View
1
Download
0
Category
Preview:
Citation preview
İSTANBUL TEKNİK ÜNİVERSİTESİ ���� FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ
BİYOLOJİK ARITMA ATIK ÇAMURLARININ AEROBİK VE ANAEROBİK STABİLİZASYONUNUN
DEĞERLENDİRİLMESİ
YÜKSEK LİSANS TEZİ
Müh. Duygu Canan ÖZTÜRK
(501061705)
OCAK 2008
Tezin Enstitüye Verildiği Tarih : 24 Aralık 2007
Tezin Savunulduğu Tarih : 28 Ocak 2008
Tez Danışmanı : Yar.Doç.Dr. Elif PEHLİVANOĞLU MANTAŞ
Diğer Jüri Üyeleri: Prof.Dr. Orhan İNCE (İTÜ)
Doç.Dr. Ayşen ERDİNÇLER (BÜ)
ii
ÖNSÖZ
Bu çalışmanın gerçekleştirilmesi ve yönlendirilmesindeki katkılarından dolayı değerli hocam Yar. Doç. Dr. Elif PEHLİVANOĞLU MANTAŞ’a; çalışma boyunca değerli katkılarını aldığım değerli hocam Doç.Dr. Emine UBAY ÇOKGÖR’e en içten şükranlarımı sunarım. Deneysel çalışmalarım esnasında yardımlarını esirgemeyen Yar. Doç. Dr. H. Güçlü İNSEL’e, Dr. Didem OKUTMAN TAŞ’a, Araştırma Görevlisi Dr. Tuğba ÖLMEZ’e ve laboratuvar çalışmalarıma destek veren Tuğçe KATİPOĞLU’na, Araştırma Görevlisi İlke PALA’ya ve Araştırma Görevlisi Egemen AYDIN’a teşekkür ederim. Son olarak çalışma boyunca desteklerini hep yanımda hissettiğim aileme ve ev arkadaşım Gökçe TÜRELİ’ye en içten teşekkürümü sunarım. Aralık, 2007 Duygu Canan ÖZTÜRK
iii
İÇİNDEKİLER
KISALTMALAR v
TABLO LİSTESİ vi
ŞEKİL LİSTESİ vii
SEMBOL LİSTESİ viii
ÖZET ix
SUMMARY x
1. GİRİŞ 1
1.1. Çalışmanın Anlam ve Önemi 1
1.2. Çalışmanın Amacı ve Kapsamı 2
2. LİTERATÜR ÇALIŞMASI 3
2.1. Arıtma Çamurları 3
2.2. Çamur Stabilizasyonu 4
2.2.1. Aerobik Çamur Çürütme 6
2.2.2. Anaerobik Çamur Çürütme 12
2.2.3. Aerobik Çamur Çürütme ile İlgili Çalışmalar 23
2.2.4. Anaerobik Çamur Çürütme ile İlgili Çalışmalar 28
2.2.5. Aerobik ve Anaerobik Çamur Çürütme Proseslerinin Birlikte
Yürütüldüğü Çalışmalar 37
2.3. Yasal Mevzuat 41
2.3.1. Türkiye’de Durum 41
2.3.2. Avrupa Birliği’nde Durum 44
2.3.3. ABD’de Durum 46
2.3.4. Rusya’da Durum 47
3. MATERYAL VE METOD 48
3.1. Numune Alma Yerleri 48
3.2. Çamur Stabilizasyonu Çalışmaları 49
3.2.1. Aerobik Çamur Stabilizasyonu Çalışmaları 49
iv
3.2.2. Anaerobik Çamur Yoğunlaştırma 50
3.3. Laboratuvar Ortamında Çamur Kekinin Oluşturulması ve Katıdan Özütleme
Analizi 50
3.4. Kimyasal Ölçümler 51
3.4.1. AKM/UAKM 51
3.4.2. Su Muhtevası 51
3.4.3. Toplam Çözünmüş Madde 51
3.4.4. pH 51
3.4.5. TOK/ÇOK 51
3.4.6. TKN ve NH3-N 52
3.5. Respirometrik Olarak Aerobik Stabilizasyonun Değerlendirilmesi 52
4. DENEYSEL SONUÇLAR VE DEĞERLENDİRME 55
4.1. Ham Çamur Karakterizasyonu 55
4.2. Aerobik Stabilizasyon Sonuçları 57
4.2.1.Endüstriyel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları 62
4.2.2. Spesifik UAKM Giderim Hızları 68
4.2.3. TKN Sonuçları 69
4.2.4. Respirometrik Çalışmanın Genel Sonuçları 69
4.3. Anerobik Stabilizasyon Sonuçları 71
4.3.1. Evsel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları 72
4.3.2. Endüstriyel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları 75
4.4. Genel Değerlendirme 79
5. SONUÇ VE ÖNERİLER 83
KAYNAKLAR 85
ÖZGEÇMİŞ 90
v
KISALTMALAR
AAT : Atıksu Arıtma Tesisi AKM : Askıda Katı Madde UAKM : Uçucu Askıda Katı Madde KM : Katı Madde TOK : Toplam Organik Madde ÇOK : Çözünmüş Organik Madde OTH : Oksijen Tüketim Hızı UYA : Uçucu Yağ Asitleri TKN : Toplam Kjeldahl Azotu KOİ : Kimyasal Oksijen İhtiyacı BOİ : Biyokimyasal Oksijen İhtiyacı NE : Nüfus Eşdeğeri
vi
TABLO LİSTESİ
Sayfa No
Tablo 2.1 : Yüksek hızlı tam karışımlı mezofilik anaerobic çamur çürütücü için hesaplanan uçucu katı madde giderimleri yüzdeleri..............
20
Tablo 2.2 : Atıkların Düzenli Depo Tesislerine Depolanabilme Kriterleri.… 43 Tablo 3.1 : Atıksu arıtma tesislerinin işletilmesi ve deneysel kurulum.......... 48 Tablo 4.1 : AAT’ler için ortalama çamur karakterizasyonu………………... 56 Tablo 4.2 : AAT’lerden alınan çamur keklerinin karakterizasyonu……....... 56 Tablo 4.3 : Aerobik stabilizasyon boyunca aktif biyokütle ile TOK/ÇOK
veUAKM giderimlerinin karşılaştırılması…………………….. 70
Tablo 4.4 : Aerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Reaktör Performansı)…………………………………………………….
80
Tablo 4.5 : Aerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Kekler açısından)………………………….............................................
81
Tablo 4.6 : Aerobik stabilizasyon boyunca aktif biyokütle ile TOK/ÇOK ve UAKM giderimlerinin karşılaştırılması…………………………
82
Tablo 4.7 : Anaerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Kekler açısından)………………………………………………………..
82
vii
ŞEKİL LİSTESİ
Sayfa No
Şekil 2.1 Şekil 4.1 Şekil 4.2 Şekil 4.3 Şekil 4.4 Şekil 4.5 Şekil 4.6 Şekil 4.7 Şekil 4.8 Şekil 4.9 Şekil 4.10 Şekil 4.11 Şekil 4.12 Şekil 4.13 Şekil 4.14 Şekil 4.15 Şekil 4.16 Şekil 4.17 Şekil 4.18 Şekil 4.19 Şekil 4.20 Şekil 4.21 Şekil 4.22 Şekil 4.23 Şekil 4.24 Şekil 4.25 Şekil 4.26 Şekil 4.27 Şekil 4.28 Şekil 4.29 Şekil 4.30
: Anaerobik arıtmada dönüşüm prosesleri……………………… : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE1)... : Zamana karşı pH değişimi (AE1)…………………………….. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK1)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE2).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE2)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK2)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE3)... : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE3)………………….. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK3)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE4)... : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE4)………………….. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK4)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE5).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE5)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK5)………………. : Spesifik UAKM Giderim Hızı (Evsel Çamurlar)…………….. : Spesifik UAKM Giderim Hızı (Endüstriyel Çamurlar)……… : Zamanla OTH Değişimi (AE1 ve AE2)……………………… : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN1).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN1)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK1)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN2).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN2)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK2)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN4).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN4)…………………. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK4)………………. : Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN5).. : Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN5)………………….. : Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK5)……………….
15 58 58 59 60 61 61 62 63 63 64 64 65 66 67 67 68 69 71 72 72 73 74 74 75 76 76 77 78 78 79
viii
SEMBOL LİSTESİ
Xa : Aktif çamur fraksiyonunu Xna : Aktif olmayan çamur fraksiyonunu f : İçsel kütle fraksiyonu bH : Bozunma sabiti Y : Dönüşüm katsayısı Px : Günlük üretilen net biyokütle Vd : Uçucu katı madde giderimi t : Çürütme zamanı Q : Debi S : Biyolojik olarak ayrışabilen KOİ θc : Çamur bekletme süresi SI : Çözünmüş inert KOİ SS : Hızlı ayrışabilir KOİ XS : Yavaş ayrışabilir KOİ XI : Partikül inert KOİ XH0 : Başlangıçtaki heterotrofik aktif biyokütle HRT : Hidrolik bekletme süresi SRT : Çamur bekletme süresi CS1 : Biyolojik olarak ayrışabilir KOİ VCH4 : Standart koşullarda üretilen metan hacmi SRTd : Çürüme bekletme süresi
ix
BİYOLOJİK ARITMA ATIK ÇAMURLARININ AEROBİK VE ANAEROBİK STABİLİZASYONUNUN DEĞERLENDİRİLMESİ
ÖZET
Ülkemizde evsel ve endüstriyel nitelikli atıksuları arıtmakta olan aktif çamur
tesislerinden kaynaklanan stabilize olmamış atık çamurlar önemli çevre ve sağlık
problemleri yaratmaktadır. Ayrıca, bu çamurlar katı atık depolama alanlarında
düzenli depolanması açısından toplam organik karbon (TOK) ve çözünmüş organik
karbon (ÇOK) parametrelerinin öngörülen seviyede sağlanamamasından dolayı
“Tehlikeli Atık” kategorisine girmektedir. Bu nedenle, biyolojik arıtma atık
çamurlarının organik karbon seviyeleri şu anda Türkiye’de çamur yönetiminde kritik
parametre olarak değerlendirilmektedir. Fakat uygun çamur stabilizasyon
teknolojilerinin kullanımı ile çamur keklerinin TOK ve/veya ÇOK seviyelerinin
kabul edilebilir limitlere düşürülmesi mümkündür. Bu çalışma kapsamında seçilen
evsel ve endüstriyel atıksuları arıtan tam ölçekli aktif çamur tesislerden kaynaklanan
biyolojik arıtma atık çamurlarının stabilizasyon seviyeleri açısından
değerlendirilmesi yapılmıştır. Bu amaçla uçucu askıda katı madde (UAKM) ve
TOK/ÇOK analizleri esas alınarak çamurların organik madde içeriğini azaltmaya
yönelik aerobik ve anaerobik deneyler yürütülmüştür. Aerobik stabilizasyon
çalışmaları ile heterotrofik biyokütle aktivitesinin azalması ve UAKM giderimi
arasındaki ilişki modelleme ve respirometrik değerlendirmeler ışığında bulunmuştur.
İncelenen evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesisi biyolojik atık çamurlarında hem
aerobik hem de anaerobik stabilizasyon esnasında UAKM, AKM, TOK/ÇOK
parametreleri pratik olarak sabit değerlere ulaşmış ve literatürde belirtilen
giderimlere yakın değerler gözlenmiştir. Ayrıca stabilizasyonun diğer bir göstergesi
olan spesifik UAKM giderimi açısından da literatür ile uyumlu sonuçlar
stabilizasyonun gerçekleştiğini göstermiştir. Stabilizasyon boyunca elde edilen iyi
organik madde giderim sonuçlarına rağmen incelenen hiçbir çamur ÇOK ve TOK
açısından “Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği” EK 11A’da belirtilen
“Tehlikesiz atık olarak muamele görebilecek atıklar” kategorisine girememiştir.
x
EVALUATION OF AEROBIC AND ANAEROBIC STABILIZATION OF
BIOLOGICAL EXCESS TREATMENT SLUDGE
SUMMARY
In Turkey, the non-stabilized excess biological treatment sludges generated in
activated sludge plants where municipal and organized industrial wastewaters are
treated cause serious environmental and health effects. Additionally, these sludges
have high TOC and/or DOC (in eluent) values which qualify them as hazardous,
which in turn, makes the landfill disposal of these sludges impossible. Therefore, the
organic carbon content of treatment sludges currently has become a critical
parameter in sludge management in Turkey. However, using appropriate sludge
stabilization technologies, it is possible to reduce TOC/DOC levels to their
acceptable limits. In this study, the stabilization levels of activated sludge samples
generated from different full scale domestic and industrial wastewater treatment
plants were investigated. Anaerobic and aerobic stabilization tests were further
applied in order to decrease organic contents of sludges on the basis of Volatile
Suspended Solids (VSS) and Total Organic Carbon (TOC) analysis. A correlation
between the loss of heterotrophic biomass activity and VSS destruction were found
using modeling and respirometric evaluation under aerobic stabilization. During
aerobic and anaerobic stabilization; VSS, SS, TOC/DOC values have leveled off to
the values to give similar removal efficiencies to those cited in the literature.
Moreover, another indicator parameter for sludge stabilization, namely, the specific
VSS removal is also determined to be in the range cited in the literature as stabilized
sludge. Despite of the good removal efficiencies obtained for organic matter during
stabilization, none of the sludges used in this study qualified as “Non-hazardous
waste” as specified in “Regulation for Control of Hazardous Substances” Appendix
11A.
1
1. GİRİŞ
1.1. Çalışmanın Anlam ve Önemi
Evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesisi çamurlarının yönetimi Türkiye’de hem
çevresel açıdan hem de teknik uygulamaları açısından çözüm bekleyen en önemli
sorunlardan biridir. Biyolojik proseslerin atıksuların arıtılmasında en etkili
yöntemlerden biri olmasına ve çevre üzerinde minimum etkileri sağlamaya yönelik
gelişmelere açık olmasına rağmen çok büyük miktarlarda atık çamur üretmesi önemli
dezavantajıdır. Kullanılan arıtma tekniklerine bağlı olarak çamur içindeki
kirleticilerin kontrolü de önem kazanmaktadır. Evsel ve endüstriyel arıtma
tesislerinden çıkan fazla çamurların atık çamur keki şeklinde nihai bertarafa
verilmeden önce mutlaka arıtılması gerekmektedir. Arıtma tesislerinin tasarımı
sırasında çamur sorunu önceden dikkate alınıp çamurlar için en uygun bertaraf
metodu seçilmelidir. Özellikle katı atık depolama alanına gönderilen atık çamur
kekinin tehlikeli atık özelliği taşıyıp taşımadığı dikkate alınmalı ve içerdiği
kirleticilerin su döngüsüne katılması önlenmelidir. Depolamaya uygunluğu açısından
atık çamurun karakterizasyonu tek başına yeterli olmayabilir.
Türkiye’de, organize sanayi bölgelerinde oluşan çamurun %56’sı depolama
alanlarında kullanılmaktadır. Organik kimyasalların ve toksik metallerin yüzey ve
yer altı sularına olası sızıntılarını önlemek üzere son yıllarda Türkiye’de, yeni çamur
uzaklaştırma yönetmelikleri geliştirilmiştir. Yönetmelikler çamurun kendisinde ve
eluatında kimyasal karakterizasyona göre arıtma çamurlarını inert çamur, tehlikeli
olmayan çamur ve tehlikeli çamur olmak üzere 3 gruba ayırmıştır. Çamur
sınıflandırmasında pek çok parametre kullanılmasına rağmen, bir çok arıtma çamuru
toplam organik karbon (TOK) ve/veya çözünmüş organik karbon (ÇOK) (eluatta)
değerleri ile tehlikeli olarak değerlendirilmekte ve bu durum çamurların depolama
alanına kabulünü imkansızlaştırmaktadır. Bu nedenle, arıtma çamurlarının organik
karbon seviyeleri şu anda Türkiye’de çamur yönetiminde kritik parametre olarak
değerlendirilmektedir. Uygulanan çamur stabilizasyon teknolojileri, çamurların
2
TOK/ÇOK seviyelerini kabul edilebilir limitlere düşürmekte yetersiz kalmaktadır.
Türkiye’nin Avrupa Birliği’ne uyum sürecinde atıksu arıtımı için geliştirilen sıkı
yönetmeliklerine bağlı olarak hem evsel hem de endüstriyel atıksu arıtma
tesislerindeki artış, gelecekte Türkiye için daha fazla çamur bertarafını ve bu bertaraf
uygun şekilde yapılmazsa, çevre ve sağlık problemlerini gündeme getirecektir.
1.2. Çalışmanın Amacı ve Kapsamı
Bu çalışmanın amacı tam ölçekli evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesislerinden
kaynaklanan farklı arıtma çamurlarının stabilizasyon seviyelerinin belirlenmesidir.
Bu çalışma kapsamında, uçucu askıda katı madde (UAKM) ve TOK/ÇOK analizleri
esas alınarak çamurların organik madde içeriğini azaltmak için konvansiyonel
aerobik ve anaerobik stabilizasyon metotları uygulanmıştır. Seçilen tam ölçekli evsel
ve endüstriyel atıksuları arıtan aktif çamur tesislerinden kaynaklanan arıtma
çamurlarının, stabilizasyon seviyeleri açısından değerlendirilmesi yapılmış ve bu
seviyeyi belirlemek için deneysel bir yöntem geliştirmeye çalışılmıştır. Ayrıca,
aerobik stabilizasyon ile heterotrofik biyokütle aktivitesinin azalması ve UAKM
giderimi arasındaki ilişkiye modelleme araçları ile ulaşılmıştır.
3
2. LİTERATÜR ÇALIŞMASI
2.1. Arıtma Çamurları
Atıksu arıtımı sonucu ortaya çıkan sıvı ya da yarı katı halde kokulu atıklar “arıtma
çamuru” olarakadlandırılır. Çamurun sadece küçük bir kısmı katı madde, önemli bir
kısmı ise su olduğu için arıtma çamurları büyük hacimler işgal eder. Arıtma
çamurları uygulanan arıtma tekniğine bağlı olarak ağırlıkça %0,5 ile %12 arasında
katı madde içerir (Spinosa ve Vesilind, 2001). Büyük hacimlerde çamur oluşumunun
yanı sıra, arıtma sonucu giderilen kirleticilere bağlı olarak çamurun işlenmesi ve
bertarafı atıksu arıtımının en karmaşık problemlerindendir. Biyolojik arıtma sonucu
oluşan ve uzaklaştırılması gereken çamur bozunma ve kokuşma eğilimindedir.
Atıksu arıtma tesislerinde üretilen çamurun miktarı ve karakteristikleri atıksuyun
bileşimine, kullanılan atıksu arıtma tekniğine ve çamura uygulanan arıtma tipine
bağlıdır. Tesise giren atıksu bileşimindeki değişimlerden ve arıtma proseslerindeki
değişimlerden dolayı üretilen çamurun karakteristikleri aynı tesis içinde bile yıllık,
mevsimlik ve hatta günlük olarak değişebilmektedir (Ünlü ve Tunç, 2007).
Çökebilen katı maddelerin oluşturduğu “ön çökeltme çamurları”, kimyasal arıtma ve
koagülasyon sonucu oluşan “kimyasal çamurlar”, biyolojik arıtma sonucu oluşan
“biyolojik çamurlar” ve içme suyu arıtma işlemleri sonucu oluşan çamurlar arıtma
çamur türlerini oluştururlar. Ön çökeltim tankı tabanında toplanan maddeler “ham ön
çökeltme çamuru” olarak adlandırılır. Ham ön çökeltme çamurunun katı madde
içeriği %4-10’dur (İleri, 2000).
Biyolojik arıtma sistemlerinde yaygın olarak kullanılan aktif çamur sisteminde
oluşan mikroorganizma miktarı, sistem için gerekli olan miktarı aştığında fazla katı
maddelerin sistemden atılması gerekir. Bu biyolojik atık, “atık (fazla) aktif çamur”
olarak bilinir ve arıtma tesisi için problem oluşturur. Biyolojik arıtma sistemlerinde
ön çökeltme tanklarından alınan çamurlar organik madde içeriği yüksek katılardan
4
oluşurken, son çökeltme tankından çıkan çamurlar ise, aktif çamur tankında gelişen
biyolojik kütleden kaynaklanmaktadır. Atık aktif çamurların büyük bir çoğunluğu su
olup çamur sadece %0,5-2 oranında katı madde içerirler. Bu çamurların
yoğunlaşması ve susuzlaşması ön çökeltme çamurundan daha zordur. (OSBÜK-
Arıtma, 2007).
Çamuru arıtmanın amacı çamurun hacmini ve su içeriğini azaltmak, çamuru
stabilize etmek ve içerdiği patojen organizmaları gidermektir. Çamur arıtımı için pek
çok arıtma metodu vardır. Evsel atıksu arıtma tesislerinde çamur genellikle;
yoğunlaştırma, stabilizasyon, şartlandırma, susuzlaştırma ve uzaklaştırma gibi ardışık
arıtmadan oluşan kademelerde işlenilmektedir. Atıksu arıtma tesisinde üretilen
çamur fazla miktarda su içerdiğinden hacmini ve dolayısıyla sonraki arıtma
kademelerinin maliyetini azaltmak için yoğunlaştırılmalıdır (İleri, 2000).
Çamur kurutma yatakları tipik olarak çürütülmüş (stabilize olmuş) çamuru
susuzlaştırmak için kullanılmaktadır. Kurutmadan sonra katılar ya düzenli depolama
alanında bertaraf edilmekte ya da toprak şartlandırıcısı olarak kullanılmaktadır.
Toplanan sızıntı suyu arıtma tesisine geri döndürülmekte ve arıtılmaktadır. Çamur
kurutma yataklarının temel avantajları düşük maliyet, seyrek bakım ihtiyacı ve
kurumuş üründe yüksek katı içeriğidir. Temel dezavantajları ise büyük yer ihtiyacı,
iklim değişimlerinin kurutma karakteristiklerine etkileri, böcekler ve potansiyel
kokulardır. Atıksu arıtma tesislerinde oluşan çamurların iyi bir şekilde kuruması için
çok iyi stabilize olmuş olması gerekir (Ünlü ve Tunç, 2007).
2.2. Çamur Stabilizasyonu
Çamur stabilizasyonu, başlıca patojenlerin azaltılması, istenmeyen kokunun
giderilmesi ve kokuşmanın önlenmesi amaçlı gerçekleştirilir. Mikroorganizmaların
çamurda aktif kalması durumunda patojenlerin varlığını sürdürmesi, koku açığa
çıkması ve bozunmanın oluşması çamur uzaklaştırmasında problem teşkil ederler.
Dolayısıyla, çamurun uçucu bileşeninin stabilizasyonu gerekmektedir
(Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Stabilizasyon atıksu arıtımında tanımlanması en zor kavram olması nedeni ile, çamur
uzaklaştırması için çoğunlukla uygun olmayan, irrasyonel veya amaç dışı
5
standartlara neden olur. Hangi çamur stabilizasyon türünün hangi tesislere
uygulanacağının yönetmeliklerce belirlenmesi gerekmektedir. Ayrıca
yönetmeliklerin çamur stabilizasyon proseslerinin etkinliğini nasıl ölçeceği de
önemlidir. Çamur stabilizasyonunun ölçümü için tek bir yöntem yoktur. Bazı
araştırmalar stabilizasyon prosesinin etkinliğinin tayini için deneysel yöntemle
belirlenen uçucu katı madde giderimini baz alır. Ancak, çamur uzaklaştırılmasında
problem sadece uçucu katı maddenin kendisi olmadığından stabilizasyon ile
sağlanmaya çalışılan yegane sonuç uçucu katı madde giderimi değildir. Uçucu katı
madde giderimi ile birlikte hem çamurun yapısında bulunan patojen organizmalar
hem de kokunun giderilmesi sağlanır (Spinosa ve Vesilind, 2001).
Stabilizasyon prosesi, uçucu kimyasalların biyolojik olarak parçalanması ve kimyasal
oksidasyonu; mikroorganizmaları inhibe etmek üzere çamura kimyasal ilavesi;
çamurun sterilizasyonu veya dezenfeksiyonu için ısı uygulaması işlemlerini
içerebilir. Dolayısıyla, çamur stabilizasyonunda kullanılan başlıca teknolojiler;
- Kireç stabilizasyonu,
- Isıl işlem,
- Kompostlaştırma
- Anaerobik (havasız) stabilizasyon,
- Aerobik (havalı) stabilizasyon,
olarak sıralanabilir.
Kireç Stabilizasyonu
Atık çamurda bulunan mikroorganizmaların giderilmesi için uygulanan metotlardan
biri alkali bir materyal kullanılmasıdır. Kireç stabilizasyonunda atık çamurda pH’ın
12 ve daha üzerinde olmasını sağlayacak şekilde kireç ilavesi yapılır. Yüksek pH ile
kokuya neden olan ve vektörlerin gelişimini sağlayan mikrobiyal reaksiyonlar
engellenmektedir (Tchobanoglous ve diğ., 2003). Maliyeti oldukça düşük olan kireç
stabilizasyonu prosesi sonucunda susuzlaştırılması kolay bir çamur oluşur. Ancak
oluşan çamur kireç ilavesi dolayısıyla kimyasal olarak kararlı değildir ve büyük
hacimler teşkil eder (Salter Kesar, 1999).
6
Isıl İşlem
Hem çamur susuzlaştırma hem de çamur stabilizasyonu proseslerinde kullanılan ısıl
işlem, çamurun yüksek basınç altında kısa süreli ısıtılmasını içerir. Sterilize edilen ve
susuzlaştırılan çamurun katı madde içeriği %30-50 arasında değişir. Yüksek yatırım
maliyeti gerektiren ısıl işlemler sonucunda oluşan üst faz su (süpernatant) yüksek
miktarda organik madde ve besi maddesi içerir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Kompostlaştırma
Son yıllarda artan çamur keki uzaklaştırma gereksinimleri ve yeni yürürlüğe giren
sıkı hava kirliliği yönetmelikleri, önemli bir çamur yönetim seçeneği olan
kompostlaştırmanın gelişimini hızlandırmıştır. Kompostlaştırma sonucunda uçucu
katı maddelerin yaklaşık olarak %20-30’u karbon dioksit ve suya dönüştürülür.
Sıcaklığın 50-70˚C’lere ulaştığı bu proseste patojenler etkin bir şekilde giderilir.
Uygun olarak kompostlaştırılan arıtma çamurları tarımda veya bahçe
düzenlemelerinde kullanılabilir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Çamur stabilizasyonunda kullanılan aerobik ve anaerobik çürütme ile ilgili geniş
bilgi aşağıda verilmektedir.
