 0.987 6728.5 240.1 5.983 5.769 3.502 0.167 0.173 96.4 7 1.009 6357.7 192.4 5.779 5.604 3.536 0.173 0.178 97.0 8 1.006 5694 237.3 5.161 4.945 3.205 0.194 0.202 95.8 9 1.35 4763.5 213.84 5.793 5.533 3.866 0.173 0.181 95.5

10 1.234 5630 210 6.259 6.025 3.976 0.160 0.166 96.3 11 1.059 5687.5 165.04 5.426 5.269 3.309 0.184 0.190 97.1 12 1.218 5713.5 170 6.269 6.083 3.599 0.160 0.164 97.0 13 1.233 5193 274.72 5.768 5.463 3.933 0.173 0.183 94.7 14 1.44 5851 284.32 7.590 7.222 4.041 0.132 0.138 95.1 15 1.3 5863.5 258.74 6.867 6.564 4.057 0.146 0.152 95.6 16 1.29 5638 203.1 6.552 6.316 3.701 0.153 0.158 96.4

Çizelge 4. 3. 35°C 9000 KOİ Bulguları

No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)




GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 1.248 8731.2 458.38 9.817 9.301 4.891 0.102 0.108 94.8 2 1.253 9047.2 445.7 10.213 9.710 4.764 0.098 0.103 95.1 3 1.158 9458 424.9 9.867 9.424 5.523 0.101 0.106 95.5 4 1.181 8966 335.9 9.540 9.182 5.202 0.105 0.109 96.3 5 1.249 8874 331.4 9.985 9.612 5.818 0.100 0.104 96.3 6 1.12 9785.8 470.4 9.874 9.399 4.953 0.101 0.106 95.2 7 1.072 8644 334.4 8.348 8.025 4.881 0.120 0.125 96.1 8 0.997 8558 313 7.687 7.406 4.281 0.130 0.135 96.3 9 0.798 8651 355.4 6.219 5.964 3.713 0.161 0.168 95.9

10 0.658 8790 305.6 5.211 5.029 2.993 0.192 0.199 96.5 11 0.898 8778 235.16 7.101 6.911 4.195 0.141 0.145 97.3 12 1.234 8869 476 9.860 9.331 5.274 0.101 0.107 94.6 13 1.393 9035 404 11.339 10.832 5.284 0.088 0.092 95.5 14 0.944 8735 407 7.429 7.083 3.963 0.135 0.141 95.3 15 1.433 8797 595 11.357 10.589 5.479 0.088 0.094 93.2 16 1.006 8615 300 7.808 7.536 4.332 0.128 0.133 96.5 17 1.782 9057 316.5 14.540 14.032 4.881 0.069 0.071 96.5 18 1.044 7942 306 7.470 7.182 4.260 0.134 0.139 96.1 19 0.61 7824 285 4.300 4.143 3.669 0.233 0.241 96.4 20 0.864 8159 695 6.351 5.810 4.389 0.157 0.172 91.5 21 0.854 9298 432.48 7.154 6.821 3.426 0.140 0.147 95.3 22 1.519 8252 532.4 11.293 10.564 5.694 0.089 0.095 93.5 23 1.317 9055 353 10.744 10.325 7.110 0.093 0.097 96.1 24 1.26 8704 348 9.880 9.485 5.657 0.101 0.105 96.0 25 1.14 8050 300 8.268 7.959 5.069 0.121 0.126 96.3


62


No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)




GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 0.964 11537 381 10.020 9.689 4.486 0.100 0.103 96.7 2 0.842 13734 336 10.418 10.163 5.039 0.096 0.098 97.6 3 1.025 12259 293 11.320 11.050 5.657 0.088 0.091 97.6 4 0.762 11642 344 7.992 7.756 5.171 0.125 0.129 97.0 5 1.187 11833 325 12.654 12.306 6.977 0.079 0.081 97.3 6 1.329 11393 537.4 13.641 12.997 5.486 0.073 0.077 95.3 7 1.17 11912 653 12.556 11.868 7.827 0.080 0.084 94.5 8 1.342 11583 652 14.004 13.216 7.673 0.071 0.076 94.4 9 1.622 11329 874 16.555 15.277 6.671 0.060 0.065 92.3

10 1.029 11833 891 10.970 10.144 6.597 0.091 0.099 92.5 11 0.904 11358 3063 9.250 6.756 5.504 0.108 0.148 73.0 12 1.277 11366 2416 13.076 10.297 5.181 0.076 0.097 78.7 13 0.565 11710 1104 5.960 5.399 3.378 0.168 0.185 90.6 14 0.86 11543 1368 8.943 7.883 5.094 0.112 0.127 88.1 15 1.211 11737 908 12.805 11.814 6.268 0.078 0.085 92.3 16 1.296 11951 593 13.954 13.261 5.654 0.072 0.075 95.0 17 0.822 11468 448 8.493 8.161 6.108 0.118 0.123 96.1


No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)



Gid. KOİ Q(Sg-Sç)/V

GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Sg-Sç)

% KOİ giderimi

1 1.01 13344 2377 12.142 9.979 4.728 0.082 0.100 82.2 2 1.427 13991 3419 17.987 13.591 6.967 0.056 0.074 75.6 3 0.9 14006 3368 11.356 8.625 5.039 0.088 0.116 76.0 4 1.181 14208 3086.5 15.117 11.833 6.212 0.066 0.085 78.3 5 0.817 14633 2280 10.770 9.092 4.728 0.093 0.110 84.4 6 1.029 14350 3989 13.303 9.605 6.967 0.075 0.104 72.2 7 1.088 13496 6850 13.229 6.514 5.039 0.076 0.154 49.2 8 0.809 14438 4641 10.523 7.140 6.212 0.095 0.140 67.9 9 0.943 14542 4976 12.354 8.127 4.728 0.081 0.123 65.8 10 0.726 14020 4942 9.170 5.938 6.967 0.109 0.168 64.8 11 0.907 14570 4374 11.905 8.331 5.039 0.084 0.120 70.0 12 1.086 13900 5101 13.599 8.609 6.212 0.074 0.116 63.3 13 1.061 13950 3203 13.334 10.273 4.728 0.075 0.097 77.0 14 1.041 14490 3612 13.589 10.202 6.967 0.074 0.098 75.1 15 1.121 14600 4209 14.745 10.494 5.039 0.068 0.095 71.2 16 0.838 13870 3702 10.471 7.676 6.212 0.095 0.130 73.3


63

4.1.2. 25 °C Bulguları

Yapılan çalışma sonucunda 25 °C’de elde edilen deneysel çalışma sonuçları

Çizelge 4.6, Çizelge 4.7, Çizelge 4.8, Çizelge 4.9 ve Çizelge 4.10’ de verilmektedir.


