mbr - WordPress.com
Transkript
mbr - WordPress.com
T.C. SÜLEYMAN DEMİREL ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ MEMBRAN BİYOREAKTÖRÜ İLE (MBR) EVSEL ATIKSU ARITIMI NEVZAT ÖZGÜ YİĞİT Danışman: Doç. Dr. Mehmet KİTİŞ II. Danışman: Doç. Dr. Özer ÇINAR DOKTORA TEZİ ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI ISPARTA 2007 ii İÇİNDEKİLER İÇİNDEKİLER………………………………………….....………………… i ÖZET…………………………………………………..……….……………. iii ABSTRACT…………………………………………………………..……... v TEŞEKKÜR………………………………………………………...……...... vii ŞEKİLLER DİZİNİ…………………………………………..……………… viii ÇİZELGELER DİZİNİ………………………..…………………………...... xii SİMGELER ve KISALTMALAR DİZİNİ………………………………..… xiii 1. GİRİŞ………………………….………………………………………….. 1 1.1. Motivasyon ve Amaç…………..………………..……………………… 1 1.2. Kapsam……………...……………………..…………...……………….. 7 2. KAYNAK ÖZETLERİ……..…………….………………………………. 10 2.1. Genel MBR Tanıtımı…...……………………..………………………… 10 2.1.1. Tasarım ve İşletim Parametreleri………………………………….….. 14 2.1.2. MBR Konfigürasyonları….…..………………………………………... 15 2.1.3. MBR’ların Gelişimi……………..…………………………………….. 18 2.1.4. MBR’ların Konvansiyonel Sistemlere Göre Avantajları……………... 21 2.1.5. MBR’ların Genel Dezavantajları………………..……………………. 23 2.1.6. MBR’larda Çıkış Suyu Kalitesi…………………..…………………… 23 2.1.7.MBR ve Konvansiyonel Sistemlerde İşletim Parametrelerinin Karşılaştırılması……………………………………………................. 2.1.8.MBR Sistemlerinin Kentsel Atıksu Arıtımındaki Uygulamaları……………..…………………………………………….. 2.1.9.MBR Sistemlerinin Endüstriyel Atıksu 24 26 Arıtımındaki Uygulamaları…..........………………………………………………...... 27 2.2. Membran Kirlenmesi/Tıkanması……….....…………………………….. 28 2.2.1. Biyokütle özellikleri…….…………………………………………….. 31 2.2.2. İşletim şartları……………..…………………………………………... 32 2.2.3. Membran Özellikleri………….………………………………………. 33 2.3. Membranların Temizliği……..………..………………………………... 33 2.4. Çamur Susuzlaştırma…………………………...……………………….. 35 i 3. MATERYAL ve YÖNTEM..………….…….……………………………. 38 3.2. Analitik Ölçümler…...…………..………………………………………. 43 3.3. Arıtılabilirlik (1. Faz) Çalışmaları……...………………..……………… 46 3.4. Tıkanma Deneyleri (2. Faz Çalışmaları)…….…………...……………... 50 3.5. MBR’da Geri Yıkama Şartlarının Tıkanma Üzerine Etkileri (3. Faz Çalışmaları)……...……………………………………………………... 53 3.6. Çamur Susuzlaştırma Deneyleri (4. Faz Çalışmaları)…...…….………... 55 4. ARAŞTIRMA BULGULARI ve TARTIŞMA.…..………..……………... 61 4.1. Değişken Karakterli Evsel Atıksularının Pilot Ölçek Batık MBR Sistemi ile Arıtılması……………..…….……………………………….. 61 4.2. Çeşitli Biyokütle ve İşletim Şartlarında İşletilen Batık MBR Sisteminde Membran Tıkanmalarının Belirlenmesi……..……................................... 99 4.3. Membran Biyoreaktörlerde Çeşitli Geri Yıkama Senaryolarının Membran Tıkanması Üzerine Etkileri………..……………..……….…... 110 4.4. MBR Çamurunun Susuzlaştırılmasına Biyokütle Özellikleri, Polimerler ve Konvansiyonel Aktif Çamur ile Karıştırmanın Etkileri........................................................................................................ 121 5. SONUÇLAR………………..…………………………………………….. 137 6. KAYNAKLAR….…………..…………………………………………….. 142 ÖZGEÇMİŞ………………………………...……………………………….. 151 ii ÖZET Doktora Tezi MEMBRAN BİYOREAKTÖRÜ İLE (MBR) EVSEL ATIKSU ARITIMI Nevzat Özgü YİĞİT Süleyman Demirel Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı Jüri: Prof. Dr. M. Erol KESKİN Prof. Dr. S. Nilay KESKİN Doç. Dr. Mehmet KİTİŞ (Danışman) Doç. Dr. Özer ÇINAR (Eş Danışman) Doç. Dr. İsmail KOYUNCU Yrd. Doç. Dr. İsmail TOSUN Yrd. Doç. Dr. Mehmet BEYHAN Yapılan doktora tez çalışmasında; 1) Membran biyoreaktör (MBR) sisteminin değişken karakterli evsel atıksulardaki arıtma performansı, 2) Farklı biyokütle ve işletim şartlarında işletilen MBR sisteminde membran tıkanmalarının belirlenmesi, 3) MBR sisteminin geri yıkama süreleri ve sıklıklarının optimize edilmesi ve 4) MBR sisteminde oluşan çamurun susuzlaştırılması konularını içeren 4 fazda deneysel ve teorik araştırmalar yapılmıştır. Söz konusu 4 faz çalışmasında da pilot ölçekli batık MBR sistemi olarak ZW-10® (Zenon Environmental Inc., GE Water&Process Technologies) ünitesi kullanılmıştır. Batık sistem, gözenekli fiber membran modülüne sahip ünite sürekli akışlı besleme ile 19 ay boyunca çalıştırılmıştır. Aerobik biyolojik oksidasyon ve ultrafiltrasyon kademeleri tek proses tankı içinde gerçekleştirilmiştir. MBR ünitesinde aerobik organik karbon giderimi ve nitrifikasyon hedeflenmiştir. MBR sistemi ilk 3 ayda sadece izleme, kontrol ve biyolojik aklimasyona ulaşılması için çalıştırılmıştır. Bu süreden sonraki 8 ayda SDÜ kampüsü öğrenci yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli evsel atıksuların MBR sistemiyle arıtılabilirliği araştırılmıştır. Son 8 aylık dönemde ise ikinci, üçüncü ve dördüncü faz çalışmaları gerçekleştirilmiştir. Birinci faz arıtılabilirlik çalışmaları kapsamında MBR sistemi 3 farklı işletim aşamasında çalıştırılmıştır: 1) sonsuz çamur yaşı (SRT), normal akı değeri: 25 L/m2-saat; 2) SRT: 20 gün, normal akı değeri: 25 L/m2-saat; 3) SRT: 20 gün, yüksek akı değeri: 39 L/m2-saat. MBR sisteminin işletildiği 8 ay boyunca giriş atıksuyu karakterleri aşırı salınımlar göstermiştir. Bu salınımlara ve özellikle 1. aşamadaki çok düşük atıksu sıcaklıkları (6 οC) ve giriş suyundaki ani tuzluluk artışlarına rağmen MBR sistemi tüm işletim boyunca çok yüksek arıtma performansı sergilemiştir. Arıtma performansı F/M (substrat/biyomas oranı), organik yükleme hızı, spesifik substrat giderim hızı ve çözünmüş oksijen gibi diğer parametrelerdeki salınımlardan da olumsuz etkilenmemiştir. Üç işletim aşamasında da arıtma veriminin, test edilen SRT, MLSS ve işletim akılarından bağımsız olduğu bulunmuştur. Normal ve yüksek akı aşamalarında 8 aylık işletim boyunca membranlarda geri dönüşümsüz tıkanma olmamıştır. Ayrıca, normal akıda 6 aylık işletim süresince, süzüntü suyu ile rutin geri yıkama dışında kimyasal membran temizliğine ihtiyaç duyulmamıştır. 2 ay boyunca 39 L/m2-saat gibi çok yüksek akı işletiminde bile, 2 defa kimyasal temizlik yapılmıştır. Genel itibariyle, 8 ay süreyle işletilen pilot ölçek MBR sistemi ile tıkanma ve permeabilite azalması gibi işletim zorlukları ile karşılaşılmadan, giriş atıksuyu karakterlerindeki aşırı salınımlara rağmen, MBR prosesi ile sorunsuz bir şekilde çok yüksek kalitede arıtılmış su elde edilebileceğini göstermiştir. Doktora çalışması ikinci fazında değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde çeşitli biyokütle karakterleri (MLSS, MLVSS, hücre dışı polimerik maddeler (EPS), çözünmüş mikrobiyal ürünler (SMP), partikül boyutu dağılımı) ve işletim iii şartlarında (havalandırma hızı (UG), işletim akısı) tıkanma eğilimlerinin ve kritik akıların tayin edilmesi amaçlanmıştır. Kritik akı ve tıkanmalar deneysel olarak kademeli akı metoduyla tespit edilmiştir. Tıkanma davranışları 5 farklı MLSS konsantrasyonunda ve dört UG değerinde incelenmiştir. MBR sisteminin farklı MLSS konsantrasyonlarındaki biyokütle karakterizasyonu, EPS ve SMP nin hem protein hem de karbonhidrat fraksiyon konsantrasyonlarının MLSS konsantrasyonlarının artışıyla arttığını göstermiştir. Diğer taraftan MLSS konsantrasyonlarının artmasıyla partikül boyut dağılımı değişmiş ve ortalama partikül boyutu küçülmüştür. EPS ve SMP nin karbonhidrat fraksiyonlarının protein fraksiyonlarından daha fazla tıkamaya sebep olduğu görülmüştür. Tüm MLSS seviyelerinde artan havalandırma hızları tıkanma kontrolünde pozitif bir etki sergilemiştir; ancak artan MLSS seviyelerinde etki derecesi azalmıştır. MBR sisteminin işletim akısı kritik akı değerinden küçük ise akının tıkanma hızına etkisi küçüktür ve bu trend MLSS konsantrasyonundan bağımsızdır. Artan MLSS konsantrasyonu tıkanma hızını arttırmış ve dolayısıyla permeabilite değerlerini önemli oranda düşürmüştür. Sonuç olarak işletim akısı değeri kritik akı değerinin üzerinde olması durumu, artan MLSS konsantrasyonlarına bağlı olarak EPS’in hem protein hem de karbonhidrat konsantrasyonlarının yüksek olması, biyokütle içerisindeki partiküllerin boyutlarının küçülmesi ile birlikte membran tıkanmaları artmıştır. Doktora çalışmasının üçüncü fazında MBR sisteminde farklı geri yıkama şartlarının/ senaryolarının membran tıkanmalarına olan etkilerinin tayini ve optimum geri yıkama senaryosunun belirlenmesi amaçlanmıştır. Yedi farklı geri yıkama senaryosunun, tıkanma kontrolü üzerindeki etkileri araştırılmıştır. Deneysel çalışmalar 6600-6800 mg/L MLSS konsantrasyonu ve 0,101 m/s UG değerinde yürütülmüştür. Yüksek tıkanma hızı değerleri her senaryoda kritik akı üzerindeki akı (>25-30 L/m2-saat) değerlerinde gözlenmiştir. Kritik akının altındaki akılarda, benzer filtrasyon ve geri yıkama frekansları olan senaryolarda tıkanma hızları devamlı ve tutarlı bir şekilde (<1 mbar/dakika) düşük değerlerde bulunmuştur. Filtrasyon ve geri yıkama sürelerinin her ikisinin de ortalama toplam membran direnci ile doğrusal olarak ilişkili olduğu bulunmuştur. Geri yıkama süresinin artırılması, her kademe akısı için toplam membran direncini azaltırken, sabit geri yıkama sürelerinde filtrasyon süresinin artması dirençleri önemli ölçüde artırmıştır. Ancak, toplam dirençlere filtrasyon sürelerinin negatif etkileri geri yıkama sürelerinin pozitif etkilerinden daha belirgindir. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ve toplam membran direnci arasında bulunan güçlü korelasyon (R2: 0,96) rutin geri yıkama uygulanan batık MBR’larda tıkanma kontrolü optimizasyonunda bu oranın etkili bir araç olabileceğini göstermektedir. Senaryo 4 (9 dakika 55 saniye filtrasyonu takiben 5 saniye geri yıkama) ve 5 (9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama), tıkanma kontrolü ve net günlük süzüntü suyu üretim hacmine dayanarak optimum senaryolar olarak bulunmuştur. Doktora tezinin dördüncü fazında MBR çamurunun ve konvansiyonel aktif çamurla (KAS) karıştırılmış MBR çamurunun (karışık çamur) susuzlaştırılabilirliğinin araştırılması amaçlanmıştır. Ayrıca değişik polimer çeşitleri ve dozlarının, çamur özelliklerinin, filtre kağıdı çeşidinin hem MBR çamurunun hem de karışık çamurun susuzlaştırılabilirliği üzerindeki etkileri belirlenmiştir. Susuzlaştırılabilirliğin göstergesi Buchner hunisi yöntemi kullanılarak, özgül filtre direnci (ÖFD) parametresiyle ölçülmüştür. Filtre kağıdı türünün susuzlaştırılabilirlik testlerinin sonuçları üzerinde çok büyük bir etkisinin olduğu bulunmuştur. ÖFD değerleri ve optimum polimer dozları artan MLSS konsantrasyonu ile artmıştır. Çünkü yükselen MLSS konsantrasyonunun beraberinde getirdiği yüksek EPS ve SMP konsantrasyonları ve küçülen partikül boyut dağılımı çamur susuzlaştırmanın zorlaşmasına sebep olmuşlardır. KAS ve MBR çamurlarının farklı oranlarda karıştırılması KAS çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini iyileştirmiştir. Katyonik polimerler anyonik ve iyonik olmayan polimerlere nazaran tüm çamur tipleri için (MBR, KAS ve karışık çamurlar) daha iyi susuzlaştırma performansı göstermişlerdir. Anahtar Kelimeler: Aktif çamur, atıksu arıtımı, atıksu geri kazanımı, çözünmüş hücre ürünleri, (SMP), geri yıkama, hücre dışı polimerik maddeler (EPS), membran biyoreaktör (MBR), ÖFD, polimer, susuzlaştırma, tıkanma. 