2.2.1. Aerobik Çamur Çürütme
Arobik çürütme işlemi temel olarak, üstü açık reaktörlerdeki çamurun
havalandırılmasına ve biyolojik olarak parçalanabilir maddelerin yeni hücresel
materyalleri oluşturması ve devamında bu materyallerden bazılarının oksidasyonuna
dayanır (Spinosa ve Vesilind, 2001). Aerobik çamur çürütmenin en önemli
hedeflerinden biri olan katı madde miktarının azaltılması, çamurun biyolojik olarak
ayrışan bileşeninin giderilmesi ile mümkündür. Aerobik çamur çürütmede uçucu katı
madde giderimi %35-50 arasında değişmektedir.
Anaerobik çürütücü ile karşılaştırıldığında aerobik çürütmenin avantajları aşağıda
verilmiştir (Tchobanoglous ve diğ., 2003):
- Üst faz suda daha düşük konsantrasyonlarda organik madde vardır.
7
- Çürütmenin son ürünü ekonomik değeri olan, kokusuz, humus benzeri,
biyolojik olarak kararlı bir malzemedir.
- İşletmesi daha kolaydır.
- Yatırım maliyeti daha düşüktür.
- Besi maddesi içeriği zengin çamurların arıtımı için uygundur.
Anaerobik çürütücüye göre dezavantajları ise aşağıdaki gibidir (Tchobanoglous ve
diğ., 2003):
- Enerji geri kazanımı yoktur.
- Sürekli havalandırma gerektiren bu proses enerji masraflarından dolayı daha
maliyetli olabilir.
- Çürümüş çamurun susuzlaştırma karakteri daha zayıf olabilir.
- Proses sıcaklık, yer, tank geometrisi, giriş çamurundaki katı madde miktarı,
karıştırma/havalandırma ekipmanlarının kalitesi ve tank yapı malzemesinin
türü gibi çeşitli parametrelerden büyük oranla etkilenir.
Konvansiyonel aerobik çamur çürütücü, yüksek saflıkta oksijenli aerobik çürütücü ve
ototermal aerobik çamur çürütücü en çok kullanılan aerobik çamur çürütücülerdir.
Konvansiyonel aerobik çamur çürütücülerinin tasarımında dikkate alınması gereken
başlıca faktörler sıcaklık, katı madde (KM) giderimi, tank hacmi, katı madde
konsantrasyonu, oksijen gereksinimi, karıştırma için enerji ihtiyacı ve proses
işletmesidir. Düşük sıcaklıklar çürümeyi yavaşlatırken, yüksek sıcaklıklar prosesi
hızlandırır. Nitrifikasyon dahil hücre dokusunun tam bir oksidasyon için oksijen
gereksinimi biyokütle başına 2,3 kg/kg’dır.
Yüksek saflıkta oksijenli aerobik çürütücü özellikle soğuk iklimin hüküm sürdüğü
yerlerde uygulanmaktadır çünkü bu çürütücü artan biyolojik aktivite hızına ve
prosesin ekzotermal yapısına bağlı olarak ortam sıcaklığındaki değişimlere karşı
hassas değildir. Çürütme sonucu oluşan çamur keki ve geri devir akımları
8
konvansiyonel aerobik çürütücü ile benzerdir. Bu sistemin en önemli dezavantajı
yüksek saflıkta oksijen gereksiniminin yüksek maliyetidir (Metcalf & Eddy, 2003).
Patojen gideriminin artan önemi, günümüzde tesislerin çoğunluğunun ototermal
termofilik çamur çürütücü olarak tasarlanmasına neden olmaktadır. 45-65˚C
sıcaklıklarda işletilen ototermal çamur çürütücülerin en büyük avantajı potansiyel
patojenlerin etkin giderimidir. Son yıllarda sistem ısısını daha az kaybederek işletme
maliyetlerini düşüren teknolojiler geliştirilmiştir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Konvansiyonel Aerobik Çamur Çürütme Modelleri
Aerobik çürütme için gerçekleştirilen ilk modelleme çalışmalarında, prosesler uçucu
çamur konsantrasyonu ile ilgili birinci derece kabulü ile tasarlanmıştır. Ancak bu
modeller, uçucu katı maddedeki azalmanın biyokimyasal aktivite ile
ilişkilendirilememesinden dolayı başarılı olamamıştır. Aerobik çürütme için
geliştirilen sonraki modellerde çamurun aktif olan ve olmayan kısmı arasında bir
ayırım yapılmıştır. Aerobik çürütmenin sadece aktif çamur bileşenini etkilediği ve
birinci dereceden bir bozunmanın olduğu kabul edilmiştir (Marais ve Ekama, 1976).
Marais ve Ekama modeli, aktif çamurun aerobik ortamlarda stabilizasyonunun içsel
solunum ile gerçekleştiği savına dayanmaktadır.
Marais ve Ekama modelinin geçerliliğini tetkik etmenin bir zorluğu, bir örnekteki
aktif biyokütle konsantrasyonunun doğrudan tayin edilememesidir. Ancak Marais ve
Ekama aerobik stabilizasyonu uçucu askıda katı madde (UAKM) ve aktivitenin bir
göstergesi olan oksijen tüketim hızı (OTH) parametreleri ile ilişkilendirmiştir.
Haandel ve diğ. (1998) ise Marais ve Ekama modelini değerlendirmek için aerobik
stabilizasyonda nitrat ve alkalinite parametrelerini kullanmıştır. Aerobik
stabilizasyonda sıcaklığın çok düşük olmadığı durumlarda bozunan aktif çamurda
amonyağın ve organik azotun oksitlenmesi sonucu nitrat üretilmekte ve bunun
sonuncunda alkanite tüketilmektedir. Bu durumda, Haandel ve diğ. (1998) Marais ve
Ekama modelinin geçerliliğini doğrulamak için dört değişken olduğunu
belirtmektedirler.
Kesikli çürütücüler çürütme modelinin tetkiki için uygun olmakla birlikte pratikte
aerobik çürütme için kesikli çürütücüler yerine bir veya daha fazla tam karışımlı
9
çürütücü tercih edilmektedir. Aerobik çürütücüler, genellikle seri koşullarda
işletilmekte olup fazla çamurun aktif çamur sisteminden atıldığı zamanlarda, kesikli
beslemeye tabi tutulmaktadır. Çamur kompozisyonu ve tanımlanabilir
organizmaların varlığı seri olarak kullanılan aerobik çürütücülerde değişiklik
gösterir. Ancak böyle bir çürütücü sisteminde bozunma katsayısı sabit olup kesikli
çürütücüdeki değer ile aynıdır (Haandel ve diğ, 1998).
Aerobik çürütme teorisi ayrıca aerobik olarak çürütülmüş çamurun stabilizasyon
seviyesinin belirlenmesi için uygun parametrenin geliştirilmesi için de kullanılabilir.
Spesifik Oksijen Tüketim Hızı (SOTH) ve Biyokimyasal Oksijen İhtiyacı
(BOİ)/UAKM oranının da bu amaçla kullanılabileceği ifade edilmiştir.
Konvansiyonel Aerobik Çürütme
Aerobik çürütmede de, aktif çamur prosesinde olduğu gibi kullanılabilir besi maddesi
(substrat) giderildiği için, mikroorganizmalar hücreleri için gerekli enerjiyi
sağlayabilmek için kendi protoplazmalarını tüketmeye (içsel solunum) başlarlar.
Hücre dokusu aerobik olarak oksitlenerek karbon dioksit, su ve amonyağa dönüşür.
Hücre dokusunun ancak %75-80’i oksitlenebilir olup geri kalan %20-25’lik kısmı
inert ve biyolojik olarak ayrışmayan organik bileşiklerden oluşmaktadır. Biyolojik
olarak ayrışmayan uçucu katı maddeler (UKM) aerobik çürümeden sonra son ürün
olarak çamurda kalmaya devam ederler. Prosesin ileriki aşamalarında amonyak
oksitlenerek nitratı oluşturur ve hidrojen iyonu konsantrasyonu artar. Bu durumda
çamurun tamponlama kapasitesi yeterli değilse, pH düşer. Her 1 kg oksitlenen
amonyak başına yaklaşık olarak 7 kg alkalinite (CaCO3) tüketilir. Çözünmüş oksijen
1 mg/L’nin altına düşerse nitrifikasyon oluşmaz (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Çürütücüdeki biyokütlenin formülü C5H7NO2 olarak düşünülürse aerobik
stabilizasyon esnasındaki biyokimyasal değişimler aşağıda verilen denklemlerle ifade
edilebilir:
Biyokütle giderimi:
C5H7NO2+ 5O2 � 4CO2 + H2O + NH4+
+ HCO3- (2.1)
10
Nitrifikasyon:
NH4+ + 2O2 � NO3
- + 2H+ + H2O (2.2)
Nitrifikasyonla birlikte toplam denklem:
C5H7NO2 + 7O2 � 5CO2 + 3H2O + HNO3 (2.3)
Denitrifikasyon:
C5H7NO2 + 4NO3- + H2O � NH4
+ + 5HCO3- + 2NO2 (2.4)
Toplam nitrifikasyon/denitrifikasyon denklemi:
2C5H7NO2 + 11,5O2 � 10CO2 + 7H2O +2N2 (2.5)
Atık aktif çamurun aerobik çürütülmesine uygun bir tanım verebilmek için canlı
organizmaların üretimi ve aerobik çürütmeden sorumlu aktif çamur fraksiyonunu
(Xa) ve bunlarla yükümlü olmayan aktif olmayan çamur fraksiyonunu (Xna)
birbirinden ayırmak gerekmektedir. Aerobik çürütmeyi başarıyla öngören modeller
(Marais ve Ekama ile Benefield ve Randall modelleri) 2 temel varsayıma
dayandırılmıştır: Aktif çamurun birinci derece proses olarak bozunması ve bir kısım
bozunmuş aktif çamurun mineralize olması. Fakat içsel kalıntı olarak adlandırılan
geri kalan kısım, biyolojik olarak ayrışmayan katı maddeden oluşmaktadır.
Bozunmuş aktif çamurun sabit bir fraksiyonu içsel kalıntı haline gelmiştir.
Bozunmuş aktif çamur;
rd = -(dXa/dt)d = bhXa (2.6)
olarak ifade edilebilir. İçsel kalıntının üretimi ise;
(dXe/dt)d = -f(dXa/dt)d = fbhXa (2.7)
olarak yazılabilir. Burada;
Xa: Aktif çamur konsantrasyonu
Xe: İçsel kalıntı üretimi
bh: Bozunma sabiti
11
f: Bozunan aktif çamurun içsel kalıntıya dönüşen fraksiyonu
t: Çürütme zamanıdır.
Çürütme anında kesikli reaktörde çamurun yukarıda verilen parametrelerin
değişimini gözlenerek modelin uygunluğu tahkik edilebilir ve bozunma sabitinin (bh)
değeri ile içsel kütle fraksiyonu (f) hesaplanabilir.
Kesikli çamur sisteminde çürütme esnasındaki nitrat konsantrasyonunun değişimi
uçucu çamurun fn = 0.1 mgN·mg-1 UAKM olarak bir fraksiyonudur ve çamur
mineralize olduğu zaman, azot sıvı faza geçer ve genellikle aerobik koşullarda
nitrifikasyon gerçekleşir. Bu durumda, kesikli çamur siteminde UAKM düşüşü ile
nitrat artışı arasında doğrudan bir ilişki vardır:
Nn - Nni = fn (Xvi - Xv) (2.8)
Böylece:
log (Nn∞ - Nn) = log[fn(1-f)Xai] - 2.3bht (2.9)
Benzer olarak, alkalinite değişimi aktif çamur bozunması ile ilişkilendirilebilir: Azot
salındığında ve organik azot nitrata dönüştüğü zaman alkalinite değişimi aşağıda
verilen reaksiyon denkliği ile hesaplanabilir:
RNH2 + 2O2 � ROH + NO3- + H+ (2.10)
Eşitlik (2.10)’de görüldüğü gibi bir mol nitrat (14 g N) üretildiğine 1 ekivalen ya da
50 g CaCO3 kadar asit üretimi vardır. Böylece, nitrifiye olan mg/L N başına 50/14 =
3,57 mg/L CaCO3 kadar alkanite tüketimi vardır.
Bu nedenle;
log (Alk - Alk∞) = log[3,57fn(1-f)Xai] – 2,3bht (2.11)
Eşitlik (2.9) ve (2.11), bir çamurun kesikli aerobik çürüme esnasında sırasıyla nitrat
konsantrasyonunu ve alkalinite değişimini tayin etmek için kullanılabilir.
12
Alternatif olarak, kesikli çamur sisteminin OTH’ı bozunma sabitinin tayini için
kullanılabilir. Bu durumda, bozunmuş organik maddenin oksidasyonu ve
nitrifikasyon için kullanılan oksijen bulunabilir. Organik maddenin oksidasyon hızı:
OURc = fcv(1-f)(dXa/dt)d = fcv(1-f)bhXa = fcv(1-f)bhXaiexp(-bht) (2.12)
olarak hesaplanabilir. Mineralize olmuş çamur kütlesi başına bir fn azot salımı
olduğunun ve nitrifikasyon prosesinde 4,57 mgO·mg-1N stokiyometrik ihtiyacının
bilinmesiyle:
OURn = 4,57fn(dXa/dt)d = 4,57fn(1-f)bhXaiexp(-bht) (2.13)
bulunabilir.
Böylece, toplam OTH:
logOURt = log(OURc+OURn) = log[(fcv+4.57fn)(1-f)bhXai] – 2,3 logbht (2.14)
olarak ifade edilebilir.
(2.8), (2.9), (2.11) ve (2.14) eşitlikleri birbirinden bağımsızdır ver her biri aerobik
koşullar altında atık aktif çamurun kesikli sistemdeki bozunma sabitinin tayini için
kullanılabilir. Deneysel çalışmalarla bu dört parametrenin aynı bozunma sabiti ile
sonuçlandığı ifade edilmiştir (Orhan ve Artan, 1992).
2.2.2. Anaerobik Çamur Çürütme
Çamur stabilizasyonu için kullanılan en eski proseslerden biri olan anaerobik
çürütme, organik ve inorganik maddelerin havasız ortamda parçalanması olarak
tanımlanabilir. Anaerobik çürütme, evsel ve endüstriyel atıksuların arıtımı sonucu
oluşan çamurların stabilizasyonunda yaygın olarak kullanılmaktadır. Proses
tanımında ve kontrolünde, tankların boyutlandırılmasında, ekipmanların tasarımında
ve işletilmesinde büyük ilerlemeler kaydedilmiştir. Enerji korunumu ve kazanımının
yanı sıra atık arıtma çamurlarının faydalı kullanımına olanak sağlayan anaerobik
çürütme çamur stabilizasyonunda halen hakim proses olarak değerlendirilmektedir.
Evsel atıksu arıtımından kaynaklanan çamurların anaerobik çürütülmesi sonucu
oluşan biyogaz tesis işletmesi için gerekli enerjinin büyük bir çoğunluğunu
karşılamaktadır (Tchobanoglous ve diğ., 2003). Stabilizasyon esnasında birçok
13
patojenik mikroorganizma zararsız hale getirilmektedir. Anaerobik stabilizasyon ile
oluşan son ürün toprak şartlandırıcısı veya gübre olarak kullanılabilen stabil bir
çamurdur (Öztürk, 2007). Ayrıca uzaklaştırılması gereken çamur hacimleri oldukça
düşük hacimlerdir.
Anaerobik çamur çürütmenin diğer çamur stabilizasyon işlemlerine göre avantajları
aşağıda verilmiştir (Spinosa ve Vesilind, 2001):
- Proses sonucu oluşan metan gazının kalorifik değeri yüksek olduğundan
birçok arıtma tesisinde enerji kaynağı olarak kullanılabilmektedir. Üretilen
enerji çamur çürütücülerin ısıtılmasında ve reaktör karıştırılmasında
kullanılmaktadır.
- Ham çamurdaki katı madde gideriminin %25-50 civarında olması çamur
uzaklaştırma maliyetini düşürmektedir.
- Anaerobik çürüme sonrası oluşan stabilize olmuş çamur kokusuzdur ve
kokuşma gerçekleşmeksizin depo edilebilir. Organik maddelere ilave olarak,
azot, fosfor ve diğer besi maddelerini de içeren bu çamur toprağın verimini
artırır.
- Bekletme süresi daha uzun olduğu için patojenlerin büyük bir kısmı zararsız
hale gelir.
Anaerobik çamur çürütmenin başlıca dezavantajları ise aşağıdaki gibidir (Spinosa ve
Vesilind, 2001):
- Besleme için pompalar, çamur karışımı, ısı değiştiriciler ve gaz karışımı için
kompresörler ile donatılmış büyük ve ağzı kapalı tanklar daha yüksek yatırım
maliyeti gerektirir.
- Metan üreten bakterilerin sürdürülebilirliği için 10 günden daha fazla
bekletme sürelerine ihtiyaç duyulur.
- Çürüme sonrası oluşan üst faz suda (süpernatant) askıda katı madde,
çözünmüş ve partikül organik maddeler, azot, fosfor ve diğer bileşikler
bulunmaktadır. Bu geri devir akımı, atıksu arıtma tesisinin katı madde
yükleme oranını, oksijen ihtiyacını ve besi maddesi yükünü artırır.
-
14
Anaerobik Sistemlerde Dönüşüm Prosesleri
Anaerobik arıtma sistemlerinde organik maddelerin oksijensiz ortamda ayrışması
temel olarak 3 aşamada gerçekleşir: Hidroliz, asit üretimi ve metan üretimi. Bu
aşamaların açıklamaları aşağıda verilmiştir (Haandel ve Lettinga, 1994). Şekil 2.1’de
anaerobik arıtmada dönüşüm prosesleri gösterilmiştir.
Hidroliz: Bu proseste kompleks yapılı partiküler maddeler fermentasyon bakterileri
tarafından daha düşük moleküler ağırlıklı çözünmüş bileşiklere dönüştürülür.
Proteinler amino asitlere, karbonhidratlar çözünmüş şekerlere ve yağlar uzun zincirli
doymuş asitlere ve gliserine dönüştürülür.
Asit Üretimi: Çözünmüş bileşikler, birçoğu zorunlu fakültatif fermantasyon bakteri
grubu (asit üreten bakteriler) tarafından uçucu yağ asitleri, alkoller, laktik asit gibi
basit yapılı organik bileşiklere ve karbon dioksit, hidrojen, amonyak ve hidrojen
sülfür gazı gibi mineral bileşiklere dönüştürülür. Ayrıca, literatürde asetojen üretimi
olarak da geçen bir diğer aşamada asit üretim fazının ürünleri, metan üretimi için
asetat, hidrojen ve karbon dioksit gibi son ürünlere dönüştürülür.
Metan Üretimi: Bütün çürütme prosesinde hız sınırlayıcı olan metan üretimi fazında
bir grup metan bakterisi tarafından asetatın karbon dioksit ve metan gazına
dönüşümü ya da hidrojen ve karbon dioksitinin metan gazına dönüşümü söz
konusudur
15
Şekil 2.1: Anaerobik arıtmada dönüşüm prosesleri
Çevresel Faktörler
Anaerobik çürütme prosesinde çamur bekletme süresi (çamur yaşı), hidrolik
bekletme süresi, sıcaklık, alkalinite, pH, inhibisyona neden olan maddelerin varlığı
ile besi maddelerinin ve iz metallerin biyolojik olarak kullanılabilirliği en önemli
çevresel faktörler olarak verilmektedir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Çamur ve Hidrolik Bekletme Süreleri
Anaerobik çürütücü boyutlandırılması, tam karışımlı reaktörlerde UAKM’nin önemli
miktarlarda giderimi için gerekli bekletme süresinin sağlanmasına dayanmaktadır.
Hidroliz, fermantasyon ve metan üretimi reaksiyonları doğrudan çamur yaşına
bağlıdır. Eğer çamur yaşı minimum çamur yaşından küçük olursa bakterilerin
çoğalma hızı düşer ve dolayısıyla çürütme prosesinin verimi azalır (Tchobanoglous
ve diğ., 2003). Hidrolik bekletme süresi ise metan ve sülfat bakterileri popülasyonu
açısından oldukça önemlidir (Atilla, 2002).
Asetat
Basit Organik Bileşikler (Şeker, aminoasit, peptit)
Uzun Zincirli Yağ Asitleri (Propiyonat, bütrat)
CH4, CO2
H2, CO2
Hidroliz
Asit Üretimi
%5
%10
%13 %17
%28 %72
%35
%20
Metan Üretimi
Kompleks Organik Bileşikler (Hidrokarbon, protein, yağ)
16
Sıcaklık
Sıcaklığın sadece mikrobiyal popülasyonun metabolik faaliyetleri üzerinde değil,
biyolojik atık çamurun gaz transfer hızı ve çökme karakteri gibi faktörler üzerinde de
etkileri vardır. Anaerobik çürümede sıcaklık hem metan üretim hem de hidroliz
hızlarına etki eder ve çürütme hızının tayininde önemli bir parametredir. Birçok
anaerobik çürütücü mezofilik sıcaklık aralığında (30-38˚C) işletilmek üzere
tasarlanır. Diğer sistemler termofilik sıcaklık aralığında (50-57˚C) işletilmektedir.
Yeni geliştirilen sistemlerde, mezofilik ve termofilik çürütmenin faklı aşamalardaki
kombinasyonu kullanılmaktadır. Metanojenler sıcaklık değişimlerine duyarlı
olduklarından işletme sıcaklıklarının seçimi kadar, sabit bir işletme sıcaklığının
sürdürülmesi de önemlidir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Alkalinite
Kalsiyum, magnezyum ve amonyum bikarbonatlar bir çürütücüde bulunan
tamponlama maddelerine birer örnektir. Çürütme prosesi ham çamur akımında
bulunan proteinlerin parçalanması ile amonyum bikarbonat oluşumunu sağlar.
Çürütücüdeki birincil alkalinite tüketici karbon dioksittir. Çürüme prosesinde karbon
dioksit fermantasyon ve metan üretimi aşamalarında üretilir. Çürütücüdeki kısmi gaz
basınca bağlı olarak, karbon dioksit çözünür ve alkalinite tüketen karbonik asiti
oluşturur. Gerekli alkalinite sodyum bikarbonat, kireç veya karbonatın ilavesi ile
sağlanabilir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
pH
Metan bakterileri ancak belirli bir pH aralığında (6,3-7,8) büyük bir hızla
çoğalabildiğinden anaerobik çürütücü içindeki pH değeri ve stabilitesi önemlidir.
Asidojenik popülasyon düşük veya yüksek pH değerlerine daha az duyarlı
olduğundan pH değişimi durumunda metanojenik fermantasyondan daha etkin
duruma gelir ki bu durum stabilizasyonun tamamen durması ile sonuçlanır (Haandel
ve Lettinga, 1994).
17
Uçucu Yağ Asitleri
Anaerobik reaktörlerin stabilitesini en çok etkileyen faktörlerden biri asidojen
bakterileri tarafından üretilen uçucu yağ asitlerinin (UYA’ların) sistemde
birikmesidir. Literatürde asetik asitin çok az inhibisyon etkisi olduğu ancak
propiyonik asitin spesifik konsantrasyonlarının anaerobik çürütme prosesi üzerinde
toksik etkileri olabileceği ifade edilmektedir (İnce, 2005). pH 6,0’ın altına
düştüğünde asidojenik aktiviteler daha baskın olacağından UYA’lar metana
dönüştürülemez ve anaerobik prosesi durdurabilir. Yapılan son araştırmalar uçucu
yağ asitlerinin inhibisyon etkisinin asit moleküllerinin çözünür formda olup
olmamasına bağlı olduğunu göstermektedir. Düşük pH’larda ortamda uçucu yağ
asitlerinin çözünmeyen formları bulunacağından metan üretimi
gerçekleşememektedir. Anaerobik reaktörlerde UYA konsantrasyonun genellikle 8-
300 mmol/L olması beklenir (Spinosa ve Vesilind, 2001).
Amonyak
Anaerobik çürütücülerde protein bileşiklerinden süratle amonyak oluşturulur. Serbest
amonyak (NH3), amonyum iyonlarından (NH4+) çok daha fazla toksik etki yaratır.
Serbest amonyağın ve amonyum iyonlarının konsantrasyonları pH ile değişir.
Amonyak toksisite eşik seviyeleri pH 7’in üzerindeki değerlerde çok artar.
Amonyum iyonları 1.500 mg/L’ye (NH4+-N) kadar tolere edilebilirken, amonyak 80
mg/L’nin altında tutulmalıdır. Ancak kararlı işletmelerde amonyak azotu
konsantrasyonunun aklimasyon ile 8.000 mg/L’ye kadar çıktığı gözlenmiştir
(Spinosa ve Vesilind, 2001).
Yukarıda bahsedilen faktörlere ek olarak sülfür ve ağır metaller gibi birçok madde
çok düşük değerlerde bile anaerobik çürütme hızını etkileyebilir. Sülfürler anaerobik
çürütücülerde sülfatların indirgenmesi ve proteinlerin parçalanması sonucu oluşur.
Sülfürler anaerobik çürütücünün pH’ına ve hacim başına oluşan gaz miktarına bağlı
olarak çözünmüş veya çözünmüş olmayan formda bulunabilir. Çözünmüş sülfür
konsantrasyonu 200 mg/L’yi aşarsa metan üreten bakteriler yüksek oranda
inhibisyona maruz kalırlar. Bu durum sistemin çökmesine neden olabilir. Çözünmüş
formdaki sülfür oldukça toksik olmasına rağmen sürekli işletme ve aklimasyon
çalışmaları ile bu etki tolere edilebilir. Sülfürler ağır metallerle birleşerek zararlı
18
etkisi olmayan çözünmeyen tuzlarını oluştururlar. Bu nedenle, ağır metal
toksisitesinin en önemli kontrol tekniklerinden birisi metallerin yeterli sülfür ile
çöktürülmesidir (Spinosa ve Vesilind, 2001). Sülfürler evsel atıksularda inhibisyon
etkisi gösterecek düzeyde değildir. Sisteme potansiyel olarak toksik edebilecek
sistemin girişindeki çözünmüş oksijenin varlığıdır. Oksijenin asit üretme fazında
oksidasyon metabolizmasında kullanılması ile sistem kendini tolere edebilir. Ancak
besleme yapılırken hava girişi önlenemez ise sistem performansı son bulur (Haandel
ve Lettinga, 1994). Endüstriyel atıksularda ise yer alan toksik element ve bileşiklere
örnek olarak krom, kromat, nikel, çinko, bakır, arsenik ve siyanür verilebilir.