No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)




GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 0.998 2912 437 2.618 2.225 2.025 0.382 0.449 85.0 2 0.713 2923 516 1.878 1.546 1.241 0.533 0.647 82.3 3 1.228 2568 517 2.841 2.269 1.448 0.352 0.441 79.9 4 0.924 2867 856 2.387 1.674 1.171 0.419 0.597 70.1 5 0.987 2900 632 2.579 2.017 1.088 0.388 0.496 78.2 6 1.006 2870 361 2.601 2.274 1.137 0.384 0.440 87.4 7 1.315 2900 812 3.436 2.474 1.155 0.291 0.404 72.0 8 1.320 2996 904 3.563 2.488 1.230 0.281 0.402 69.8 9 1.499 2897 300 3.912 3.507 1.817 0.256 0.285 89.6

10 1.477 2845 372 3.786 3.291 1.818 0.264 0.304 86.9 11 0.843 2998 303 2.277 2.047 1.186 0.439 0.489 89.9 12 1.362 2961 285 3.633 3.284 1.205 0.275 0.305 90.4 13 1.012 2934 241 2.675 2.455 1.480 0.374 0.407 91.8 14 1.102 2945 183 2.924 2.742 1.571 0.342 0.365 93.8 15 0.83 2930 209 2.191 2.035 1.175 0.456 0.491 92.9 16 1.048 2942 191 2.778 2.597 1.519 0.360 0.385 93.5 17 1.155 2973 211 3.094 2.874 1.389 0.323 0.348 92.9 18 1.326 2841 253 3.394 3.092 1.650 0.295 0.323 91.1 19 1.286 2813 172 3.259 3.060 1.878 0.307 0.327 93.9 20 1.163 2985 188 3.128 2.931 1.609 0.320 0.341 93.7 21 0.979 2873 191 2.534 2.365 1.546 0.395 0.423 93.4 22 1.033 2978 196 2.771 2.589 1.614 0.361 0.386 93.4 23 1.081 2927 215 2.851 2.641 1.533 0.351 0.379 92.7 24 1.116 2998 197 3.014 2.816 1.536 0.332 0.355 93.4


64


No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)




GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 1.05 6400 1062.4 6.03 5.025 2.816 0.166 0.199 83.4 2 1.17 5664 934.5 5.97 4.985 2.832 0.168 0.201 83.5 3 1.06 6155 1009.5 5.86 4.896 2.841 0.171 0.204 83.6 4 1.06 6370 1133.8 6.10 5.014 2.606 0.164 0.199 82.2 5 1.19 5615 1100.6 6.02 4.840 2.420 0.166 0.207 80.4 6 1.23 5314 828.9 5.89 4.969 2.987 0.170 0.201 84.4 7 0.99 6579 1302.6 5.85 4.692 2.412 0.171 0.213 80.2 8 0.98 6569 1149.6 5.77 4.760 2.767 0.173 0.210 82.5 9 1.01 6506 1151.6 5.92 4.872 2.640 0.169 0.205 82.3

10 1.00 6549 1342.5 5.90 4.691 2.347 0.169 0.213 79.5 11 1.25 5221 1060 5.88 4.686 2.398 0.170 0.213 79.7 12 1.19 5662 1030.5 6.07 4.965 2.765 0.165 0.201 81.8 13 0.96 6978 1346.7 6.04 4.870 2.549 0.166 0.205 80.7 14 0.96 6926 1267.4 5.99 4.894 2.749 0.167 0.204 81.7 15 1.05 6250 1162.6 5.89 4.794 2.684 0.170 0.209 81.4 16 1.02 6483 1212.3 5.93 4.819 2.504 0.169 0.207 81.3


No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)



Gid. KOİ Q(Si-Se)/V

GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 0.856 11716 2413.5 9.035 7.174 3.991 0.111 0.139 79.4 2 0.897 11149 2218.8 9.01 7.217 4.058 0.111 0.139 80.1 3 0.998 9528 1962.9 8.567 6.802 4.017 0.117 0.147 79.4 4 0.987 9993 1938.7 8.886 7.162 4.091 0.113 0.140 80.6 5 0.978 10200 2029.8 8.987 7.199 4.059 0.111 0.139 80.1 6 1.09 9163 1915.1 8.998 7.117 3.926 0.111 0.141 79.1 7 1.087 9168 1916.1 8.978 7.102 3.93 0.111 0.141 79.1 8 1.098 9124 1824.7 9.025 7.22 4.057 0.111 0.139 80 9 1.15 8690 1755.4 9.003 7.184 4.051 0.111 0.139 79.8

10 1.12 8935 1840.5 9.015 7.158 3.994 0.111 0.140 79.4 11 1.06 9439 1935 9.014 7.166 4.035 0.111 0.140 79.5 12 1.09 9399 1955.1 9.23 7.31 3.958 0.108 0.137 79.2 13 1.08 9301 1813.8 9.05 7.285 4.071 0.11 0.137 80.5 14 1.22 8179 1685 8.99 7.138 3.992 0.111 0.140 79.4


65


No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)




GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 1.11 11989 2709.5 11.989 9.279 4.97 0.083 0.108 77.4 2 1.13 11775 2571.6 11.987 9.369 5.04 0.083 0.107 78.16 3 1.12 11878 2577.5 11.985 9.384 5.05 0.083 0.107 78.3 4 1.13 11821 2541.5 12.034 9.447 5.058 0.083 0.106 78.5 5 1.11 12050 2639 12.05 9.411 5.034 0.083 0.106 78.1 6 1.09 12094 2636.5 11.876 9.287 5.04 0.084 0.108 78.2 7 1.08 12218 2688 11.888 9.273 5.028 0.084 0.108 78 8 1.08 12220 2700.7 11.89 9.262 4.993 0.084 0.108 77.9 9 1.07 12428 2846 11.98 9.237 4.827 0.083 0.108 77.1 10 1.09 12074 2740.7 11.856 9.165 4.939 0.084 0.109 77.3 11 1.09 12225 2775.1 12.005 9.28 4.946 0.083 0.108 77.3 12 1.11 12100 2541 12.1 9.559 5.065 0.083 0.105 79


No Q

(L/gün)

Giriş KOI (mg/L)




GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

1 0.98 16491 4535.1 14.56 10.556 4.889 0.069 0.095 72.5 2 0.98 16344 4412.9 14.43 10.534 4.958 0.069 0.095 73 3 0.97 16650 4662 14.55 10.476 4.828 0.069 0.095 72 4 0.96 16835 4335 14.56 10.811 5.073 0.069 0.093 74.25 5 0.976 17173 4430.7 15.1 11.204 5.072 0.066 0.089 74.2 6 0.956 17393 4522.2 14.98 11.085 5.09 0.067 0.090 74 7 0.987 16599 4216.2 14.76 11.011 5.188 0.068 0.091 74.6 8 1.12 14648 3749.9 14.78 10.996 5.146 0.068 0.091 74.4 9 0.999 16144 4036.1 14.53 10.898 5.197 0.069 0.092 75