2007, 157 sayfa iv ABSTRACT Ph.D. Thesis DOMESTIC WASTEWATER TREATMENT WITH MEMBRANE BIOREACTOR (MBR) Nevzat Özgü YİĞİT Süleyman Demirel University Graduate School of Applied and Natural Sciences Department of Environmental Engineering Thesis Committee: Prof. Dr. M. Erol KESKİN Prof. Dr. S. Nilay KESKİN Assoc. Prof. Dr. Mehmet KİTİŞ (Supervisor) Assoc. Prof. Dr. Özer ÇINAR (Co-Supervisor) Assoc. Prof. Dr. İsmail KOYUNCU Asist. Prof. Dr. İsmail TOSUN Asist. Prof. Dr. Mehmet BEYHAN This doctoral thesis work mainly contained lab- and pilot-scale research and was conducted in four major phases: 1) The treatability of domestic wastewater with diurnally and seasonally variable characteristics using a pilot-scale membrane bioreactor (MBR), 2) Determination of the membrane fouling in MBR system operated with different biomass and operating conditions, 3) Optimization of the backwash durations and frequencies of the MBR system, 4) Dewaterability studies of the MBR sludge. A pilot-scale MBR unit (ZW-10®, Zenon Environmental Inc., GE Water&Process Technologies) was used during the study. The single-tank unit, containing an immersed hollow fiber ultrafiltration (UF) membrane module, was continuously operated aerobically for 19 months for carbon removal and nitrification, and the aerobic biological oxidation and ultrafiltration for biomass separation were performed in this single tank. MBR system was operated for monitoring, controlling and biological acclimation during the first 3 months. During the following 8 months, treatability of domestic wastewater from university student dormitories with diurnally and seasonally variable characteristics was investigated. In the last 8 months, second, third and fourth phases of the study were completed. A total of three major operational stages were tested during the first-phase of the study: 1) no sludge wastage, flux: 25 L/m2-h; 2) solids retention time (SRT): 20 d, flux: 25 L/m2-h; and 3) SRT: 20 d, flux: 39 L/m2-h (high flux conditions). The characteristics of raw wastewater exhibited both diurnal and seasonal variations during operation. Although the influent characteristics were highly variable including sudden increases in total dissolved solids (TDS) and the wastewater temperatures were as low as 6 oC during winter months, the MBR system performed well throughout its eight months of operation. The treatment performance was not negatively influenced by variations in operational parameters including F/M ratio, organic loading rate, specific substrate removal rate, and dissolved oxygen concentrations. The performance was independent of tested SRT, mixed liquor suspended solids (MLSS) concentrations and flux values in 3 operational stages. In both normal and high flux stages, irreversible fouling of membranes did not occur during the eight months of operation. Furthermore, no chemical cleaning was performed during the six months of operation at normal flux, except routine back-pulses with permeate. Even for the high flux operation (39 L/m2-h) continued for two months, chemical maintenance cleaning was only employed two times. Overall, eight months of pilot-scale tests indicated the robustness of MBR process in terms of achieving very high quality of treated water without any operational limitations including fouling and permeability reduction problems. v The main objective of the second phase of the study was to determine the impacts of various operational conditions (aeration velocity (UG), operating flux) and biomass characteristics (MLSS, MLVSS, extracellular polymeric substances (EPS), soluble microbial products (SMP), particle size distribution) on membrane fouling and critical flux in the pilot-scale, submerged MBR,. Critical flux and levels of fouling was determined by the flux step method. Fouling behavior was studied at five different MLSS concentrations and four different aeration velocities at each MLSS concentration. Concentrations of both protein and carbohydrate fractions of EPS and SMP increased with increasing MLSS concentrations. Also, the distribution of particle sizes shifted toward smaller particles and the mean particle size decreased as the MLSS concentrations increased. Carbohydrate fractions of both EPS and SMP contributed to fouling more than protein fractions. Aeration velocity exhibited positive impacts on fouling control at all MLSS concentrations; however, the degree of this impact decreased significantly with increasing MLSS concentrations. The impact of flux on fouling rate was small as long as the operating flux was less than critical flux, a trend found independent of MLSS concentration. Increasing MLSS concentration significantly decreased permeability values and increased fouling rates. It was concluded that membrane fouling was increased by increasing operating flux (beyond the critical flux), increasing MLSS concentration (thus the concentrations of both carbohydrate and protein fractions of EPS) and smaller particle sizes. In the third phase of the study, the impacts of various backwash scenarios on fouling and optimum backwash scenario in a MBR were determined. The effects of seven different backwash scenarios on fouling control were tested. Experimental studies were conducted at the MLSS values in the range of 6600-6800 mg/L and UG value of 0.101 m/s. A higher rate of fouling was observed above critical flux (>25-30 L/m2-h) for all scenarios. For scenarios with the similar filtration and backwash frequencies at the fluxes under the critical flux, fouling rates were always found lower (<1 mbar/minute). It was found that filtration and backwash durations both correlated with the average total membrane resistances. While increasing backwash duration decreased total membrane resistances for all the flux-steps, increasing filtration duration at constant backwash duration significantly increased resistances. However, the negative impacts of filtration duration on resistances were more pronounced than the positive impacts of backwash duration, i.e., as the ratio of filtration/backwash duration increased resistances also increased linearly. The strong correlation found among this ratio and the total membrane resistance suggests that the use of this ratio may be an effective tool in the optimization of fouling control in submerged MBRs employing routine backwashing. Scenarios 4 (9 min 55 s of filtration followed by 5 s of backwash) and 5 (9 min 45 s of filtration followed by 15 s of backwash) were found to be optimum based on fouling control and net daily volume of permeate production. In the fourth phase of the study, the dewaterability of MBR sludge and its mixture with conventional activated sludge (CAS) was investigated. In addition, the impacts of type and dose of various polymers, filter type and sludge properties on the dewaterability of both MBR and mixed sludges were determined. Specific cake resistance (SCR) measured by the Buchner funnel filtration test was used to assess the dewaterability of tested sludges. The type of filter paper used in dewaterability tests strongly affected dewaterability. SCR values and optimum polyelectrolyte doses increased with increasing MLSS concentrations in the MBR, which suggested that increase in MLSS concentrations accompanied by increases in EPS and SMP concentrations and a shift toward smaller particles caused poorer dewaterability of the MBR sludge. Combining CAS and MBR sludges at different proportions generally improved the dewaterability of CAS sludge. Better dewaterability performance was achieved with cationic polymers compared to anionic and non-ionic ones for all sludge types tested. Key words: Activated sludge, backwash, dewaterability, extracellular polymeric substances (EPS), fouling, membrane bioreactor (MBR), polymer, recovery, soluble microbial product (SMP), specific cake resistance (SCR), wastewater treatment. 2007, 157 pages vi TEŞEKKÜR Bu doktora tez çalışmasının konu tespitinden tamamlanmasına kadar geçen sürede her türlü bilgi ve deneyimleri ile bana yön veren ve ayrıca maddi manevi desteğini hiçbir zaman esirgemeyen danışmanım Doç. Dr. Mehmet KİTİŞ’e sonsuz teşekkürlerimi sunarım. Fikirleriyle tezin olgunlaşmasında yardımcı olan eş danışmanım Doç. Dr. Özer ÇINAR’a teşekkür ederim. Tez izleme komitesi toplantılarında yaptıkları yorum ve yönlendirmelerle tezin olgunlaşmasına katkı sağlayan TİK komitesinin değerli üyeleri Prof. Dr. Nilay KESKİN, Prof. Dr. Erol KESKİN ve Yrd. Doç. Dr. İsmail TOSUN’a teşekkür ederim. Arıtma sisteminin kurulmasında ve deneysel aşamalarda yardım eden Öğr. Gör. İlker HARMAN, Arş. Gör. Hasan KÖSEOĞLU, Arş. Gör.Tuğçe KÜKRER, Arş. Gör. Emine SAYILGAN, Arş Gör. Şule KAPLAN ve Yrd. Doç. Dr. Gökhan CİVELEKOĞLU’na teşekkür ederim. Çamur susuzlaştırma deneylerinin yapılması için laboratuar imkanlarından faydalanmamı sağlayan ODTÜ Çevre Mühendisliği Bölümün’den Prof. Dr. Ülkü YETİŞ ve Arş. Gör. Dr. Hande YÜKSELER’e teşekkür ederim. 1315-D-06 No’lu Proje ile tezimi maddi olarak destekleyen Süleyman Demirel Üniversitesi Bilimsel Araştırma Projeleri Yönetim Birimi Başkanlığı’na teşekkürlerimi sunarım. Ayrıca bu tez çalışmasının birinci fazını destekleyen TÜBİTAK’a (Proje No:103Ç086) teşekkür ederim. Ayrıca tezimin her aşamasında maddi ve manevi desteklerini esirgemeyen aileme ve eşim Nalan Özgür YİĞİT’e en içten teşekkürlerimi sunarım. Nevzat Özgü YİĞİT ISPARTA, 2007 vii ŞEKİLLER DİZİNİ Şekil 2.1. MMBR membran kaseti (ZENON Env. Inc., 2002)…........................ 11 Şekil 2.2. Bir membran kasetinin tank içine konumlanması………......…….. 11 Şekil 2.3. Tipik bir MBR sistemi akım şeması…………...…………………. 13 Şekil 2.4. Bir MBR ünitesinin üstten görünüşü……...………………..…….. 13 Şekil 2.5. MBR Konfigürasyonları……...………….………………………. 16 Şekil 2.6. MBR’larda tıkanmayı etkileyen faktörler….................................. 30 Şekil 3.1. MBR ünitesinin basit akım şeması…………...………………… 40 Şekil 3.2. MBR ünitesinin fotoğrafı……...………………………………... 40 Şekil 3.3. Atıksu arıtımına başlanmadan önce MBR sisteminin proses tankı ve membran modülü………………………………………………. 41 Şekil 3.4. MBR sistemine atıksu sağlanan rogar…………………………… 41 Şekil 3.5. Rogardan atıksu taşıyan izolasyonlu iletim hattı………………… 42 Şekil 3.6. Atıksu dengeleme/besleme tankı (1000 L, polietilen)……..……... 42 Şekil 3.7. Besleme tankından MBR sistemine atıksuyu ileten peristaltik pompa ve iletim hattı………………...……………………………. 43 Şekil 3.8. Buncher Hunisi deney düzeneği…………………………………. 56 Şekil 3.9. Toplanan süzüntü hacmine karşılık zaman/hacim grafiği….…………………………………………..……………… 57 Şekil 4.1. MBR işletimi boyunca elde edilen akılar……...……………….... 62 Şekil 4.2. MBR işletimi boyunca transmembran basınçları ve uygulanan kimyasal geri yıkama….......…………………………………….. 65 Şekil 4.3. MBR işletimi boyunca reaktör su sıcaklıkları.………...………… 65 Şekil 4.4. MBR işletimi boyunca elde edilen permeabilite (K) değerleri….... 