Özellikle bakır, çinko ve nikelin düşük fakat çözünmüş konsantrasyonları anaerobik
çürütme prosesinde oldukça toksik etki yaratırlar (İnce, 2005).
Anaerobik Çürütücü Tipleri
Mezofilik Anaerobik Çürütücüler
Mezofilik anaerobik çamur çürütücülerin tek kademeli-yüksek hızlı, iki kademeli ve
ayrı çamur çürütücüler olmak üzere başlıca üç tip uygulaması vardır. Literatürde
çürütücü tipleri için kullanılan “yüksek hızlı” ve “standart hızlı” terimler bakteriyel
aktivite hızını değil çürütücüye uygulanan organik madde yüklemesini ifade
etmektedir (Atilla, 2002). Standart hızlı çamur çürütücüler geniş tank hacimlerine
ihtiyaç duyduğundan ve yeterli karışımın sağlanamaması nedeniyle nadiren
kullanılmaktadır (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Tek basamaklı-yüksek hızlı çürütücü
Isıtma, karıştırma ekipmanları, üniform besleme, besleme akımının yoğunlaşması tek
basamaklı-yüksek hızlı çürütme prosesini karakterize etmektedir. Bu tip proseste üst
faz su (süpernatant) ayırımı yoktur ve toplam katı madde %45-50 oranında
azaltılarak gaz olarak atılmaktadır. Dolayısıyla çürümüş çamurun katı madde
konsantrasyonu yarı yarıya azalmış olur (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
19
İki kademeli çamur çürütme
İki kademeli çürütmede, bir yüksek hızlı çürütücü ikinci bir tank ile seri olarak
birleştirilir. İlk tank ısıtılarak ve karıştırılarak çürütme amaçlı kullanılırken ikinci
tank genellikle ısıtılmaz ve esas olarak depolama amaçlı kullanılır. Anaerobik olarak
çürütülen çamurlar iyi çökmediği için, ikinci tanktan çekilen üst faz suyu yüksek
konsantrasyonda askıda katı madde içerebilir. Zayıf çökelme karakteristiği ilk
çürütücüdeki çürüme prosesinin tamamlanmamasına ve sonrasında ikinci tankta gaz
ve yüzen katıların oluşumuna neden olur (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Ayrı Çamur Çürütücü
Birçok atıksu arıtma tesisinde ön çökeltme ve biyolojik atık çamurların karıştırılarak
çürütüldüğü gözlenmektedir. Fakat çürütülmüş ön çökeltme çamurun katı-sıvı faz
ayırımı biyolojik atık çamurun çok az miktarlarda ilavesinde bile zorlaşabilir. Ayrı
çamur çürütme sistemlerinde birincil ve biyolojik atık çamurlar ayrı tanklarda
çürütülür. Dolayısıyla ön çökeltme çamurun susuzlaştırma karakteristiği artırılmış ve
çürütme için optimum proses koşulları sağlanmış olur. Ancak fosfor giderimin
yapıldığı biyolojik arıtma sistemlerden oluşan çamurların anaerobik çürütücülerde
fosforun yeniden çözünür hale gelmesi nedeni ile bu çamurların aerobik çürütülmesi
tercih edilir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Termofilik Anaerobik Çürütücüler
Termofilik çürüme, termofilik bakteriler için uygun koşullar olan 50 ve 75˚C
arasındaki sıcaklıklarda gerçekleşir. Biyokimyasal reaksiyon hızları sınırlandırıcı bir
sıcaklığa ulaşıncaya kadar her 10˚C’de iki kat arttığı için termofilik çürüme
mezofilik çürümeye göre daha hızlıdır. Termofilik çürüme, katı madde ve bakteriyel
giderimi artırır ve susuzlaştırma işleminin iyileşmesini sağlar. Termofilik çürütmenin
dezavantajları ise, ısıtma için yüksek enerji ihtiyacı, üst faz su (süpernatant)’da
yüksek çözünmüş katı madde konsantrasyonu, koku ve proses stabilitesinin az
olmasıdır. Hatta termofilik çürümede mezofilik çürümede olduğundan daha fazla
patojen giderimi olduğu halde ABD yönetmeliklerinde çamur keklerinin arazi
uygulamasında patojen giderimi için termofilik çürütme tavsiye edilmemektedir
(Tchobanoglous ve diğ., 2003).
20
Uçucu Katı Madde Gideriminin Hesabı
Gözlenen stabilizasyonun derecesi genellikle uçucu katı maddedeki yüzde giderim
ile ölçülmektedir. Uçucu katı maddedeki giderim ya çamur bekletme süresi (çamur
yaşı) ya da ham çamur yüklemesine bağlı bekletme süresi ile ilgilidir. Yüksek hızlı
tam karışımlı çürütücüde giderilen uçucu katı maddenin miktarı aşağıda verilen
ampirik denklem ile hesaplanabilir:
Vd = 13.7 ln (SRTd) + 18.9 (2.15)
Burada,
Vd: Uçucu katı madde giderimi, %
SRTd = Çürüme bekletme süresi, gün (15-20 gün)
olarak ifade edilir.
Anaerobik çamur çürütme stabilitesinin derecesi alkalinite ve uçucu yağ asidi
gideriminin günlük olarak ölçümleri ile de hesaplanabilir. Tablo 2.1.’de yüksek hızlı
tam karışımlı mezofilik anaerobik çamur çürütücü için hesaplanan uçucu katı madde
giderim yüzdeleri verilmiştir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Tablo 2.1. Yüksek hızlı tam karışımlı mezofilik anaerobic çamur çürütücü için
hesaplanan uçucu katı madde giderimleri yüzdeleri
Çürütme süresi, gün Uçucu katı madde giderimi, %
30 65,5
20 60,0
25 56,0
Gaz Üretimi
Anaerobik çürütücüden kaynaklanan gazın hacimsel olarak %65-70’i metan (CH4),
%25-30’u CO2 ve az bir kısmı ise azot (N2), hidrojen (H2), hidrojen sülfür (H2S), su
21
buharı ve diğer gazlardır. Çürütme prosesi esnasında oluşan metan gazının hesabı
aşağıda verilen eşitlik ile hesaplanabilir (Tchobanoglous ve diğ., 2003):
VCH4 = (0,35)[(S0-S) (Q) (10-3 g/kg)-1 -1.42Px] (2.16)
Burada,
VCH4: Standart koşullarda (0˚C ve 1 atm) m3/gün üretilen metan hacmi
0,35: Metan üretim miktarı için teorik olarak belirlenen dönüşüm faktörü, m3/gün
(0˚C sıcaklıkta 1 kg biyolojik olarak giderilen organik maddenin dönüşümünden)
Q: Debi, m3/gün
S0: Girişteki biyolojik olarak ayrışabilen KOİ konsantrasyonu, mgKOİ/L
S: Çıkıştaki biyolojik olarak ayrışabilen KOİ konsantrasyonu, mgKOİ/L
Px: Günlük üretilen net biyokütle, kg/gün
Geri devirsiz yüksek hızlı tam karışımlı çürütücü için günlük sentezlenen biyokütle
Px, aşağıda verilen denklik ile hesaplanabilir(Tchobanoglous ve diğ., 2003):
Px = YQ(S0-S) (10-3 g/kg)-1 / [1 + bh (θc)] (2.17)
Burada,
Y: Dönüşüm katsayısı, g UAKM/g KOİ
bh: İçsel solunum katsayısı, gün-1 (tipik değerleri 0,02-0,04)
θc: Çamur bekletme süresi, gün
olarak verilmektedir. Geri devirsiz tam karışımlı çürütücü için θc, hidrolik bekletme
süresi θh ile aynıdır.
Gaz üretimi uçucu çamur akımındaki katı madde içeriğine ve çürütücüdeki biyolojik
aktiviteye bağlı olarak geniş bir aralıkta dalgalanma gösterebilir. Toplam gaz üretimi
genellikle uçucu katı madde giderim yüzdesinden hesaplanmaktadır. Tipik değerler
22
giderilen uçucu katı maddenin kg’ı başına 0,75-1,12 m3 değerleri arasında
değişmektedir (Tchobanoglous ve diğ., 2003).
Biyolojik Ayrışabilirlik
Biyolojik ayrışabilirlik genellikle, anaerobik çürütme esnasında hem KOİ hem de
UKM giderim yüzdesi olarak ifade edilmekte ve farklı kimyasal komposizyonlar ve
besin stoklarının yapısına bağlı olarak çeşitlilik göstermektedir. Birçok durumda
biyolojik ayrışabilirliğin bir çok değişkene bağlı olan literatür değerlerini kullanmak
yerine deneysel tayinleri tercih edilir. Biyolojik ayrışabilirlik deneyleri standart
koşullar altında besi maddesinin inkübasyonuna dayanan kesikli biyolojik analiz
metodu ile yürütülür. Besi maddesinin kalıcı fraksiyonunun ölçümünde (reaksiyon
süresi sonsuza yaklaştığı ve geri kalan KOİ’nin kalıcı (inert) olduğu için) ayrışabilir
kısmının tamamıyla metana ve karbon dioksite dönüştüğü kabul edilir (Spinosa ve
Vesilind, 2001).
Bir numunede KOİ’nin UKM ile kolerasyonu sağlanabilir. UKM biyogaz üretiminin
tahmininde kullanılabilmesine rağmen KOİ ve UKM arasındaki ilişki ampirik olarak
örnekten örneğe değişiklik gösterebilir. Örneğin karbonhidrat için KOİ/UKM oranı
1,1 iken proteinler için bu oran 1,5, yağlar için ise 2,9’dur. Bir evsel atıksu arıtma
tesisinde biyolojik atık çamur için KOİ/UKM oranı 1,35 ile 1,60 arasında, ön
çökeltme çamuru için 1,0 ile 1,6 arasında değişir. Bu nedenle, biyogaz üretiminin
tahmini KOİ ve TOK’a bağlı olarak hesaplandığında daha kesin bir sonuç
vermektedir (Spinosa ve Vesilind, 2001).
Biyolojik Ayrışabilirliğin Artırılması için Ön Arıtma Uygulamaları
Metan üretim prosesi genellikle askıda ve organik katı maddelerin hidroliz hızı ile
sınırlanır. Anaerobik çamur çürütmede etkin bir ön arıtma ile besi maddesinin
anaerobik bakteri tarafından kullanımı metan üretim potansiyelinin optimize edilmesi
ile artırılabilir. Hedef, sisteme verilen çamurun çürümesini hızlandırmak ve
ayrışmanın derecesini artırarak uzaklaştırılan çamurun hacmini azaltmak ve çürüme
prosesinin enerjik dengesini geliştirmektir. Partiküler substratların biyolojik
ayrışabilirliğinin artırılması ile besi maddesinin enzimler tarafından
kullanılabilirliğini kolaylaştırılır. Katı partiküllerin çamur içinde parçalanması
23
(dezentegrasyon) ve öğütülmesi, biyolojik ayrışmanın gerçekleştiği ve bakteri
hücreleri içeriğinin salındığı ve aktif enzimlerin bulunabileceği yerde yeni bir tabaka
yaratır (Spinosa ve Vesilind, 2001). Bu tür bir problemin birçok çözümü vardır:
- Mekanik yöntemler: Katı partiküllerin parçalanması ve öğütülmesi
- Kimyasal yöntemler: Kuvvetli mineral asit veya bazların kullanılması ile
kompleks yapılı organik maddelerin giderimi
- Termal ön-arıtma: Termal hidroliz çamurun partiküler fraksiyonunun önemli
bir kısmının çözülebilir ve daha az karmaşık yapılı moleküllere dönüşmesini
sağlayabilir.
Çamurun mekanik olarak parçalanması için geliştirilen yöntemlere örnek olarak
öğütücü, yüksek-basınç homojenleştiricileri ve ultrasonik parçalama verilebilir.
Mekanik ön-arıtmanın tam ölçekli teknolojiye uygulamalarının en önemli
dezavantajları yüksek maliyet ve proses kontrolünün zorluğudur (Spinosa ve
Vesilind, 2001).
Kimyasal ve termal arıtmanın problemleri ise, olası inhibisyona yol açacak
substratlarının olası oluşumu ile ilgilidir. Bu durum arıtma koşullarının önemini
artırmaktadır. Atık aktif çamurdan düşük biyogaz üretimi aktif çamur bakterilerinin
hücre duvarlarının ve hücre dışı biyopolimerlerin biyolojik ayrışabilirliğinin az
oluşundan kaynaklanmaktadır. Çamur yoğunlaştırmada atık aktif çamur
biyokütlesinin kısmi gideriminin tam ölçekli uygulaması liz-yoğunlaştırma santrifüj
prosesidir. Yoğunlaştırılmış çamur akımındaki hücrelerin parçalanması sadece
yoğunlaştırma işleminden sonra başlar. 1995 yılının sonlarında Norveç’te açılan ilk
tam ölçekli termal çamur arıtıma tesisi Cambi termal hidroliz işlemini
kullanmaktadır. Termal hidroliz çamurun 130-180˚C’lere kadar yaklaşık 30 dakika
buharbasıncı ile ısıtılması şeklinde uygulanmaktadır (Spinosa ve Vesilind, 2001).
2.2.3. Aerobik Çamur Çürütme ile İlgili Çalışmalar
Aerobik çamur çürütme üzerine yapılan çalışmalar daha çok çamur stabilizasyonu
seviyesinin belirlenmesi ile ilgilidir. Bu seviyenin belirlenmesinde UAKM ve KOİ
gideriminin yanı sıra çeşitli biyolojik ve enzimatik aktivite değerlendirmeleri
24
yapılmıştır. Ayrıca stabilizasyon esnasında nitrifikasyon prosesinin etkisinin
incelendiği çalışmalar da bulunmaktadır. Genellikle çevre sıcaklığında
gerçekleştirilen aerobik stabilizasyon çalışmalarına alternatif olarak mezofilik ve
termofilik sıcaklıkta çürütme örnekleri de verilmiştir. Evsel çamurlar ile endüstriyel
çamurların aerobik stabilizasyon proseslerinin karşılaştırılmasında bir örnek çalışma
da bulunmaktadır.
Oviedo ve diğ., (2005) aerobik çamur stabilizasyonun derecesini belirlemek için
fizikokimyasal ve mikrobiyolojik ölçümler ile enzimatik aktivite ölçümlerini
karşılaştırmışlardır. Bir evsel AAT’den alınan ön çökeltme çamurunun ve biyolojik
atık çamurun belirli oranda karıştırılmasıyla oluşan toplam çamurda kesikli deneyler
yürütülmüştür.
Fizikokimyasal parametreler arasında yer alan UKM giderimi 135. günün sonunda
%39,7 olarak bulunmuştur. Sistemdeki ayrışma prosesi ve içsel solunum prosesi
nedeni ile konsantrasyonunda düşüş gözlenen KOİ gideriminin 70. günden sonra
sabit kaldığı gözlemlenmiştir. 70. gün sonunda toplam KOİ gideriminin pratik olarak
değişmediği ve giderimin %42,8 olduğu belirlenmiştir. Yazarlar 70. günden sonra
ortamda KOİ konsantrasyonunun değişmemesinin ya biyolojik ayrışmaya dirençli
organik maddelerden ya da mikroorganizmalar tarafından ayrıştırılamayan organik
maddelerden dolayı olduğunu belirtmişlerdir.
Mikrobiyolojik ölçümlerden fekal koliform ve E. coli miktarlarının deneyin ilk
zamanlarında düştüğü ve 30. günden itibaren deney sonuna kadar sabit kaldığı
gözlemlenmiştir. Ancak patojenik bakteriler bir sonraki aşamalarda tekrar
canlanabileceği için mikrobiyolojik parametrelerin prosesin stabilizasyonunu ifade
edemeyeceği belirtilmiştir.
Enzimatik parametrelerden SOTH değerlerinin başlangıçta anoksik koşullardan
dolayı düştüğü ancak proses ilerledikçe oksijen üretimi ve besleme koşulları stabilize
olduğu için mikroorganizmaların gelişmesi ile deneyin 46.gününe kadar arttığı
gözlenmiştir. Bu noktadan sonra SOTH değerlerinin azalan solunum aktivitesine
bağlı olarak düştüğü ve 110. günün sonunda 1,5 mgO2/saat/TK değerine ulaştığı
belirtilmektedir. Hücresel solunum prosesleri ile ilişkili olan dehidrogenaz aktivitesi
(DHA) parametresindeki düşüş mikroorganizmaların ortam koşullarına adaptasyonu
25
ile açıklanmıştır. Aklimasyonun tamamlanmasıyla 46. güne kadar devam eden
mikroorganizma aktivitesindeki artış, o günden sonra hızla bir düşüşe geçmiştir.
Sistemdeki enerji rezervlerinin tüketimini temsil eden esteraz aktivitesindeki (EA) ilk
günlerdeki düşüş ise ortamda yeterli kaynakların olduğunun ve enerji rezervleri
kullanımına gereksinim olmadığının göstergesi olarak ifade edilmiştir. EA değerinde
mikroorganizmaların aklime olmasıyla en yüksek değeri aldığı 46. günden sonra
önemli bir düşüş gözlenmiştir. EA sonuçlarının SOTH ölçümlerini yansıttığı ve aynı
zamanda DHA ile benzer sonuçları gösterdiği belirtilmiştir.
Çalışmanın sonunda gram biyokütle başına alınan besi maddesi miktarını ifade eden
KOİ/TKM oranları ile DHA/EA oranları karşılaştırılmıştır. DHA/EA oranının 46.
günden sonra sabit kaldığı gözlenmiştir. KOİ/TKM ve DHA/EA oranının
stabilizasyon boyunca birbirine benzer şekilde seyretmiştir. KOİ/TKM oranının
stabilizasyon prosesinin verimliliği ile ilgili bilgi verebildiği ancak prosesin
etkilendiği mikroorganizmaların bir sonraki safhalardaki değişimini yansıtmadığı
belirtilmiştir. Sonuç olarak, çamurun metabolik düzeyini gösteren DHA/EA oranının
çamurun stabilizasyon seviyesinin belirlenmesinde kullanılabileceği sonucuna
varılmıştır.
Kovacs ve diğ., (2007) ototermal termofilik aerobik çürütme için Aktif Çamur
Modeli No:1 (ASM1)’e dayalı bir matematik modelin uygulanabilirliğini
araştırmışlardır. ASM1’nin döngüsel yapısına (ölüm-yenilenme yaklaşımı ile) göre
reaktördeki termofilik biyokütle ile metabolize edilen içsel solunum prosesinde
biyokütlenin substrata dönüştüğü ifade edilmiştir. Ancak, aerobik çamur
stabilizasyon prosesini çeşitli sıcaklıklarda tanımlayabilmek için ASM1’in
geliştirilmesi gerektiğini ifade etmişlerdir. Aerobik çürütme prosesleri esnasında
sıcaklık sabit olmadığı için model 20-60˚C sıcaklıklarında kalibre edilmiştir.
Modelde çoğalmaya bağlı sıcaklık, hidroliz ve aktivasyon hızları Arrhenius ve
Topiwala-Sinclair denklemlerine göre modifiye edilmiştir. Sisteme beslenen
çamurda 20˚C’de KOİ’nin %35’i giderilirken 60˚C’de KOİ’nin %45’inin giderildiği
gözlenmiştir. Çalışmada sisteme beslenen çamurun kompozisyonu da belirlenmiştir.
Ayrışan fraksiyonun önemli bir kısmı biyolojik olarak kolay ayrışan kısım (SS)
olmasına rağmen biyolojik olarak yavaş ayrışan organik fraksiyonun (XS) sistemde
daha baskın olduğu belirtilmiştir. Beslenen çamurdaki KOİ’nin %40’ının biyolojik
26
olarak ayrışabilir olduğu, bu fraksiyonun %10’unun inert biyokütle, %40’ının
biyolojik olarak kolay ayrışan substrat (SS) ve %50’sinin biyolojik olarak yavaş
ayrışan (XS) substrat olduğu sonucuna varılmıştır. Maksimum termofilik çoğalma
hızına 55˚C sıcaklıkta, maksimum mezofilik çoğalma hızına ise 42˚C sıcaklıkta
varıldığı ve ölüm hızlarının sıcaklıkla exponansiyel olarak arttığı gözlemlenmiştir.
Tam ölçekli ototermal termofilik aerobik çürütme başlangıç senaryosu
simülasyonunda, reaktör sıcaklıklarının tahmini modelin mevcut kapasitesini
yansıtmaktadır ve bu simülasyon literatürden alınan veriler üzerine kurulmuştur.
Gerçek tesis verileri ile modelinin test edilmesinin modelin geçerliliğine ve ileriye
yönelik gelişmesine yardımcı olabileceği değerlendirilmesi yapılmıştır.
Genç ve diğ., (2002) çeşitli çamurların kesikli aerobik çürütme sistemlerinde karbon
giderimini ve nitrifikasyonunu incelemişlerdir. Deneyler bir evsel atıksu arıtma
tesisinden alınan sadece biyolojik atık aktif çamurun bulunduğu (Test 1) ve biyolojik
aktif çamur ve ön çökeltme çamurunun karıştırıldığı (Test 2) tam karışımlı
reaktörlerde ortam sıcaklığında yürütülmüştür. 280 rpm’de karıştırılan reaktörlerde
sıcaklıkların 35-40˚C arasında değiştiği gözlenmiştir.
Çevre sıcaklığında başlayan aerobik çürüme prosesi, ammonifikasyona bağlı olarak
reaktör sıcaklığını artmıştır. Ammonifikasyon ve nitrifikasyon aynı reaktörde olduğu
için nitrifikasyon hızının hesaplanmasında kullanılan “oksitlenen birim amonyak
başına nitrit oluşur” ifadesinin çürüme sistemleri için uygun olmadığı ileri
sürülmüştür. Genç ve diğ. (2002), çürütmenin içsel solunum fazında devam ettiğini
ve bu nedenle her zaman için amonyum (NH4+) azotu üretimi olduğunu
belirtmişlerdir. Ham ön çöktürme çamurunun çürütücü için sonsuz substrat olarak
değerlendirildiğini ve bu durumda mikroorganizmaların daha yüksek aktivite
düzeylerinde canlılıklarını sürdürdüğünü ifade etmişlerdir. Bu nedenle,
nitrifikasyonun ön çöktürme çamurun bulunduğu Test 2’de daha sonra başladığı
gözlemlenmiştir. Ayrıca amonyum azotunun kullanılmadığı ve sistemde depo
edildiği belirtilmiştir. Nitrifikasyon hızı oluşan nitrit miktarına bağlı olarak
ölçülmüştür.
Protein konsantrasyonu mikrobiyal ölüm için bir indikatör olarak kabul edildiği için,
içsel solunum fazı protein analizi ile bulunabilmiştir. Genç ve diğ. (2002), içsel
27
solunum fazında protein miktarındaki azalmanın çürütücüdeki biyokütleyi temsil
eden uçucu maddedeki azalma ile orantılı olduğunu ifade etmişlerdir.
Test 2’de ilk kademede çamur süpernatantında yüksek TOK konsantrasyonuna bağlı
olarak yüksek TOK giderimi gözlenmiştir. TOK konsantrasyonu çamurun 4000
rpm’de 5 dakika santrifüj edilmesi ile 410 mg/L bulunmuştur. Çürütmenin
başlangıcında mikroorganizma çevre koşullarına aklime edilemediği için protein
giderimi düşük olmuştur. Spesifik TOK giderim hızı 60,12 mg TOK/g kuru
madde/gün iken spesifik protein-C giderimi 26,72 mg protein−C/g kuru madde/gün
olarak bulunmuştur. Çürümenin sonraki günlerinde (yaklaşık 2 gün sonra), spesifik
protein-C ve TOK giderim hızlarının birbirine yaklaştığı gözlemlenmiştir.
Test 1’de ise, çamur süpernatantında 145 mg TOK/L ile içsel solunum fazının,
çürütmenin başlangıcından hemen sonra başladığı, dolayısıyla çürütmenin ilk
zamanlarında yüksek bir spesifik protein giderimi olduğu gözlenmiştir. Spesifik
TOK giderim hızının 50,93 mg TOK/g kuru madde/gün ve spesifik protein-C
gideriminin 138,53 mg protein−C/g kuru madde/gün olduğu saptanmıştır. Test 1’de
spesifik TOK giderim hızının düşük olduğu saptanmıştır.
Genel olarak, ön çökeltme çamurunda düşen nitrifikasyon hızının optimum
koşulların (özellikle pH ve sıcaklık) sağlanması ile artırılabileceği ve sistemin son
oksidasyon aşamasında, nitrat oluştuğunda çamurların stabilize olarak
değerlendirilebileceği sonuçlarına varılmıştır.
Bernard ve Gray, (2000) evsel ve ilaç endüstrisi çamurlarının aerobik
çürütülmesinin ortam sıcaklığında uygulanabilirliğini ve en iyi işletme koşullarını
belirlemeye çalışmışlardır. Bu amaçla, 35 günlük aerobik stabilizasyon izleme
çalışmaları yapmışlardır. Biyolojik atık çamurlar 3 farklı evsel ve 3 farklı ilaç
endüstrisi AAT’lerinin çamur yoğunlaştırma tankından alınmıştır. Bu çamurlar ayrı
olarak pH’ın 6,5’da tutulduğu pilot ölçekli kesikli reaktörlere ve kontrol reaktörlerine
alınmıştır. Evsel ve ilaç endüstrisi aktif çamur konsantrasyonlarının sırasıyla, 1.500-
11.000 mg/L ve 4.500-22.000 mg/L arasında olduğu belirtilmiştir.
Bu çalışmada sıcaklık, çözünmüş oksijen, pH, AKM, UAKM, SOTH, çamur hacim
indeksi, BOİ5 ve KOİ parametreleri ölçülmüştür. Deneylerin sonunda evsel ve ilaç
endüstrisi biyolojik atık çamurlarının aerobik stabilizasyon verimleri
28
karşılaştırılmıştır. Evsel çamur için SOTH, AKM ve UAKM değerlerindeki
giderimin ilaç endüstrisi çamurlarından daha yüksek olduğu bulunmuştur. Evsel
çamurların 35 günlük aerobik stabilizasyonu sonunda, %42-53 AKM, %53-65
UAKM ve %66-93 SOTH giderimi gerçekleştirilmiştir. İlaç endüstrisi çamurlarının
aerobik stabilizasyonu sonunda ise %4-18 AKM, %6-25 UAKM ve %64-79 SOTH
giderilmiştir. Bernard ve Gray (2000), ilaç endüstrisinin biyolojik atık çamurlarının
tam bir aerobik stabilizasyonu için 14 güne daha ihtiyaç duyulduğunu ifade
etmişlerdir. Tam stabilizasyonu sağlandıktan (evsel çamurlarda 7. gün ve ilaç
endüstrisi çamurlarında 21. gün) sonra SOTH değerlerinin 1 mgO2/g-saat’den daha
az olduğunu saptamışlardır. Süpernatant KOİ konsantrasyonunun bekletme süresi ile
birlikte artış gösterdiğini, Süpernatant BOİ5 konsantrasyonunun ise evsel çamurlarda
sabit kaldığını ve ilaç endüstrisi çamurlarında düştüğünü belirtmişlerdir. Ayrıca,
KOİ/BOİ oranının zamanla artış gösterdiğini ve bu durumun çamur
stabilizasyonunun sürekliliğini gösterdiğini ifade etmişlerdir.