10 0.897 17758 4528.2 14.35 10.691 5.158 0.07 0.094 74.5 11 1.09 14583 3733.2 14.32 10.654 5.141 0.07 0.094 74.4 12 1.06 15362 3978.8 14.67 10.870 5.1 0.068 0.092 74.1 13 1.05 15720 4008.5 14.87 11.078 5.177 0.067 0.090 74.5 14 1.03 15572 3970.9 14.45 10.765 5.176 0.069 0.093 74.5 15 1 16162 4088.9 14.56 10.876 5.193 0.069 0.092 74.7 16 1.12 14628 3715.6 14.76 11.011 5.189 0.068 0.091 74.6

Deneysel çalışmalardan elde edilen bulguların ortalama değerleri Çizelge

4.11’de özetlenmiştir:


66

Çizelge 4. 11. Elde edilen ortalama veriler

Ortalama değerler

Q (L/gün)

Giriş KOI (mg/L)




GAZ (L/gün)

1/ OLR

V/ Q(Si-Se)

% KOİ giderimi

35 °C 1.yükleme 1.09 2915.60 113.48 2.86 2.75 1.60 0.35 0.37 96.09 2.yükleme 1.22 5851.31 209.38 6.42 6.19 3.73 0.16 0.17 96.38 3.yükleme 1.12 8747.01 390.42 8.87 8.47 4.79 0.12 0.13 95.52 4.yükleme 1.07 11775.76 893.32 11.33 10.47 5.81 0.09 0.10 92.29 5.yükleme 1.00 14150.50 4008.09 12.72 9.13 5.74 0.08 0.11 71.64 25 °C 1.yükleme 1.12 2907.33 364.25 2.92 2.55 1.46 0.35 0.41 87.42 2.yükleme 1.07 6202.56 1131 5.94 4.861 2.64 0.168 0.206 81.79 3.yükleme 1.05 9570.29 1943.2 8.98 7.16 4.02 0.11 0.140 79.69 4.yükleme 1.10 12072.67 2663.9 11.97 9.329 5.00 0.08 0.107 77.94 5.yükleme 1.01 16128.88 4183 14.64 10.85 5.10 0.07 0.092 74.1

Şekil 4.1.’de; 35 °C’de yapılan organik yüklemelerde, giderilen KOİ değerlerine karşılık üretilen biyogaz miktarları verilmiştir.

35 C'de Giderilen KOİ-Üretilen Gaz İlişkisi

0,001,002,003,004,005,006,007,008,009,00

1 10 19 28 37 46 55 64 73 82 91 100

Ölçüm No

Üre

tile

n T

op

lam

Biy

og

az

L/g

ün

02468101214161820

Gid

eril

en K

Oİ

g/L

Üretilen Biyogaz

Gid. KOİ

Şekil 4. 1. 35 °C’de giderilen KOİ-üretilen gaz ilişkisi


67

Aynı değerler 25 °C için Şekil 4.2.’de verilmektedir:

25 C'de Giderilen KOİ-Üretilen Gaz İlişkisi

0

2

4

6

8

10

1 6 11 16 21 26 31 36 41 46 51 56 61 66 71 76 81

Ölçüm No

Oluşa

n B

iyo

gaz

Mik

tarı

L

/gü

n

0

2

4

6

8

10

12

14

Gid

eril

en K

Oİ

g/L

Oluşan biyogaz

Gid. KOİ

Şekil 4. 2. 25 °C’de giderilen KOİ-üretilen gaz ilişkisi

Şekil 4.3.’de, 35 °C’de uygulanan farklı organik yüklemelere karşı KOİ

giderim verimi gösterilmiştir.

35 C OLR-% KOİ Giderim Grafiği

0

20

40

60

80

100

120

0 5 10 15 20

OLR (gKOİ/L-gün)

KOİ G

ider

im V

erim

i (%

)

Şekil 4. 3. 35 °C OLR-%KOİ giderim grafiği


68

Aynı grafik 25 °C değerleri için verilirse;

25 C OLR-%KOİ Giderim Grafiği

0102030405060708090

100

0 5 10 15 20

OLR (g KOİ/L-gün)

KOİ G

ider

im V

erim

i (%

)

Şekil 4. 4. 25 °C OLR-%KOİ giderim grafiği

Şekil 4.5. ve 4.6.’da ise sırayla organik yüklemelere karşılık KOİ giderim

hızları görülmektedir. Grafiklerden, artan organik yükleme değerlerinde, reaktörün

KOİ giderim hızının arttığı görülmektedir.

35 C OLR-KOİ Giderim Hızı

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

0 5 10 15 20

OLR (gKOİ/L-gün)

KOİ G

ider

im H

ızı

Şekil 4. 5. 35 °C OLR-KOİ giderim hızı grafiği


69

25 C OLR-KOİ Giderim Hızı

0

2

4

6

8

10

12

14

0 5 10 15 20

OLR (gKOİ/L-gün)

KOİ G

ider

im H

ızı

Şekil 4. 6. 25 °C OLR-KOİ giderim hızı grafiği

Yeni yüklemelere geçildiğinde veya pH’daki değişimlere bağlı olarak bazen

çıkış suyunda yüksek AKM değerlerine rastlanmıştır. Reaktör kararlı hale yeniden

kavuştuğunda çıkış suyundaki AKM değeri de azalan KOİ miktarıyla birlikte

azalmıştır. Bu durum Şekil 4.7.’de özetlenmiştir.

KOİ-AKM Değişimi

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19

Ölçüm No

KOİ m

g/L

0

100

200

300

400

500

600

AK

M m

g/LKOİ Çıkış

AKM

Şekil 4. 7. KOİ-AKM değişimi


70

4.2.Deney Sonuçlarının Kinetik Modele Uyarlanması:

4.2.1.35°C Verilerinin Kinetik Modele Uyarlanması:

35°C’de elde edilen veriler; Stover-Kincannon Modeline uyarlandığında, Şekil

4.8.’de gösterilen grafik elde edilmiştir.

35 C Stover Kincannon Model Grafiği

y = 0,9997x + 0,0131

R2 = 0,9875

0,0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0,0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6

1/OLR

V/Q

*(S

i-S

e)

Şekil 4. 8. 35 °C Stover Kincannon Model Grafiği

Grafikte görüldüğü üzere;

KB/ Umax : 0.9997

1/Umax : 0.0131

olarak hesaplanmıştır. Buradan Umax : 76.336 g/L-gün ; KB : 76.31 olarak

hesaplanmıştır. Bu iki değer, istenilen çıkış KOİ değeri için, anaerobik arıtma tesisi

planlamasında kullanılabilir. Bu değerler yardımıyla, reaktör hacmi veya bekletme

süresi hesaplanabilir.