67 Şekil 4.5. MBR işletimi boyunca reaktör çözünmüş oksijen konsantrasyonları………...……………………………………… Şekil 4.6. MBR işletimi boyunca reaktör MLSS ve MLVSS değerleri…………………………………………………………… Şekil 4.7. Şekil 4.8. 68 70 MBR işletimi boyunca reaktörden alınan çamur numuneleri SVI değerleri……………………………..…………………………….. 71 MBR işletimi boyunca reaktör pH değerleri………...……………. 72 viii Şekil 4.9. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış pH değerleri..…...…. 72 Şekil 4.10. MBR işletimi boyunca reaktör elektriksel iletkenlik değerleri….... 74 Şekil 4.11. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış elektriksel iletkenlik Şekil 4.12. değerleri……………………………….….……………………….. 74 MBR işletimi boyunca reaktördeki F/M oranı değerleri…...….… 76 Şekil 4.13. MBR işletimi boyunca reaktöre organik yükleme hızı değerleri……………………….…………………………………... 76 Şekil 4.14. MBR işletimi boyunca reaktörde spesifik substrat giderim hızı değerleri……….………………………………………………….. 77 Şekil 4.15. MBR işletimi boyunca reaktörde hidrolik bekleme süreleri (HRT)…….……...………………………………………………... 79 Şekil 4.16. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış askıda katı madde değerleri…………………………………………………………... 81 Şekil 4.17. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam katı madde değerleri………….………………………………………………... Şekil 4.18. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış BOİ5 değerleri…….. 82 83 Şekil 4.19. MBR işletimi boyunca F/M oranı ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi…….………...……………………………………………... 84 Şekil 4.20. MBR işletimi boyunca OYH ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi…… 84 Şekil 4.21. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış KOİ değerleri……… 86 Şekil 4.22. MBR işletimi boyunca HRT ile KOİ giderim verimi ilişkisi.…….. 86 Şekil 4.23. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış amonyak değerleri…………….……………………………………………... 88 Şekil 4.24. MBR işletimi boyunca sıcaklık ile amonyak giderim verimi ilişkisi………...…….……………………………………………... 88 Şekil 4.25. MBR işletimi boyunca elektriksel iletkenlik ile amonyak giderim verimi ilişkisi……………….……….…………………………….. 89 Şekil 4.26. MBR işletimi boyunca HRT ile amonyak giderim verimi ilişkisi………….……...…………………………………............... Şekil 4.27. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış 89 nitrat değerleri…………….……………………………………………... 90 Şekil 4.28. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrit değerleri…..….. 91 ix Şekil 4.29. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam kjeldahl azotu değerleri………...…………………………………………………. 92 Şekil 4.30. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam azot değerleri……….…………………………………………………... 92 Şekil 4.31. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam fosfor değerleri…………………….……………………………………... 93 Şekil 4.32. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış bulanıklık değerleri…….……………………………………………………... 94 Şekil 4.33. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam koliform değerleri……….…………………………………………………... 95 Şekil 4.34. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış fekal koliform değerleri………….………………………………………………... 95 Şekil 4.35. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam organizma değerleri…………….……………………………………………... 96 Şekil 4.36. Partikül boyutu dağılımına MLSS konsantrasyonlarının etkisi…... 104 Şekil 4.37. EPS karbonhidrat konsantrasyonunun kritik akıya etkisi (UG=0,101 m/s)…………………………………………………… 105 Şekil 4.38. Membran basıncı (ortalama TMP cinsinden) ve akı ilişkilerine havalandırma hızının etkisi (MLSS: 4600 mg/L)………………… 107 Şekil 4.39. Kritik akıya MLSS konsantrasyonlarının ve havalandırma hızlarının etkisi…………….……………………………………… 107 Şekil 4.40. Tıkanma hızına akı ve MLSS konsantrasyonlarının etkisi (UG:0,067 m/s)……………………………………………………. 108 Şekil 4.41. Kademeli akı testleri süresince MLSS konsantrasyonlarının permeabiliteye etkileri (Kademe akısı=20 L/m2-saat, UG=0,101 m/s)……………………….……………………………………… 109 Şekil 4.42. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının tıkanma hızlarına etkileri…………………………………………………………... 115 Şekil 4.43. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının permeabiliteye (akıortalama TMP ilişkileri) etkileri…………………………………... 116 Şekil 4.44. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının toplam membran direncine etkileri…………………………………………………... x 117 Şekil 4.45. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine geri yıkama süresinin etkileri (09:40, 09:45 ve 09:55 (dakika:saniye) filtrasyon süreleri için)……………………........... 118 Şekil 4.46. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine filtrasyon süresinin etkileri (15 s sabit geri yıkama süresinde)……………….…………………………………………. 119 Şekil 4.47. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine filtrasyon/geri yıkama süresi (saniye/saniye)oranının etkileri……...……………………………………………...………. 119 Şekil 4.48. Buchner hunisi test düzeneği……………………………………… 125 Şekil 4.49. Farklı MLSS konsantrasyonlarında, şartlandırılmamış MBR çamurunun filtre edilebilirliğine filtre kağıdının etkisi…..…………………………………………………………. 127 Şekil 4.50. Filtre kağıdı tipinin susuzlaştırılabilirliğe etkisi ……..…………… 128 Şekil 4.51. Filtre kağıdı tipinin susuzlaştırılabilirliğe etkisi (MLSS: 12600 mg/L)……………………………………………………………… 129 Şekil 4.52. Farklı MLSS konsantrasyonlarında MBR çamurunun partikül boyut dağılımı…….……………………………………………….. 130 Şekil 4.53. MBR, KAS ve karışık çamurların filtre edilebilirliğine polimerin etkisi (Whatman #40, ZT katyonik polimer, Grup B çamurları)…………………………………………………………. 133 Şekil 4.54. MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğine çeşitli polimerlerin etkisi (Whatman#40, MLSS:12600 mg/L)………………………... xi 135 ÇİZELGELER DİZİNİ Çizelge 1.1. Tez kapsamı…………………………………………………... 8 Çizelge 2.1. Dahili ve harici MBR’ların karşılaştırılması………………….. 17 Çizelge 2.2. MBR sistemi üreticilerinin ürünlerinin teknik özellikleri…….. 18 Çizelge 2.3. Tasarım kriterlerine göre MBR’ların gelişimi………………... 18 Çizelge 2.4. Evsel atıksuları arıtan MBR’larda tipik çıkış suyu kaliteleri…. 24 Çizelge 2.5. Değişik arıtma prosesleri için organik yükleme hızları…….... 25 Çizelge 2.6. Değişik arıtma prosesleri için çamur üretimleri……………… 26 Çizelge 3.1. Arıtılabilirlik çalışması deneysel yaklaşımı………………….. 48 Çizelge 3.2. MBR sistemi işletiminde ölçümü yapılan parametreler, ölçüm noktaları ve ölçüm sıklıkları (tüm numuneler anlık olarak alınmıştır)…………………………………………………….. Çizelge 3.3. 50 Membran tıkanma durumunun belirlenmesi için deneysel yaklaşım……………………………………………………... 53 Çizelge 3.4. Geri yıkama senaryoları……………………………………... 54 Çizelge 3.5. Geri yıkama senaryoları testlerinin deneysel yaklaşımı……… 55 Çizelge 3.6 Çamur susuzlaştırma deneysel yaklaşımı…………………….. 59 Çizelge 4.1. Tüm işletim boyunca giriş atıksuyu analiz sonuçları……….... 80 Çizelge 4.2. MBR sisteminin işletimi süresince elde edilen çıkış suyu kalite değerleri………………………………………………... 97 Çizelge 4.3. Tüm MLSS seviyelerindeki biyokütle karakteristikleri…….... 103 Çizelge 4.4. Geri yıkama senaryoları…………………………………….... 113 Çizelge 4.5. Testleri yapılan çamur tipleri ve MLSS konsantrasyonları..…. 123 Çizelge 4.6. ÖFD testi sonuçları…………….…………………………….. 126 Çizelge 4.7. MBR çamuru özellikleri……………………………………… 130 xii SİMGELER VE KISALTMALAR DİZİNİ A : Toplam membran yüzey alanı AAT : Atıksu arıtma tesisi AKM : Askıda katı madde Anlık akı@20οC: 20 οC’ye göre düzeltilmiş anlık akı BOİ5 : Beş günlük biyokimyasal oksijen ihtiyacı ÇO : Çözünmüş oksijen ÇOK : Çözünmüş organik karbon dP/dt : Tıkanma hızı EPS : Hücre dışı polimerik maddeler EPSc :Hücre dışı polimerik madde karbonhidrat fraksiyonunun konsantrasyonu EPSp :Hücre dışı polimerik madde protein fraksiyonunun konsantrasyonu EPST :Hücre dışı polimerik madde toplam konsantrasyonu F/M : Besin/biyomas oranı (çamur yükleme hızı) HDPE : Yüksek yoğunlukta polietilen HRT : Hidrolik bekleme süresi Jc : Kritik akı Jt : t zamanındaki anlık süzüntü suyu akısı JNet : Net su üretimine göre hesaplanmış net süzüntü suyu akısı Jtm : t zamanındaki spesifik anlık süzüntü suyu akısı K : Permeabilite KAS : Konvansiyonel aktif çamur sistemi KES : Kapiler emme süresi xiii KOİ : Kimyasal oksijen ihtiyacı LMH : L/m2-saat mbar : milibar MBR : Membran biyoreaktör MLSS : MBR askıda katı madde konsantrasyonu MLVSS : MBR uçucu askıda katı madde konsantrasyonu NaOCl : Sodyum hipoklorit NH3-N : Amonyak azotu NO2-N : Nitrit azotu NO3-N : Nitrat Azotu OYH : Organik yükleme hızı ÖFD : Özgül filtre direnci QÇ : Geri yıkama tankından (backpulse tanktan) deşarj edilen debi Qf : Giriş suyu debisi Qh : Hava debisi QG : Geri yıkama debisi QP : Süzüntü suyu debisi Pi :Membran modülü girişindeki basınç Po : Membran modülü çıkışındaki basınç Port : Ortalama trans membran basıncı PP : Süzüntü suyu basıncı (mbar). Psi : libre/inch2 Rf : Tıkanmış membran direnci Rm : Temiz membran direnci Rt : Toplam membran direnci xiv SDÜ : Süleyman Demirel Üniversitesi SMP : Çözünmüş hücre ürünleri SMPc :Çözünmüş hücre ürünlerinin karbonhidrat fraksiyonunun konsantrasyonu SMPp :Çözünmüş hücre ürünlerinin protein fraksiyonunun konsantrasyonu SMPT : Çözünmüş hücre ürünlerinin toplam konsantrasyonu SRT : Çamur yaşı SSV : Çökebilen çamur hacmi SVI : Çamur hacim indeksi T : Sıcaklık t : Süre tG : Geri yıkama süresi tP : Süzüntü süresi TÇK : Toplam çözünmüş katı madde TKM : Toplam katı madde TKN : Toplam kjeldahl azotu TMP : Transmembran basıncı TMPi : Başlangıç transmembran basıncı TMPf : Son transmembran basıncı TN : Toplam azot TP : Toplam fosfor U : Spesifik substrat giderim hızı UG : Membran modülüne uygulanan çapraz havalandırma hızı ΔP0 : Akı kademeleri arasındaki trans membran basıncı artışı xv 1. GİRİŞ 1.1. Motivasyon ve Amaç Hızlı nüfus artışı, aşırı sanayileşme, artan kuraklık ve aşırı tüketim ile birlikte tatlı su kaynakları global ölçekte hızla tükenmektedir. Bu problem özellikle ülkemizin de coğrafyasında bulunduğu Balkanlar ve Orta doğuda son yıllarda daha da önemli hale gelmekte ve sahip olunan su kaynakları, ülkeler arasındaki stratejik ilişkiler ve pazarlıkların ana unsurlarından biri olmaktadır. Artan talebe karşılık tatlı su kaynaklarını yenileyip artırmak teknik ve ekonomik açıdan sınırlayıcı olduğu için sürdürülebilir kalkınmayı sağlayabilecek değişik pratik çözümlere ihtiyaç vardır. Bu bağlamda “temiz su kaynaklarını korumanın ilk yolu atıksuları geri kazanma ile başlar” düşüncesi ile arıtılmış atıksuların geri kazanımı ve birçok değişik amaçlı geri kullanımı için son yıllarda çalışmalar ve uygulamalar artırılmıştır. Atıksuların geri kullanımı ile hem tatlı su kaynaklarının tüketimi azaltılmakta hem de deşarj edilen arıtılmış atıksuların çevresel etkileri en aza indirilebilmektedir. Arıtılmış atıksuların geri kullanım alanları ana hatlarıyla aşağıdaki gibi sıralanabilir: • Kentsel kullanım - Parklar, rekreasyon alanları, spor tesisleri, otoyol kenarları - Uydu kentlerde yeşil sahalar - Ticari ve endüstriyel gelişme alanları - Golf merkezleri - Yangın söndürme - Ticari ve endüstriyel alanlarda tuvalet pisuvarları - İnşaat projelerinde