Bernard ve Gray (2000), evsel çamurlarda UAKM gideriminin daha fazla olmasının
nedenini evsel çamurların başlangıç metabolik aktivitesinin (SOTH= 6-8 mg/g-gün)
ilaç endüstrisinin başlangıç metabolik aktivitesinden (SOTH= 1-2 mg/g-gün) daha
yüksek olmasına bağlamışlardır. Süpernatant KOİ konsantrasyonun artmasını ve BOİ
konsantrasyonun düşmesini Süpernatanta geçen maddelerin biyokimyasal olarak
ayrışamadığının göstergesi olarak belirtmişlerdir. Evsel ve ilaç endüstrisi
çamurlarının aerobik stabilizasyonlarında optimum bekletme sürelerinin sırasıyla, 17
gün ve 28 gün olduğu sonucuna ulaşmışlardır.
2.2.4. Anaerobik Çamur Çürütme ile İlgili Çalışmalar
Aerobik çamur çürütme çalışmalarında olduğu gibi anaerobik çamur çürütme
çalışmalarında da çamur stabilizasyon derecesinin belirlenmesinde kullanılan UKM,
KOİ, pH ve UYA gibi parametrelerinin yanı sıra canlı biyokütleyi temsil eden
parametrelerde de ölçülmüştür. Literatürdeki çalışmalarda mezofilik ve termofilik
sıcaklıklarda işletilen anaerobik çamur çürütme proseslerinin performansları
karşılaştırılmıştır. Ayrıca ön çökeltme ve biyolojik çamurların ayrı ve toplam çamur
olarak değerlendirildiği çalışmalar da vardır. Anerobik çamur çürütme çalışmaları
özellikle çürütme performasınının artırılması amacıyla çamura uygulanan önarıtma
prosesleri ile ilgilidir. En uygun önarıtma metodunun belirlenmesinde karşılaştırmalı
29
araştırmalar yapılmıştır. Kısa çamur yaşlarında yürütülen anaerobik çamur çürütme
proseslerinin yanı sıra ultrason ve oksidasyon yöntemlerinin kullanıldığı ön arıtma
çalışmalar da bulunmaktadır.
Arnaiz ve diğ. (2006), farklı çamur türlerinin anaerobik çürütülmesi esnasında UKM
ve canlı biyokütle miktarlarını ölçmüşlerdir. Çamur çürütme prosesinde UKM
giderimi gerçekleştiğinde biyokütlenin de stabilize olduğu düşüncesinin aksine
biyokütle stabilizasyonu gerçekleşmiş olmasına rağmen UKM gideriminin hala sürüp
süremeyeceğini saptamaya çalışmışlardır. Biyokütle miktarının UKM
konsantrasyonuna dayanarak ölçülmesi ile sonuç değerinin yalnızca canlı
mikroorganizmaları değil inert kütleyi, egzo-polimerleri ve flokların veya
biyofilmlerin içine absorbe edilen organik maddeleri de içerdiğini ifade etmişlerdir.
Bu nedenle, canlı biyokütlenin tayini için bir hücre duvarı bileşeni olan fosfolipid
(SLP) parametresini önermişlerdir. Bakteriyel membranların %90-98’lere varan
kısmını oluşturan fosfolipidler hücre içinde bulunmazlar ve bakteriyel parçalanmada
kolaylıkla ayrışabilirler. Yazarlar ayrıca fosfolipid ölçümlerinin kolay, hızlı ve hassas
bir kalorimetrik yöntem ile yapılabildiğini ifade etmişlerdir.
Bu çalışmada çamur örnekleri bir evsel arıtma tesisinden alınmış ve rektörler sadece
ön çökeltme çamuru (PS), sadece biyolojik atık çamur (BS) ve 1/1 oranında hem ön
çökeltme çamuru hem de biyolojik atık çamur (TS) içerecek şekilde işletilmiştir.
Reaktörler ayrıca, 35˚C’de orbital karıştırıcıda 250 rpm’de karanlıkta 81 gün süre ile
inkübe edilmiştir. TKM, UKM ve fosfolipid parametreleri rutin olarak ölçülmüştür.
UKM giderimlerinin PS’de %87,2 (62. gün), BS’de %42,6 (13. gün) ve TS’de %60,9
(22. gün) olduğu belirtilmiştir. Ön çökeltme çamurunun biyolojik atık çamurdan
daha fazla ayrışabilir organik madde içerdiği sonucuna ulaşılmıştır. Fosfolipid tayini
ile hesaplanan biyokütle giderimlerinin ise PS’de %91,7 (48. gün), BS’de %96,1 (7.
gün) ve TS’de %83,1 (9. gün) olduğu saptanmıştır. Sonuç olarak biyolojik atık çamur
esas olarak biyokütleden oluşurken, ön çökeltme çamurunun çok daha az biyokütle
içerdiği ve ön çökeltme çamurunun düşük biyokütle içeriğinden dolayı daha uzun
süreli aklimasyona ihtiyaç duyabileceği sonuçlarına ulaşılmıştır..
Arnaiz ve diğ. (2005), hız sabiti, k değerini her reaktörde biyokütle stabilizasyonu
(fosfolipid konstrasyonu) için 0,035 gün ve UKM giderimi için 0,044 gün olarak
bulmuşlardır. Böylece, UKM giderimi ve biyokütle stabilizasyonu arasında bir
30
kolerasyon olmadığını ve biyokütle stabilizasyonunun UKM gideriminden daha önce
gerçekleşmiş olduğunu belirtmişlerdir. Bu çalışma ile ayrıca biyolojik çamurun ön
çökeltme çamurundan daha fazla (yaklaşık 3 kat) biyolojik olarak parçalanabilir
kısmı olduğu, biyolojik çamurda ölüm prosesi sonunda kalan ürünlerin ve diğer
hücre kalıntılarının, ön çökeltme çamurunda ise selüloz ve diğer bileşenlerin inert
fraksiyonu oluşturduğu sonuçlarına ulaşılmıştır.
Gömeç ve Speece, (2002) evsel ön çökeltme çamurunun anaerobik çürütülmesinde,
mezofilik sıcaklıkta (35˚C) pH’ın etkisini araştırmışlardır. Çamurdaki çözünmüş
kimyasal oksijen ihtiyacının (ÇKOİ) ve uçucu yağ asitlerinin (UYA) üretimleri için
sürekli tam karışımlı reaktörlerin performansı incelenmiştir. Bu amaçla pH
kontrolsüz ve pH kontrollü 2 set oluşturulmuştur. pH kontrollü sette asidifikasyon ve
metan fazlarını ayırabilmek için 2 ayrı (asidifikasyon ve metan reaktörleri) reaktör
işletilmiştir. Asidifikasyon ve metan fazlarının ayrılmasıyla çözünemeyen kalıntı katı
maddelerin ayrı dispersiyonları asit üretilen reaktörde gerçekleşmiş ve metan
üretimin olduğu reaktöre geçişleri engellenmiştir. Ayrıca, metan üretilen reaktörde
çamur bekletme süresinin artırılması ile yavaş gelişen metanojenlerin muhafaza
edildiği belirtilmiştir. Dolayısıyla, ön çökeltme çamurunun anaerobik çürümenin
artırıldığı ileri sürülmüştür.
Gavala ve diğ., (2003) mezofilik ve termofilik anaerobik çürütme prosesleri
arasındaki farklar ile ön çökeltme çamurunun ve biyolojik atık çamurların anaerobik
çürütülmesine 70˚C’de uygulanan ön arıtmanın etkisini incelemişlerdir.
37˚C ve 55˚C sıcaklıkta işletilen iki ayrı reaktöre bir evsel AAT’den alınan ön
çökeltme çamurunun ve biyolojik atık çamurun karışımı ilave edilmiş ve reaktörler
kesikli olarak 20 günlük bekletme süresinde işletilmiştir. Reaktörlerdeki çamur
stabilizasyonu 2 ay sonunda gerçekleşmiştir. Gavala ve diğ. (2003), spesifik işletme
koşullarında mezofilik ve termofilik reaktörlerin karakterlerinin birbirine
benzediğini, her iki reaktörde de aynı KOİ giderimi ve metan üretiminin olduğunu
ifade etmişlerdir. Ayrıca termofilik çürütmenin ürün ve/veya substrat
inhibisyonundan yüksek derecede zarar gördüğünü ileri sürmüşlerdir. Ham çamurla
beslenen asidojenik ve metanojenik bakterilerin aktivitelerinin termofilik koşullarda
20 günlük bekletme süresinde mezofilik koşullara göre sırasıyla, 1,8 ve 1,6 kez daha
yüksek olduğunu gözlemlemişlerdir. Dolayısıyla, termofilik anaerobik çürütmenin
31
organik madde giderimi ve metan üretimi açısından mezofilik prosese göre daha
etkin olduğu sonucuna ulaşmışlardır.
70˚C sıcaklıkta yürütülen ön arıtmanın etkisinin gözlenmesi için ön çökeltme
çamurunun mezofilik ve termofilik çürütülmesi ile biyolojik çamurun mezofilik ve
termofilik çürütülmesi olacak şekilde toplam 4 adet kesikli deney yürütülmüştür.
Çamurlara sırasıyla 0., 1., 2., 4.ve 7. günlerde ön arıtma uygulanmıştır. Ön arıtmanın
ön çökeltme çamurlarının termofilik çürütülmesinde metan potansiyeli ve üretiminde
çok olumlu etkileri olduğu gözlenmiştir. Metan üretimi en çok biyolojik çamurların
termofilik ve mezofilik çürütülmesinde ön arıtma tarafından olumsuz etkilenmiştir.
Ancak metan potansiyelinin sadece biyolojik çamurların mezofilik çürütülmesinde
olumlu etkilendiği belirtilmiştir. Efektif ön arıtma sürelerinin birincil çamurlar için
termofilik ve mezofilik çürütmede sırasıyla 2 ve 4 gün iken ikincil çamurlar için
termofilik ve mezofilik çürütmede sırasıyla 4 ve 7 gün olduğu gözlenmiştir. Bu
çalışmanın en önemli sonucu olarak ön arıtma süresinin ve sıcaklığın etkisinin
çamurun ön çökeltme çamuru, biyolojik çamur veya her ikisinin karışımı olmasına
ve karışım olması durumda karışımın oranına bağlı olduğu bulunmuştur.
Kim ve Speece (2002), hem mezofilik (35oC) hem de termofilik (55oC) sıcaklıklarda
işletilen anaerobik çürütücü proseslerinde aşı olarak atık aktif çamur ve anaerobik
çürütücü çamurunun kullanılması durumunu incelenmişlerdir. 2 deneyden oluşan bu
çalışmanın ilk aşamasında (Deney 1) iki aşı kaynağı olan atık aktif çamur
(UAKM=4.400 mg/L) ve anaerobik çürütme çamurunun (UAKM=14.500 mg/L)
termofilik sıcaklıkta anaerobik çürütücülerin toplam gaz üretimi üzerindeki etkileri
incelenmiştir. Reaktörler ayrıca, kalsiyum asetat (10.000 mg/L) veya kalsiyum
propiyonat (4.000 mg/L) ile beslenmiştir. Deney 2’de ise yine aynı aşı kaynaklarının
kullanılmasının mezofilik ve termofilik sıcaklıkta anaerobik çamur çürütücülerin
metan gazı üretimi üzerindeki etkisi incelenmiştir. 55˚C sıcaklıkta atık aktif çamur
ile birlikte asetat veya propiyonat ve anaerobik çürütme çamuru ile asetat veya
propiyonat; 35˚C sıcaklıkta atık aktif çamur ile birlikte asetat veya propiyonat ve
anaerobik çürütme çamuru ile asetat veya propiyonat olmak üzere toplam 8 adet
reaktör işletilmiştir.
Kim ve Speece (2002), Deney 1’de 55oC sıcaklıktaki besleme olarak asetatın ilave
edildiği atık aktif çamur aşılı anaerobik reaktörde gecikme fazı olmaksızın metan
32
üretimi başlarken anaerobik çürütme çamuru aşılı reaktörde 10 günlük bir gecikme
fazından sonra metan üretiminin başladığını gözlemlemişlerdir. Asetatın atık aktif
çamur ve anaerobik çürütme çamuru aşılı reaktörlerde biyolojik olarak ayrışmasının
sırasıyla, 20 gün ve 40 gün içinde tamamlandığını ve atık aktif çamurun 1 L çamur
hacmine aşılanan biyokütle başına gaz üretiminin diğerine göre üç kat daha fazla
olduğunu belirtmişlerdir. Atık aktif çamurun anaerobik koşullarda asetatı biyolojik
olarak ayrıştırma kapasitesinin anaerobik çürütme çamuruna göre daha yüksek
olduğu sonucuna ulaşmışlardır. Propiyonatın kullanıldığı çürütücüde atık aktif çamur
kısa bir gecikme fazından sonra gaz (%75’i metan) üretmeye başladığını, anaerobik
çürütme çamurunun ise 50. güne kadar çok az gaz (%35’i metan) ürettiğini
gözlemlemişlerdir. Dolayısıyla atık aktif çamurun termofilik anerobik çürütücülerde
propiyonatı yüksek kapasitede biyolojik olarak ayrıştırdığı, ayrıca atık aktif çamurun
başlangıç gaz üretim hızının daha yüksek olduğu sonucuna ulaşmışlardır.
Kim ve Speece (2002), Deney 2’de her iki çamurun hem mezofilik hem de termofilik
sıcaklıklarda anaerobik çürütücüye önce asetatı daha sonra propiyonatı ilave
ettiklerini belirtmişlerdir. Asetatın beslenmesi ile her iki sıcaklıktaki çürütücülerde
atık aktif çamur 5 gün içinde metan üretmeye başlamıştır. Diğer taraftan anaerobik
çürütme çamuruna asetatın beslenmesi ile mezofilik sıcaklıkta 1 gün içinde asetat
üretimi başlarken termofilik sıcaklıkta ancak 30 gün sonra metan üretimi başlamıştır.
Mezofilik sıcaklıkta her iki çamurun asetattan ürettiği metan gazı miktarı aynı
olmasına rağmen termofilik sıcaklıkta atık aktif çamur, anaerobik çürütme çamuruna
göre daha fazla metan gazı üretmiştir. Propiyonatın eklendiği mezofilik sıcaklıkta
atık aktif çamurun 20 gün sonra metan gazı ürettiği, anaerobik çürütme çamurunun
ise 5 gün sonra metan gazı üretmeye başladığı gözlemlenmiştir. Kim ve Speece
(2002), diğer taraftan atık aktif çamurun metan gazı oluşturma miktarının anaerobik
çürütme çamurunun metan gazı oluşturma miktarından daha fazla olduğunu ifade
etmişlerdir. Termofilik sıcaklıkta atık aktif çamur 50 gün sonra metan gazı üretmeye
başlarken anaerobik çürütme çamuru ancak 100 gün sonra metan gazı üretmeye
başlamıştır. Yazarlar, atık aktif çamurun mezofilik sıcaklıklarda 1 L çamur hacmi
başına gaz üretiminin anaerobik çürütme çamuruna göre daha fazla olduğunu ve her
iki sıcaklıkta atık aktif çamurun anaerobik olarak hem propiyonatı hem asetatı
biyolojik olarak ayrıştırma kapasitesinin anaerobik çürütme çamuruna daha yüksek
olduğunu belirtmişlerdir. 35oC ile 55oC’de işletilen atık aktif çamur sistemlerinin
33
asetatı biyolojik olarak ayrıştırma hızlarının aynı olduğu ve 35oC’de işletilen
sistemde propiyonatı biyolojik olarak ayrıştırma hızının 55˚C’dekinin hızından daha
fazla olduğu sonucuna ulaşmışlardır.
Borowski ve Spoza (2006), 1 günlük aerobik termofilik ön arıtma ile 20 günlük
çamur yaşına sahip bir mezofilik anaerobik çamur çürütme sistemini kesikli ve yarı-
kesikli koşullarda incelenmişlerdir. Ototermal aerobik çürütme (ATAD) işleminin
modifiye edilerek çamurların anaerobik çürütülmesinde ön arıtma amaçlı
kullanılması iki aşamalı çamur çürütme prosesi olarak adlandırılmıştır. Bu
teknolojinin ilk aşamasında, çamurun içindeki partiküler organik madde etkili bir
çözünme ve kısmi ayrışma (asidifikasyon) ile ön arıtmaya tabi tutulmuştur. Çok kısa
çamur bekletme sürelerine (SRT) bağlı olarak, (bu çalışmada 1 gün) aerobik tankta
sadece sistemin termofilik olarak ısıtılmasına yetecek seviyede çok az bir
stabilizasyon gerçekleştirilmiştir. Çok kısa çamur yaşına sahip aerobik reaktörde
oksijen sınırlı olduğu için termofilik bakterilerin fermantasyon prosesleri ile oluşan
UYA’ları içeren önemli miktarda çözünebilen ürünler meydana gelir. İkinci
anaerobik mezofilik çürüme adımında son ve tam stabilizasyon gerçekleşmiştir.
Deney başlangıcında 70.000 nüfusa hizmet eden bir evsel AAT’den alınan ön
çökeltme ve biyolojik atık çamur 1:2 oranında karıştırılarak toplam çamur elde
edilmiştir. Aerobik termofilik ön arıtma (ATP) reaktörü 55±2˚C, anaerobik mezofilik
çürütücü ise 35±1˚C sıcaklıkta işletilmiştir. ATP reaktörü ısıtılmış ham çamur ile
doldurulmuştur ve termofilik koşullar altında proses sırasına bağlı olarak 12, 24, 36
ve 48 saat kesikli olarak havalandırılmıştır. ATP reaktörüne yarı-kesikli olarak 12
saatte bir eşit hacimlerde ısıtılmış ham çamur ilave edilmiştir. Aerobik olarak ön
arıtılmış çamur her 24 saatte bir anaerobik çürütücüye beslenmiş ve hiçbir aşı
katılmadan mezofilik sistem oluşturulmuştur. Çürütme işlemine biyogaz üretimi aktif
hacim başına 20 cm3/dm3 oluncaya kadar devam ettirilmiştir. Kontrol olarak
anaerobik çürütmeye ön arıtmaya tabi tutulmamış ham çamur eklenmiştir.
Çürütücüler 20, 30 ve 40 günlük çamur yaşlarında işletilmiştir.
UKM giderimi, gaz üretimi ve anaerobik çürütme zamanı açısından kesikli prosesli
ATPler değerlendirildiğinde 24 saatlik SRT’ye sahip olan sistemin en etkili sistem
olduğu belirlenmiştir. Borowski ve Spoza (2006), aerobik aşamada sadece kısmi bir
organik madde giderimi olduğunu belirtmiştir. Ayrıca, SRT’si 12 saat olan aerobik
34
ön arıtmanın anaerobik çürütmede olumsuz etkileri olduğunu, daha az UKM giderimi
ve daha düşük biyogaz verimi elde edildiğini ifade edilmişlerdir. SRT’si 24 saatten
daha büyük olan sistemlerde UKM gideriminin %50’den daha fazla ancak biyogaz
veriminin diğer kesikli sistemlere göre düşük olduğu gözlemlemişlerdir. Anaerobik
çürütmede ise SRT’si 21 gün olan prosesin en etkili sistem olduğu ve UKM
gideriminin, iki aşamalı ortalama toplam UKM gideriminden %44 daha fazla olduğu
sonuçlarına ulaşılmışlardır. SRT’si 41 gün olan sistemde UKM gideriminin daha
fazla ancak biyogaz veriminin daha düşük olduğunu belirtilmişlerdir. İki kademeli
çürütmede kontrol anaerobik çürütmeye göre biyogaz veriminin %6 ve UKM
gideriminin %2 daha fazla olduğu gözlemlenmiştir. Sonuç olarak ikili çürütme
sistemi ile, kısa çamur yaşlarında (8-15 gün), yüksek UKM giderimleri, alkalinite
üretimi ile daha büyük pH stabilitesi ve patojen inaktivitasyonu sağlandığı
bulunmuştur. Ancak yazarlar tarafından çamur susuzlaştırma kapasitesinin düşmesi
bir dezavantaj olarak belirtilmiştir.
Erdin ve Alten (2005), arıtma tesislerinde çamur dezentegrasyonu (parçalama) ve
yöntemleri hakkında literatür çalışması yapmışlardır. Dışsal kuvvetler kullanarak
arıtma çamurlarının yapısının bozulması çamur dezentegrasyonu olarak tanımlanmış
ve fiziksel, kimyasal veya biyolojik kuvvetlerin uygulanmasıyla çamur içindeki
flokül veya mikrobiyal yapılar deforme edildiği açıklanmıştır. Erdin ve Alten (2005),
çamur dezentegrasyonu ile çamur içindeki partiküler maddelerin önemli miktarlarda
azalmasının ve organik maddelerin sıvı faza geçmesinin sağlanabileceğini
belirtmişlerdir. Çamur dezentegrasyonun amacı, köpük problemlerinin
giderilmesinin yanı sıra, çamur içindeki hücre bileşiklerinin serbest bırakılması ile
daha hızlı ve etkin olarak çamur stabilizasyonunun sağlanması olarak verilmiştir. Bu
proses ile özellikle anaerobik çamur çürütmenin iyileştirilmesi, denitrifikasyon için
içsel hidrojen kaynaklarının geliştirilmesi ve özellikle kabaran çamurların daha iyi
çökmesi sağlanmaktadır. Dezentagrasyon yöntemleri olarak (a) mekanik yöntemler
(ultrason, yüksek basınçlı homojenizasyon, ve karıştırıcı bilyalı değirmenler); (b)
kimyasal yöntemler (asit ve baz kullanımı); (c) Oksidasyon prosesleri (ozon ve
hidrojen kullanımı); (d) Biyolojik prosesler (enzimlerin kullanılması) verilmiştir. Bu
yöntemler özellikle çamur çürütme proseslerinde ayrışma olaylarının hızını ve
derecesini arttıran bir ön arıtma niteliği taşımaktadır.
35
Çamur hidrolizinin arttırıldığı utrason (ses dalgaları) yönteminde temel prensip
mikrobiyal hücrelerin ve zor ayrışan organik maddelerin parçalanması olup ses
dalgaları bakteri hücre zarına çarptığında hidrolotik reaksiyonları katalize eden
enzimler salınmakta ve dolayısıyla, organik maddelerin biyolojik olarak ayrışma hızı
artmaktadır. Ultrasonun avantajları arasında organik maddenin ayrışabilirliğini %30-
45 ve anaerobik çürütücüde biyogaz üretimini %30-45 arttırması, oluşan çamur keki
miktarını azaltması ve çamur kabarmasını engellemesi sayılmıştır. Erdin ve Alten
(2005), bir diğer dezentegrasyon yöntemi olan ozonlama ile organik maddenin kısmi
oksidasyonun ve hidrolizinin sağlandığını belirtmişlerdir. Ayrıca bu işlemde tam
oksidasyon gerçekleşmeden büyük moleküllerin daha küçük moleküllere ve zor
ayrışan organik maddelerin daha kolay ayrışabilen yapılara dönüşmesinin
sağlanmaktadır. Yazarlar, termal dezentegrasyonda ise, çamurun yüksek basınç
altında belli bir süre 130-200˚C sıcaklıkta ıstıldığını ve böylece termal hidrolizin
gerçekleştiğini belirtmişlerdir. Bu yöntemde çamur kısmi olarak çözünmekte,
biyolojik hücreler dezentegre olmakta ve böylece çamur çürütme işlemi için daha
uygun hale gelmektedir. Ayrıca yazarlar, termal hidroliz ile çamur viskozitesinin
değiştiğini ve katı madde muhtevasının azaldığını, dolayısıyla, çürütme tankına
beslenen çamurun daha yüksek konsantrasyonda olması ile tamponlama
kapasitesinin artacağını ve stabil bir çürümenin olacağını ileri sürmüşlerdir.
Bu çalışmada son olarak dezentegrasyon yöntemlerinin enerji tüketimleri, maliyet,
biyogaz üretimi ve katı maddelerin ayrışabilirliği açısından karşılaştırmaları
yapılmıştır. En yüksek enerji tüketimine neden olan mekanik yöntemlerin biyogaz
üretimi ve ayrışmada iyi sonuçlar verdiği, maliyeti yüksek olan ozonlamanın
anaerobik ayrışma verimini arttırdığı, termal işlemlerin ise gerekli enerjinin tesis içi
ısı kaynaklarından karşılandığı taktirde daha ucuz olduklarını ve optimal metan
üretimini sağladıklarını belirtilmiştir.
Nickel ve Neiss (2006) tam ölçekli bir ultrason sistemi geliştirerek evsel atık
çamurların anaerobik stabilizasyonunda bir ön arıtma metodu olarak kullanılmasını
araştırmışlardır. Anaerobik biyokatıların ayrışmasında hız sınırlandırıcı aşama olarak
bilinen biyolojik hücre yıkımlarının (liziz) düşük frekanslı ultrason ile oluşan
sürtünme kuvvetleri ile hızlandırılabileceği ve evsel çamurların anaerobik çürütmede
36
metan üretiminin arttırılarak stabilizasyonun geliştirileceği ileri sürülmüştür. Bu
amaçla, biyokatıların sonikasyonunda pilot ölçekli ultrason reaktörü (maksimum güç
tüketimi: 3,6 kW) kullanılmıştır. Örnek olarak bir evsel AAT’den alınan
yoğunlaştırılmış atık biyolojik çamurun katı madde konsantrasyonunun %0,5 ve
%4,0 arasında değişmekte olduğu ve oranının %75 civarında olduğu belirtilmiştir.
Parçalama derecesini belirtmek için sonikasyonla çamur süpernatında artan KOİ’nin
kimyasal hidrolizle artan KOİ’ye oranını temsil eden DDKOİ adlı bir terminoloji
geliştirilmiştir. Fermantasyon deneyleri 37˚C’de yarı-sürekli sistemli fermantasyon
tanklarında yürütülmüştür. Tanklara besleme yapılmadan önce gelen yeni çamur 90
saniye ultrasonik reaktörde tutulmuştur. Ortalama parçalama derecesi, DDKOİ %20
olarak belirlenmiştir. İki adet kontrol fermantasyon tankı önarıtmaya tabi tutulmayan
çamurlar ile çamur yaşları 16 ve 8 gün olarak işletilmiştir. Ultrasonik arıtmaya tabi
tutulan çamurlar 3 adet fermantasyon tankında çamur yaşları 16, 8 ve 4 gün olacak
şekilde işletilmiştir.