R2 değerinin 1’e oldukça yakın olması, deneylerden elde edilen verilerin bu

modele uygulanabileceğini göstermektedir. Bu gibi çalışmalarda modifiye Stover-

Kincannon Modeli’nin kullanılabileceği sonucuna varılabilir.


71

4.2.2.25°C Verilerinin Kinetik Modele Uyarlanması:

Aşağıdaki grafikte 25°C’de elde edilen verilerin Stover-Kincannon Modeline

uygulaması görülmektedir:

25 C Stover Kincannon Model Grafiği

y = 1,0335x + 0,0241

R2 = 0,9957

0

0,1

0,2

0,3

0,4

0,5

0,6

0 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,3 0,35 0,4 0,45 0,5

1/OLR

V/Q

*(S

i-S

e)

Şekil 4. 9. 25 °C Stover Kincannon Model Grafiği

Grafikte görüldüğü üzere;

KB/ Umax : 1.0335

1/Umax : 0.0241 olarak hesaplanmıştır. Buradan da Umax: 41.49 KB : 42.88

olarak hesaplanmıştır.

Elde edilen sabitler bir çizelgede özetlenecek olursa:

Çizelge 4. 12. Çalışma sonunda elde edilen kinetik sabitler

Umax

g/L-gün KB

g/L-gün 35 °C 76.336 76.31 25 °C 41.49 42.88

4.3.Deney Sonuçlarının Tartışılması

Ahn ve Forster (2000), Anaerobik Filtrede mezofilik koşullarda nişasta ile

yaptıkları çalışmalarda KB ve Umax değerlerini sırasıyla;


72

KB/ Umax : 1.0174

1/Umax : 0.0201

olarak bulmuşlardır. Buradan Umax: 49.75 ; KB: 50.62 olarak hesaplanabilir.

Aynı çalışmada Termofilik Anaerobik Filtrede bulunan değerler aşağıda

verilmiştir:

KB/ Umax : 1.0537

1/Umax : 0.0015

Burada da ; Umax : 666.67 ; KB : 702.47 ‘dir.

Ahn ve Forster’ın (2000) çalışmalarında buldukları mezofilik ve termofilik

işletme koşulları arasındaki büyük farka bu çalışmada rastlanmamıştır. Bulunan

kinetik değerler birbirine oldukça yakın görünmektedir. Bu durum, mezofilik ve

termofilik koşullar arsında karşılaşılan büyük farka, mezofilik koşul ve 25 °C

arasında rastlanmadığını gösterir. Termofilik arıtmada mezofilik ve psikrofilik

arıtmaya nazaran yüksek arıtım verimleri elde edilir ancak işletme maliyeti çoğu

koşul için yüksektir (yüksek sıcaklıkta deşarj edilen atıksular hariç). 35 °C ve 25 °C

arasında arıtım verimi açısından; mezofilik ve termofilik arıtma arasındaki yüksek

farka rastlanmamıştır. Bu durumda atıksuyu mezofilik koşullara uygun hale

getirmek için ıstmaya gerek olmadığı görülmektedir. Ayrıca her iki sıcaklık

koşulunda üretilen biyogaz miktarlarında yüksek farklara rastlanmamıştır.

Kapdan (2004) ise boyar maddelerin anaerobik reaktörde giderim verimini

çalışmış sonuçları Stover Kincannon modeline uyarlamıştır. Deneysel bulgular,

modifiye Stover-Kincannon modeline uyarlandığında boyarmadde için KB: 17.8 g/L-

gün ; Umax: 19.5 g/L-gün olarak ; KOİ giderimi içinse KB: 37.9 gKOİ/L-gün ; Umax:

12.9 gKOİ/L-gün olarak hesaplanmıştır. Çalışma sonucunda, boyarmaddenin oda

sıcaklığında, düşük KOİ içeren atıksu eşliğinde arıtılabileceği belirtilmiştir.

35 °C sıcaklıkta 15000 mg KOİ/L yüklemesine geçildiğinde KOİ giderim

verimi oldukça düşük kalmıştır. Uzun süre veri alınıp gözlem yapılmasına rağmen

verim yükselmemiştir. Yeni sıcaklık yüklemesine geçmeden önce, reaktöre yeniden

3000 mg KOİ/L yüküne sahip atıksu beslenmiştir. Reaktör verimi bir süre

gözlendikten sonra yeni sıcaklık uygulamasına geçilmiştir. Yeni sıcaklığın ilk


73

yüklemesinde yüksek KOİ giderim verimi gözlenmiş, ancak bu verim sonraki

yüklemelere geçildiğinde giderek azalmıştır. Son yüklemede KOİ giderim verimi %

74,1 değerine inmiştir.

Grafiklerden, üretilen biyogazın giderilen KOİ miktarına bağlı olarak arttığı

görülmektedir. Yapılan ölçümlerde oluşan gazdaki biyogaz miktarının 35 °C’de %66

civarında; 25 °C’de %60 civarında olduğu gözlenmiştir. Her yeni yüklemeye

geçildiğinde artan KOİ ile doğru orantıda biyogaz artışı gözlenmiştir. İkinci sıcaklık

değerinde yapılan yüklemelerde birinci sıcaklık değerine kıyasla çok daha kararlı

bulgular elde edilmiştir. Bunun sebebinin yapılan çok sayıda ölçümden problemli

olan günlerdeki değerlerin kinetik hesaplamalara, ilk yüklemeye oranla daha az

yansıtılması olduğu düşünülmektedir. Her iki sıcaklık arasında üretilen biyogaz

açısından da yüksek farklara rastlanmamıştır. Yapılan analizlerde; 35 °C’de

biyogazdaki metan yüzdesi %66 iken, bu değer 25 °C’de % 60’a düşmüştür. Stuckey

ve Nachaiyasit (1997); anaerobik perdeli reaktörle yaptıkları çalışmalarda 35 °C’de

biyogazdaki metan yüzdesini %71, 25 °C’de % 69 ve 15 °C’de % 66 olarak

vermişlerdir. Lettinga ve ark. (1991) ise 13 °C’de evsel atıksuların anaerobik filtrede

aırıtmını çalışmışlardır. Biyogazdaki metan konsantrasyonunun, bu sıcaklık

değerinde % 70,7± 2,9 olduğunu belirtmişlerdir. Elde edilen bu farklı değerlerin,

farklı işletme koşullarından ( farklı bekletme süresi, farklı yükleme,..) kaynaklandığı

düşünülmektedir.