toz kontrol ve beton üretimi - Araç yıkama tesisleri • Endüstriyel kullanım - Soğutma suyu - Proses suları - Kazan besleme - Tesis yeşil alan sulaması 1 - Yangın söndürme • Zirai sulama • Habitat, yüzeysel suların, rekreasyon alanların beslenmesi • Yeraltı suyu beslenmesi/enjeksiyonu - Sahil bölgelerinde tuzlu suyun yeraltı tatlı su kaynaklarına girişiminin engellenmesi - Toprak-yeraltı suyu sisteminde daha ileri arıtım - İçme suyu veya kullanma suyu kalitesindeki akiferlerin beslenmesi - Geri kazanılmış atıksuyun depolanması - Aşırı yeraltı suyu pompalanması sonucu oluşabilecek göçüklerin engellenmesi. Ülkemizde olduğu gibi su talebinin çok olduğu sektörlerden birisi tarımdır. Dolayısıyla arıtılmış atıksuların zirai sulamada geri kullanımı tatlı su talebini düşürme açısından önemlidir. Bu bağlamda zirai sulamada kullanılabilecek nitelikte, güvenilir arıtılmış su üretebilecek, ilk yatırım ve işletme maliyeti açısından rekabet edebilecek, ileri arıtma teknolojilerine ihtiyaç vardır. Bu teknolojiye tipik ve çok iyi bir örnek son 10 yıl içinde geliştirilen membran biyoreaktör (MBR) sistemleridir. Ürettiği içme suyu kalitesine yakın arıtılmış su ile MBR’lar sadece zirai sulama için değil yukarıda sayılan diğer geri kullanım alanları için de uygulanabilir. MBR’lar atıksu arıtımında sıvı/katı ayrımının düşük basınçlı membran filtrasyon konseptiyle yapıldığı askıda büyümeli biyolojik arıtma sistemleridir. Son 5–10 yıl içinde polimer endüstrisindeki hızlı gelişmeler ve membran maliyetlerindeki azalmalar neticesinde, MBR’lar ekponansiyel bir artışla özellikle gelişmiş batı ülkelerinde atıksu arıtımı ve geri kazanımında uygulanmaya başlanmıştır. MBR’ların konvansiyonel aktif çamura göre birçok avantajı mevcuttur. MBR’lardaki yüksek MLSS konsantrasyonundan dolayı gerekli hidrolik bekleme süresi azdır; bu da küçük reaktör hacmi ve ilk yatırım maliyetinde azalma anlamına gelir. Biyokütle ayrımı mikrofiltrasyon veya ultrafiltrasyon ile gerçekleştiği için aktif çamurun çökelebilme özelliğinden bağımsızdır; diğer bir deyimle son çökeltime ihtiyaç olmayıp çamur şişmesi, filamentli büyümeden kaynaklanan çökeltim problemleri söz konusu olamaz. 2 Yüksek MLSS konsantrasyonlarından dolayı sisteme fazla organik yükleme yapılabilir. MBR’larda nitrifikasyonun olumsuz etkilenmesi veya toksik organiklerin engelleyici etkileri bağlamındaki işletme problemleriyle daha az karşılaşılır. Çünkü MBR’larda konvansiyonel aktif çamura göre daha fazla çamur yaşı (SRT) ile çalışılabilir. Yüksek SRT değerleri, oluşan biyokütle miktarını da azaltır. MBR’lar mükemmel bir fiziksel dezenfeksiyon sağlar. Çünkü biyolojik olarak arıtılmış su aynı tank içinde batık mikrofiltrasyon (gözenek çapı yaklaşık 0,1–1 μm) veya ultrafiltrasyon (gözenek çapı yaklaşık 0,01–0,1 μm) membranlarıyla vakum ile çekilip, yaklaşık >6 log (logaritmik giderim) protozoa, 5-6 log bakteri ve 1-2 log virüs giderimi sağlanır. mikrofiltrasyon/ultrafiltrasyondan Bahsedilen dolayı avantajlar MBR’larda ve çıkış suyu özellikle kalitesi konvansiyonel aktif çamur sistemlerinden çok daha iyidir. MBR’larda elde edilen tipik çıkış suyu değerleri: Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOI5) < 2,0 mg/L; askıda katı madde (AKM) < 2,0 mg/L; amonyak azotu (NH3-N) < 1,0 mg/L (nitrifiye eden MBR’larda); Toplam fosfor (TP) < 0,1 mg/L (anaerobik tank eklenmesi ile); Toplam azot (TN) < 3–10 mg/L (anoksik tank eklenmesi ile: denitrifikasyon); bulanıklık<0,5 NTU. • Bu bağlamda doktora tez çalışmasının birinci fazının ana amacı Süleyman Demirel Üniversitesi (SDÜ) kampüsü öğrenci yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli evsel atıksuların pilot ölçekte batık MBR sistemi kullanılarak arıtılabilirliğinin araştırılmasıdır. Pilot çalışmada aerobik karbon oksidasyonu ve nitrifikasyon hedeflenmiştir. Genel itibariyle evsel atıksu karakterinde olsa da yıl boyunca ders/sınav/tatil zamanlarındaki öğrenci sayısındaki değişimler, yağmur suyu girişimleri ve mevsimsel etmenler nedeniyle çalışılan ham atıksuyun debi ve karakterinde önemli değişkenlikler mevcuttur. MBR sistemlerinin değişken karakterli atıksulardaki performansı ile ilgili pilot ya da gerçek tesis boyutlarında yapılan çalışmalar literatürde sınırlıdır. Değişken karakterli atıksuların arıtılabilirliğinin MBR sisteminde araştırılması üç farklı işletim aşamasında gerçekleştirilmiştir. Bu aşamalarda, 3 MBR arıtma veriminin işletim şartlarından nasıl etkilendiği, çıkış suyu kalitesinin ne ölçüde değiştiği araştırılmıştır. MBR’lar, yatırım ve işletim maliyetlerinin azalmasına ve farklı yeniden kullanım alanlarında kullanılabilecek kalitede çıkış suyu üretmelerine rağmen dünya üzerinde yaygın olarak kullanılmamaktadırlar. Bunun en önemli sebeplerinden birisi membranların tıkanmasıdır. Tıkanma üretimi düşürür ve işletim ve bakım maliyetlerini arttırır, özellikle fazladan bir temizleme ve geri yıkama ihtiyacı doğar, sabit akıyı sağlamak için transmembran basıncı (TMP) artar. Tıkanmalar membran yüzeyinde veya membran gözeneklerinin içinde gerçekleşebilir. Membran tıkanmaları mekanik anlamda kabaca ikiye ayrılır: geri dönüşümlü (yüzeyde oluşan jel ve kek tabakasının havalandırma veya fiziksel geri yıkama ile giderilmesi) ve geri dönüşümsüz (çözünmüş veya kolloidal maddelerin adsorbsiyon sonucu gözenek içinde birikimi ve gözeneği tıkamasının kimyasal temizleme ile giderilmesi). Membran tıkanmalarına direk etki eden 3 ana faktör; biyokütle karakteri, işletim şartları ve membran fizikokimyasal karakteridir. Tıkanmaya etki eden önemli biyokütle parametreleri, askıda katı madde konsantrasyonu (MLSS), partikül boyut dağılımı, çözünmüş mikrobiyal yan ürünler, hücre dışı polimerik maddeler, viskozite olarak özetlenebilir. İşletim parametreleri ise, çapraz akış hızı, havalandırma hızı, hidrolik bekleme süresi, çamur yaşı, işletim akısı, kritik akı, ön arıtma, geri yıkama ve kimyasal temizleme tür ve sıklığıdır. Membran karakteri açısından değerlendirildiğinde, gözenek boyutları, porozite, yüzey enerjisi, elektriksel yük, hidrofilik/hidrofobik özellikler tıkanmaya etki eden temel parametrelerdir. Tüm bu parametreler ve aralarındaki potansiyel etkileşimler bir bütün olarak dikkate alındığında, membran tıkanma olayının ne kadar kompleks ve tahmini zor olduğu ortadadır. • Bu bağlamda doktora tez çalışmasının ikinci fazının ana amacı SDÜ kampüsü öğrenci yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde çeşitli biyokütle karakterleri (MLSS, MLVSS, EPS, SMP, partikül boyutu dağılımı) ve işletim şartlarında (havalandırma hızı, işletim akısı, çamur yaşı) 4 tıkanma eğilimlerinin ve kritik akıların tayin edilmesidir. MBR tesislerinin işletiminde tıkanmaların en aza indirgenmesi için membran geri yıkama ve kimyasal temizleme türü ve sıklığının optimize edilmesi işletim kolaylığı ve maliyet açısından son derece önemlidir. Tasarım sırasında seçilen işletme akıları ve buna bağlı uygulanan toplam membran yüzey alanları da tıkanma derecelerine etki edebilmektedir. Dolayısıyla MBR tesislerinde tıkanma kontrolü hem tasarım hem de işletim aşamalarında, spesifik atıksu ve biyokütle karakterlerini de dikkate alarak, bütünleşik olarak irdelenmelidir. MBR’larda işletme akısı, membran konfigürasyonu ve yüzey alanı gibi dizayn parametrelerinin yanısıra membranların kimyasal temizleme ve geri yıkama sıklığını içeren işletme koşulları da membran tıkanmasının minimize edilmesinde önemlidir. Geri yıkama ile gözenek yüzeylerine tutunarak oluşan geri dönüşümlü tıkanmanın büyük bir kısmını başarılı bir şekilde uzaklaştırılmaktadır ve membran yüzeyine gevşek şekilde tutunan jelimsi kek tabakası da kısmen membran yüzeyinden uzaklaştırılabilmektedir. Ayrıca batık tip MBR’larda organik maddelerin oksidasyonu için verilen hava membran yüzeylerinde biriken jelimsi kek tabakasını sıyırarak uzaklaştırabilmektedir. Geri yıkama kullanılarak membran gözenek tıkanmasının temizlenmesinin filtre kekine göre daha zor olduğu bilinmektedir. Benzer olarak, gözenek tıkanması geri yıkama ile tamamen giderilemez ve gözenek içerisinde kalan çözünmüş maddeler geri dönüşümsüz tıkanmaya katkıda bulunabilir. Geri yıkama süresi ve sıklığı arttığında daha fazla tıkanmanın uzaklaştırılması beklenmesine rağmen, enerji ve süzüntü suyu (çıkış suyu) tüketimleri için geri yıkama optimizasyonu gereklidir. Her özel uygulamada, esas olarak biyomas karakteristikleri, işletme durumları, membran fizikokimyasal karakteristikleri ve yukarıda tartışıldığı gibi tıkanma tipleri arasında kompleks etkileşimler olduğundan, tıkanmayı kontrol etmek için geri yıkama koşullarını optimize etmek gereklidir. MBR tesislerinde kimyasal temizleme ve geri yıkama optimizasyonu, sadece verimli bir filtrasyon açısından değil, bununla birlikte geri yıkama için süzüntü suyunun kullanımından ve geri yıkama boyunca filtrasyonun durdurulması bakımından da önemlidir (örneğin net süzüntü suyu üretimi). Buna ek olarak, filtrasyon ve geri 5 yıkama modunun çok sık değiştirilmesi, membranların ve mekanik ekipmanın (örneğin pompaların) vaktinden önce zarar görmesine sebep olabilir. • Doktora tez çalışmasının üçüncü fazının ana amacı SDÜ kampüsü öğrenci yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot-ölçek batık MBR sisteminde farklı geri yıkama şartlarının/ senaryolarının membran tıkanmalarına olan etkilerinin tayini ve optimum geri yıkama senaryosunun belirlenmesidir. Dolayısıyla bu geri yıkama senaryolarıyla tıkanmalar en aza indirilip, hedeflenen işletim akıları sürdürülüp, membran kullanım ömrü önemli derecede artırılabilir. Global olarak büyük sorun teşkil eden arıtma sonrası oluşan biyolojik çamurların nihai bertarafı çok güncel ve ivedilikle çözüm üretilmesi gereken bir konudur. Çamur yönetimi alternatifleri arasında son yıllarda çamurun susuzlaştırılması ve susuzlaştırma sonucunda katı madde içeriği yükselmiş olan çamurun düzenli depolama alanlarına sevk edilmesi sıklıkla uygulanmaya başlamıştır. Aktif çamur sistemlerinin işletilmesinde, sıvı fazdan biyokütlenin ayrılması ve bunların susuzlaştırılması önemli bir konudur. Ayırma işlemi, çökeltim işlemi ile bakterilerin flok haline gelmesi ile gerçekleşir. Hemen ardından toplam hacmin küçülterek taşıma ve kurutmada kullanılacak enerjiyi azaltmak için susuzlaştırma işlemi gerçekleştirilir. Susuzlaştırma, atıksu arıtımında en zor ve pahalı işlemlerden birisidir. Bu işlem genelde fiziksel anlamda vakum filtrasyonu, belt filtre pres, kurutma yatakları ve santrifüjleme gibi mekanik yöntemler ile gerçekleştirilmektedir. Yöntem seçimi ise çamurun tipine ve arazi koşullarına bağlıdır. Susuzlaştırma verimi esas olarak çamurun doğasına bağlıdır. MBR sisteminde oluşan çamurlar konvansiyonel aktif çamur arıtma sisteminde (KAS) oluşan çamurlara göre oldukça farklı (yüksek hücre dışı polimerik madde (EPS) konsantrasyonu, yüksek çözünmüş mikrobiyal ürün (SMP) konsantrasyonu, büyük viskozite değeri, yüksek çamur yaşı (SRT) değerine sahip MBR çamuru) özelliktedirler. MBR sistemi içerisinde oluşan biyolojik çamurun susuzlaştırılması konusunun literatürde çok kısıtlı olması ve arıtma işlemi sonucunda oluşan bu biyolojik çamurların nihai bertarafının sağlanabilmesine ışık tutabilmek amacıyla susuzlaştırılabilirliği araştırılmıştır. 