Sonikasyon sonucu UKM giderimi 16 günlük çamur yaşında %30’dan fazla artmıştır.
Çürümüş çamurda son UKM konsantrasyonu %14 azaltılmıştır. Çamur yaşı 8 gün
olan sistemde atık aktif çamurun ultrasonik parçalanması ile anaerobik ayrışmanın
derecesi %40’dan fazla artmıştır. En yüksek UKM giderimi çamur yaşı en kısa (4
gün) olan sistemde gerçekleşmiştir. Elde edilen bu veriler anaerobik ayrışma
prosesinin ultrasonik ön arıtma ile dikkate değer bir şekilde iyileştiğini kanıtlamıştır.
Bu nedenle ultrasonik parçalamanın yeni çamur çürütücülerin hacmini azaltmada ya
da yüksek oranda beslenen çamur çürütmesinin sorunsuz işletilmesinde güvenilir bir
metot olduğu vurgulanmıştır. Biyolojik hücrelerin ultrasonik parçalanmasının
AAT’nin anaerobik çamur çürütme prosesini 2 kat geliştirdiği görülmüştür. Biyo-
katıların sonikasyonu ile çamur içinde bulunan biyolojik olarak ayrışmayan
maddelerin %60’dan %52’ye azaltıldığı, bir başka deyişle, daha fazla organik
kütlenin biyolojik çürütme için daha çok kullanılabilir hale getirildiği
gözlemlenmiştir.
Weemaes ve diğ. (1999), evsel çamurların anaerobik çürütülmesinde oksidasyon ile
ön arıtmanın etkisini araştırmışlardır. Çamur, hücrelerin çözünmesi ve biyolojik
ayrışabilirliklerinin artırılması için ozonla oksitlenmiştir. Çalışmalar, ön çökeltme ve
biyolojik çamur karışımlı kesikli bir reaktörde yürütülmüştür. Saf oksijenden elde
37
edilen ozon gazının hızının 200 L/saat ve kolonun içindeki ozon konsantrasyonunun
10 ve 50 mgO3/L gaz olduğu ve ozon ilavesinin g KOİ başına 0,2 gr O3 kadar olduğu
belirtilmiştir. Ozon miktarının ilavesi için gerekli zaman, çamurun başlangıçtaki
KOİ’sine (5±8,5 g KOİ/L) dayanarak hesaplanmıştır. Arıtılan çamur hacmi 15 L
olduğuna göre gerekli zaman aralığının 3 saat 12 dakika ve 3 saat 38 dakika arasında
değişmekte olduğu belirtilmiştir. 0; 0,05 ve 0,2 g O3/g KOİ’de arıtılan çamurun
çürütme prosesi kesikli testlerde, 33,8˚C sıcaklıkta yürütülmüş ve 30 gün boyunca
biyogaz üretimi gözlenmiştir. Aşı, bir gıda endüstrisinin çürütücüsünden (TKM=59,2
g/L, UKM=47,4 g/L) alınmıştır.
10, 35 ve 50 mg O3/L ozon konsantrasyonları için ozon transfer verimleri sırasıyla,
%92, 86 ve %76’dır. Ozon çamur partikülleri ile temas edince çözünmüş KOİ
değerinin arttığı görülmüştür. Katı maddelerin çözünmesinin yanı sıra bir kısım
organik madde de oksitlenmiştir. Çamur hücrelerinin parçalanması ile çamurun
AKM ve UAKM içeriği azalmıştır. AKM ve UAKM oksitlenerek çözünür hale
geçmiştir. Çamurun TOK içeriği %28 oranında düşerken ÇOK değeri artmıştır.
İnorganik karbon içeriği ise düşmüştür.
Weemaes ve diğ. (1999), atıksu arıtma çamurlarının ozonlanmasının mikrobiyal
çamur hücrelerinin artan biyolojik ayrışabilirlik ile kısmi giderimini sağladığını,
ozonun organik maddenin %38’ini oksitleyebildiğini ve %29 oranında ise çözünür
hale getirdiği ve budurumun çamur UAKM konsantrasyonunda %67’lik bir azalma
getirdiğini belirtmişlerdir.
2.2.5. Aerobik ve Anaerobik Çamur Çürütme Proseslerinin Birlikte
Yürütüldüğü Çalışmalar
Hem aerobik hem de anaerobik çamur çürütme proseslerinin karşılaştırıldığı
çalışmalarda genel olarak UAKM ve KOİ giderimleri baz alınarak stabilizasyon
seviyeleri belirlenmiştir. Ayrıca mezofilik ve termofilik sıcaklıklardaki çürütme
performansları da karşılaştırılmıştır.
Parravicini ve diğ., (2006) çürütülmüş evsel çamurların stabilizasyon seviyelerini
değerlendirmek amacıyla çürütülmüş evsel çamurlara ileri stabilizasyon uygulayarak
UAKM giderimindeki değişimleri incelemiştir. Bu amaçla atıksu arıtma tesislerinden
38
alınan çürütülmüş çamurlar daha sonra lab-ölçekli kemostat reaktörlerde aerobik
veya anaerobik koşullar altında stabilize edilmiştir. Stabilizasyon seviyesi ileri
UAKM giderimi, spesifik UAKM üretimi ve SOTH gibi birçok farklı stabilizasyon
kriterleri açısından değerlendirilmiştir. Ayrıca çürümüş çamurdaki kalıntı organik
madde Fourier Transform Infrared (FT-IR) spektroskopi kullanılarak analiz
edilmiştir.
AAT’de çürütülmüş çamurların 3 tanesi anaerobik çürütücü ve biri aerobik çürütücü
olmak üzere 4 farklı evsel AAT’den alınmıştır. Anaerobik çürütücüden alınan
çamurun aerobik lab-ölçekli kemostat deneylerinin 30˚C’de yürütüldüğü tam
karışımlı reaktörlerde, 5 gün ve 20 gün çamur yaşlarında UAKM giderimi sırasıyla
%22 ve %28 olarak bulunmuştur. Başka bir AAT’nin anaerobik çürütücüsünden
alınan çamurun anaerobik lab-ölçekli kemostat deneylerinin 36˚C’de yürütüldüğü
tam karışımlı reaktörlerde 14 gün çamur yaşında UAKM giderimi %10-11; aynı
çamurun 2 gün aerobik, 12 gün anaerobik çürütülmesi ile %16 UAKM giderimi
gözlenmiştir. Aerobik stabilizasyon tankından alınan çamurun 20˚C’de aerobik lab-
ölçekli kesikli deneylerin yürütüldüğü tam karışımlı reaktörlerde 11 gün çamur
yaşında %19 UKM giderimi gözlenmiştir. Ayrıca bir AAT’den alınan ön çöktürme
ve biyolojik atık çamurları karıştırılarak kesikli olarak aerobik stabilizasyonu
sağlanmıştır
Genel bir değerlendirme ile, yeterli düzeyde anaerobik olarak çürütülmüş çamurda
UAKM gideriminin, anaerobik veya aerobik ileri stabilizasyon proseslerinin
uygulanması ile sırasıyla %10 ve %22 arttırılabildiği ve aerobik ileri stabilizasyonun
çürümüş çamurdaki kalıntı organik maddenin biyolojik olarak ayrışabilirliğini
arttırdığı sonucuna ulaşılmıştır. 20 gUAKM/(NEKOİ110.gün)’lük spesifik UAKM
üretimi tam bir çamur stabilizasyonu için gösterge olarak kullanılabilir. Aerobik ileri
stabilizasyondan sonra SOTH bütün örneklerde yeterli stabilizasyonu işaret eden 2,5
mgO2/(gUAKM-saat) olarak ölçülmüştür.
Zupancic ve Ros, (2007) bir AAT’den alınan atık aktif çamurun farklı sıcaklıklarda
iki aşamalı anaerobik-aerobik proseslerde hava veya saf oksijenin kullanılması ile
ayrışmasının derecesini belirlemeye çalışmışlardır. Bu çalışma özellikle mezofilik ve
termofilik sıcaklıklarda saf oksijenli aerobik çürütücünün kullanılabilirliğinin
39
belirlenmesi için yapılmıştır. Ayrıca, saf oksijen ile havalandırılan aerobik
çürütücüde amonyum iyonlarının giderilme olasılığı üzerinde de durulmuştur.
Çalışmanın ilk kısmında mezofilik sıcaklıkta (38˚C’de) aerobik çürütücü hava ile
veya saf oksijen ile havalandırılmıştır. Çalışmanın ikinci kısmında ise iki aşamalı
anaerobik-aerobik yarı-kesikli çürütücüler kullanılmıştır. Anaerobik çürütücü
55˚C’de 5 günlük hidrolik bekletme süresinde, saf oksijen ile havalandırılan aerobik
çürütücü ise 30˚C’de 6, 7, 8 ve 10 günlük hidrolik bekletme sürelerinde işletilmiştir.
Zupancic ve Ros (2007), çalışmanın birinci kısımda yürütülen deneylerde aerobik
çürütücüde KOİ gideriminin oksijenin kullanımı ile 18 günde %55 ve 23 günde %60
olduğunu; havanın kullanımı ile 18 günde %55 olduğunu ancak daha sonrasında
ayrışma hızının yavaşladığını gözlemlemişlerdir. UAKM giderimi oksijenin
kullanımı ile 21 günde %60 ve havanın kullanımı ile 39 günde %60 olarak
bulunmuştur. Hava ile çürütme 50 ve 58˚C’de başarılı bulunmuştur. Hava ile
55,9˚C’de 23 günde %60 KOİ giderimi ve 17 günde %60 UAKM giderimi olmuştur.
Yazarlar, oksijen ile 25-30˚C’de 27 günde %60 KOİ gideriminin ve 31 günde %60
UAKM gideriminin olduğunu belirtmişlerdir. 50˚C sıcaklığın üstünde oksijenli
çürüme prosesinin gerçekleşmediğini gözlemlemiş olup ayrışmanın en iyi 25-30˚C
sıcaklık aralığında oluştuğunu ileri sürmüşlerdir. İyi bir ayrışmanın gerçekleştiği
mezofilik ve termofilik sıcaklıklarda çözünmüş amonyak konsantrasyonuna bağlı
olarak pH’ın her zaman 8,0 değerinin üstüne çıktığını belirtmişlerdir. 25-30˚C
sıcaklık aralığında oksijenle havalanan sistemlerde pH’ın 6,0’ın altına düştüğünü ve
bu aralıktaki sıcaklık ve çok yüksek konsantrasyondaki çözünmüş oksijenin
nitrifikasyon için en ideal olan koşullar olduğunu belirtmişlerdir. Literatürde
nitrifikasyon için en uygun sıcaklık aralığı 30-35˚C olarak verilmiş olmasına rağmen
bu çalışmada nitrifikasyon hızının 35˚C’de düştüğü, 38˚C’de ise tamamen inhibe
olduğunu ileri sürülmüştür.
Zupancic ve Ros (2007), oksijen havalandırmalı iki aşamalı anaerobik-aerobik
sistemde seçilen sıcaklıklarda en yüksek UAKM giderimine ulaşıldığını ve istenilen
nitrifikasyonun gerçekleştiğini ifade etmişlerdir. Termofilik bir anaerobik
çürütmeden sonra aerobik çürütücü ek bir ısı gerektirmemiş, aerobik tankta izalosyon
sistemi kurulmaksızın sıcaklık 25,6-30˚C sıcaklık aralığında sabit tutulmuştur. İki
aşamalı sistemde 15 günde UAKM giderimi %53,5 ve KOİ giderimi %55,4 olarak
40
gerçekleşmiştir. Yazarlar, 5 günlük çamur yaşında işletilen anaerobik çürütücüde
%30 UAKM gideriminin ve %25-30 KOİ gideriminin olduğunu gözlemlemişlerdir.
Aerobik tankta UAKM gideriminin 5 günde %2,5 ve 10 günde %30; KOİ
gideriminin ise 5 günde %17 ve 10 günde %37 olduğunu belirtmişlerdir.
Çalışmanın ikinci aşamasında havanın kullanıldığı ve 50˚C’de işletilen iki aşamalı
bir başka sistem kullnılmıştır. Zupancic ve Ros (2007), 15 günlük çamur yaşında (3
gün anaerobik ve 12 gün aerobik) UAKM gideriminin %61,7 ve KOİ gideriminin
%57 olduğunu belirtmişlerdir. 15 günlük (5 gün anaerobik ve 5 10 gün aerobik)
oksijenli iki aşamalı sistemde ise UAKM gideriminin %53,5 ve KOİ gideriminin
%55,4 olduğunu ifade etmişlerdir. Oksijenli sistemde daha düşük UAKM ve KOİ
giderimlerinin nedeni olarak 2.aşamadaki yüksek sıcaklık verilmiştir.
Çalışmada yazarlar havanın kullanıldığı aerobik çürütücülerde termofilik (50-60˚C)
sıcaklığın en uygun seçenek olduğunu ancak bu sıcaklıkta oksijenin kullanılması ile
çürüme prosesinin gerçekleşmediğini belirtmişlerdir. Düşük sıcaklıklarda oksijenin
kullanılmasının yine de daha avantajlı olduğunu belirtmişlerdir. Köpük probleminin
oluşmadığı bu sistemde tam bir çürüme gerçekleştiğini, oksijenin sürekli
korunduğundan dolayı nitrifikasyonla amonyum giderimi olasılığının daha yüksek
olduğunu ileri sürmüşlerdir. Yazarlar eğer sadece UAKM ve KOİ giderimi
hedefleniyorsa havalandırmalı aerobik çürütme sistemini, ama buna ilave olarak
amonyum iyonu konsantrasyonunun da düşürülmesi isteniyorsa oksijenli aerobik
çürütme sistemini tavsiye etmişlerdir.
Wett ve diğ. (2006), aerobik ortamlardan anaerobik ortamlara geçen inert
organiklerin miktarlarındaki değişimleri incelemişlerdir. Hem aerobik hem de
anaerobik arıtma proseslerinin tanımlanması için oluşturulan matematik modeller
katı maddelerin aerobik/anaerobik sınırdan geçerken ne gibi değişimlerin
gerçekleştiğini tam olarak tanımlayamamatadır. Bu çalışmada anaerobik
çürütücüdeki katı maddelerin karakterizasyonuna ek olarak özellikle çürütücü çıkış
çamurlarının aerobik/anoksik koşullarda biyolojik olarak ayrışabildiği ve geri kalan
organiklerin elektron verici olarak görev aldıkları bir sonraki ara faza
odaklanmışlardır. Bu nedenle, anaerobik-aerobik iki aşamalı çürütme prosesinde
dışardan karbon ilavesi olmadan azot giderimini ve kalıntı organik maddelerin ilave
giderimini hedeflemişlerdir.
41
Evsel AAT’lerin ön çökeltme ve biyolojik atık çamurları önce tam karışımlı
anaerobik çamur çürütücülerde 37˚C sıcaklıkta yarı-kesikli olarak işletilmiştir. İlk bir
hafta besleme yapılmamış, sonrasında 1 ay besleme yapılmış ve son 3 gün tekrar
besleme yapılmamıştır. Anaerobik olarak çürümüş çamurların aerobik olarak
çürütülmeye başladığı anı belirlemek için respirometrik ölçümlerin yapılmıştır ve
20˚C sıcaklıkta 3-5 mgO2/L olacak şekilde OTH verileri elde edilmiştir. Son
aşamada ise 30˚C sıcaklıkta aerobik çürümeye bırakılan çamurlar anoksik koşulları
temsil etmesi amacıyla işletme periyodunun yarı süresince (3-5 mgO2/L olacak
şekilde) havalandırılmıştır.
Sonuç olarak Wett ve diğ. (2006), anaerobik koşullarda aerobik inert partiküllerin
yaklaşık %25’inin biyolojik olarak ayrışabilir forma geldiğini, ileri aerobik
stabilizasyonda ise anaerobik inert partiküllerin %5’inin biyolojik olarak ayrışabilir
forma geldiğini belirtmişlerdir. Stabilizasyon sonucunda inert solunum ürünlerinin
ilave azot oluşturduğunu belirtmişlerdir. Denitrifikasyonda kullanılan karbonun, ham
kompozit materyallerden (%54) ve inaktif aerobik biyokütleden (%31) sağlandığını
gözlemlemişlerdir. Optimum aerobik bekletme süresi 2,5 gün olarak belirlenmiştir.
2.3. Yasal Mevzuat
2.3.1. Türkiye’de Durum
Türkiye’de arıtma çamurlarının yönetimi ile ilgili Çevre ve Orman Bakanlığı
tarafından hazırlanan birçok yönetmelik vardır. Başlıca yönetmelikler Su Kirliliği
Kontrol Yönetmeliği (SKKY, 2004), Katı Atıkların Kontrol Yönetmeliği (KAKY,
1991), Toprak Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği ve Tehlikeli Atıkların Kontrolü
Yönetmeliği (TAKY, 2005) olarak verilebilir. Bu düzenlemelerde istenen kirletici
parametrelerin analizlerinin özellikle yöntemleri, enstrümentasyonu ve sonuçlarının
değerlendirilmesinde belirsizlikler ve sistematiği açısından eksiklikler vardır.
Arıtma çamurlarının nihai bertaraf yöntemlerinden özellikle katı atık düzenli
depolama ilgili düzenlemeler TAKY Ek 11-A’da verilmiştir. Basel Sözleşmesi’ne
uyarlanarak güncelleştirilen yönetmelik, arıtma çamurlarının tehlikeli atık
kapsamında değerlendirme ve düzenli katı atık depolarında depolanabilme
kriterlerini vermektedir. Ayrıca çamur yönetimi kapsamında tehlikeli atık olarak
42
değerlendirilen çamurların atık miktarının azaltılması, geri kazanılması, düzenli
depolama alanına kabul edilebilmesi veya zararlı etkilerinin minimuma indirilmesi
için gerekli fiziksel, kimyasal ve biyolojik işlemler de verilmiştir. Evsel ve
endüstriyel atıksu arıtma tesislerinden kaynaklanan çamur keklerinin düzenli
depolama alanlarında depolanabilme kriterlerinin yer aldığı Ek 11-A Tablo 2.2’de
verilmiştir.
Ek 11-A’ya göre atıkların nitelendirilebilmesi için TS EN 12457’nin 4. bölümü (TS
EN 12457-4) Katıdan Özütleme Analizi uygulanmalıdır. Bu analiz sıvı katı oranı 10
L/kg olan ve partikül boyutu 10 mm’den küçük, katı madde içeriği yüksek olan
malzemeler için tek aşamalı parti deneyi olarak tanımlanmaktadır. Yönetmelik
kapsamında eluat konsantrasyonu tehlikeli atık olarak değerlendirilen atıklar tehlikeli
atık düzenli depolama alanlarında, eluat konsantrasyonu tehlikesiz olarak belirlenen
atıklar ayrı olarak evsel atık düzenli depolarında ve eluat konsantrasyonu inert olarak
belirlenen atıklar ise evsel atık düzenli depolarında veya geçirimlik ve yer altı su
seviyesine uzaklıkla ilgili Bakanlıkça belirlenen uygun alanlarda
depolanabilmektedirler.
TAKY Ek 11-A, AB’nin Depolama Direktifi 1999/31/EC Madde 16 ve Ek II
çerçevesinde atıkların depolama alanlarına kabul edilme (WAC) kriterlerine
uyarlanarak hazırlanmıştır. Dolayısıyla, Ek 11-A’nın kriterleri ile ilgili geliştirilen
veri tabanlarının özellikle arıtma çamurlarının AB direktifleri ile uyumlu olarak
çamur yönetimi açısından Türkiye için önemli katkıları olması beklenmektedir.
43
Tablo 2.2. Atıkların Düzenli Depo Tesislerine Depolanabilme Kriterleri
(Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği Ek 11-A, 2005)
İnert Atık olarak muamele görecek
atıklar
Tehlikesiz Atık olarak muamele görecek atıklar
Tehlikeli Atık olarak
muamele görecek atıklar
1 Eluat Kriterleri L/S=10 L/kg
(mg/L) (mg/L) (mgL)
1.01 As (Arsenik) ≤ 0.05 0,05–0,2 < 0,2–2,5
1.02 Ba (Baryum) ≤ 2 2–10 < 10–30
1.03 Cd (Kadmiyum) ≤ 0,004 0,004 – 0,1 < 0,1–0,5 1.04 Cr toplam (Krom
Toplam) ≤ 0,05 0,05–1 < 1 – 7
1.05 Cu (Bakır) ≤ 0,2 0,2 – 5 < 5 – 10 1.06 Hg (Civa) ≤ 0,001 0,001– 0,02 < 0,02– 0,2 1.07 Mo (molibden) ≤ 0,05 0,05 - 1 < 1 – 3 1.08 Ni (Nikel) ≤ 0,04 0,04 – 1 < 1 – 4 1.09 Pb(Kurşun) ≤ 0,05 0,05 – 1 < 1 – 5 1.10 Sb (Antimon) ≤ 0,006 0,006 -0,07 < 0,07 -0,5 1.11 Se(Selenyum) ≤ 0,01 0,01 – 0,05 < 0,05 – 0,7 1.12 Zn (Çinko) ≤ 0,4 0,4 -5 < 5 -20 1.13 Klorür ≤ 80 80 - 1500 < 1500 – 2500 1.14 Florür ≤ 1 1 -15 < 15 -50 1.15 Sülfat ≤ 100 100 – 2000 < 2000- 5000 1.16 DOC (Çözünmüş
Organik karbon)(1) ≤ 50 50-80 <80-100
1.17 TDS (Toplam çözünen katı)
≤400 400-6000 <6000-10000
1.18 Fenol İndeksi ≤ 0,1 2 Orijinal atıkta
bakılacak kriterler (mg/kg)
(mg/kg)
(mg/kg)
2.1 TOC(toplam organik
karbon) ≤30000 (%3) 50000 (% 5)- pH
≥ 6 (2) 60000 ( %6)
2.2 BTEX(benzen, toluen, etilbenzen ve xylenes)
6
2.3 PCBs 1 2.4 Mineral yağ 500 2.5 LOI ( Kızdırma Kaybı) 10000 (%10)
(1) DOC limit değeri atığın kendi pH değerinde sağlanamıyorsa, pH 7,5 – 8,0 değerinde test tekrarlanmalı
ve limit değerin aşılmadığı tespit edilmelidir.
(2) Tehlikesiz jips bazlı atıkların evsel atık düzenli depolama sahalarında çözünebilen atıkların kabul
edilmediği ayrı bir hücrede depolanması gerekir. Jips bazlı atıklarla birlikte depolanacak atıkların bu
limitleri sağlaması gerekir.
44
2.3.2. Avrupa Birliği’nde Durum
Avrupa’da arıtma tesislerinde oluşan arıtma çamurunun kuru ağırlığı günlük kişi
başına ortalama 58 gramdır (27 ve 99 gram arasında değişmektedir). Kentsel Atıksu
Direktifinin (UWWTD - 91/271/EEC) tam olarak uygulanmaya başlamasıyla AB
nüfusunun büyük çoğunluğu atıksu arıtma tesislerinden hizmet almaya başlamıştır.
Dolayısıyla, atık çamur seviyesinin % 38 kadar artığı tahmin edilmektedir (ÇOB-
Evsel, 2007).
AB’de genel bir perspektiften bakıldığında, çamur yönetimi genel olarak iki hususta
odaklanmaktadır. Bunlar, çamur üretim miktarının azaltılabilmesi için arıtma
metotlarının geliştirilmesi ve oluşan çamur keklerinin depolanması yerine yeniden
kullanım opsiyonlarının uygulanmasıdır AB’de temelde, su ve atıksu arıtma
tesislerinden çıkan son çamurun kontrolü için 2 seçenek vardır: depolama veya
araziye uygulama (tarımda veya toprak iyileştirmesinde yeniden kullanma). Bir diğer
nihai bertaraf uygulaması olan yakma yöntemi çoğunlukla en son çözüm olarak
değerlendirilmektedir ve tercih edilmemektedir. Ancak yine de AB’de atıksu arıtma
çamurunun nihai bertarafı için değişik üye ülkelerin uyguladıkları metotlar ve
yaklaşımlarla ilgili tartışmalar halen devam etmekte olup ve bu konuda henüz ortak
bir standart oluşturulamamıştır (Spinoza, 2005). Bazı Avrupa ülkelerinde çamur
keklerinin % 50- 75’lik kısmının düzenli depolama sahalarına gönderilmektedir.
Geri kalan % 25 -50’lik kısım ise tarım bölgelerinde toprak iyileştiricisi olarak
kullanılmakta veya diğer geri dönüşüm sistemleri içinde (örneğin, park ve bahçe
düzelmemelerinde) değerlendirilmektedir (ÇOB-Evsel, 2007)
Düzenli depolama yeterince boş alan olduğu taktirde çoğunlukla evsel katı atıklar
için bilinen en uygun bertaraf yöntemidir. Diğer taraftan, arıtma çamurlarının
depolama alanlarındaki bertarafı büyük zorluklar içermektedir (Spinoza, 2005). Bir
kaç yıl öncesine kadar AB’de çamur kekinin depolanması çamur uzaklaştırma için en
temel seçenek iken aynı zamanda, yüksek organik madde içerikli katı atıkların
depolanması AB tarafından yasaklanmıştı (Nowak, 2006). Zira, organik maddelerin
araziye uygulaması bitkinin gelişimi açısından zararlı olduğu da belirtilmektedir.
Dolayısıyla organik atıkların depolanması depolama alanlarındaki sızıntının alan
kapatıldıktan ve iyileştirildikten sonra bile arıtılması zorunluluğudur (Nowak, 2006;
Spinosa, 2005).
45
19 Aralık 2002 tarihinde Avrupa Birliği, Depolama Direktifi 1999/31/EC Madde 16
ve Ek II çerçevesinde atıkların depolama alanlarına kabul edilmesi için uygun kriter
ve prosedürleri onaylayan bir ek’le beraber Konsey Kararı’nı (2003/33/EC) kabul
etti. Karar;
- Atıkların depolama alanlarına kabul edilebilirliğini tayin eden prosedürleri
- Farklı sınıflandırılan depolama alanlarına atık kabulü için limit/eşik değerleri
ve diğer kriterleri
- Depolama alanlarına atığın kabul edilebilirliğinin tayininde kullanılan test
metotlarını
kapsamaktadır (EC, 2003).