Standart şartlarda giderilen 1 g KOİ için 0,35 L CH4 üretilir. Bu miktar, 35 °C

sıcaklık ve 1 atm basınçta 0,395 L CH4/ g KOİgid.’e tekabül etmektedir (Öztürk,

2005). Yapılan çalışmada bu değer 35 °C’de birinci yüklemede 0, 369 L CH4/ g

KOİgid. olarak bulunmuştur. 25 °C’de ise 0,344 L CH4/ g KOİgid. olarak

hesaplanmıştır. Her iki yükleme arasında oluşan biyogaz ve metan içeriği açısından

büyük bir farka rastlanmamıştır. Anaerobik arıtmada oluşan metan, enerji değeri

açısından büyük bir öneme sahiptir. İki sıcaklık arasında büyük farkların olmaması

psikrofilik arıtmanın mezofilik artımaya göre büyük bir avantajı olarak düşünülebilir.

Normal koşullar altında reaktörü ısıtmada kullanılması düşünülen bu enerji


74

formunun, 25 °C’de işletme yapılması halinde, başka alanlarda kullanımı gündeme

gelebilmektedir.

25 °C’de yüklemenin son aşamalarına doğru gelindikçe organik yükleme

değeri daha stabil tutulmaya başlanmıştır. % KOİ giderimi artan yüklemelerle azalsa

da reaktör kararlı hale kavuşmuştur.

KOİ giderim verimleri 35 °C’de ilk dört yüklemede % 90’ın üzerinde yer

alırken, bu değer son yüklemede % 70’lere düşmüştür. 25 °C’nin ilk yüklemesinde %

85 in üzerinde yer alan giderim verimleri sonraki yüklemelerde %80’lere düşmüş,

son yüklemede ise %74 civarına inmiştir. Fanin (1983), yaptığı çalışmalarda

anaerobik arıtmada KOİ giderim verimi açısından 35 ve 25 °C arasında %10 luk bir

verim düşüşü olduğunu savunmaktadır. Lettinga ve ark. (1991); 13 °C sıcaklıkta ve 4

saatlik hidrolik bekletme süresinde anaerobik filtrede evsel atıksu için toplam KOİ

gideirm verimini % 55 olarak bulmuşlardır. Sanz ve Polanco (1990) ise anaerobik

akışkan yataklı reaktör ve UASB ile 15 °C’de 6 saatlik hidrolik bekletme süresinde

atıksu arıtımı çalışmışlar; bu koşullar altında toplam KOİ giderim veriminin aktif

çamur sistemiyle aynı olduğunu belirtmişlerdir. Bodik ve ark. (1991) ise sentetik

atıksu- kanalizasyon suyu karışımını AF ‘de arıtmaya tabi tutmuşlar ve toplam KOİ

giderim veriminin % 46-92 arasında değiştiğini belirtmişlerdir. Çalışmalarında

sıcaklığı 9-23 °C arasında tutmuşlardır. Stuckey ve Nachaiyasit (1997); birbirinin

aynı iki adet anaerobik perdeli reaktörle, yaptıkları çalışmalarda sıcaklığı 35 °C’den

25 °C’ye düşürmeleri halinde reaktörlerden birinin sıcaklık değişimine tepki

vermediğini, diğerinin veriminin % 4 civarında azaldığını belirtmişlerdir. Ancak bu

azalma, çıkış suyunun reaktöre %25 oranında geri devriyle telafi edilmiştir. Dague ve

ark. (1998) ise yaptıkları çalışmalar neticesinde yüksek hızlı anaerobik reaktörlerin

35 ve 25 °C’deki arıtım verimlerinin eşit ve yüksek değerlerde olduğunu

belirtmişlerdir.

Bodik ve ark. (2002); farklı sıcaklık (20, 25 ve 35 °C) ve farklı bekletme

sürelerinde, farklı anaerobik reaktörlerle KOİ giderim verimini incelemişler, yüksek

sıcaklık değerlerinde organik maddenin parçalanma hızının yüksek olduğunu

belirtmişlerdir.


75

Huang ve ark. (2004) UASB reaktörlerde sıcaklık değişimlerinin, reaktördeki

granül boyutu üzerine etkilerini incelemişlerdir. 25, 30, 35 ve 40 °C sıcaklık

değerlerinde yapılan çalışmalarda, 25 °C’de reaktörden en çok çamur atıldığını ve

buna bağlı olarak da reaktör içindeki granül boyutunun bu sıcaklıkta en küçük değeri

aldığını belirtmişlerdir.

Bu ölçümler dışında reaktörde günlük olarak çıkış pH’ı kontrol edilmiş, nötral

değerlerde tutulmaya çalışılmıştır. pH değeri çok ekstra koşullar olmadığı sürece 6,8-

7,4 değer aralığında tutulmuştur. Alkalinite de çıkış suyunda 1500-2000 mg/L

değerinde ölçülmüştür. Çıkış suyunda yapılan amonyak ölçümlerinde ortalama

olarak 160 mg/L NH3-N değeri ölçülmüş, nötral pH değerinde toksik etki

gösterebilecek bir değer olmadığından rutin olarak ölçülmemiş, sadece yeni

yüklemelere geçildiğinde ölçülmüştür.

5. SONUÇLAR ve ÖNERİLER Selin YÜCEER

76

5. SONUÇLAR VE ÖNERİLER

Bu çalışmadan elde edilen bulgular doğrultusunda aşağıdaki sonuçlar elde

edilmiş ve öneriler sunulmuştur.

Anaerobik Filtrelerde mezofilik koşullar altında ciddi anlamda yüksek

verimle atıksu arıtımı yapılabilmektedir. Ancak elde edilen değerlerin deşarj

standartlarını (SKKY) taşımama ihtimali olduğundan takip eden bir arıtma

metoduyla (örn. Aktif çamur ya da membran) daha düşük çıkış değerleri ve yüksek

kalitede arıtılmış su elde etmek mümkündür. Yüksek kirlilik yüküne sahip atıksuları

ilk adımda anaerobik yöntemle arıtmak, hem daha sonraki adımlara geçecek kirlilik

yükünü azaltmaya yaramakta hem de oluşan biyogaz miktarının sistemde veya diğer

işletme birimlerinde kullanılması sağlanabilmektedir.

Çalışmanın ikinci adımı olan 25 °C koşullarında %80 civarında kararlı bir

verim elde edilmiştir. Bu, ortam sıcaklığına nisbeten yakın olan işletme koşullarında

atıksu arıtımının gayet başarılı bir şekilde uygulanabileceğini göstermektedir. Adana

gibi sub-tropikal bölgelerde bu sıcaklık koşulunda arıtma yapabilmek için reaktörü

ısıtma adına fazla bir maliyete gerek yoktur. 25 °C’de anaerobik arıtmayı takiben

kullanılabilecek bir yöntemle deşarj standartlarını yakalamak mümkün

görünmektedir. Bir sonraki adımda aktif çamur sistemi uygulanması

düşünüldüğünde, sistemin yükü oldukça azalmış olacağından harcanacak enerji

maliyetinin de düşeceği görülmektedir.