6 • Doktora tez çalışmasının dördüncü fazının ana amacı SDÜ kampüsü öğrenci yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot-ölçek MBR sisteminde oluşan çamurların susuzlaştırılabilirliğinin araştırılmasıdır. Susuzlaştırma işleminin verimli olabilmesi için çamur şartlandırıcı olarak kullanılan polimer tip ve optimum dozlarının tespit edilmesi için testler yapılmıştır. Ayrıca MBR çamurunun susuzlaştırılmasına, KAS çamurunun farklı hacim oranlarında karıştırılmasının etkilerini belirlemek amacı ile de testler yapılmıştır. 1.2. Kapsam Doktora tez çalışması kapsamında 4 farklı fazda çalışmalar yapılmıştır ve çalışmaların kapsamı özet halinde Çizelge 1.1’de sunulmuştur. 7 Çizelge 1.1. Tez kapsamı Faz No Bulgular ve Tartışma Kısmında İlgili Başlık No 1 4.1. 2 4.2. Amaç Kapsam • Sekiz aylık arıtılabilirlik çalışması: MBR sisteminin arıtma performansını belirlemek için giriş ve çıkış suyunda aşağıdaki analizler yapılmıştır: KOİ, BOİ5, AKM, TKM, TÇK, NO2-N, NO3-N, NH3-N, TKN, TN, TP, bulanıklık, toplam organizma, toplam koliform, fekal koliform, elektriksel iletkenlik, pH • MBR sistemi ve biyokütle üzerinde yapılan analizler: giriş ve çıkış debisi ölçümleri, Değişken karakterli evsel havalandırma debisi kontrolü, sıcaklık, elektriksel iletkenlik, akı ölçümü, TMP ölçümü, pH, atıksuların pilot ölçek batık ÇO, MLSS, MLVSS, SVI, HRT kontrolü, SRT kontrolü MBR sistemi kullanılarak arıtılabilirliğinin araştırılması. • Arıtılabilirlik çalışmaları üç farklı işletim şartında gerçekleştirilmiştir. Farklı işletim şartlarının arıtma 1.) Normal değerdeki süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat), sonsuz SRT ve performansı üzerine etkilerinin HRT=10-11 saat belirlenmesi. 2.) Normal değerdeki süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat) ve SRT=20 gün ve HRT=10-11 saat 3.) Yüksek süzüntü suyu akısı ile işletim (39 L/m2-saat), SRT=20 gün ve HRT=7,0-7,5 saat • 8 aylık MBR sisteminin işletimi süresince 9 dakika 45 saniye süzüntü suyu üretimi (arıtma) ve 15 saniye geri yıkama modu uygulanmıştır. • Beş farklı biyokütle (MLSS) konsantrasyonunda ve dört farklı havalandırma hızında kritik Değişken karakterli evsel akı değerleri ve MBR sisteminin tıkanma durumlarını tespit etmek için akı-adım metodu ile atıksuların arıtımını yapan pilot testler yapılmıştır. ölçek batık MBR sisteminde • Beş farklı biyokütle MLSS konsantrasyonları sırasıyla; 4500, 6600, 8600, 10100 ve 12600 çeşitli biyokütle karakterleri mg/L’dir. Reaktör içeriğinin sıcaklığı 15-17 οC’ de sabit tutulmuştur. (MLSS, MLVSS, EPS, SMP, • Uygulanan havalandırma hızları (UG)= 0,067-0,101-0,201 ve 0,250 m/s’dir. partikül boyutu dağılımı) ve • Her bir biyokütle şartında ve her bir hava hızında tıkanma durumlarının ve kritik akının işletim şartlarında (havalandırma tespit edilmesi için aşağıdaki parametreler ölçülmüş ve/veya hesaplanmıştır: TMPi, TMPf, hızı, işletim akısı, çamur yaşı) ΔP0, dP/dt, K, TMPort, Rt, Rm, Rf, Kritik akı tıkanma eğilimlerinin ve kritik Biyokütle karakteristiklerini belirlemek için MLSS, MLVSS, EPSC, EPSP, EPST, SMPC, SMPP, akıların tayin edilmesi. SMPT ve partikül boyut dağılımı parametreleri ölçülmüştür. 8 3 4 4.3. Değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilotölçek batık MBR sisteminde farklı geri yıkama şartları/ senaryolarının membran tıkanmalarına olan etkilerinin tayini ve optimum geri yıkama senaryosunun belirlenmesi. 4.4. Değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilotölçek batık MBR sisteminde oluşan çamurların susuzlaştırılabilirliğinin araştırılması. • Toplam olarak yedi farklı geri yıkama senaryosu, bu senaryoların tıkanma kontrolü üzerindeki etkilerini araştırmak üzere test edilmiştir. • Tüm deneysel çalışmalar 6600-6800 mg/l MLSS konsantrasyonu ve UG: 0,101 m/s membran modülü havalandırma hızında yürütülmüştür. • Biyoreaktör içerisindeki su sıcaklığı 12-13 oC’de tutulmuştur. • Her bir geri yıkama senaryosu için tıkanma deneylerine başlamadan önce, ünite stabil koşullara ulaşmak üzere 20 L/m2-saat hedef akıda 12 saat işletilmiştir. • 12 saat boyunca rutin geri yıkama rejimi (her bir 9 dakika 45 saniye süzüntü üretiminden sonra 15 saniye geri yıkama) uygulanmıştır. • Testlerden önce MBR sistemi uygulanmak istenen senaryonun şartlarında 6 saat işletilmiştir. • Tüm testler boyunca geri yıkama debisi 600 ml/dakika’ya (geri yıkama akısı:39 L/m2-saat) sabit ayarlanmıştır. • Test edilen her bir senaryo boyunca tıkanma derecesi akı-adım metodu kullanılarak belirlenmiştir. • Tıkanma durumlarının belirlenmesi için aşağıdaki parametreler ölçülmüş ve/veya hesaplanmıştır: TMPi, TMPf, ΔP0, dP/dt, K, TMPort, Rt, Rm, Rf. • Üç farklı biyokütle (MLSS) konsantrasyonuna sahip MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğinin belirlenmesi için özgül filtre direnci (ÖFD) testleri yapılmıştır. • Üç farklı biyokütle MLSS konsantrasyonları sırasıyla; 3500, 7600 ve 12600 mg/L’dir. • ÖFD testleri Buchner Hunisi Yöntemi kullanılarak yapılmıştır. • Susuzlaştırılabilirliğe filtre kağıdının etkisini belirlemek için 3 farklı tür (farklı gözenek boyutuna sahip) Whatman filtreleri kullanılarak ÖFD testleri yapılmıştır. • Filtre kağıdı etkisinin belirlenmesinden sonra tek tür filtre kağıdı kullanılarak farklı türdeki polimerlerin susuzlaştırılabilirliğe etkilerinin ve optimum polimer dozunun belirlenmesi için ÖFD testleri yapılmıştır. • MBR çamuruna konvansiyonel aktif çamurun karıştırılması ile susuzlaştırılabilirliğin ne yönde etkilendiğini belirlemek için MBR çamuru ile konvansiyonel aktif çamur hacimsel olarak iki farklı oranda karıştırılarak ÖFD testleri yapılmıştır. • Susuzlaştırılabilirliğin verimini belirlemek için ÖFD parametresi yanında filtre kağıdı kek içeriğinin katı madde analizleri yapılmıştır. • Biyokütle karakteristiklerini belirlemek için MLSS, MLVSS, EPSC, EPSP, EPST, SMPC, SMPP, SMPT ve partikül boyut dağılımı parametreleri ölçülmüştür. 9 2. KAYNAK ÖZETLERİ 2.1. Genel MBR Tanıtımı Son yıllarda polimer ve dolayısıyla membran teknolojisindeki çok hızlı gelişmeler ve üretim maliyetinin azaltılması sebebiyle gerek içme suyu gerekse de atıksu arıtma alanlarında membran prosesleri (özellikle mikrofiltrasyon ve ultrafiltrasyon) konvansiyonel sistemlerle maliyet açısından rekabet edebilir hale gelmiş ve geniş çapta uygulanmaya başlanmıştır. Dolayısıyla, atıksu arıtmada uygulanan MBR’lar da gelişmiş ve gelişmekte olan ülkelerde son on yılda eksponansiyel bir artışla arıtma tesislerinde devreye alınmıştır (Stephenson vd., 2000; Gunder, 2001; Anonim I, 2001; Judd, 2001, 2006; Van der Roest vd., 2002; Daigger vd., 2005). Önümüzdeki yıllarda birçok konvansiyonel atıksu arıtma tesislerinin teknolojilerini MBR’lara dönüştüreceği ve özellikle de son çökeltim havuzlarının ortadan kalkacağı A.B.D. ve Avrupa’daki uzmanlar tarafından tahmin edilmektedir. MBR’lar membran ekipmanı sayesinde arıtılmış su ve biyokütlenin fiziksel olarak filtrasyon ile ayrıldığı süspansiyon büyüme modundaki biyokimyasal oksidasyon (aktif çamur gibi) prosesidir (Adham ve Gagliardo, 1998; Buisson vd., 1998; Cicek, 1998; Crawford vd., 2000; Liu vd., 2000; Stephenson vd., 2000). Konvansiyonel aktif çamur prosesinde iki ayrı tankda gerçekleşen biyokimyasal oksidasyon (havalandırma tankında) ve su/biyokütle ayrımı (sedimantasyon ile çökeltim tankında) MBR’larda tek tankta gerçekleşmektedir. Bu tank içinde havalandırma suretiyle aktif çamur oluşturulmakta, tankın içinde suda gömülü olan membran kasetlerindeki fiberlerin ya da düz tabaka membranların çok küçük gözeneklerinden vakum uygulanarak arıtılmış su çekilmekte ve biyooksidasyon ile karbon giderimini yapan biyokütle tank içerisinde kalmaktadır. Şekil 2.1’de membran fiberlerini içeren bir kaset gösterilmiştir. Şekil 2.2’de ise bir membran kasetinin tankın üstündeki sabit vinç yardımı ile tankın içine konumlanırken çekilen fotoğrafı gösterilmiştir. Genellikle mikrofiltrasyon (yaklaşık 0,2 μm gözenek büyüklüğü) ya da ultrafiltrasyon (yaklaşık 0,01 μm gözenek büyüklüğü) membran üniteleri MBR’larda kullanılmaktadır. Arıtma sırasında zamanla fiberler üzerinde oluşan kek/kirlenme 10 tabakası (foulant layer) bu gözenekleri daha da küçültmekte ve su/biyokütle ayrımını, askıda katı madde ve mikroorganizma giderme verimini artırmaktadır. Şekil 2.1. Bir MBR membran kaseti (ZENON Env. Inc., 2002) Şekil 2.2. Bir membran kasetinin tank içine konumlanması 11 Tipik bir MBR ünitesi akım şeması Şekil 2.3’de gösterilmiştir. Şekil 2.4’deki fotoğraf ise A.B.D.’de bir arıtma tesisinde hizmete alınan MBR ünitesinin üstten görünüşüdür. Atıksudaki membranları tıkayabilecek büyük çaplı materyalleri (bez, plastik, kağıt parçaları gibi) ayırmak için mekanik kaba ve ince ızgaradan (1–2 mm çaplı) geçen atıksu direk olarak ön çökeltime gerek olmadan MBR tankına girmektedir (Şekil 2.3). Ancak giriş askıda katı madde muhtevası nispeten fazla olan atıksularda MBR ünitesinden önce ön çökeltim de uygulanabilmektedir. Daha küçük çaplı (≈0,1–1 mm) ve daha yüksek tutma kapasitesi olan döner tambur ızgaralar genellikle MBR sistemlerinde konvansiyonel ızgaralara tercih edilmektedir. MBR tankının giriş bölümü kapalı ve havalandırmasız yapılarak anoksik şartlar sağlanıp denitrifikasyon uygulanabilir. Bunun için havalandırma tankında nitrifikasyon ile oluşan nitrat biyokütle geri döngüsü (MLSS recirculation) ile anoksik tanka geri pompalanır. Böylece isteğe bağlı olarak organik karbon gideriminin yanında amonyak-azotu giderimi de sağlanır. Eğer fosfor giderimi de amaçsa tankın ilk giriş kısmına bir anaerobik bölüm eklenip fosfor da biyolojik olarak atıksudan giderilebilir. Dolayısıyla MBR prosesi biyolojik nütriyent giderimi için de uygundur (Judd, 2006). Bazı sentetik toksik organik maddelerin, fosforun (kimyasal olarak giderim için) veya ağır metallerin (her ne kadar evsel atıksularda genellikle sorun olmasa da) giderimi istenirse opsiyonel olarak koagülasyon/flokülasyon işlemi için bazı metalik koagülantlar suya eklenebilir. Tüm bu özellikler MBR’ları çok esnek bir arıtma prosesi haline getirir. Vakum ile membran fiber gözeneklerinden çekilen arıtılmış su konvansiyonel sistemlere göre çok daha yüksek kalitededir. Oluşan atık çamur diğer konvansiyonel sistemlerde olduğu gibi nihai bertaraf için proses edilir ve gübre olarak tarım, rekreasyon arazilerinde kullanılabilir. 12 Metal eklenmesi (opsiyonel) Anoksik bölüm Aerobik bölüm (havalandırma) Atıksu Giriş Izgara Membran ekipmanı Arıtılmış Çıkış MLSSgeridönüşümü (denitrifikasyon için) Atık Çamur Şekil 2.3. Tipik bir MBR sistemi akım şeması Şekil 2.4. Bir MBR ünitesinin üstten görünüşü MBR’lar kompak sistemler olduğu için konvansiyonel sistemlere göre çok daha az arazi gereksinimi vardır. Dahili sistem MBR’larda tüm arıtma aşamaları (havalandırma, sıvı/biyokütle ayrımı ve fiziksel dezenfeksiyon) tek bir tankda 13 gerçekleşmektedir. MBR’ların belki de en heyecan verici özelliği hâlihazır işletimde olan konvansiyonel aktif çamur sistemlerinin kolaylıkla MBR sistemlerine dönüştürülebilmesidir (Fane ve Chang, 2002). Hâlihazır havalandırma tankına batık membranlar yerleştirerek bu işlem gerçekleştirilebilmektedir. 