16 Temmuz 2004 tarihinden itibaren bu kararın her AB üyesi ülke tarafından
onaylanması gerektiği belirtilmiştir. Direktif’in amacı, depolamanın çevre ve insan
sağlığı üzerindeki olası olumsuz etkilerini önlemek veya azaltmaktır. Direktif ayrıca
depolamanın mühendislik kısmından ziyade depolanacak atığın karakteristiği ile
ilgili bazı gereklilikleri içermektedir. Bu gerekliliklere örnek olarak depolama öncesi
atığın daha çok arıtılması ve biyolojik olarak ayrışabilir evsel atıkların depolamadan
ayrı tutulması verilebilir (EC, 2003).
Bu direktifte depolama alanları üç sınıfa ayrılmıştır: yalnızca tehlikeli, tehlikeli
olmayan veya inert atıklar. Sıvı (likit) atıklar, tıbbi atıklar ve diğer patlayıcı, yanıcı,
korozif, oksitleyici gibi özelliklere sahip tehlikeli atık sınıfında yer alan atıklar
depolama alanlarına kesinlikle kabul edilmemektedir. İnert olarak tanımlanan atıklar
ise genellikle önemli fiziksel, kimyasal veya biyolojik dönüşümler geçirmeyen,
çözünmeyen, yanmayan, fiziksel ve kimyasal olarak reaktif olmayan, biyolojik
olarak ayrışmayan, önemli miktarlarda sızıntı oluşturmayan ve diğer atıklarla bir
arada bulunduğunda oksitleyici özelliği olmayan atıklar olarak tanımlanmıştır.
Tehlikeli olmayan atıklar ise genellikle evsel atıklar, ilgili atık kabul kriterine uyan
diğer tehlikeli olmayan atıklar (inert atıkları içeren) ve bazı durumlarda, stabil ve
reaktif olmayan atıklardır. Bu atıklar biyolojik olarak ayrışabilir tehlikeli olmayan
atıklarla birlikte biyokütle içinde kesinlikle depolanmaması gerektiği vurgulanmıştır
(EC, 2003).
46
Düzenlemeler daha çok depolama operatörlerine zorunluluklar getirse de, atık
üreticileri de bu düzenlemelerden etkilenmektedir. Atık üreticileri depolanacak atığın
ilgili bütün gerekliliklere uygun olduğunu kanıtlamak için operatörlerle beraber
çalışma ihtiyacı duyacaklardır. Atıkları için uygun yönetim rotasına karar verme atık
üreticilerine bırakılmıştır. İngiliz hükümeti atık üreticileri için ilk amacın atıklarını
azaltmak, geri dönüştürmek veya yeniden kullanmak olduğunu beyan etmiştir.
Depolama alanına hiçbir koşulda uygun bulunmayan atıklar için alternatif
uzaklaştırma metotlarının araştırılması gerekmektedir (DEFRA, 2005).
Depolama Direktifi’nin depolama alanına gönderilen atıklar için hazırladığı atık
kabul kriteri (WAC) ile atık karakterizasyonu, tayin ve yerinde doğrulama
yapılabilmektedir. WAC limitleri, tipik bir depolamanın yer altı ekosositemine
etkilerinin modellenmesi ile oluşturulmuştur ve bu limitler yer altı suyu kirlenmesini
önlemek amacını taşımaktadır. Depolanacak tehlikeli atıklar ilgili WAC’ı karşılamak
zorundadır. Monolitik ve granüler tehlikeli atıklar için sızabilen inorganik maddeler,
fiziksel stabilite için standartlarla birlikte organik içeriği ile ilgili birçok limit
değerler vardır (DEFRA, 2005).
Sonuç olarak, depolamanın bütün sınıflandırılmaları için genel koşullar depolama
alanın yeri, su kalite kontrolü için alınan önlemler, sızıntının yönetimi ve toprak ve
suyun korunumu üzerine odaklanmıştır. AB’deki çevresel politikalar atıkların
dönüştürülmesi üzerine olsa dahi artan maliyet ve uygulama zorunlulukları nedeni
ile, depolama gibi diğer nihai bertaraf yöntemlerinin getirilen sıkı yönetmeliklerle
uygulanması devam etmektedir (Spinosa, 2005).
2.3.3. ABD’de Durum
ABD’de çamur yönetimi ile ilgili düzenlemeler temel olarak riske dayalıdır. Gerekli
çamur ve biyokatıların arıtma, prosesleri ve nitelikleri ABD Kodu Bölüm 40 Kısım
258’de (depolama için) ve Kısım 503’de (yüzey bertarafı, arazi uygulaması, yakma
için) verilmiştir. Arazi uygulaması için Sınıf A (halk kullanım alanları, temel besinler
vb. için) ve Sınıf B (buğday, çim, orman alanları vb. için) tanımlamaları getirilmiştir
(Dentel, 2007).
47
Biyokatıların nihai bertarafı için gerekli düzenlemeler Kısım 503’de yapılmıştır.
Araziye uygulanacak biyokatıların bu sıkı düzenlemeler ve kalite standartlarına
uyması sağlanmalıdır. Biyokatıların araziye kabul edilmesi için metal içerikleri,
patojen giderimi, arazi sınırlamaları, ürüne uygulama kısıtları ve izlenmesi gibi
birçok sınırlamaları vardır (USEPA, 2007).
USEPA’nın Evsel Katı Atık Depolama sahalarının Dizaynı, İşletmesi ve Kapanışı
adlı yayınında biyokatıların evsel katı atık depolarında depolanabilmesi için boya-
filte sıvı testinden (biyokatıların susuzlaştırılması ile ilgili) geçmiş olması
gerekmektedir. Ayrıca biyokatılar %5’den fazla poliklorinli bifenil (PCB)
içermemeli ve Kaynak Korunumu ve İyileştirmesi Hareketi (RCRA) veya Toksisite
Karakteristik Sızma Prosedürü’ne (TCLP) göre belirlenen tehlikeli atık niteliğinde
olmamalıdır (Biosolids, 2007).
2.3.4. Rusya’da Durum
Çamur problemini çözmenin gerekliliği atıksuların biyolojik olarak arıtıldığı
tesislerde bütün ülkelerde eş zamanlı olarak ortaya çıkmıştır. Ancak, Rusya’da çeşitli
nedenlerden dolayı, özellikle orta ve yüksek kapasiteli tesislerde bu probleme
yeterince önem verilmemiştir. Ülkede henüz atıksu çamurları için normatif ve
yasama tabanlı bir yönetmelik geliştirilmemiştir.
1998 yılında Rusya Federasyonu Federal Kanunu’nda atıkların çevresel açıdan güvenilir
olarak arıtılması için “Endüstriyel ve Evsel Atıklar” yasal düzenlemesi oluşturulmuştur.
2000-2004 yılları arasında Rusya Federasyonu’nda atıkların arıtılması ile ilgili arıtma
çamurlarının da dahil olduğu bir provizyon geliştirilmiştir. Buna göre, Atıkların Federal
Sınıflandırma Katalogu’na adaptasyonu, atıkların çevredeki tehlike düzeylerine göre
sınıflandırılması ve tehlikeli atık arıtımı için lisans geliştirilmesi söz konusudur.
Diğer ülkelerde olduğu gibi, Rusya Federasyonu’nda da çamurların nihai bertarafında
arıtma tesislerinin farklı iklimsel koşullarda işletilmesi, arazi kaynakları, tarımda kullanılan
gübrelere duyulan ihtiyaç gibi değişik faktörlere bağlı olarak çamurların yakılmasında ve
depolanmasında çevresel problemler yaşanmaktadır. Rusya Federasyonu’nda temel
normlar arıtma çamurlarının gübre olarak kullanılmasında çamurların kompozisyonunun
ve karakteristiklerinin tayini üzerine oluşturulmuştur (Gunter, 2006).
48
3. MATERYAL VE METOD
3.1. Numune Alma Yerleri
Deneylerde kullanılan çamur numuneleri hem evsel hem de endüstriyel olmak üzere
5 farklı atıksu arıtma tesisinden alınmıştır. Tablo 3.1’de seçilen atıksu arıtma
tesislerinin işletilmesi ve alınan çamurların deneysel kurulumu ile ilgili bilgiler yer
almaktadır.
Tablo 3.1. Atıksu arıtma tesislerinin işletilmesi ve deneysel kurulum
Atıksu Arıtma Tesislerinin
İşletilmesi
Stabilizasyon Çalışmaları
AAT’ler Atıksu
Kaynağı
Ortalama Debi
(m3/gün)
Çamur Yaşı (gün)
Çamura Uygulanan İşlemler
Aerobik Anaerobik
AAT1 Evsel 60.000 17 DAF +
Santrifüjler AE1 AN1
AAT2 Evsel 210.000 2
Gravite/DAF + Çürütme+ Santrifüjler
AE2 AN2
AAT3 Endüstriyel
(İlaç) 30 >50 Filtre pres AE3 -
AAT4 Endüstriyel
(Deri) 4.500 14
Gravite+
Filtre Pres AE4 AN4
AAT5 Endüstriyel
(Tekstil) 36.000 >15
Gravite+
Filtre pres AE5 AN5
Birinci atıksu arıtma tesisi (AAT1) sadece evsel atıksu kabul etmekte ve 60.000
m3/gün’lük (ortalama debi) bir kapasite ile çalışmaktadır. AAT1, aktif çamur sistemi
49
ve ileri arıtma için biyolojik fosfor gideren bir ünite içermektedir. Sistem 17 günlük
çamur yaşı ile çalıştırılmaktadır. Atık çamur çözünmüş oksijen flotasyonu (DAF)
tankına, oradan da santrifüjlere alınmaktadır. İkinci atıksu arıtma tesisi (AAT2) hem
evsel hem de endüstriyel (özellikle deri endüstrisi) atıksuları kabul etmekte ve
210.000 m3/gün’lük (ortalama debi) bir kapasite ile çalışmaktadır. AAT2 günlük
çamur yaşı 2 gün olan konvansiyonel aktif çamur ünitesine sahiptir. Ön çökeltme
çamuru ve biyolojik fazla çamur, sırasıyla yer çekimli (graviteli) ve DAF çamur
yoğunlaştırıcılarına alınmaktadır. Bu iki çamur akımları birleştirildikten sonra
homojene olmuş çamur biyolojik çamur çürütme tanklarına gönderilir. Üçüncü atıksu
arıtma tesisi (AAT3), bir ilaç endüstrisi tesisinden kaynaklanan atıksuları arıtmak
için tasarlanan hem kimyasal hem de biyolojik (aktif çamur sistemi) üniteleri
içermektedir. AAT3, 30 m3/gün’lük bir ortalama debiye ve 50 günden fazla olan bir
çamur yaşına sahiptir. Tesiste oluşan çamurlar plaka filtre prese gönderilmektedir.
Dördüncü atıksu arıtma tesisi (AAT4) bir deri organize sanayisinden kaynaklanan
atıksuları almaktadır ve 4.500 m3/gün’lük bir ortalama debiye sahiptir. Tesiste, ön
çöktürme çamuru ve biyolojik çamur akımları birleştirildikten sonra homojene olmuş
çamur, çamur susuzlaştırma ünitesine alınmaktadır. Beşinci atıksu arıtma tesisi
(AAT5) bir organize tekstil sanayisinden kaynaklanan atıksuları kabul etmektedir ve
36.000 m3/gün’lük bir ortalama debiye sahiptir. Biyolojik arıtma prosesinden gelen
çamur ile ön çökeltme tankından gelen çamur ayrı olarak yoğunlaştırılmaktadır.
Yoğunlaştırılan çamurlar birleştirilerek filtre presler vasıtasıyla susuzlaştırılmaktadır.
Çamur numuneleri AAT1’de DAF tankının çıkışından; AAT2’de ön çöktürme tankı
ve aktif çamur tankı çıkışından; AAT3’de aktif çamur tankı çıkışı; AAT4’de ön
çöktürme tankı ve aktif çamur tankı çıkışı; AAT5’de ise son çöktürme geri devir
hattından alınmıştır. AAT’lerden kaynaklanan çamur keklerinin karakterizasyonunu
belirlemek için çamur kekiörnekleri tesisin son kademesinden, uzaklaştırmadan önce
alınmıştır.
3.2. Çamur Stabilizasyonu Çalışmaları
3.2.1. Aerobik Çamur Stabilizasyonu Çalışmaları
Aerobik çamur stabilizasyonu için 20 ± 0,5oC sabit sıcaklıkta 5 L silindir reaktörler
kullanılmıştır. Reaktörlerdeki çözünmüş oksijen konsantrasyonu, hava taşları
50
kullanılarak en az 2 mg/L olacak şekilde muhafaza edilmiştir. Ayrıca, rektörlerin tam
karışımı manyetik karıştırıcılar ile sürekli olarak sağlanmıştır. Sodyum bikarbonatın
(NaHCO3) ilavesi ile pH, 7±0,5 seviyelerinde tutulmuştur. Gerektiğinde asit veya baz
(0,1 N HCl veya NaOH) çözeltileri de ilave edilmiştir.
3.2.2. Anaerobik Çamur Yoğunlaştırma
35±0,5oC sıcaklıkta 125 rpm’de orbital karıştırıcıda yürütülen anaerobik
stabilizasyon deneylerinde 0,5 L veya 1 L hacminde ağızları gaz geçirmeyecek
şekilde kapatılmış olan erlenler kullanılmıştır. Deneylerin başlangıcında pH tamponu
olarak 0,5 g/L NaHCO3 kullanılmıştır. AAT2’nin anaerobik çürütücü tankından
alınan aşı bütün anaerobik reaktörlere (%5 (v/v)) ilave edilmiştir. İnkübasyon
başlangıcında anaerobik reaktörlerden oksijen (O2) gazının sıyrılması için azot (N2)
gazı geçirilmiştir.
3.3. Laboratuvar Ortamında Çamur Kekinin Oluşturulması ve Katıdan
Özütleme Analizi
Reaktörlerden tam karışımdan alınan çamur numuneleri 5.000 rpm’de 5 dakika süre
ile santrifüj edilerek çamur keki oluşturulmuştur. Katıdan Özütleme Analizi (TS EN
12457-4:2003) uyarınca çamur keki örnekleri oda sıcaklığında (20 ± 5˚C) 24 ± 0,5
saat tam karışıma bırakılmıştır. Deney sonunda oluşan toplam çamur keki
numunesine analiz uyarınca “orijinal atık”, aynı numunenin gözenek çapı 0,45 µm
olan Milipore membran filtreden geçirilmesi ile oluşan süzüntüye ise “eluat” adı
verilmektedir. Katıdan Özütleme Analizi metoduna göre 90 g ± 5 g kuru madde
içerecek şekilde çamur örneğinin alınması ve 10 L/kg - %2 olacak şekilde çamura su
ilave edilmesi gerekmektedir. Ancak laboratuvar ortamında sınırlı miktarda
hazırlanan çamur keki örneklerinin yaş kütlesi 0,5 L’ye tamamlanmıştır. Yapılan
deneylerde katı madde miktarının azaltılmasının sonuçları etkilemediği
görüldüğünden Katıdan Özütleme Analizi, daha az ağırlıklarda ve hacimlerde
çalışılmıştır. Sonuçların değerlendirilmesinde yapılan seyreltmeler dikkate alınmıştır.
51
3.4. Kimyasal Ölçümler
3.4.1. AKM/UAKM
Reaktörlerde tam karışımdan alınan çamur örneklerinde askıda katı madde (AKM)
ve uçucu askıda katı madde (UAKM) parametreleri Standart Metotlar (APHA 2005)
uyarınca tayin edilmiştir. Çamur numuneleri, darası önceden alınmış efektif gözenek
çapı yaklaşık olarak 1,5 µm olan Milipore AP 40 cam elyafı filtreden süzülmüştür.
AKM/UAKM parametreleri 2-3 gün aralıklarla ölçülmüştür.
3.4.2. Su Muhtevası
Gerçek ve laboratuar ortamında oluşturulan çamur keki örneklerinde su muhtevası
parametresi Standart Metotlar (APHA 2005) uyarınca 4-7 gün aralıklarla tayin
edilmiştir.
3.4.3. Toplam Çözünmüş Madde
Katıdan Özütleme Analizi’ne tabi tutulan çamur keki örneklerinin membran filtreden
süzülmüş numunelerinde (kek eluat) toplam çözünmüş madde (TÇM) Standart
Metotlar (APHA 2005) uyarınca tayin edilmiştir. TÇM parametresi deneylerin
başında ve sonundaolmak üzere toplam 2 kez ölçülmüştür.
3.4.4. pH
pH parametresi, reaktörlerden tam karışımdan alınan çamur örneklerinde ve kek
eluatında 2-3 günaralıklarla ölçülmüştür.
3.4.5. TOK/ÇOK
Toplam organik karbon (TOK) parametresi reaktörlerden tam karışımdan alınan
çamur (reaktör toplam) ile gerçek ve laboratuar ortamında oluşturulan çamur keki
örneklerinin Katıdan Özütleme Analizi uyarınca oluşturulan numunelerde (kek
toplam) ölçülmüştür. Çözünmüş organik karbon (ÇOK) ise orijinal çamur
örneklerinin gözenek çapı 0,45 µm olan membran filtreden süzülmüş numunelerinde
(reaktör süzüntü) ve kek eluatında ölçülmüştür. TOK ve ÇOK ölçümleri yüksek
sıcaklıkta yanma sağlayan Shimadzu TOC-5000A enstrümanı ile Türk Standartları
52
(TS 8195) uyarınca gerçekleştirilmiştir. TOK/ÇOK parametreleri 2-7 gün aralıklarla
ölçülmüştür.
3.4.6. TKN ve NH3-N
Toplam Kjeldahl Azotu (TKN) ve amonyak azotu (NH3-N) parametreleri
reaktörlerde tam karışımdan alınan çamur numunelerinde (orijinal çamur) Standart
Metotlar (APHA 2005) uyarınca ölçülmüştür. TKN ve NH3-N stabilizasyon
deneylerinin başında ve sonunda olmak üzere toplam 2 kez ölçülmüştür.
3.5. Respirometrik Olarak Aerobik Stabilizasyonun Değerlendirilmesi
Çalışmanın bu bölümü, evsel atıksu arıtma tesislerinden alınan çamur örneklerinde
belirlenen aktif heterotrofik biyokütle seviyesinin ÇOK/TOK deneyleri ile
karşılaştırılması ile ilgilidir (AAT1 ve AAT2). İlk olarak, aktif heterotrofik biyokütle
tam kararlı simülasyonlar ile Aktif Çamur Model No:1 (AÇM1) kullanarak
hesaplanmıştır (Henze ve diğ. 2000). Heterotrofik aktif biyokütle, ortalama giriş KOİ
karakterizasyonunu ve işletme koşullarını kullanarak arıtma tesisinin simülasyonu ile
Aktif Çamur Modeli No: 1 (uyarlanmış içsel solunum yaklaşımı) uyarınca tayin
edilmiştir. Heterotrofik aktif biyokütle konsantrasyonu modifiye edilmiş AÇM1’nin
bir hal değişkenidir. Kısaca, biyolojik olarak ayrışabilir KOİ (CS1) ortalama giriş
koşulların kullanılmasıyla kararlı hal koşulları altında modele göre tamamen
tüketilmektedir. Proses stokiyometresine dayanarak, heterotrofik aktif biyokütle
aşağıda verilen formüle göre de hesaplanabilir (Orhon ve Artan, 1994):
HRT
SRTC
SRTb
YX S
H
HH ⋅⋅
⋅+= 1
1 (4.1)
Burada,
XH: Heterotrofik aktif biyokütle (mg/L)
YH: Heterotrofik verim (hücresel KOİ/KOİ)
CS1: Biyolojik olarak ayrışabilir KOİ (biyolojik olarak hazır SS1 ve biyolojik olarak
yavaş ayrışabilen KOİ, XS1 toplamıdır.)
53
SRT: Çamur bekletme süresi (gün)
HRT: Hidrolik bekletme süresi (gün)
bH: İçsel solunum hızı (1/gün)
olarak ifade edilmektir.
Model simülasyonlarında son çöktürme tankında, hiçbir biyolojik reaksiyonun ve
çamur depolamanın oluşmadığı kabulü yapılmıştır. Aerobik çamur çürümeden sonra,
zamana bağlı heterotrofik aktif biyokütle (Orhon ve Artan, 1994):
XH(t)=XH0·e-bH·t (4.2)
formülüne göre hesaplanmıştır.
Burada,
XH0: Başlangıç heterotrofik aktif biyokütle (mg/L)
bH: İçsel solunum hızı (gün-1)
t: Zaman (gün)
olarak verilmektedir.
Biyokütle artışının tesis planı ile birlikte atıksu giriş karakterizasyonu ve işletme
parametrelerine göre simülasyonu yapılmıştır. Benzer olarak, 20 günlük bir aerobik
çürütmenin sonunda, aktif biyokütle fraksiyonundaki azalma ile UAKM giderimi
arasındaki ilişkiyi bulmak için biyokütlenin aktif fraksiyonu simülasyon ile
hesaplanmış ve çamurda yürütülen ÇOK/TOK deneyleri ile karşılaştırılmıştır.
Aktif biyokütle konsantrasyonlarını belirlemede kullanılan kesikli oksijen tüketim
hızı (OTH) deneyleri AAT1 ve AAT2 için ilk gün ve 20-gün aerobik çürütülmüş
çamurlarda yürütülmüştür (İnsel ve diğ., 2003). Kesikli OTH deneyleri 1,5 L lik
beherlerde 500 mgKOİ/L başlangıç konsantrasyonunu temsil eden asetat ile
aşılanarak başlatılmıştır (Avcıoğlu ve diğ. 1998). OTH verileri Applitek Ra-Combo
respirometre ile elde edilmiştir. Applitek RA-Combo respirometre cihazı, 5 litrelik
54
pleksiglastan bir ana reaktör ve oksijen tüketim hızının ölçüldüğü bir hücreden
oluşmaktadır. Respirometrenin iç hücresi tamamı ile kapalı 0,75 litrelik bir hücre,
çözünmüş oksijen ölçüm probu, numune pompası, 4 adet selenoid vana ve kontrol
ünitesinden oluşmaktadır. Respirometrik çalışmalarda hava debisi, OTH ölçümleri en
az 5-6 mg/l çözünmüş oksijen konsantrasyonu ile başlayacak şekilde ayarlanmıştır.
Nitrifikasyon aktivitesini durdurmak için nitrifikasyon inhibitörü (Formula 2533TM-
Hach Company, USA) ilave edilmiştir. Giriş atıksu karakterine dayanan model, daha
önce aynı AAT’den (AAT2) atıksuyun karakterize edildiği Çokgör ve diğ. (1998) ve
Orhan ve diğ.’nin (1997) çalışmalarından alınmıştır. AAT1 için çözünmüş inert (SI),
hızlı ayrışabilir (SS), yavaş ayrışabilir (XS) ve partikül inert (XI) KOİ fraksiyonları
sırasıyla %5, %15, %59 ve %14 olarak kabul edilmiştir (Çokgör, 1998). AAT2 için
çözünmüş inert (SI), hızlı ayrışabilir (SS), yavaş ayrışabilir (XS) ve partikül inert (XI)
KOİ fraksiyonları sırasıyla %11, %34, %32 ve %23 olarak kabul edilmiştir.
55
4. DENEYSEL SONUÇLAR VE DEĞERLENDİRME
4.1. Ham Çamur Karakterizasyonu
Evsel ve endüstriyel tesislerden oluşan atık çamurlarda aerobik ya da anaerobik
stabilizasyon işlemi öncesi ham çamur karakterizasyonu belirlenmiş ve elde edilen
sonuçlar Tablo 4.1’de verilmiştir. Test edilen evsel çamurlar (AAT1 ve AAT2) için
ölçülen başlangıç UAKM/AKM oranları sırasıyla, 0,59 ve 0,48 olarak bulunmuştur.
Ancak bu değerler evsel AAT’ler için genel olarak kabul edilen 0,80 değerinden (Li,
1997) oldukça düşüktür. Bu durum AAT2 için giriş atıksuyunda çok yüksek oranda
endüstriyel atıksu katkısı olması ile, AAT1 için ise bu arıtma tesisine bağlı bulunan
kanalizasyon sisteminin birleşik sistem olması ile açıklanabilir. AAT3, AAT4 ve
AAT5 için ölçülen başlangıç UAKM/AKM oranları sırasıyla, 0,67; 0,54 ve 0,58’dir.
Evsel AAT çamurları (AAT1 ve AAT2) üzerinde yürütülen deneylerde TOK/UAKM
oranı sırasıyla 0,82 ve 1,06 olarak bulunmuştur. Endüstriyel çamurlarda (AAT3,
AAT4 ve AAT5) için TOK/UAKM oranları ise sırasıyla %48, 59, 50 olarak
bulunmuştur. Çamurlarda ölçülen yüksek TKN konsantrasyonları, literatürde kuru
ağırlık bazında %1,5-4 olarak belirtilen değerler (Tchobanoglous ve diğ., 2003)
arasında yer almaktadır.
56
Tablo 4.1. AAT’ler için ortalama çamur karakterizasyonu
UAKM TOK ÇOK TKN NH3-N Örnek
mg/L
UAKM/
AKM mg /L mg /L mg N/L mg N/L
AAT1 18.300±450 0,59 14.950 ± 597 75 ± 3 1.543 ± 14 91 ± 5
AAT2 23.500 ± 94 0,48 24.950 ± 998 286 ± 11 1.602 ± 27 194 ± 10
AAT3* 8.000 ± 240 0,67 3.850 ± 154 320 ± 13 711 ± 11 12 ± 1
AAT4 14.000 ± 212 0,52 8.215±328 366±13 1.483 186
AAT5 26.000 ± 275 0,58 12.880±515 230±9 1.643 ±13 126 ± 20
*çamur yoğunlaştırma uygulanmamıştır
İncelenen atıksu arıtma tesislerinde oluşan son ürün atık keklerinde katı madde
muhtevaları ve TS EN 12457-4 standardı uyarınca “Katıdan Özütleme Analizi”
uygulanarak elde edilen TOK ve ÇOK değerleri Tablo 4.2’de sunulmuştur.
Tablo 4.2. AAT’lerden alınan çamur keklerinin karakterizasyonu
TOK ÇOK Katı Madde Muhtevası
Örnek
mg/kg kuru madde mg/L %
AAT1 156.300 450 29
AAT2 256.000 700 23
AAT3 250.000 4.500 23
AAT4 104.700 80 34
AAT5 198.200 210 14
Bu sonuçlar incelendiğinde hem evsel hem de endüstriyel atıksu arıtma tesisi çamur
keklerinin “Tehlikeli Atıklar Kontrol Yönetmeliği, (TAKY, 2005)”, EK 11-A’da
belirtilen TOK ve ÇOK limitleri uyarınca oluşan keklerin depolama alanlarına kabul
edilmesi ile ilgili kriterlere göre uygun olmadığı anlaşılmaktadır. Bu nedenle
57
incelenen sistemlerde atık çamurda hem aerobik hem de anaerobik stabilizasyon
uygulamaları gerçekleştirilmiştir.