Deneylerden elde edilen bulgular Moifiye Stover-Kincannon Modeline

uyarlandığında, R2 değeri 1’e yakın bulunmuştur. Bu, verilerin kinetik modele

uygunluğunu ifade etmektedir. Benzeri çalışmalarda aynı kinetik modelin

kullanılabileceği düşünülmektedir.

Ortam sıcaklığının düşük işletme sıcaklığı koşullarını sağlaması halinde, düşük

sıcaklıklarda dahi üretilen biyogazdan enerji içeriği açısından faydalına bilir. Düşük

sıcaklıklarda üretilen biyogazdan, sistemi ısıtmada faydalanılmadığından bir sonraki

adımda uygulanabilecek arıtma metodunun enerji ihtiyacı karşılanabilir.

5. SONUÇLAR ve ÖNERİLER Selin YÜCEER

77

Reaktör düşük sıcaklıklarda işletileceğinde ilk olarak 35 °C’de yüklemeye

başlanmakta, daha sonra sıcaklık düşürülmektedir. Yapılan arıtma verimi

çalışmalarının yanı sıra, sıcaklık düşürülüp adaptasyon sağlandığında reaktördeki

baskın bakteri populasyonu ve yapısının değişimi incelenebilir.

Yüksek giderim verimlerinde tek başına bir arıtım metodu alternatifi olarak

düşünülebilecek anaerobik arıtma; düşük giderim verimlerinde başka

kombinasyonlarla birlikte kullanma ihtiyacını doğurmuştur. Ancak bu haliyle bile

düşük işletme maliyetinden dolayı aerobik arıtmaya iyi bir alternatif teşkil

etmektedir.

Bir başka alternatif olarak düşük sıcaklıkta Adana kentinin orijinal evsel

atıksuları çalışılıp, arıtım verimleri gözlenebilir. Yüksek işletme maliyeti olan aktif

çamur sistemi yerine uygulanması düşünülebilir. Düşük ortam sıcaklıklarında arıtım

veriminin sağlanması halinde, özellikle kıyı şeridinde bulunan tatil sitelerinde

dönemsel arıtma ihtiyacın karşılamak adına uygulanacak iyi bir alternatif olabilir.

Bu çalışmanın devamı olarak, 20 ve 15 °C’lerde aynı kirlilik yüküne sahip

atıksuların arıtım verimleri çalışılabilir. Her sıcaklık için elde edilen kinetik

sabitlerden, sıcaklığın anaerobik arıtma üzerinde etkisini gösteren yeni bir giderim

formülü hesaplanabilir.

78

KAYNAKLAR

ACAROĞLU M., 2003. Alternatif Enerji Kaynakları. Atlas Yayınları, İstanbul.

ACOSTA M.O. H., FEMAT R., STEYER J.P. ve ALVAREZ G.V.,2004.

Temperature oscillations in a biological reactor with recycle. Chaos,

Solitons & Fractals,19 (4), 875-889.

AHN, J.-H. ve FORSTER, C. F., 2000. A comparison of mesophilic and

thermophilic anaerobic upflow filters. Bioresource Technology, 73, 201-

205.

AHN, J.-H. ve FORSTER, C. F., 2002. The effect of temperature variations on the

performance of mesophilic and thermophilic anaerobic filters treating a

simulated papermill wastewater. Process Biochemistry, 37, 589-594.

APHA, AWWA, 2000. Standard Methods for the Examination of Water and

Wastewater Analysis, 23th ed., New York.

ALVAREZ J.M. , MACE S., ve LLABRES P.,2000. Anaerobic digestion of organic

solid wastes. An overview of research achievements and perspectives.

Bioresource Technology, 70 (1), 3-16.

BODİK, I. HERDOVA, B. ve DRTIL, M., 2002. The use of upflow anaerobic filter

and AnSBR for wastewater treatment at ambient temperature. Water

Research, 36, 1084-1088.

BOONE D.R. ve XUN L.,1987. Effect of pH, temperature and nutrients on

propionate degradation by a methanogenic enrichment culture. Appl.

Environ. Microbiol. 53, 1589-1592.

BORJA R., MARTIN A., DURAN M. M., LUQUE M. ve ALONSO V.,1994.

Kinetic study of anaerobic digestion of brewery wastewater. Process

Biochemistry 29 (8), 645-650

BORJA R., SANCHEZ E., WEILAND P., TRAVIESO L. ve MARTIN A., 2001.

Effect of substrate concentration and temperature on the anaerobic

digestion of piggery waste in a tropical climate. Process Biochemistry

37(5), 483-489.

79

CAYLESS M.S., LESTER J.N., OLSON B.H. ve FORD S., 1989. Distribution of

mercury resistance determinants in bacterial communities of river

sediments. Water Research 23 (10), 1209-1217.

ÇUKUROVA METEO, 2005-2006. ftp.cu.edu.tr/cuMeteo/ Cu_Meteo_Text.htm,

Çukurova Ünv., Adana

ELMITWALLI T. A.,van DUN, BRUNING H., ZEEMAN G. ve LETTINGA

G.,2000. The role of filter media in removing suspended and colloidal

particles in an anaerobic reactor treating domestic sewage. Bioresource

Technology, 75 (3), 235-242.

ELMITWALLI, T. A., OAHN, K. L.T., ZEEMAN, G. ve LETTINGA ,G.,2002b.

Treatment of domestic sewage in a two-step anaerobic filter/anaerobic

hybrid system at low temperature. Water Research, 36, 2225-2232.

ELMITWALLI, T. A., SKLYAR, V., ZEEMAN, G. ve LETTINGA, G., 2002a. Low

temperature pre treatment of domestic sewage in an anaerobic hybrid or an

anaerobic filter reactor. Bioresource Technology, 82, 233-239.

ELMITWALLI, T. A., SOELLNER J., de KEIZER A., BRUNING H., ZEEMAN G.

ve LETTINGA G.,2001. Biodegradability and change of physical

characteristics of particles during anaerobic digestion of domestic sewage .

Water Research, 35(5),1311-1317

ELMITWALLI T.A., ZANDVOORT M.H., ZEEMAN G., BRUNING H. VE

LETTINGA G., 1999. Low temperature treatment of domestic sewage in

upflow anaerobic sludge blanket and anaerobic hybrid reactors

Water Science and Technology,39 (5),177-185

ENRIGHT A.M., McHUGH S., COLLINS G. ve O’FLAHERTY V., 2005. Low –

temperature anaerobic biological treatment of solvent-containing

pharmaceutical wastewater. Water Research, 39, 4587-4596.

FALLON R.D., COOPER D.A., SPEECE R. ve HENSON M.,1991. Anaerobic

biodegradation of cyanide under methanogenic conditions. Applied Environ

Microbiol. 57,1656-1662.