2.1.1. Tasarım ve İşletim Parametreleri Bu kısımda MBR sistemlerinin tasarım ve işletiminde kullanılan parametreler tanımlanıp tartışılacaktır. Besleme suyu: MBR sistemine gelen giriş suyu. Süzüntü suyu: MBR sisteminden elde edilen temiz çıkış suyu. Süzüntü suyu akısı: Membran toplam yüzey alanına bölünmüş süzüntü suyu debisi: Jt = QP A (2.1.) J t= t zamanındaki anlık süzüntü suyu akısı (L/m2-saat; LMH) QP= t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat) A= toplam membran yüzey alanı (m2). Spesifik akı (permeabilite, K): Transmembran basıncına göre normalize edilmiş süzüntü suyu akısı: J tm = Jt TMP (2.2.) Jtm= t zamanındaki spesifik akı (LMH/psi; psi=libre/inch2) J t= t zamanındaki süzüntü suyu akısı (LMH) TMP= transmembran basıncı (psi). Ortalama transmembran basıncı aşağıdaki bağıntı ile hesaplanır: 14 TMP = (Pi + Po ) − PP 2 (2.3.) Pi= membran modülü girişindeki basınç (psi) Po= membran modülü çıkışındaki basınç (psi) PP= süzüntü suyu basıncı (psi). Sıcaklığa göre normalize edilmiş akı hesaplaması: sıcaklığa bağlı su viskozitesindeki varyasyonları dikkate almak için 20 oC deki süzüntü suyu akısı şöyle hesaplanabilir (ZENON Env. Inc, 2002): J tm (20°C) = Q p • e −0.0239•(T-20) (2.4.) A Jtm= t zamanındaki anlık spesifik akı (L/m2-saat) QP= t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat) T= sıcaklık (°C) A= toplam membran yüzey alanı (m2). Sistem su geri kazanımı (system recovery): giriş suyu debisine göre geri kazanılan temiz su (süzüntü suyu) debisinin yüzdesi sistem su geri kazanımı olarak ifade edilir: ⎡Q ⎤ % Su Geri Kazanimi = 100 x ⎢ P ⎥ ⎣ Qf ⎦ Qp= süzüntü suyu debisi (L/saat) Qf= giriş suyu debisi (L/saat). (2.5.) 2.1.2. MBR Konfigürasyonları Uygulanmakta olan MBR sistemleri harici (sıvı/biyokütle ayrımının çapraz akışlı membran filtrasyonu ile ayrı bir ünitede gerçekleştiği) ve dahili-entegre 15 (sıvı/biyokütle ayrımının biyoreaktör içinde batık membranlar ile gerçekleştiği) olmak üzere 2 ana konfigürasyondadır (Şekil 2.5). Biyoreaktör Pompa Süzüntü Harici MBR Çapraz akışlı Vakum membran Dahili (entegre) MBR Süzüntü Batık membranlı biyoreaktör filtrasyonu Şekil 2.5. MBR konfigürasyonları Dahili MBR’larda farklı amaçlar için genellikle iki tür havalandırma uygulanır. Reaktör tabanındaki difüzörlerden verilen kaba hava kabarcıklı havalandırma ile biyokütlenin oksijen ihtiyacı hedeflenir. Öte yandan membran yüzeyine uygulanan ince hava kabarcıklı havalandırma ile membran yüzeyine maddelerin birikip akıyı azaltması engellenmeye çalışılır. Yükselen hava kabarcıkları membran yüzeyinde türbülanslı karşı akım yaratıp (yaklaşık 1 m/s), membran yüzeyinde materyallerin birikmesini azaltır, böylece sistem daha etkin çalışır. Reaktördeki türbülanslı karışım ve reaktör hidroliğinden dolayı iki havalandırma türü de pratikte hem temizleme hem de oksijen ihtiyacı taleplerini karşılayabilir. Diğer bir deyimle uygulamada iki havalandırmanın da sonuçlarını ayırt etmesi zordur. Konfigürasyon seçeneğine karar vermek spesifik uygulamaya bağlı olsa da genellikle dahili MBRlar daha sık uygulanmaktadır. İki konfigürasyonun karşılaştırılması Çizelge 2.1’de sunulmuştur. 16 Çizelge 2.1. Dahili ve harici MBR’ların karşılaştırılması Dahili/Entegre MBR Yüksek havalandırma masrafı Düşük pompaj masrafı Düşük akı (büyük alan gereksinimi) Daha nadir temizleme ihtiyacı Düşük işletme maliyeti Yüksek ilk yatırım maliyeti Harici MBR Düşük havalandırma masrafı Yüksek pompaj masrafı Yüksek akı (küçük alan gereksinimi) Daha sık temizleme ihtiyacı Yüksek işletme maliyeti Düşük ilk yatırım maliyeti Dahili batık MBR’lar daha düşük işletme akılarında çalıştırıldıkları için daha fazla geçirimliliğe (permeabiliteye) dolayısıyla da daha fazla hidrolik verimliliğe sahiptirler. Düşük akı ile çalışmak batık MBR’larda önemlidir çünkü bu uygulama membran kirlenmesini veya tıkanmasını minimize eder. İleriki bölümlerde tartışılacağı gibi membran tıkanması MBR’ların en önemli dezavantajlarından birisi olup, maliyeti artırıcı ve işletmeyi zorlaştırıcı temizleme mekanizmalarını gerektirir. Dahili batık MBR’lar harici MBR’lara göre daha düşük pompaj masrafları gerektirse de daha yoğun havalandırma ihtiyacı arz ederler. Bunun nedeni havalandırmanın membran tıkanmasını engelleyici ana yöntem olmasıdır. Ayrıca, batık MBR’larda düşük akı ile çalışılması sabit süzüntü suyu debisi üretimi baz alındığında daha fazla membran yüzey alanı (dolayısıyla daha fazla ilk yatırım maliyeti) gerektirir. Ancak bu dezavantajlara rağmen, orta ve büyük ölçekli kentsel atıksu arıtımları için genellikle seçilen ve uygulanan konfigürasyon dahili batık MBR’lardır (Judd, 2002a). Çizelge 2.2’de değişik MBR sistemi üreticilerinin ürünlerinin teknik özellikleri ve karşılaştırılmaları verilmiştir. Değişik ürünlerin teknik avantajları hakkında tartışmalar olsa da temel hususlar membran maliyetleri, sistem bütünlüğü, işlerliği, tıkanma kontrolü ve müteakip temizleme mekanizmasıdır. Membran üretim maliyetlerinin gittikçe düşmesi ve MBR uygulamalarının gittikçe artmasına rağmen bu yeni teknoloji alanında üzerinde daha çok çalışılan konu ve dikkate alınması gereken husus membranların tıkanmasıdır. Çünkü membranların tıkanması pompaj ve havalandırma gereksinimlerini direk etkileyip dolayısıyla da sistem maliyetini önemli ölçüde etkiler. Daha az tıkanan veya ucuz maliyetle daha kolay 17 temizlenebilen membranların geliştirilmesi için yoğun araştırma-geliştirme çalışmaları yapılmaktadır. Çizelge 2.2. MBR sistemi üreticilerinin ürünlerinin teknik özellikleri (Judd, 2002a; 2006) Parametre Kubota Mitsubushi Rayon Zenon Orelis veya Wehrle Membran geometrisi Düz tabakalı (flat plate) Gözenekli fiber (hollow fiber) Gözenekli fiber (hollow fiber) Tübüler Dahili (batık) Dahili (batık) Harici 0,03 0,1 --- --- --- 1-3 0,1-0,5 0,1-0,5 2-5 20-50 40-70 70-130 100-200 150-400 25-35 Proses Dahili (batık) konfigürasyonu Ortalama hava hızı 0,05 (m/s) Ortalama sıvı hızı 0,5* (m/s) Transmembran 0,05-0,15 basıncı (bar) Akı (LMH) 15-35 Permeabilite 250-500 (LMH/bar) *Üretici tarafından önerilen. 2.1.3. MBR’ların Gelişimi Tasarım yaklaşımları açısından MBR’ların günümüze gelinceye dek 3 temel nesli ortaya çıkmıştır ve 4. nesil de gelişme aşamasındadır (Crawford vd., 2000). Çizelge 2.3’de MBR’ların tasarım kriterlerine göre gelişimi özetlenmiştir. Kentsel veya evsel atıksu arıtımı için kullanılan 1. nesil MBR’lar daha çok küçük debiler, kanalizasyona bağlı olmayan bölgeler ve atıksu geri kazanım ve kullanımı için uygulanmışlardır. Örneğin, karavan parkları, uydu yerleşimleri, kayak merkezleri ve ofis kompleksleri kullanım alanları olmuştur. Bunlar işletim kolaylığının ve değişken yüklerin karşılanabilirliliğinin önemli olduğu tesislerdir. 1. nesil MBR’larda 15000–25000 mg/L MLSS ve 50 gün veya daha fazla SRT uygulanmıştır. Çok yüksek SRT’den dolayı bu sistemler biyolojik arıtım açısından oldukça kararlı ve nispeten problemsizdir. Yüksek kalitede çıkış suyu, tam nitrifikasyon, az çamur miktarları ve 18 seyrek çamur atımı ve az değişkenlikteki çıkış suyu kalitesi bu neslin avantajları olmuştur (Crawford v., 2000). Çizelge 2.3. Tasarım kriterlerine göre MBR’ların gelişimi (Crawford vd., 2000) Parametre 1. Nesil 2. Nesil 3. Nesil SRT (gün) 50+ 20+ <10 - 15 MLSS (mg/L) 20000+ 20000 10000 NH3 giderimi Var Var Var Toplam azot giderimi Yok Var Var Fosfor giderimi Yok Var Var 1. nesil uygulamaların artması ve teknolojik gelişimler sonucu 2. nesil MRB’lar devreye girmiştir. 2. nesil MBR’ların en önemli iki özelliği MBR’lara biyolojik nütriyent (azot ve fosfor) giderimi özelliğinin eklenmesidir. Tam nitrifiye eden bir tesisde, azot giderimi aerobik bölümde oluşan nitratın MLSS ile anoksik bölüme geri döndürülmesi ve anoksik bölümde de denitrifikasyon sonucu nitratın azota indirgenmesi ile gerçekleşmektedir. Denitrifikasyon ile aynı zamanda alkalinite geri kazanımı da elde edilir. 2. neslin diğer bir özelliği de kimyasal fosfor giderimi için MBR’lara metal tuzlarının eklenmesidir. Tesislerde elde edilen sonuçlara göre çıkış fosfat konsantrasyonları 0,1 mg/L’den azdır (Crawford vd., 2000). İlk uygulamalarda, metal tuzlarının eklenmesi ile MBR MLSS konsantrasyonları sabit SRT’de 25,000 mg/L gibi yüksek değerlere çıkmıştır. Dolayısıyla, müteakip uygulama veya işletme periyotlarında SRT azaltılmıştır. Bunun nedeni ise yüksek MLSS konsantrasyonlarının membran kapasitesine olumsuz etkilerini azaltabilmektir. 2. nesil MBR’larda bundan dolayı MLSS ve SRT sırasıyla 15000–20000 mg/L ve minimum 20 gün olmuştur. 3. nesil MBR’lardaki ana hedefler membran akısını ve kapasitesini artırabilmek, sistem SRT ve MLSS’ini azaltabilmek ve toplam maliyeti optimize edebilmek olmuştur. Artık 3. nesil MBR’larda sadece üretici firmaların değil, arıtma tesisi işletmecileri ve mühendislik-danışmanlık firmalarının da rolleri artmaya başlamıştır. 19 Daha düşük MLSS konsantrasyonları (10,000 mg/L civarı) ile çalışılması süzüntü suyu akısını da artırmıştır (Crawford vd., 2000). Azaltılan MLSS ve SRT (gerekli biyolojik proses kinetiğinin yakalanması açısından) 3. nesil MRB’ların temel özelliğidir. Ancak bu olumlu değişiklikler diğer yandan bazı proses ve tasarım olumsuzlukları da meydana getirmiştir. Azaltılan SRT uzun süreli iç solunum ihtiyacı için gereken enerjiyi (havalandırma bağlamında) gerektirmese de, daha yakın ve etkin proses kontrolü gerektirip, günlük organik yükleme varyasyonlarının etkisi açısından problemler çıkarabilmektedir. Daha düşük MLSS ile çalışmak membran ekipman maliyetini azaltmakta ve pik debileri karşılayabilme kapasitesini artırmaktadır. Ancak aynı zamanda da gerekli reaktör hacmini ve üretilen atık çamurun hacmini artırmaktadır. Günümüzde, uygulanan sistem kapasiteleri bağlamında düşündüğümüzde artık 4. nesile giriyoruz diyebiliriz. Son birkaç yıl içinde inşa edilen veya tasarımı yapılmakta olan MBR’lara bakıldığında sadece toplam sayının değil, aynı zamanda çok daha büyük skalada debileri arıtacak MBR’ların oranının da arttığını görmekteyiz. Bunun sonucu olarak satış pazarının eksponansiyel artması üretici firma sayısını artırmış ve rekabeti de geliştirmiştir (Crawford vd., 2000; Judd, 2006; Chae ve Shin, 2007). Tasarım yaklaşımı açısından günümüzdeki tecrübenin geliştirilmesi gereken temel husus küçük- veya orta-ölçekteki uygulama tecrübelerinden büyük-ölçeğe geçiştir. Örneğin, 3000 m3/gün debisindeki bir MBR makul sayıda modüler ünitelerle tasarlanabilir. Öte yandan büyük debiler için tasarımda benzer büyüklükte daha fazla modüler ünite mi, yoksa daha büyük modüllerin mi kullanılacağı seçilmek zorundadır. Büyük tesisler için şu anda az tecrübe olmasından dolayı bu seçim kriterleri halen optimize edilmektedir. Etkili temizlik için sınırlı sayıda büyük modüller tercih edilir. Öte yandan, etkili geri yıkama (backpulse) ve dengeli debi tasarımı açısından her modülün etkin büyüklüğünde sınırlamalar olabilir. Büyük tesislerdeki diğer potansiyel bir zorluk da sürekli ve periyodik temizleme mekanizmalarının tasarımıdır. Küçük tesislerde membran modüllerinin tankdan çıkartılıp, harici olarak temizlenip, tekrar tanka konumlanması etkili olsa da bu 20 yöntem büyük tesislerde pratik olmayabilir. Dolayısıyla büyük tesislerde temizleme yönteminin etkinliği üretici firmalar arasındaki temel rekabet noktalarından bir tanesidir. MBR’larda tecrübenin az olduğu diğer bir husus da çamur işleme prosesleriyle ilgilidir. Günümüze kadar çoğu küçük ölçekli MBR uygulamaları atık çamurları için aerobik çamur stabilizasyonu, susuzlaştırma veya stabilizasyon sonrası direk araziye serme işlemini uygulamıştır. Büyük tesislerde ise fazla miktarlardaki çamurdan dolayı önce çamur yoğunlaştırma, sonra aerobik veya anaerobik çürütme ve susuzlaştırma kademeleri gerekmektedir. Şu ana kadar az uygulamadan dolayı MBR çamurlarının yoğunlaştırılabilirliği ve çamurların aerobik veya anaerobik olarak hızlı stabilizasyonu hakkında yeterli araştırma çalışması yoktur. MBR çamurları yönetimi için araştırma geliştirme faaliyetleri şu an 4. nesil MBR’ların temel hususlarından birisidir. Büyük ölçekli tesislerde diğer önemli tasarım hususu da membran ekipmanı tasarımının yanı sıra etkin bir biyolojik proses tasarımının da beraber yapılabilmesidir. Bu gereksinim tasarım kompleksliğini bir miktar daha artırır. Bu açıdan 4. nesil MBR’larda membran üreticilerinin yanı sıra proje hazırlayıcılarının ve proje sahiplerinin de biyolojik proses tasarımındaki rolü ve sorumluluğu artacaktır. 