Evsel ve endüstriyel AAT’lerden alınan çamurların aerobik stabilizasyonu (AEi) ve
anaerobik stabilizasyon (ANi) çalışmaları yürütülmüş olup laboratuvar ortamında
aerobik ve anaerobik çürütme reaktörlerinden alınan numunelerin santrifüjlenmesi ile
oluşturulan çamur keklerinin (AEKi ve ANKi) Katıdan Özütleme Analizi’ne tabi
tutulması ile elde edilen sonuçlar aşağıda aerobik ve anaerobik stabilizasyon için ayrı
ayrı verilmiştir.
4.2. Aerobik Stabilizasyon Sonuçları
Aerobik stabilizasyon çalışmaları evsel (AAT1 ve AAT2) ve endüstriyel AAT’lerden
(AAT3, AAT4, AAT5) alınan çamurlar üzerinde yürütülmüştür. Aerobik koşullarda
yürütülen çamur stabilizasyonu çalışmalarının deneysel sonuçları AKM, UAKM,
TOK, ÇOK ve NH3-N parametreleri bazında değerlendirilmiştir. Stabilizasyon
esnasında reaktörlerin pH değerleri düzenli aralıklarla ölçülmüş ve uygun aralıklarda
kalması sağlanmıştır. Aerobik çürütme deneylerinin uygulanması esnasında, AKM
ve UAKM ölçümleri bütün AAT’ler için zamana bağlı olarak UAKM değişimini
belirlemek amacıyla yürütülmüştür. TOK ve ÇOK ölçümleri de çamurların
stabilizasyon seviyesi ile ilgili verinin sağlanması amacıyla yürütülmüştür. Ayrıca,
stabilizasyon sonunda çamurların TKN ölçümleri yapılmıştır.
4.2.1.Evsel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları
AE1: Evsel AAT1’den alınan çamurun 3:5 (v:v) oranında seyreltilmesi ile aerobik
stabilizasyonu (AE1) esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin
zamana karşı değişimi Şekil 4.1’de gösterilmiştir. AE1’in stabilizasyon esnasında
ortalama değeri 6,8 olan pH değişimi ise Şekil 4.2’de verilmiştir.
58
0
10000
20000
30000
40000
0 5 10 15 20 25 30 35Zaman (gün)
AK
M, U
AK
M, T
OK
(m
g/L
)
0
50
100
150
200
ÇO
K (
mg/
L)
AKM UAKM
TOK ÇOK
Şekil 4.1. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE1)
0
3
6
9
12
0 5 10 15 20 25 30 35
Zaman, gün
pH
Şekil 4.2. Zamana karşı pH değişimi (AE1)
AAT1’den alınan biyolojik fazla çamurun aerobik stabilizasyonu ile AKM ve
UAKM giderimi sırasıyla %48 ve %52 olarak elde edilmiştir. Aerobik
stabilizasyonda 27 gün sonunda sabit değerlere ulaşılmış ve bu değerler kullanılarak
giderim verimleri hesaplanmıştır. UAKM/AKM oranı başlangıçta 0,59 iken deney
sonunda 0,51’e düşmüştür. AE1 için UAKM giderim verimleri literatürde belirtildiği
aralıklardadır (Vesilind, 2007; German ATV-DVWK, 2003, Tchobanoglous ve diğ.,
2003).
59
Aerobik stabilizasyonun başlangıcında 14.950 mg/L olan TOK değeri stabilizasyon
tamamlandığında %73’lük bir giderim ile yaklaşık 4.000 mg/L olarak ölçülmüştür.
Şekil 4.1’den de görüldüğü üzere stabilizasyonun 20.gününden itibaren TOK
konsantrasyonları yaklaşık aynı değerlerdedir. Aerobik stabilizasyon boyunca
yaklaşık 15-20 güne kadar ÇOK parametresinde bir azalma (<50 mgÇOK/L)
görülmüş ancak ÇOK konsantrasyonu 20 günden sonra yaklaşık 70 mgÇOK/L
değerine ulaşarak sabitlenmiştir. Bu durum aerobik stabilizasyon sürecinde pratik
olarak ayrışmayan özelliğe sahip mikrobiyal ürün oluşumu ile açıklanabilir.
TAKY, 2005 uyarınca atıksu arıtma tesisi atık çamur keklerinin depolama alanlarına
gönderilme kriterlerine uygunluğunun belirlenmesi amacıyla aerobik stabilizasyon
boyunca belirli zamanlarda çemur kekleri oluşturulmuş ve bu kekler “Katı Özütleme
Analizi”’ne tabi tutulmuştur. AE1 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan
çamur kekinde (AEK1) ölçülen TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı
değişimi Şekil 4.3’de verilmiştir. AEK1 için TOK değerleri 160.000-230.000 mg/kg
aralığında salınım göstermiş ve 32 günlük aerobik stabilizasyon sonunda ancak
%18’lik bir düşüş gözlenmiştir. ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta 69 mg/L iken
stabilizasyon sonunda yaklaşık olarak 200 mg/L değerlerinde sabitleşmiştir.
0
100000
200000
300000
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Zaman (gün)
TO
K (
mg/
kg)
0
200
400
600
800
1000
ÇO
K (
mg/
L)
TOK
ÇOK
Şekil 4.3. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK1)
AE2: Evsel AAT2’den alınan çamurun 1:2 oranında seyreltilmesi ile aerobik
stabilizasyonu (AE2) esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi Şekil 4.4’de
60
gösterilmiştir. AE2’nin stabilizasyon esnasında ortalama değeri 6,7 olan pH değişimi
ise Şekil 4.5’de verilmiştir.
0
15000
30000
45000
60000
0 5 10 15 20 25 30 35
Zaman, gün
AK
M, U
AK
M, T
OK
(m
g/L
)
0
200
400
600
800
1000
ÇO
K (
mg/
L)
AKM UAKMTOK ÇOK
Şekil 4.4. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE2)
Stabilizasyonun başında azalan AKM ve UAKM konsantrasyonları yaklaşık 20
günden itibaren sabit hale gelmiştir. AE2’nin 32 günlük stabilizasyonu sonunda
AKM ve UAKM giderimi sırasıyla, %40 ve %51 olarak bulunmuştur. Başlangıçta
UAKM/AKM oranı 0,49 iken stabilizasyon sonunda bu değer 0,40’a düşmüştür. AE2
için UAKM giderim verimleri literatürde belirtilen aralıklardadır (Vesilind, 2007;
German ATV-DVWK, 2003).
AE2 için TOK değeri başlangıçta 25.000 mg/L olarak ölçülmüştür. Stabilizasyon
sonunda yaklaşık %80’lik bir giderim ile TOK konsantrasyonu 4.900 mg/L olarak
ölçülmüştür. Şekil 4.4’den de görüldüğü üzere stabilizasyonun 32. gününden itibaren
AKM ve UAKM parametrelerinde görülen sabitlenme benzer şekilde TOK
konsantrasyonları için de elde edilmiştir. Başlangıçta 285 mg/L olarak ölçülen ÇOK
konsantrasyonu stabilizasyon boyunca mikrobiyal ürün oluşumuna bağlı olarak bir
miktar artış göstermesine rağmen stabilizasyon sonunda %57’lik bir giderimle 120
mg/L olarak ölçülmüştür.
61
0
3
6
9
12
0 5 10 15 20 25 30 35
Zaman, gün
pH
Şekil 4.5. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE2)
AE2 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (AEK2) ölçülen
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.6’da verilmiştir. AEK2
için başlangıç TOK değeri 261.500 mg/kg iken 32 günlük aerobik stabilizasyon
sonunda bu değer %66’lık bir giderimle 89.800 mg/kg olarak ölçülmüştür. ÇOK
konsantrasyonu ise başlangıçta yaklaşık 540 mg/L iken stabilizasyonun 25. gününe
kadar artış göstererek 990 mg/L değerine ulaşmış ve daha sonra 770 mg/L değerine
düşmüştür (32. gün).
0
150000
300000
0 5 10 15 20 25 30 35
Zaman (gün)
TO
K (
mg/
kg)
0
1000
2000
3000
ÇO
K (
mg/
L)TOK
ÇOK
Şekil 4.6. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK2)
62
4.2.1.Endüstriyel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları
AE3: İlaç endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT3) alınan çamurun aerobik
stabilizasyonu (AE3) esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin
zamana karşı değişimi Şekil 4.7’de gösterilmiştir. AE3’ün stabilizasyonu esnasında
ortalama değeri 8,4 olan pH değişimi ise Şekil 4.8’de verilmiştir.
AE3 için yürütülen 26 günlük stabilizasyon çalışması sonunda AKM ve UAKM
giderimleri yaklaşık %30 olarak bulunmuştur. AE3’ün stabilizasyonu esnasında
UAKM/AKM oranları bir değişiklik göstermemiş olup 0,64-0,67 aralığında
kalmıştır.
AE3 için TOK değeri başlangıçta 3.850 mg/L olarak ölçülmüştür. 26 günlük
stabilizasyon çalışması sonunda %34’lük bir giderimle TOK, 2.200 mg/L olarak
ölçülmüştür. Şekil 4.7’den de görüldüğü üzere stabilizasyonun 14.gününden itibaren
TOK konsantrasyonları yaklaşık aynı değerlerdedir. Başlangıçta 320 mg/L olarak
ölçülen ÇOK aerobik stabilizasyon boyunca çözünmüş mikrobiyal ürün oluşumu
nedeniyle artış göstererek deney sonunda 410 mg/L değerine ulaşmıştır.
0
4000
8000
12000
16000
0 5 10 15 20 25 30
Zaman (gün)
AK
M, U
AK
M, T
OK
(m
g/L
)
0
100
200
300
400
500
ÇO
K (
mg/
L)
AKM UAKM TOK ÇOK
Şekil 4.7. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE3)
63
0
3
6
9
12
0 5 10 15 20 25 30
Zaman, gün
pH
Şekil 4.8. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE3)
AE3 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (AEK3) ölçülen
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.9’da verilmiştir. AEK3
için başlangıç TOK değeri 107.800 mg/kg iken 32 günlük aerobik stabilizasyon
sonunda %24’lık bir giderimle 81.660 mg/kg olarak ölçülmüştür. ÇOK
konsantrasyonu ise başlangıçta 150 mg/L iken stabilizasyon sonunda yaklaşık 1.600
mg/L değerine ulaşmıştır.
0
30000
60000
90000
120000
150000
180000
210000
0 5 10 15 20 25
Zaman (gün)
TO
K (
mg/
kg)
0
1000
2000
3000
4000
5000
ÇO
K (
mg/
L)
TOK
ÇOK
Şekil 4.9. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK3)
64
AE4: Deri endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT4) alınan ön çökeltme ve biyolojik
çamurların 1:1 (v/v) oranında karıştırılması ile elde edilen toplam çamurun aerobik
stabilizasyonu (AE4) esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana
karşı değişimi Şekil 4.10’da gösterilmiştir. AE4’ün stabilizasyonu esnasında ortalama
değeri 8,3 olan pH değişimi ise Şekil 4.11’de verilmiştir.
0
8000
16000
24000
32000
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
Zaman (gün)
AK
M, U
AK
M,T
OK
(m
g/L
)
0
100
200
300
400
500AKM UAKM TOK ÇOK
Şekil 4.10. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE4)
0
3
6
9
12
0 10 20 30 40 50
Zaman, gün
pH
Şekil 4.11. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE4)
65
AE4’ün 42 günlük aerobik stabilizasyon çalışmaları sonunda AKM ve UAKM
giderimi yaklaşık %38 olarak bulunmuştur. AE4’ün stabilizasyonu esnasında
UAKM/AKM oranları 0,50-0,54 arasında seyretmiştir.
AE4 için TOK değeri başlangıçta 8.215 mg/L olarak ölçülmüştür. 45 günlük
stabilizasyon çalışmaları sonunda başlangıç TOK’un %86’sı giderilmiş olup TOK
1.145 mg/L olarak ölçülmüştür. Başlangıçta 366 mg/L olarak ölçülen ÇOK,
stabilizasyon sonunda 66 mg/L olarak ölçülmüştür. Şekil 4.10’dan da görüldüğü
üzere, 28. gün sonra yaklaşık %80’i giderilen ÇOK parametresi bu aşamadan sonra
sabit kalmaya başlamıştır
0
100000
200000
300000
400000
0 10 20 30 40 50
Zaman (gün)
TO
K (
mg/
kg)
0
300
600
900
ÇO
K (
mg/
L)
TOK ÇOK
Şekil 4.12. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK4)
AE4 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (AEK4) ölçülen
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.12’de verilmiştir.
AEK4 için başlangıç TOK değeri 114.345 mg/kg iken 28. güne kadar artış göstermiş
ve 251.000 mg/L olarak ölçülmüştür. Ancak bu günden sonra TOK değeri düşmeye
başlamış ve 45 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda yaklaşık 210.000 mg/L
olarak ölçülmüştür. ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta yaklaşık 150 mg/L iken
stabilizasyon sonunda 295 mg/L olarak ölçülmüştür.
66
AE5: Tekstil endüstrisi atıksu arıtma tesisinden (AAT5) alınan çamurun 4:5 (v:v)
oranında seyreltilmesi ile aerobik stabilizasyonu (AE5) esnasında AKM, UAKM,
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.13’de gösterilmiştir.
AE5’in stabilizasyonu esnasında ortalama değeri 8,0 olan pH değişimi ise Şekil
4.14’de verilmiştir.
0
10000
20000
30000
40000
50000
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45
Zaman (gün)
AK
M, U
AK
M,T
OK
(m
g/L
)
0
400
800
1200
ÇO
K (
mg/
L)
AKM UAKM TOK ÇOK
Şekil 4.13. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AE5)
AE5’in 39 günlük aerobik stabilizasyon çalışmaları sonunda AKM ve UAKM
giderimi sırasıyla, %40 ve %50’dir. UAKM/AKM oranı başlangıçta 0,58 iken deney
sonunda 0,48’e düşmüştür.
AE5 için TOK değeri başlangıçta 12.880 mg/L olarak ölçülmüştür. 39 günlük
stabilizasyon çalışmaları sonunda TOK 5.340 mg/L olarak ölçülmüştür ve başlangıç
TOK’un %59’u giderilmiştir. Başlangıçta 230 mg/L olarak ölçülen ÇOK,
stabilizasyon sonunda 248 mg/L olarak ölçülmüştür. Şekil 4.13’den de görüldüğü
üzere, stabilizasyon süresince ÇOK değerlerinde önemli bir değişim gözlenmemiştir.
67
0
3
6
9
12
0 10 20 30 40 50
Zaman, gün
pH
Şekil 4.14. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AE5)
AE5 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (AEK5) ölçülen
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.15’de verilmiştir.
AEK5 için başlangıç TOK değeri 559.820 mg/kg iken 39 günlük stabilizasyon
çalışmaları sonunda 183.030 mg/L olarak ölçülmüştür. ÇOK konsantrasyonu ise
başlangıçta 230 mg/L iken stabilizasyon sonunda 355 mg/L değerine yükselmiştir.
0
200000
400000
600000
800000
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Zaman (gün)
TO
K (
mg/
kg)
0
100
200
300
400
ÇO
K (
mg/
L)
TOK ÇOK
Şekil 4.15. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (AEK5)
68
4.2.2. Spesifik UAKM Giderim Hızları
Nowak ve diğ. (2006) tarafından stabilize olmuş çamur, UAKM yükü günlük kişi
başına 16-22 gram olan çamurlarda UAKM yüküne bağlı olduğu belirtilmiştir
(Nowak ve diğ., 2006). Bu kabule göre 22 g UAKM/NE.gün’den daha büyük değere
sahip olan çamurların stabilize olmadığı düşünülür. Şekil 4.16 ve Şekil 4.17’de beş
adet AE çamurunun kişi başına UKM giderimleri verilmiştir. Evsel çamurlar için 15
günlük bir aerobik stabilizasyon işlemi sonunda bu değeri sağladığı gözlenmiştir.
Endüstriler için nüfus eşdeğeri (NE) giriş KOİ yükü bazında hesaplanmıştır (q =100
g/NE.gün). Endüstriler için aerobik stabilizasyon için gerekli süre evsele göre çok
daha yüksek olduğu anlaşılmaktadır.
0
10
20
30
40
50
60
0 10 20 30 40
Zaman (gün)
gr U
AK
M/N
E.g
ün
AE1 AE2
Stabilite olmuş çamur aralığı
Şekil 4.16. Spesifik UAKM Giderim Hızı (Evsel Çamurlar)
69
0
10
20
30
40
50
60
0 10 20 30 40 50
Zaman (gün)
gr U
AK
M/N
E.g
ün
AE3 AE4 AE5
Stabilite olmuş çamur aralığı
Şekil 4.17. Spesifik UAKM Giderim Hızı (Endüstriyel Çamurlar)
4.2.3. TKN Sonuçları
Aerobik koşullarda reaktörlerde nitrifikasyona bağlı olarak NH3-N eser miktarlarda
kaldığından stabilizasyon sonunda NH3-N ölçümleri yapılmamıştır. AE1, AE2 ve
AE3’de 20 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda ölçülen TKN konsantrasyonları
sırasıyla 710, 850 ve 470 mg NH3-N/L ’dir. Buna göre stabilizasyon esnasında AE1,
AE2 ve AE3’ün TKN giderimi sırasıyla, %54, %47 ve %34’dir. AE4’de 46 günlük
ve AE5’de 38 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda ölçülen TKN
konsantrasyonları sırasıyla 491 ve 875 mg/L ’dir. Buna göre stabilizasyon esnasında
AE4 ve AE5’in TKN giderimi sırasıyla, %55 ve %65’tir.
4.2.4. Respirometrik Çalışmanın Genel Sonuçları
Tablo 4.3’de kararlı durum koşulları ve 20 günlük aerobik stabilizasyon için
deneysel UAKM, OTH, TOK/ÇOK ve simüle edilmiş heterotrofik aktif biyokütlenin
(XH) konsantrasyonları verilmiştir. Tablo 4.3’de verilen başlangıç zamanının (süre=0
gün) kesikli aerobik çürütme deneylerindeki koşulları belirtir. Simülasyondan sonra,
yoğunlaşmış çamurda ölçülen UAKM ve OTH için deneysel sonuçları benzer
değerler elde edilmiştir. Modelin aktif çamur sistem davranışlarını tanımlayabileceği
70
sonucuna ulaşılmıştır. AE1 ve AE2 için UAKM konsantrasyonları sırasıyla, 8.200 ve
9.600 mg/L olarak ölçülmüştür. Ayrıca XH konsantrasyonları 4.270 ve 7.780 mg
KOİ/L olarak bulunmuştur. 20 günlük aerobik stabilizasyondan sonra heterotrofik
aktivite simülasyon sonuçlarına göre yaklaşık %85 azalmıştır.
Tablo 4.3. Aerobik stabilizasyon boyunca aktif biyokütle ile TOK/ÇOK ve UAKM
giderimlerinin karşılaştırılması
UAKM OTHmaks0* TOK0 ÇOK0 XH
*
AAT mgUAKM/L mgO2/L·sa mg/L mg/L mgKOİ/L
Taze Çamur (süre=0 gün)
AE1 8.200 22 14.950 116 4.270
AE2 9.960 33 25.000 472 7.780
Stabilize Çamur (süre=20 gün)
AE1 5.735 3 3.920 360 575
AE2 5.980 7 5.900 500 1.060
*Simulasyonlarda kullanılan parametreler: Heterotrofik dönüşüm oranı, YH=0.67 ghücreKOİ/gKOİ; İçsel
solunum hızı, bH=0.1 gün-1; Maksimum çoğalma hızı, Hµ̂ =3.5 gün-1; İnert içsel biyokütle bileşeni, fE=0.2;
KOİ/UAKM=1.48 and UAKM/AKM=0.85.
Maksimum XH aktivitesine Şekil 4.18’den de görüleceği üzere substrat eklendikten
hemen sonra ulaşılmıştır. OTH ölçümlerinin deneysel kısıtlardan dolayı seyreltilmiş
çamurlarda yapıldığı göz önüne alınmalıdır. Maksimum OTH değerleri süre=0 ve 20.
gün zamanları karşılaştırılırsa yaklaşık olarak %85 aktivite kaybı bulunabilir. Her iki
evsel AAT için bu sonuç simülasyonu yapılan %85 XH kaybı ile doğru bir sonuç
oluşturur. AE1 ve AE2 için UAKM giderim yüzdeleri sırasıyla, %30 ve %40 olarak
bulunmuştur. Bu sonuç %85 civarında olan XH kaybının maksimum UAKM
gideriminin sadece %40’ı ile ilişkilendirilebilinir. Öyle ise, evsel çamurlar için
heterotrofik aktif biyokütlenin %100 giderimi UAKM giderimine yalnızca %10-20
katkısı bulunabilecektir. 20. gün aerobik stabilizasyon aktif biyokütle ölüm deneyleri
ayrıca TOK giderimi ile benzer eğilime sahip maksimum OTH düzeyleri ile de
tanımlanabilir.
71
0
10
20
30
40
0 100 200 300 400 500
Zaman (dakika)
OT
H (
mg/
L.s
a)
Taze ÇamurStabilize Çamur
OTHmaks
Şekil 4.18. Zamanla OTH Değişimi (AE1 ve AE2)
4.3. Anerobik Stabilizasyon Sonuçları
Anaerobik stabilizasyon çalışmaları evsel (AAT1 ve AAT2) ve endüstriyel
AAT’lerden (AAT4 ve AAT5) alınan çamurlar üzerinde yürütülmüştür. Anaerobik
koşullarda yürütülen çamur stabilizasyonu çalışmalarının deneysel sonuçları AKM,
UAKM, TOK, ÇOK ve NH3-N parametreleri bazında değerlendirilmiştir.
Stabilizasyon esnasında reaktörlerin pH değerleri düzenli aralıklarla ölçülmüş ve
uygun aralıklarda kalması sağlanmıştır. Anerobik çürütme deneylerinin uygulanması
esnasında, AKM ve UAKM ölçümleri bütün AAT’ler için zamana bağlı olarak
UAKM giderimini gözlemlemek amacıyla yürütülmüştür. Ayrıca, TOK ve ÇOK
ölçümleri de çamurların stabilizasyon seviyesi ile ilgili verinin sağlanması amacıyla
yürütülmüştür. Bu ölçümlere paralel olarak, anaerobik koşullarda stabilizasyon
deneyleri esnasında çamurun sıvı fazına geçen azot miktarının saptanması amacıyla
TKN ve NH4-N parametrelerinin deney başlangıcında ve sonunda ölçümleri
yapılmıştır.
72
4.3.1. Evsel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları
AN1: Evsel AAT1’den alınan çamurun anaerobik stabilizasyonu (AN1) esnasında
AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.18’de
gösterilmiştir. AN1’in stabilizasyon esnasında ortalama değeri 7,3 olan pH değişimi
ise Şekil 4.19’da verilmiştir.
0
10000
20000
30000
40000
0 5 10 15 20 25
Zaman (gün)
AK
M, U
AK
M, T
OK
(m
g/L
)
0
600
1200
1800
2400
ÇO
K (
mg/
L)
AKM UAKM TOK ÇOK
Şekil 4.19. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN1)
0
3
6
9
12
0 5 10 15 20 25
Zaman, gün
pH
Şekil 4.20. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN1)
73
AN1’in 20 günlük stabilizasyonu sonunda AKM ve UAKM giderimi sırasıyla, %20
ve %30’dur. Stabilizasyondan sonunda UAKM/AKM oranı başlangıçta 0,55 iken
stabilizasyon sonunda 0,48’e düşmüştür.
TOK değeri AN1 için başlangıçta 14.950 mg/L olarak ölçülmüştür. 20 günlük
stabilizasyon çalışmaları sonunda TOK 7160 mg/L olarak ölçülmüştür ve başlangıç
TOK’un %52’si giderilmiştir. Başlangıçta 75 mg/L olarak ölçülen ÇOK
stabilizasyon sonunda 604 mg/L olarak ölçülmüştür.
AN1 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (ANK1) ölçülen
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.20’de verilmiştir.
ANK1 için başlangıç TOK değeri 175.150 mg/kg iken 20 günlük aerobik
stabilizasyon sonunda zamanla artış olmasına rağmen başlangıç değeri ile aynı
mertebelerde kalmıştır. ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta 116 mg/L iken 20
günlük stabilizasyon sonunda 409 mg/L olarak ölçülmüştür.
0
100000
200000
300000
400000
500000
0 5 10 15 20 25
Zaman (gün)
TO
K (
mg/
kg)
0
600
1200
1800
2400
3000
ÇO
K (
mg/
L)TOK
ÇOK
Şekil 4.21. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK1)
AN2: Evsel AAT2’den alınan çamurun anaerobik stabilizasyonu (AN2) esnasında
AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.22’de
gösterilmiştir. AN2’nin stabilizasyon esnasında ortalama değeri 7,2 olan pH değişimi
ise Şekil 4.23’de verilmiştir.
74
0
20000
40000
60000
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Zaman (gün)
AK
M, U
AK
M, T
OK
(m
g/L
)
0
500
1000
1500
2000
ÇO
K (
mg/
L)
AKM UAKM TOK ÇOK
Şekil 4.22. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN2)
0
3
6
9
12
0 5 10 15 20 25 30 35
Zaman, gün
pH
Şekil 4.23. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN2)
AN2’nin 33 günlük anaerobik çamur stabilizasyon çalışmaları sonunda AKM ve
UAKM giderimi sırasıyla, %18 ve %30 olarak elde edilmiştir. Stabilizasyon
sonunda UAKM/AKM oranı başlangıçta 0,48 iken deney sonunda 0,40’a düşmüştür.
TOK değeri AN1 için başlangıçta 24.960 mg/L olarak ölçülmüştür. Şekil 4.21‘den de
anlaşılacağı üzere 33 günlük stabilizasyon sonunda TOK değeri 10.280 mg/L olarak
ölçülmüş ve toplam TOK giderimi olarak %59 değeri elde edilmiştir. Başlangıçta
75
286 mg/L olarak ölçülen ÇOK, 33 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda 713
mg/L olarak ölçülmüştür.
AN2 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (ANK2) ölçülen
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.24’de verilmiştir.
ANK2 için başlangıç TOK değeri 261.500 mg/kg iken 33 günlük aerobik
stabilizasyon sonunda %35’lik bir giderimle 171.200 mg/kg olarak ölçülmüştür.
ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta 540 mg/L iken stabilizasyon sonunda 710 mg/L
olarak ölçülmüştür.
0
150000
300000
450000
600000
0 5 10 15 20 25 30 35
Zaman (gün)
TO
K (
mg/
kg)
0
600
1200
1800
ÇO
K (
mg/
L)
TOK
ÇOK
Şekil 4.24. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK2)
4.3.2. Endüstriyel Atıksu Arıtma Tesisi Çamurları
AN4: Deri endüstrisi AAT4’den alınan çamurun anaerobik stabilizasyonu (AN4)
esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi
Şekil 4.25’de gösterilmiştir. AN4’ün stabilizasyon esnasında ortalama değeri 7,7
olan pH değişimi ise Şekil 4.26’da verilmiştir.
76
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
0 10 20 30 40 50 60
Zaman (gün)
AK
M, U
AK
M, T
OK
(m
g/L
)
0
400
800
1200
1600
2000
ÇO
K (
mg/
L)
AKM UAKM TOK ÇOK
Şekil 4.25. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN4)
0
3
6
9
12
0 10 20 30 40 50 60
Zaman, gün
pH
Şekil 4.26. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN4)
AN4 çamur stabilizasyonunun 31. gününde AKM ve UAKM giderimi sırasıyla, %20
ve %28’dir. Şekil 4.24’den de görüleceği üzere AKM ve UAKM değerleri 31.
günden itibaren stabil kalmaya başlamıştır. 49 günlük stabilizasyon çalışmalarının
sonunda AKM ve UAKM giderimleri sırasıyla, %19 ve %31’dir. UAKM/AKM oranı
başlangıçta %52 iken deney sonunda %43’e düşmüştür.
AN4 çamurunun TOK konsantrasyonu başlangıçta 8.210 mg/L olarak ölçülmüştür.
35 günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda TOK 524 mg/L olarak ölçülmüştür ve
77
başlangıç TOK’un %36’ü giderilmiştir. Başlangıçta 366 mg/L olarak ölçülen ÇOK,
stabilizasyon sonunda 852 mg/L olarak ölçülmüştür.
AN4 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (ANK4) ölçülen
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.26’da verilmiştir.
ANK4 çamurunun ilk gün TOK değeri 114.340 mg/kg iken 45 günlük aerobik
stabilizasyon sonunda 119.135 mg/kg olarak ölçülmüştür. ANK4’ün ÇOK
konsantrasyonu ise başlangıçta 149 mg/L iken 45 günlük stabilizasyon boyunca
artmış ve 45.günde 320 mg/L olarak ölçülmüştür.
0
50000
100000
150000
200000
250000
300000
0 5 10 15 20 25 30 35 40
Zaman (gün)
TO
K (
mg/
kg)
0
400
800
1200
1600
2000
ÇO
K (
mg/
L)
TOK ÇOK
Şekil 4.27. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK4)
AN5: Tekstil endüstrisi AAT5’den alınan çamurun anaerobik stabilizasyonu (AN5)
esnasında AKM, UAKM, TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi
Şekil 4.28’de gösterilmiştir. AN5’in stabilizasyon esnasında ortalama değeri 7,5 olan
pH değişimi ise Şekil 4.29’da verilmiştir.
AN5’in 39 günlük stabilizasyon çalışmalarının sonunda AKM ve UAKM giderimleri
sırasıyla, %37 ve %54’dir. UAKM/AKM oranı başlangıçta %58 iken deney sonunda
%38’e düşmüştür.
AN5’in TOK konsantrasyonu başlangıçta 12.880 mg/L olarak ölçülmüştür. 35
günlük stabilizasyon çalışmaları sonunda TOK konsantrasyonu 4.570 mg/L olarak
78
ölçülmüştür ve %65’lik bir TOK giderimi sağlanmıştır. İlk gün değeri 248 mg/L olan
ÇOK stabilizasyon sonunda 2.480 mg/L olarak ölçülmüştür.
0
10000
20000
30000
40000
50000
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50
Zaman, gün
UA
KM
kon
san
tras
yon
u, m
g/L
0
1000
2000
3000
4000
5000
ÇO
K (
mg/
L)
AKM UAKM TOK ÇOK
Şekil 4.28. Zamana karşı AKM, UAKM, TOK ve ÇOK değişimi (AN5)
0
3
6
9
12
0 10 20 30 40 50
Zaman, gün
pH
Şekil 4.29. Zamana karşı pH değerinin değişimi (AN5)
79
AN5 çamurunun laboratuvar ortamında hazırlanan çamur kekinde (ANK5) ölçülen
TOK ve ÇOK parametrelerinin zamana karşı değişimi Şekil 4.30’da verilmiştir.
ANK5 çamurunun ilk gün TOK değeri 419.870 mg/kg olarak ölçülmüştür.
Anaerobik stabilizasyon sonunda 166.430 mg/kg olarak ölçülmüş ve başlangıç
TOK’un %66’sı giderilmiştir. ANK5’in ÇOK konsantrasyonu ise başlangıçta 230
mg/L iken 39 günlük stabilizasyon sonunda 316 mg/L olarak ölçülmüştür.
0
150000
300000
450000
0 10 20 30 40 50
Zaman (gün)
TO
K (m
g/kg)
0
200
400
600
800
ÇO
K (
mg/
L)
TOK
ÇOK
Şekil 4.30. Zamana karşı TOK ve ÇOK değişimi (ANK5)
4.4. Genel Değerlendirme
Evsel ve endüstriyel atıksu arıtma tesislerinde oluşan fazla biyolojik çamurun hem
aerobik hem de anaerobik stabilizasyon çalışmaları sonucunda elde edilen veriler
Tablo 4.4-4.7’de özetlenmiştir.
80
Tablo 4.4. Aerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Reaktör
Performansı)
Atıksu Tipi
AAT Çamur Yaşı
Stabilizasyon Süresi
Giderim Yüzdesi (%)
(gün) (gün) AKM UAKM TOK ÇOK
AE1 Evsel 17 27 48 52 73 ↑
AE2 Evsel 2-3 20 40 51 80 ↑
AE3 İlaç <50 26 30 30 34 ↑
AE4 Deri 14 42 38 38 80 ↓
AE5 Tekstil <15 35 40 50 50 ↑
Reaktör içinden alınan numunelerde TOK giderimlerine bakıldığında genel olarak
TOK konsantrasyonlarında bir düşüş görülmüştür. Bu düşüş evsel ve deri AAT’leri
için % 70-80’ler seviyesinde olup evsel AATlerde AAT’deki çamur yaşından
bağımsız olduğu görülmüştür. Stabilizasyon süresince ÇOK konsantrasyonlarında
deri endüstrisi atık çamuru dışında bir düşüş belirlenmemiş olup tam tersine ÇOK
konsantrasyonlarının yükseldiği görülmüştür. Bu yükselmenin stabilizasyon
esnasında oluşan çözünmüş inert mikrobiyal ürünlerden kaynaklandığı
düşünülmektedir. İncelenen deri endüstrisi AAT’deki yüksek TOK giderimi ve ÇOK
konsantrasyonundaki düşüş, atıksu arıtma tesisinin yetersiz hidrolik bekletme
süresinden dolayı arıtma tesisinde oluşan çamurda yüksek miktarda toplam ve
çözünmüş hidroliz olabilen maddelerin bulunması ile açıklanabilir.
Atık çamurun düzenli depolama alanlarına depolaması ile ilgili ana kriterlerden biri
olan çamur keki TOK ve ÇOK değerleri reaktör içinden alınan numunelerden
oluşturulmuş keklerde stabilizasyon sonunda standartları sağlamamaktadır. Hatta
atıksu ve arıtma tesisi tipinden bağımsız olarak bütün reaktör keklerinde ÇOK
konsantrasyonlarında bir artış görülmüştür. Bu sonuç yapılan stabilizasyon
çalışmalarının başarısız olduğunu gösterebildiği gibi aynı zamanda stabizasyon
olmuş dahi olsa laboratuvar ortamında oluşturulan keklerde, keklerin oluşturulma
81
biçimine bağlı olarak yüksek TOK ve ÇOK değerleri elde edildiğini de gösterebilir.
Reaktörlerden laboratuvarda oluşturulan keklerin gerçek keklere tamamen benzediği
kabul edilse bile, bu keklerden elde edilen TOK ve ÇOK değerlerinin standartları
sağlamamasını çamurların düzenli depolama alanlarında büyük sorun çıkaracağını
göstermeyebilir. Gerçekten de, literatürde çamurun stabilizasyonu için kullanılan
reaktör içindeki UAKM, TOK/ÇOK ve OTH değerlerine göre reaktörlerde
stabilizasyonun gerçekleştiği görüldüğünden, AB direktifinden doğrudan tercüme
edilmiş olan bu yönetmeliğin evsel atıksu karakterizasyonu Avrupa’dan çok farklı
olan Türkiye’de kullanılması uygun olmayabilir.
Tablo 4.5. Aerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Kekler açısından)
Atıksu Tipi TOK ÇOK
(mg/kg kuru madde) (mg/L)
AE1 Evsel Azalma yok ↑
AE2 Evsel Azalma yok ↑
AE3 İlaç Azalma yok ↑
AE4 Deri Artış ↑
AE5 Tekstil Azalma ↑
Genel olarak anaerobik stabilizasyon çalışmalarında AKM, UAKM ve TOK
konsantrasyonlarındaki düşüş aerobik stabilizasyon çalışmalarına kıyasla daha azdır.
Bunun sebebi anaerobik stabilizasyon için daha uzun aklimasyon sürelerine ihtiyaç
duyulmasıdır. TOK konsantrasyonlarında az da olsa meydana gelmiş olan azalma
aerobik stabilizasyona benzer bir şekilde ÇOK konsantrasyonlarında artışa sebep
olmuş hatta aerobik stabilizasyonda ÇOK parametresinde düşüş gösteren deri AAT
anaerobik reaktöründe bile ÇOK konsantrasyonu artmıştır.
82
Tablo 4.6. Anaerobik Stabilizasyonun Genel Bir Değerlendirilmesi (Reaktör
Performansı)
Atıksu Tipi
AAT Çamur Yaşı
Stabilizasyon Süresi
Giderim Yüzdesi (%)
(gün) (gün) AKM UAKM TOK ÇOK
AE1 Evsel 17 20 20 30 52 ↑
AE2 Evsel 2-3 33 18 30 59 ↑
AE4 Deri 14 42 19 31 36 ↑
AE5 Tekstil <15 35 37 54 65 ↑
Reaktörlerden laboratuvarda oluşturulan kekler açısından anaerobik stabilizasyon
değerlendirildiğinde, aerobik stabilizasyona kıyasla TOK’larda daha fazla azalma
olduğu görülmüştür. Yine de hem TOK hem de ÇOK konsantrasyonları açısından bu
çamurlar tehlikeli atık sınıfına girmektedir ama çamurların EK 11A’ya göre tehlikeli
atık sınıfına girmesi bu çamurların stabilize olmadığını göstermemektedir.
Tablo 4.7. Anaerobik Stabilizasyonun Genel Değerlendirilmesi (Kekler açısından)
Atıksu Tipi TOK ÇOK
(mg/kg kuru madde)
(mg/L)
AE1 Evsel Azalma yok ↑
AE2 Evsel %35 azalma ↑
AE4 Deri Azalma yok ↑
AE5 Tekstil %66 azalma ↑
83
5. SONUÇ VE ÖNERİLER
Atıksu arıtımında oluşan çamurların nihai uzaklaştırılmasından önce, çamurların
uzaklaştırılma sonrası çevreye yapabileceği olumsuz etkilerin azaltılması ve
önlenmesi amacıyla stabilizasyonu gereklidir. Çamurların stabilize olduğunu
gösteren çeşitli parametreler literatürde tanımlanmıştır. Fiziko-kimyasal
parametrelerden reaktörlerdeki UAKM/AKM ve TOK/ÇOK konsantrasyonlarındaki
azalma ve spesifik UAKM giderimi ile metabolik parametrelerden OTH parametresi
(aerobik reaktörler için) bu çalışmada incelenmiştir. Bu çalışmada, atıksu arıtma
tesislerinde oluşan keklerdeki TOK ve ÇOK değerleri atık çamurların düzenli
depolama alanlarına depolaması ile ilgili standartlara uymayan ve tehlikeli atık
olarak değerlendirilen evsel ve endüstriyel biyolojik atık çamurlara aerobik ve
anaerobik stabilizasyon uygulanmıştır. Çalışma sonunda atık çamurların düzenli
depolama alanlarına depolaması ile ilgili ana kriterlerden biri olan çamur keki TOK
ve ÇOK değerlerinin reaktör içinden alınan numunelerden oluşturulmuş keklerde
ölçümü, çamura uygulanan aerobik ve anaerobik stabilizasyon işlemlerinin çamurun
Türkiye’deki yönetmeliklere göre tehlikeli atık sınıflandırılmaktan kurtaramadığını
ortaya koymuştur.
Aerobik ve anaerobik stabilizasyon sonunda biyolojik atık çamurların hala Ek
11A’daki standartları sağlayamaması çeşitli şekillerde yorumlanabilir. Bunlardan ilki
bu çalışmada gerçekleştirilen sürelerde hem aerobik hem de anaerobik stabilizasyon
çalışmasının çamurlarda stabilizasyon için yeterli olmadığıdır. Ancak literatürde
kullanılan fiziko-kimyasal parametreler ile her iki stabilizasyon ve bir metabolik
parametre olan OTH ile aerobik stabilizasyon değerlendirildiğinde, hem aerobik hem
de anaerobik stabilizasyonun gerçekleştiği görülmektedir. İlerideki çamur
stabilizasyonu çalışmalarında canlı biyokütlenin tayini için kullanılan metabolik
parametrelerden aerobik sistemlerde kullanılabilen OTH’ın yanında fosfolipid gibi
başka parametrelerin de kullanılması çamurun stabilize olup olmadığını daha kesin
bir şekilde gösterebilir. Metabolik parametrelerin ölçümü ile literatürde karşılaşılmış
84
olan çamurun stabilize olmuş olmasına rağmen UAKM gibi bazı fiziko-kimyasal
parametrelerin hala değişmesi gibi problemler de engellenmiş olur.
Sonuçlar ile ilgili ikinci bir yorum çamur stabilizasyonu başarıyla gerçekleşmiş olsa
bile laboratuvar ortamında oluşturulan keklerde, keklerin oluşturulma biçimine bağlı
olarak yüksek TOK ve ÇOK değerleri elde edildiğidir. Reaktörlerden laboratuvarda
oluşturulan keklerin katı madde içeriği bakımından gerçek keklere benzer bir şekilde
oluşturulması pilot ölçekli çalışmalarda mümkün olsa da laboratuvar ölçekli
çalışmalarda mümkün olamamıştır.
Reaktörlerden laboratuvarda oluşturulan keklerin gerçek keklere tamamen benzediği
kabul edildiğinde bile bu keklerden elde edilen TOK ve ÇOK değerlerinin
standartları sağlamaması çamurların düzenli depolama alanlarında büyük sorun
çıkaracağını göstermeyebilir. AB direktifinden doğrudan tercüme edilmiş olan çamur
yönetmeliğinin evsel atıksu karakterizasyonu Avrupa’dan çok farklı olan Türkiye’de
kullanılması uygun olmayabilir. Türkiye’deki atıksu karakteri Avrupa’ya kıyasla
daha kuvvetli olduğu için bu atıksulardan oluşacak çamurların TOK/ÇOK içeriğinin
de AB’de oluşan çamurlara göre yüksek olması beklenen bir sonuçtur. Bu durumda
eğer uygun ve yeterli bir çamur stabilizasyonu ile atık çamurların Türkiye’deki
standartların altına düşmesi gerçekleştirilemiyorsa bu durumda ya evsel ve
endüstriyel atıksuların arıtılması sırasında oluşan çamur keklerinin nihai
uzaklaştırılmasında diğer uzaklaştırma metotlarının kullanımı ya da Türkiye’de
uygulanan Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği uyarınca düzenli depolama
alanlarına gönderilme limitleri atık çamurların stabilizasyonu sağlandıktan sonra
içerdiği TOK/ÇOK değerleri dikkate alınarak tekrar gözden geçirilmesi
gerekmektedir. Bunun için de değişik atıksu karakterizasyonuna sahip atıksuların
değişik işletim sistemlerinde arıtımı sonucu oluşan biyolojik atık çamurların
stabilizasyonu aerobik ve anaerobik olarak -gerekirse çeşitli ön işlemler de
uygulanarak- gerçekleştirilmeli ve stabilizasyonun sağlandığı çeşitli fiziko-kimyasal
ve metabolik parametreler ile belirlenmelidir.
85
KAYNAKLAR
Atilla, B., 2002. Biyolojik arıtma çamurlarının anaerobik çürütülmesi ve üst suyun
MAP çöktürülmesi ile arıtımı, Yüksek Lisans Tezi, İ.T.Ü. Fen
Bilimleri Enstitüsü, İstanbul
Arnaiz, C., Gutierrez, J.C. and Lebrato J., 2006. Biomass stabilization in the
anaerobic digestion of wastewater sludges, Bioresource Technology,
97, 1179- 1184
ATV-DVWK, 2003. Rules and standards, advisory leaflet ATV-DVWK-M 368E,
biological stabilization of sewage sludge, German Association for
Water, Wastewater and Waste, Germany
Avcıoglu, E., Orhon, D. and Sözen, S., 1998. A new method for the assessment
of heterotrophic endogenous respiration rate under aerobic and
anoxic conditions. Wat. Sci. and Tech., 38(8-9), 95-103.
Bernard, S. and Gray, N.F. 2000. Aerobic digestion of pharmaceutical and
domestic wastewater sludges at ambient temperature, Water Res.,
34(3) 725-734.
Biosolids, 2007. History of biosolids, Ekim 2007 tarihinde alınmıştır.
http://biosolids.org/docs/history%20of%20biosolids.pdf
Borowski, S. and Szopa J.S., 2007. Experiences with the dual digestion of
municipal sewage sludge, Bioresource Technology, 98, 1199-1207.
ÇOB-Evsel, 2007. Evsel ve evsel nitelikli atıksu arıtma çamurunun arıtımı,
www.atikyonetimi.cevreorman.gov.tr/evsel/13.doc.
Çokgör, E. U., Sözen, S., Orhon, D. and Henze M., 1998. Respirometric analysis
of activated sludge behaviour I. assessment of the readily
biodegradable substrate, Wat. Res., 32 (2), 461-475.
DEFRA, 2005. Department of Environment Food and Rural Affairs and Forestry
Commision, Departmental Report, London, England.
86
Dentel, S. K. , 2007. Diversities in sludge management: is there a North American
paradigm? Facing Sludge Diversities: Challenges, Risks and
Opportunities Conference, Antalya, 20-30 March, pp.1-8.
EC, 2003. Directive 2003/33/EC of the European Parliament and of the Council,
Official Journal, Brussels.
Eldem, N., Ayaz, S., Alp K. ve Özturk İ., 2006. Atıksu arıtma tesisi çamurlarının
deneysel karakterizasyonu. 10. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü
Sempozyumu, İ.T.Ü., İstanbul, 7-9 Haziran.
Erdin, E. ve Alten A., 2005. Arıtma tesislerinde çamur dezentegrasyonu, I. Ulusal
Arıtma Çamurları Sempozyumu, İzmir, 23-25 Mart, s. 505-512.
Gavala, H.N., Yenal, U., Skiadas, V.L., Westermann, P.B. and Ahring K., 2003.
Mesophilic and thermophilic anaerobic digestion of primary and
secondary sludge. Effect of pre-treatment at elevated temperature,
Water Resource, 37, 4561- 4572.
Genç, N., Yönse, Ş., Dağaşan L. and Onar N.A., 2002. Investigation of organic
nitrogen and carbon removal in the aerobic digestion of various
sludges, Environmental Monitoring and Assessment, 80, 97-106.
Gömeç, Ç.Y. and Speece, R.E., 2002. Organic material solubilization of domestic
sludge in anaerobic digestion of domestic primary sludge in anaerobic
digestion at controlled pH. Water Science and Technology 49(4), 195-
198
Gunter, L.I., 2006. On the legislation in the field of wastewater sludge in the
Russian Federation, IWA Specialized Conference- Sustainable Sludge
Management: State of the Art, Challenges and Perspectives, Moscow,
Russia, 29-31 May, 9-11.
Haandel, A. C., Catunda, P. F. C. and Araujo L. S., 1998. Biological sludge
stabilisation- Part 1: Kinetics of aerobic sludge digestion. Water SA,
24 (3) 223-230
Haandel, A. C. and Lettinga, G., 1994. Anaerobic Sewage Treatment: A Practical
Guide for Regions with a Hot Climate, Wiley Publication, England.
87
Henze, M., Gujer, W., Mino T., Loosdrecht, M.C.M. van, 2000. Activated
sludge models: ASM1, ASM2, ASM2d and ASM3, Scientific and
Technical Report 9, IWA Publishing, London, England
İleri, R., 2000. Çevre Biyoteknolojisi. Değişim Yayınları, Adapazarı.
İnce, O., 2005. Ders Notları, İ.T.Ü. İnşaat Fakültesi Çevre Mühendisliği Bölümü
İnsel, G., Orhon, D. and Vanrolleghem P.A., 2003. Identification and modelling
of aerobic hydrolysis mechanism-application of optimal
experimental design. J. Chem.Tech. Biotech., 78(4), 437-445.
Kim, M. and Speece, R.E., 2002. Aerobic waste activated sludge (WAS) for start-
up seed of mesophilic and thermophilic anaerobic digestion, Water
Resource 36, 3860-3866.
Kovacs, R.P., Mihaltz P. and Csikor Z., 2007. Kinetics of autothermal
thermophilic aerobic digestion – application and extension of
activated sludge model no. 1 at thermophilic temperatures, Facing
Sludge Diversities: Challenges, Risks and Opportunities Conference,
Antalya, 20-30 March, pp.175-182
Li, Y.Y., Mizuno, O., Miyahara, T., Noike, T. and Katsumata, K., 1997.
Ecological analysis of the bacterial system in a full-scale egg-shaped
digester treating sewage sludge, Wat. Sci and Tech., 36(6-7), 471-478.
Nickel, K. and Neiss U., 2007 Ultrasonic disintegration of biosolids for improved
biodegradation, Ultrsonic Sonochemistry, 14, 450-455.
Nowak, O., 2006. Optimising the use of sludge treatment facilities at municipal
WWTPs, Journal of Environmental Science and Technology, 41(9),
1807-1817.
Orhon, D. and Artan, N., 1994. Modelling of activated sludge systems.
Technomic Press, Lancaster PA.
Orhon, D., Ates, E., Sözen, S. and Cokgor, E.U., 1997. Characterization and COD
Fractionation of Domestic Wastewaters, Environmental Pollution,
95(2), 191-204.
88
OSBÜK-Atıksu, 2007. Atiksu arıtımının esasları, Organize Sanayi Bölgesi Üst
Kuruluşu resmi web sitesi, Eylül 2007 tarihinde alınmıştır.
http://www.osbuk.org/atiksu.asp
Oviedo, M.D.C, Sanchez, J.B. and Alonso J.M.Q, 2005. Enzymatic estimation of
biosolids stability in aerobic digestion systems. Enzyme and Microbial
Technology, 36 191–197
Öztürk, İ., 2007. Anaerobik Arıtma ve Uygulamaları, Su Vakfı, İstanbul.
Parravicini, V., Smidt E., Svardal, K. and Kroiss, H, 2006. Evaluating the
stabilisation degree of digested sewage sludge: investigations at four
municipal wastewater treatment plants, Water Science and
Technology, 53(8), 81-90.
Tchobanoglous, G., Burton, F.L. and Stensel, H.D., 2003. Wastewater
Engineering: Treatment and Reuse, Mc Graw Hill Press, New York
U.S.
Salter Kesal, A., 1999. İstanbul’da srıtma çamurlarının yönetimi ve uzaklaştırılması,
Yüksek Lisans Tezi, İ.T.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul.
Spinoza, L. ve Vesilind P.A., 2001. Sludge into Biosolids: Processing, Disposal and
Utilization, IWA Publishing, United Kingdom.
SKKY, 2004. Su Kirliliği Kontrol Yönetmeliği, Çevre ve Orman Bakanlığı, Ankara
Spinoza, L, 2005. EU developments in sludge regulation and characterization, I.
Ulusal Arıtma Çamurları Sempozyumu, İzmir, 23-25 Mart, s. 10-23.
TAKY, 2005. Tehlikeli Atıkların Kontrolü Yönetmeliği, Çevre ve Orman Bakanlığı,
Ankara.
TKKY, 2001. Toprak Kirliliği Kontrolü Yönetmeliği, Çevre ve Orman Bakanlığı,
Ankara.
USEPA, 2007. A Plain English Guide to the EPA Part 503 Biosolids Rule, US EPA
resmi web sitesi, Ekim 2007 tarihinde alınmıştır.
http://www.epa.gov/owm/mtb/biosolids/503pe/index.htm
89
Ünlü, A. ve Tunç, M.S., 2007. Elazığ kenti atıksu arıtma tesisi çamur işleme
birimlerinin işletiminin değerlendirilmesi. Fırat Üniversitesi Fen ve
Mühendislik Bilimi Dergisi, 19(1), 53-60.
Weemaes, M., Grootoared, H., Simoens F. and Verstraete, W., 1999. Anaerobic
digestıon of ozonized biosolids, Wat. Res., 34(8), 2330-2336.
Wett, B., Murthy, S. and Takacs, I., 2006. Fate of inert organics at the interface of
anaerobic and aerobic sludge treatment steps, IWA Specialized
Conference- Sustainable Sludge Management: State of the Art,
Challenges and Perspectives, Moscow, Russia, 29-31 May,170-176
Vesilind, P.A., 2007. Wastewater Treatment Plant Design, Water Environment
Research, International Water Association, VA, USA.
Zupancic, G.D. and Ross, M., 2007. Aerobic and two-stage anaerobic–aerobic
sludge digestion with pure oxygen and air aeration, Bioresource
Technology, 99, 100-109.
90
ÖZGEÇMİŞ
Duygu Canan ÖZTÜRK 1983 yılında İskenderun’da doğmuştur. 2001 yılında
İskenderun Süper Lisesi’nden mezun olmuştur. 2006 yılında İstanbul Teknik
Üniversitesi Çevre Mühendisliği Bölümü’nden mezun olmuştur. İstanbul Teknik
Üniversitesi, Fen Bilimleri Enstitüsü Çevre Bilimleri ve Mühendisliği yüksek lisans
programına 2006 yılında başlamıştır.
Recommended