80

FANNIN, K. F. CONRAD, J. R., SRIVASTAVA, V. J., JERGER, D.E. ve

CHYNOWETH, D. P. , 1983. Anaerobic processes. J. Water Pollution

Control Federation, 55 (6), 623-632.

FEDORAK M. P., ROBERTS J.D. ve HRUDEY S.E., 1986. The effects of cyanide

on the methanogenic degradation of phenolic compounds. Water Research

20(10), 1315-1320.

FERNANDEZ N. ve FORSTER C.F. , 1993. A study of the operation of mesophilic

and thermophilic anaerobic filters treating a synthetic coffee waste.

Bioresource Technology 45 (3), 223-227.

FROSTELL B.,1985. The ANAMET and BIOMET systems for biomethanation of

organic materials. Conservation &Recyling 8(1-2),233-249.

GALLERT C., HENNING A. ve WINTER J., 2003. Scale-up of anaerobic digestion

of the biowaste fraction from domestic wastes. Water Research 37 (6),

1433-1441.

GAVALA N. H., YENAL U., SKIADAS V. I., WESTERAMANN P. ve AHRING

B. K., 2003. Mesophilic and thermophilic anaerobic digestion of primary

and saceondary sludge. Effect of pre-treatment at elevated temperature.

Water Research, 37, 4561-4572.

GRIN, P., ROERSMA, R. ve LETTINGA, G., 1985. Anaerobic treatment of raw

domestic sewage in UASB reactors at temperatures from 9-20 °C (Ed.: M.

S. Switzenbaum). Proceedings of the Seminar/Workshop: Anaerobic

Treatment of Sewage, 109-204.

HAANDEL A.C.V. ve LETTINGA G., 1994. Anaerobic Sewage Treatment. John

Wiley &Sons , İngiltere,226.

HARADA H., UEMURA S., 2000. Treatment of sewage by a UASB reactor under

moderate to low temerature conditions. Bioresource Technology, 72, 275-

282.

HENZE, M. ve HARREMOES, P., 1983. Anaerobic treatment of wastewater in

fixed film reactors-a literature review. Water Science and Technology, 15

(1).

81

HUANG S.J., CHOU H.H. ve HONG W. F., 2004. Temperature dependency of

granule characteristics and kinetic behavior in UASB reactors. Chem.

Technol. Biotechnol. 79, 797-808.

INAMORI Y., YAMAUCHI K., HIRATA A., TAKAI T., 1997. Effects of

temperature and volatile fatty acids on nitrification-denitrification activity

in small-scale anaerobic-aerobic recirculation biofilm process. Water

Science and Technology,35 (6),101-108.

KAPDAN I.K., 2005. Kinetic analysis of dyestuff and COD removal from syntehetic

wastewater in an anaerobic packed column reactor. Process Biochemistry

40, 2545-2550.

KOSTER J. ve LETTINGA G.,1988. Anaerobic Digestion at Extrem Ammonia

Concentration. Biol. Wastes, 25: 51-59.

LARSEN H.E., MUNCH B, SCHLUNDT J., 1994. Use of indicators for monitoring

the reduction of pathogens in animal waste treated in biogas plants.

Zentralblatt Für Hygiene und Umweltmedizin, 195 (5-6). 544-555.

LAWRANCE A.W. ve McCARTY P.L., 1969. Kinetics of methane fermentation in

anaerobic treatment. J. Water Poll. Con. Fed., 41, R1-R17.

LEITÁO C.R., v HAANDEL C.A. , ZEEMAN G. ve LETTINGA G., 2006. The

effects of operational and enviromental variations on anaerobic wastewater

treatment systems: A Review , Biosource Technology,97 (9), 1105-1118.

LETTINGA G., FIELD J., FLORES R.E., SVITELSKAYA A. ve DONLON B.,

1996. The effect of granular sludge source on the anaerobic biodegrability

of aromatic compounds. Bioresource Technology 56 (2-3), 215-220.

LETTINGA G., GAO Y. ve VISSER A.,1993. Effects of short-term temperature

increases on the mesophilic anaerobic breakdown of sulfate containing

synthetic wastewater. Water Research 27(4),541-550.

LIDE D.R.,1992.CRC Handbook of Chemistry and Physics, 73rd edition,CRC Pres,

Inc.,Boca Raton, USA.

LIN C.Y., NOIKE T., SATO K. ve MATSUMOTO J.,1987. Temperature

characteristic of the methanogenesis process in anaerobic digestion. Wat.

Sci. Tech. 19,299-310.

82

LIN C. Y. ve CHANG R.C., 2004, Fermentative hydrogen production at ambient

temperature. Int. J. of Hydrogen Energy 29, 715-720.

LIN K.C. ve YANG Z., 1991. Technical review on the UASB process. Intern J.

Enviromental Studies, 39, 203-222.

MADAMWAR D., PATEL H., 2002. Effects of temperatures and organic loading

rates on biomethanation of acidic petrochemical wastewater using an

anaerobic upflow fixed-film reactor. Bioresource Technology 82, 65-71.

MAN A.W.A., de GRIN P.C., ROESMA R., GROLLE K.L.F. ve LETTINGA G.,

1986. Anaerobic treatment of sewage at low temperatures. In : proceedings

of the anaerobic treatment a grown-up technology. Amsterdam,

Hollanda,451-456.

MATSUSHIGE K., INAMORI Y., MIZUOCHI M., HOSOMI M. ve SUDO R.,

1990. The effects of temperature on anaerobic filter at treatment of low-

strenght organic wastewater. Environ. Techonology, 11,899-910.

McHUGH S., CARTON M., COLLINS G. ve O’FLAHERTY V., 2004. Reactor

performance and microbial community dynamics during anaerobic

biological treatment of wastewaters at 16-37 °C. FEMS Microbiology

Ecology 48, 369-378.

MERKEL W., SCHWARZ A., FRITZ S., REUSS M. ve KRAUTH K.H., 1996. New

strategies for estimating kinetic parameters in anaerobic wastewater

treatment plants. Water Science and Technology 34 (5-6), 393-401.

METCALF&EDDY INC., 1991. Wastewater Engineering, Treatment Disposal and

Reuse, 3. baskı. McGraw Hill Inc., New York, USA, 1334.

MONROY O., FAMA G., MERAZ M., MONTOYA L. ve MACARIE H., 2000.

Anaerobic digestion for wastewater treatment in Mexico: State of the

technology. Water Research 34(6), 1803-1816.

MOSEY F.E., 1980. Anaerobic biological treatment of food industry wastewaters.

Annual Conference of Water Pollution, Conference paper no: 11, Buxton.

NANDY T. ve KAUL S. N.,1991. Evaluation of kinetic constans for anaerobic fixed

film fixed bed reactor system treating herbal pharmaceutical wastewater.

Environmental Science Health, A26 (5).