2.1.4. MBR’ların Konvansiyonel Sistemlere Göre Avantajları MBR’larda biyolojik askıda katı madde (mixed liquor suspended solids, MLSS) konsantrasyonları 12000–15000 mg/L değerlerine kadar ulaştırılabildiği için (konvansiyonel aktif çamurda MLSS yaklaşık 2000–4000 mg/L) arıtma için gerekli hidrolik bekleme süresi (HRT) konvansiyonel sistemlere göre azdır. Havalandırma havuzlarının hacim dizaynında HRT temel parametre olduğu için düşük HRT gereksinimi gerekli havuz hacmini düşürüp, ilk yatırım maliyetini azaltıp, işletme kolaylığı da sağlar (Judd, 2001, 2006). Buna ek olarak arazi gereksinimi de azalır. Yine konvansiyonel aktif çamur sistemlerine göre MBR’larda son çökeltme tankına ihtiyaç olmadığı için bu da ilk yatırım ve işletme maliyetini azaltıcı bir etmendir. 21 MBR’larda yüksek MLSS konsantrasyonlarından dolayı fazla çamur yaşı (solids retention time, SRT) ile işletim yapılabilir. Yirmi günden fazla SRT ile çalışıldığında çeşitli avantajlar ortaya çıkar. Bunlardan birincisi artırılmış iç solunumdan dolayı oluşan yeni biyokütle (yield) azalır ve bertaraf edilmesi gereken atık biyokütle miktarının azalması maliyeti düşürür. İkinci olarak, yüksek SRT değerlerinde nitrifikasyon daha verimli gerçekleşir ve nitrifikasyonun çeşitli ortam şartlarından olumsuz etkilenme şansı azalır. Üçüncü avantaj sentetik toksik organik maddelerin biyolojik ayrışmasını sağlayan özel mikroorganizmaların yüksek SRT değerlerinde daha etkin çalışmalarıdır. Yine yüksek MLSS konsantrasyonlarında çalışıldığında sisteme fazla organik yükleme de yapılabilir. Bu yüksek biyokütle konsantrasyonu aynı zamanda şok toksik yüklemelere karşı da daha dayanıklıdır. MBR’ların en önemli avantajlarından birisi biyokütle/su ayrımı biyokütlenin çökelebilme özelliğinden bağımsızdır. Bunun nedeni bu ayrım prosesinin çökeltim prensibi ile değil fiziksel filtrasyon ile yapılmasıdır. Dolayısıyla, konvansiyonel sistemlerin son çökeltme havuzu işletiminde çok problem arz eden çökelemeyen biyokütle (filamentli flokların veya Nocardia türü mikroorganizmaların oluşmasından dolayı) durumu MBR’larda yoktur. Aynı zamanda, MBR’larda mikrofiltrasyon veya ultrafiltrasyon ile çok küçük gözeneklerle ayırma yapıldığı için biyokütlenin tamamı tutulur (Ortiz vd., 2007). Buna bağlı olarak deşarj standartlarından birisi olan toplam askıda katı madde (AKM) MBR’larda genelde çok düşük olur (yaklaşık 1-3 mg/L). İyi işletilen konvansiyonel sistemlerde ise bu rakam 10–30 mg/L arasıdır. Filtrasyon sonucu bulanıklık da MBR’larda düşük değerlere düşer (<0,5 NTU) ve çıkış suyu çok berrak bir görünüm alır. Bu kaliteli su üretiminden dolayı özellikle A.B.D.’de bu proses ile arıtılan atıksular geri kazanılmakta ve sulamada (tarımsal, rekreasyon, inşaat alanları, vs), endüstriyel ve diğer alanlarda (proses suları, yangın söndürme, tuvalet pisuarları, vs) kullanılmaktadır (Adham ve Trussel, 2001). Böylece hem içme suyu kaynakları az kullanılıp korunmuş, hem de arıtılmış atıksular değerlendirilmiş olur. MBR’larda işletim sırasında SRT konvansiyonel sistemlere göre çok daha rahat kontrol edilir. Çünkü son çökeltim tanklarında biyokütlenin bazı durumlarda iyi 22 çökelmemesinden dolayı savaklardan AKM kaçma durumu MBR’da yoktur. MBR’da biyokütlenin sistemden tek çıkma noktası nihai bertaraf için atılan atık çamurdur (Visvanathan vd., 2000; Lesjean vd., 2004). MBR’larda fiziksel biyokütle ayrımı yanında aynı zamanda da çok kaliteli bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmış olur. A.B.D.’de gerek pilot gerekse de gerçek tesislerde MBR’ların yaklaşık tüm protozoaları giderdiği, 5–6 log (logaritmik, ya da %99,999-%99,9999) bakteri, ve 1–2 log virüs giderimi sağladığı gözlenmiştir. Klorla dezenfeksiyona dayanıklı olan patojenik protozoalardan Cryptosporidium ve Giardia da MBR’da rahatlıkla tutulur. Bu rakamlar yaklaşık membrandaki 0,1 μm gözenek büyüklüğü dikkate alındığında beklenen rakamlardır. Bu bağlamda düşük bulanıklık yanında çok düşük patojen içerikli arıtılmış su rahatlıkla zirai sulama amaçlı kullanılabilir. Konvansiyonel sistemlere göre MBR’la arıtılmış atıksu çevre sağlığı ve mikrobiyal içerik yönünden çok daha güvenlidir. A.B.D.’deki standartlara göre MBR’la arıtılmış atıksular son bir dezenfeksiyon yapmak koşuluyla (geri kalan virüsleri bertaraf etmek ve sonradan oluşabilecek mikrobiyal büyümeyi engellemek için) direk tarımsal sulamada kullanılabilir. Bu standartlar değişik tarım ürünleri ve kullanım alanları için farklı olarak hazırlanmıştır (Anonim II, 1992, Anonim III, 2000). 2.1.5. MBR’ların Genel Dezavantajları MBR’da arıtma prosesi tek bir havuzda gerçekleştiği için sistem mekanik ve kontrol açıdan konvansiyonel sistemlere göre daha komplekstir. Ancak %100 otomasyon sayesinde işletim kolaylaşır. İşletim sırasında zamanla membran gözenekleri tıkanır ve arıtılmış su çekimi (akı) azalır, bunu engellemek için belirli aralıklarda basınçlı hava/su (backpulse) ve kimyasallarla (sitrik asit, sodyum hipoklorit, gibi) gözenekler temizlenir (Judd, 2002a). Tüm bu temizlik işlemi otomatik yapılır. Ancak bu kimyasallar için az hacimlerde de olsa biriktirme amacıyla depolama tankları gerekir. Membranların tıkanması ve temizleme metotları ileride ayrı bir kısımda tartışılmıştır. 23 2.1.6. MBR’larda Çıkış Suyu Kalitesi Çizelge 2.4’de evsel atıksular için tipik MBR çıkış suyu kaliteleri verilmiştir. Görüleceği üzere çıkış suyu kalitesi konvansiyonel biyolojik arıtım sistemlerinden çok daha üstündür. Elde edilen bulanıklık değerlerinin 0,5 NTU’dan düşük olduğu düşünüldüğünde üretilen suyun ne kadar berrak olduğu ortadadır. Yine konvansiyonel sistemlerde 20–30 mg/L’den az elde edilemeyen BOİ ve AKM, MBR çıkış sularında 2,0 mg/L’den düşüktür. Bu da üretilen suyun organik stabilite ve partiküller açısından ne kadar kaliteli olduğunu gösterir. Önceden bahsedildiği gibi MBR’larda fiziksel biyokütle ayrımı yanında aynı zamanda da çok kaliteli bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmış olur. A.B.D.’de gerek pilot gerekse de gerçek tesislerde MBR’ların yaklaşık tüm protozoaları giderdiği, 5–6 log bakteri ve 1–2 log virüs giderimi sağladığı gözlenmiştir. Klorla dezenfeksiyona dayanıklı olan patojenik protozoalardan Cryptosporidium ve Giardia da MBR’da rahatlıkla tutulur. Bu rakamlar yaklaşık membrandaki 0,1 μm gözenek büyüklüğü dikkate alındığında beklenen rakamlardır. Çizelge 2.4. Evsel atıksuları arıtan MBR’larda tipik çıkış suyu kaliteleri (Adham ve Gagliardo, 1998; Adham vd., 2000) Parametre Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOI5) Toplam askıda katı madde (AKM) NH3-N Tipik Değerler < 2,0 mg/L < 2,0 mg/L < 1,0 mg/L (nitrifiye eden tesislerde) < 0,1 mg/L (biyolojik olarak ya da kimyasal olarak alum katkısıyla) < 10 mg/L (orta sıcaklıktaki iklimlerde) < 3,0 mg/L (sıcak iklimlerde) < 3,0 < 0,5 NTU Toplam fosfor (TP) Toplam azot (TN) Toplam azot (TN) Silt yoğunluk indeksi (SDI) Bulanıklık Mikrobiyolojik: Bakteriler 5–6 log giderim Virüsler 1–2 log giderim Protozoalar (Cryptosporidium ve Giardia) Tam giderim 24 2.1.7. MBR ve Konvansiyonel Sistemlerde İşletim Parametrelerinin Karşılaştırılması Organik yükleme hızları ve giderim verimleri açısından MBR ve diğer konvansiyonel sistemlerin karşılaştırılması Çizelge 2.5’de verilmiştir. Çizelgeden görüleceği üzere MBR’lar diğer sistemlerle etkili bir şekilde rekabet edebilmektedir. MBR’larda organik yükleme hızları genellikle damlatmalı filtrelerden, kademeli kesikli ve konvansiyonel aktif çamurdan düşük HRT’lerden dolayı daha fazladır. Diğer yandan MBR’larda organik yükleme hızları biyolojik havalandırmalı filtrelerden, tam karışımlı ve yüksek hızlı havalandırmalı aktif çamur proseslerinden daha azdır. Çizelge 2.5. Değişik arıtma prosesleri için organik yükleme hızları (Gander vd., 2000) Reaktör Organik Yükleme Hızı (kg BOİ5/m3-gün) HRT (saat) BAF: Aşağı akışlı 1,5 (KOİ) 1,3 Aşağı akışlı 7,5 Yukarı akımlı 4 TF: Düşük hızlı 0,08–0,40 Orta hızlı 0,24–0,48 Yüksek hızlı 0,48–0,96 ASP: Kademeli kesikli 0,08–0,24 12–50 Konvansiyonel 0,32–0,64 4–8 Tam karışımlı 0,80–1,92 3–5 Yüksek hızlı 1,6–16 2–4 havalandırmalı MBR: Batık: Düz tabakalı 0,39–0,70 7,6 (Kubota) 0,03–0,06 1 Gözenekli fiber 0,005–0,110 8 (Tech Sep) 1,5 (KOİ) 0,5 Düz tabakalı 0,18 24–95 Gözenekli fiber 0,45–1,50 (KOİ) 8 BAF: Biyolojik havalandırmalı filtre; TF: Damlatmalı filtre; prosesi. 