83

O’FLAHERTY V., COLLINS G. ve CONNAUGHTON S., 2005. Development of

microbial community structure and actvity in a high-rate anaerobic

bioreactor at 18 °C. Water .

ÖZTÜRK İ., 1999. Anaerobik biyoteknoloji ve atık arıtımındaki uygulamaları. Su

Vakfı Yayınları, İlim Araştırma Serisi, İstanbul.

ÖZTÜRK İ., TİMUR H., KOŞKAN U., 2005. Atıksu Arıtımının Esasları, T.C. Çevre

ve Orman Bakanlığı

ÖZTÜRK İ. ve UBAY E., 1991. Anaerobic treatment of diluted wastewaters. Water

Pollution Control Journal, 1(3), 168-175.

PAPAPETROPOULOU M., 1997. Anaerobes in waters. Anaerobe 3, 111-115

PERRY R.H. ve GREEN D.W.,1986. Perry’s chemical enginieers’ handbook, 6th

edition, McGraw-Hill Publishing Co., New York,USA.

REBAC S., RUSKOVA J., GERBENS S., van LIER J.B., ALFONS J., STAMS M.

ve LETTINGA G.,1995. High-rate anaerobic treatment of wastewater under

psychrophilic conditions. Journal of Fermentation and Bioengineering 80

(5),499-506.

REBAC S., RUSKOVA J., GERBENS S., van LIER J. B., STAMS A. J.M. ve

LETTINGA G., 1995. High-rate anaerobic treatment of wastewater under

psychrophilic conditions. J. Ferment. Bioeng. , 5, 15-22.

ROSENWINKEL K.H., BISCHOFBERGER W., DICHTL N., SEYFRIED C.F.,

BÖHNKE B. 2005. Anaerobtechnik. Springer Verlag, Berlin-Heidelberg,

Almanya..798.

SANZ I. ve Fdz.POLANCO F.,1990. Low temperature treatment of municipal

sewage in anaerobic fluidized bed reactors. Water Research 24(4), 463-469.

SETIADI T., HUSAINI ve DJAJADININGRAT A.,1996. Palm oil mill effluent

treatment by anaerobic baffled reactors: Recycle effects and biokinetic

parameters. Water Science and Technology 34(11),59-66.

SIMANKOVA V.M., KOSTYURBENKO O. R., TILLMANN L.,

NOZHEVNIKOVA A. N., WAGNER B., CONRAD R. ve FRIEDRICH

M.W., 2003. Isolation and Characterization of New Strains of Methanogens

84

from Cold Terrestrial Habitats. Systematic and Applied Microbiology

26(2), 312-318.

SPEECE, R. E., 1986. Anaerobic Biotechnology for Industrial Wastewaters. Archae

Pres, Nachwille, Tennessee, 436.

STOVER, E. ve KINCANNON, D. F., 1982. Rotation biological contactor scale- up

and design. Proc. of the 1st Int. Conf. on fixed-film Biological Processes,

Kings Island, Ohio, 1-21.

STUCKEY D. C. ve NACHAIYASIT S., 1997. Effect of low temperatures on the

performance of an anaeorbic baffled reactor (ABR). J. Chem. Tech.

Biotechn.,69, 276-284.

SUCU M. Y., 2004. Evsel atıksuların arıtımında anaerobik arıtma tekniklerinin

kullanılabilirliğinin araştırılması. Yüksek Lisans Tezi, Çukurova Üni. Fen

Bilimleri Ens., Adana.

VAN den BERG L., 1977. Effect of temperature on growth and activity of a

methanogenic culture utilising acetate. Can. J. Microbiol., 23, 898-902.

VAN LIER J.B., 1995. Thermophilic anaerobic wastewater treatment; temperature

aspects and process stability. PhD Thesis, Wageningen Agricultural

Universty, Wageningen, Hollanda.

VAVILIN V.A. ve LOKSHINA L.Y., 1998. Kinetic analysis of the key stages of low

temperature methanogenesis. Ecological Modelling, Moskova-Rusya, 117

(199) 285-303.

VERSTRAETE W., BEER D. de, PENA M., LETTINGA G. ve LENS P.,1996.

Anaerobic bioprocessing of organic wastes. World J. Of Microbio.&

Biotechnol. 12, 221-238.

WANG K.,1994. Integrated anaerobic and aerobic treatment of sewage. Ph.D.

Thesis, Wageningen Agricultural Universty,Hollanda.

WIEGANT W.M., HENNINK M. ve LETTINGA G.,1986. Separation of the

propionate degradation to improve the efficiency of thermophilic anaerobic

treatment of acidified wastewaters. Water Research, 20(4),517-524.

85

YANG J., SPEECE R.E., PARKIN G.F., GOSSETT J. ve KOCHER W., 1980. The

response of methane fermentation to cyanide and choloform. Prog. Wat.

Tech. , 12, 977-989.

YANG J., SPEECE R.E., 1986. The effects of chloform toxicity on methane

fermentation. Water Research 20, 1273-1279.

YERKES D.W., BOONYKITSOMBUT S. ve SPEECE R.E.,1997. Antagonism of

sodium toksicity by the compatible solute betaine in anaerobic

methanogenic systems. Water Science and Technology, 38(6-7), 15-24.

YILMAZ, T., 2004. Yukarı akışlı anaerobik çamur örtü ve anaerobik filtre

reaktörlerinde siyanür giderimi. Doktora Tezi, Çukurova Ünv. Fen

Bilimleri Ens. , Adana.

YOUNG J.C. ve McCARTY P.L., 1969. The anaerobic filter for waste treatment. J.

Water Pollution Control Fed.

YU H. , WILSON F. ve TAY J.H., 1998. Kinetic analysis of an anaerobic filter

treating soybean wastewater. Wat. Res., 32 (11), 3341-3352.

ZEEMAN G., REBAC S. ve LETTINGA G., 2001. Challenge of psycrophilic

anaerobic treatment. Trends in Biotechnology, 19 (1), 363-370.

www.isah-uni.hannover.de

86

ÖZGEÇMİŞ

1981 yılında Balıkesir’de doğdum. İlk, orta ve lise eğitimimi Adana’da

tamamladım. 1999 yılında Çukurova Üniversitesi Mühendislik-Mimarlık Fakültesi

Çevre Mühendisliği bölümüne girdim. 2003 yılında Çukurova Üniversitesi Fen

Bilimleri Enstitüsü Çevre Mühendisliği Anabilim Dalında yüksek lisans eğitimime

başladım. Halen aynı bölümde Yüksek Lisans eğitimime devam etmekteyim.

Documents

ÇUKUROVA ÜN İVERS İTES İ - library.cu.edu.tr · anaerobic filter fed with the synthetic wastewaters at 25 and 35 °C temperatures. Reactor was fed by synthetic wastewaters for