25 Giderim Yüzdesi 93 75 >93 80–90 50–70 65–85 85–95 85–95 85–95 75–90 99 98–99 98 87–95 88–95 ASP: Aktif çamur Çizelge 2.6’da MBR ve diğer biyolojik sistemlerde tipik çamur üretimleri karşılaştırılmıştır. MBR’lar yüksek SRT değerlerine ulaşabildiklerinden çamur üretimleri konvansiyonel aktif çamura göre önemli derecede azdır (Mayhew and Stephenson, 1997; Cicek vd., 1999a; Judd, 2002b). Çamur işleme ve bertarafı toplam arıtma işletim maliyetinin önemli bir kısmını oluşturduğu için bu yönden az çamur üretimi MBR’lar açısından avantajdır. Çizelge 2.6. Değişik arıtma prosesleri için çamur üretimleri (Mayhew ve Stephenson, 1997) Arıtma prosesi Çamur üretimi (kg/kg BOİ5) Batık tip MBR 0,0–0,3 Düzenli medya biyolojik havalandırmalı filtre 0,15–0,25 Damlatmalı filtre 0,3–0,5 Konvansiyonel aktif çamur 0,6 Granüler medya biyolojik havalandırmalı 0,63–1,06 filtre 2.1.8. MBR Sistemlerinin Kentsel Atıksu Arıtımındaki Uygulamaları MBR sistemleri ilk olarak kentsel atıksuların arıtılması ve yeniden kullanılması için kullanılmıştır (Cicek vd., 1999a; Cicek, 2002). MBR’lar, kompakt oluşları ve yeniden kullanılabilir çıkış suyu kalitesi elde edilebilmesi gibi avantajları nedeniyle, arazi sıkıntısı olan bölgelerde ideal bir atıksu arıtım teknolojisi olarak değerlendirilmektedir. Bu nedenlerden dolayı bir çok farklı MBR sistemleri tasarlanmıştır (Kimura, 1991). On yıl öncesine kadar membran ünitelerinin yüksek maliyetleri nedeni ile kentsel atıksuların MBR teknolojisi ile arıtılması sadece küçük ölçeklerle sınırlı kalmıştır (Muller vd., 1995). Hollanda’da gerçekleştirilen bir çalışmada, evsel atıksuların aerobik membran sistemi ile başarılı bir şekilde arıtılabildiğini, fakat prosesin yüksek basınç ve havalandırma maliyetleri nedeniyle makul bulunmadığı belirlenmiştir (Muller vd., 1995). Bir diğer çalışmada da çarpraz akışlı (cross flow) mikrofiltrasyon prosesinin ileri bir arıtma tekniği olarak kullanılmasının daha etkili olduğu 26 belirtilmiştir (Ross vd., 1992; Ottoson vd., 2006). Fakat membran tasarımı ve optimizasyonundaki gelişmelere ve membran teknolojisi üzerinde çalışan firma sayısının artmasına paralel olarak, kentsel atıksuların MBR sistemleri ile arıtılmasında maliyetlerin önemli oranda azalacağı düşünülmektedir (Cicek, 2002). Son on yıldan günümüze kadar polimer kimyasındaki gelişmeler, polimer üreticileri arasındaki rekabetten dolayı membran fiyatları oldukça düşmüştür (Daigger vd., 2005). MBR sistemi ile arıtılan suların geri kullanılması ile birlikte MBR sitemlerinin yatırım maliyetleri neredeyse konvansiyonel sistemlerle aynı olmaktadır (Daigger vd., 2005; Galil ve Levinsky, 2007). MBR’ların diğer bir uygulama alanı da çamur arıtımıdır. Genel olarak atıksu arıtma tesislerinde çamur stabilizasyonu, anaerobik çürütme prosesi ile sağlanmaktadır. Bu proseste, HRT ve SRT parametreleri tasarımda oldukça önemli bir yer tutmaktadır ve etkili bir stabilizasyon işleminin gerçekleşebilmesi için yüksek çamur yaşına gerek duyulmaktadır. Dolayısıyla sistemin kapasitesi oldukça sınırlı bir düzeyde kalmaktadır. Bu problemi ortadan kaldırmak için yapılan çalışmalar sonucu, sisteme mikrofiltrasyon ünitesinin eklenmesi ile, HRT ve SRT parametrelerinin bağımlılıklarının ortadan kalktığı, çürütücünün kapasitesinin hacimsel olarak arttığı ve konvansiyonel anaerobik çürütücünün işletme maliyetinin azaldığı sonucu ortaya çıkmıştır (Pillay vd., 1994; Ottoson vd., 2006; Guo vd., 2007). 2.1.9. MBR Sistemlerinin Endüstriyel Atıksu Arıtımındaki Uygulamaları Endüstriyel atıksuların en önemli iki özelliği yüksek organik yükler ve arıtmaya dirençli bileşiklerdir. Bu yüzden geleneksel arıtım tekniklerinin yanında MBR gibi alternatif arıtma teknolojilerine ihtiyaç duyulmaktadır (Cicek, 2002; Brik vd., 2004; Brik vd., 2006). Aerobik membran biyoreaktör sistemleri, endüstriyel atıksuların arıtılmasında anaerobik arıtımla birlikte kullanılan bir arıtma teknolojisi haline gelmiştir. Genel olarak yüksek miktarda KOİ değerine sahip atıksular, anaerobik sistemler ile arıtıldığından dolayı, endüstriyel atıksularda MBR teknolojisi de bu proses etrafında 27 geliştirilmiştir (Cicek, 2002). İlk olarak Degremont firması seramik ultrafiltrasyon membran ekipmanı içeren bir aerobik biyoreaktör tasarlayarak, Fransa’daki bir kozmetik endüstrisi atıksularının arıtılmasında uygulamaya başlamıştır. Bu arıtma sisteminde, çıkış suyu kalitesinin doğrudan kullanıma uygun nitelikte olduğu gözlenmiştir (Manem ve Sanderson, 1996; Brik vd., 2006). Gıda endüstrisi proseslerinde oldukça fazla miktarlarda su tüketilmekte ve yüksek organik madde içeriğine sahip atıksu oluşmaktadır. Endüstrinin temel kirletici yüklerini ise yüksek BOİ5 ve KOİ yanında, toplam askıda katı madde, yağ-gres ve nütrientler oluşturmaktadır (Cicek, 2002). İngiltere’de bir nişasta işleme prosesinde, anaerobik arıtımla desteklenen bir MBR sistemi işletime alınmıştır (Butcher, 1989). Güney Afrika’da geliştirilen ve Anaerobik Çürütme-Ultrafiltrasyon (ADUF) olarak adlandırılan sistem, bir süt işleme tesisinde uygulamaya alınmıştır. Bu sistemde KOİ %97 oranında arıtılmış ve kolloidal maddeler etkili bir şekilde uzaklaştırılmıştır (Ross vd., 1992). Japonya’da gerçekleştirilen bir çalışmaya göre, alkol işleme proseslerinden kaynaklanan atıksuların pilot ölçekli bir anaerobik MBR sisteminde arıtılması sonucu %98 KOİ giderimi (7 kg/m3-gün KOİ yüklemesinde) elde edilmiştir. Ayrıca, bu çalışmada düşük miktarda biyokütle ve yüksek miktarda metan gazı elde edilmiştir (Nagano vd., 1992). Amerika’da bir otomobil fabrikasında sentetik metal sıvıları ve yüksek miktarda yağgres içeren, 116 m3/gün debiye ve 6,3 kg KOİ/m3.gün yüke sahip atıksular, aerobik MBR sistemi ile arıtılmıştır. Sonuç olarak %94 KOİ arıtımı elde edilmiş ve yağ-gres içeriğinde önemli oranda düşüş sağlanmıştır (Knoblock vd., 1994). 2.2. Membran Kirlenmesi/Tıkanması MBR’larda membranların işletim sırasında tıkanması MBR’ların hem kentsel hem de endüstriyel atıksu arıtımında daha yaygın uygulanmalarındaki en önemli engellerden biri olarak karşımıza çıkmaktadır. Membranlardaki tıkanma membran permeabilitesini sınırlandırır. Diğer bir deyimle, birim transmembran basıncına karşılık membrandan geçen akının, dolayısıyla da, birim membran alanı başına 28 arıtılmış temiz su üretiminin azalmasına neden olur (Stephenson vd., 2000; Chang vd., 2001; Judd, 2001; Water Environment Federation, 2001; Cho ve Fane, 2002; Hong vd., 2002; Le Clech vd., 2006; Yang vd., 2006; Yun vd., 2006). Membran tıkanmaları mekanik anlamda kabaca ikiye ayrılır: geri dönüşümlü (yüzeyde oluşan jel ve kek tabakasının havalandırma veya fiziksel geri yıkama ile giderilmesi) ve geri dönüşümsüz (çözünmüş veya kolloidal maddelerin adsorbsiyon sonucu gözenek içinde birikimi ve gözeneği tıkamasının kimyasal temizleme ile giderilmesi). Geri dönüşümsüz tıkanmalarda, azalan süzüntü suyu akısı tekrar orjinal miktarlara yükseltilemez (ZENON Env. Inc, 2002). MBR’lardaki membran tıkanmaları fiziksel, inorganik, organik veya biyolojik kökenli olabilir. Fiziksel tıkanma membran porlarının kolloidal taneciklerle tıkanması ile ilgilidir. Böylece membran yüzeyinin belli bir kısmı kaplanıp etkisiz hale gelir. İnorganik ve organik tıkanma genellikle sırasıyla tortu oluşturuculara (scalants) ve makromoleküllere bağlıdır. Literatürde tortu oluşturucular yüzünden meydana gelen inorganik tıkanma üzerine birkaç bilimsel çalışma olsa da, genelde, MBR’larda tortu oluşumunun ancak bazı endüstriyel atıksuların arıtımında önemli olabileceği düşünülebilir (Judd, 2001). MBR’lardaki inorganik tıkanmanın daha çok anaerobik sistemlerde (sütrivitden dolayı) söz konusu olduğu tespit edilmiştir (Choo ve Lee, 1996; Cicek vd., 1999b; Yoon vd., 1999; Judd, 2001; Chua vd., 2002; Le Clech vd., 2006; Yang vd., 2006). Konvansiyonel aerobik proseslerde mikrofiltrasyon membranlarının kalsiyum karbonat tortusu ile tıkanması, hem düz tabakalı hem de gözenekli fiber MBR’larda gözlenmiştir. Bu tür tortuların kontrolü ve giderimi oldukça zordur. Tortu kontrolü için asit dozlama çok tercih edilmeyebilir, çünkü pH ayarlaması sistem mikrobiyolojisine zarar verip, hücre dışı polimerik makromoleküllerin oluşmasını artırabilir. Presipitasyon yöntemi de problemlidir çünkü atıksu karakteristiğindeki varyasyonlar, kimyasal heterojenlik ve kalsiyum karbonat tortusunun kompleks kimyasal doğası hepsi birden kimyasal dozlama kontrolünü ve optimizasyonunu zorlaştırır. Aslında tortu tıkanmaları için kabul edilmiş stratejiler henüz yoktur. Pratik çözümler membranların sistemden çıkartılıp harici olarak asitle temizlenmesi, ya da giriş suyundaki tortu oluşturma potansiyelini tespit edip önceki arıtma prosesleriyle bu problemin çözülmesidir. 29 MBR’lardaki organik ve biyolojik tıkanma inorganik tıkanmanın aksine daha fazla çalışılıp karakterize edilmiştir. Membran sistemlerinde gerçekleşen tıkanmaların hemen hemen yarısının biyofilmlerden kaynaklandığı tahmin edilmektedir. Aslında biyofilmlerin canlı kalabilmeleri için çok az miktarlarda nütriyente ihtiyaç duymaları sonucu bunlar ultra saf su sistemlerinde bile varlıklarını sürdürebilirler. Biyofilmler membranların 8–18 g/L’lik biyokütle konsantrasyonları ile temas halinde olduğu yüzeylerinde kolayca oluşabilirler (Chang vd., 2001; Judd, 2001). Diğer taraftan ise membran yüzeylerinde oluşan biyofilmler özellikle batık proseslerde membranları koruyabilirler. Bunun nedeni biyofilmler membranın kendisine göre daha çok seçici olup daha geniş bir spektrumdaki kirleticilerin membrandan geçişini engellerler. Tıkanma üzerine etkili olan dört ana faktör vardır (Chang vd., 2001,2002; Judd, 2001; Le-Clech vd., 2006): • proses konfigürasyonu • membran materyali ve konfigürasyonu (geometrisi) • proses işletimi (sistem hidrodinamiği) • biyokütle konsantrasyonu ve kompozisyonu Membran tıkanmalarına direk etki eden 3 ana faktör; biyokütle özellikleri, işletim şartları ve membran fizikokimyasal karakterleridir. Şekil 2.6.’da MBR’larda tıkanmayı etkileyen faktörler şematik olarak gösterilmiştir (Chang vd., 2002; LeClech vd., 2003a). Genel olarak proses performansı ana kirleticilerin giderimi ve enerji talebi ile belirlenir. Tıkanma, membranın hidrolik performansını (permeabilite) düşürerek enerji masraflarını direk olarak etkiler. Ana kirleticilerin gideriminde ise fazla etkisi yoktur. 2.2.1. Biyokütle özellikleri MBR sistemlerinde gerçekleşen tıkanmaların hemen hemen yarısının biyokütleden kaynaklandığı tahmin edilmektedir (Chang vd., 2001; Judd, 2002a; Smith vd., 2005; Drews vd., 2006). Diğer taraftan ise membran yüzeylerinde oluşan biyofilmler 30 ve/veya kek tabakası özellikle batık proseslerde membranları koruyabilirler. Bunun nedeni biyofilmler membranın kendisine göre daha çok seçici olup daha geniş bir spektrumdaki kirleticilerin membrandan geçişini engellerler. Biyokütledeki hem partiküller hem de çözünmüş polimerler tıkanmaya sebep olurlar. Biyokütle miktarının permeabiliteye olan etkisine göre genelde direnç (1/permeabilite) ile MLSS arasında doğrusal veya doğrusala yakın ilişki vardır (Shimizu vd., 1993; Chang vd., 2001; Judd, 2002a, Le-Clech vd., 2006). Biyokütle, substrat bileşenlerini, hücreleri, ölü hücreleri, SMP’leri ve EPS’leri içerir. Biyokütle içerisindeki çözünmüş maddeler kısmının tıkanmayı ciddi oranda arttırdığı bilinmektedir (Defrance vd., 2000). Tıkanmayı Etkileyen Faktörler Membran Biyokütle Konfigürasyo MLSS Materyal EPS İşletme Şartları Konfigürasyo Çapraz akış h Hidrofobisite Flok yapısı Havalandırma Porozite Çözünmüş HRT/SRT maddeler Por büyüklüğü Flok büyüklüğü TMP Şekil 2.6. MBR’larda tıkanmayı etkileyen faktörler (Judd, 2001; Chang vd., 2002) 31 Mikroorganizmalar tarafından üretilen EPS’lerin membranların organik tıkanmasından sorumlu olduğu genel olarak kabul edilir (Germain vd., 2005; Drews vd., 2006; Le-Clech vd., 2006). EPS’ler membranı hem yüzeyden hem de içeriden tıkayabilen çözünebilir ve kolloidal makromoleküllerden oluşur. Harici MBR’larda pompajın partikül büyüklük dağılımına (Cicek vd., 1999b) ve EPS miktarlarına (Chang vd., 2002; Germain vd., 2005; Zhang vd., 2006) olan etkileri tespit edilmiştir. Pompaj sırasında yırtma-sürtünme kuvvetlerinden dolayı flokların kırılmasıyla ortama salınan EPS’lerin daha da fazla tıkanmaya sebep olmasından dolayı, harici MBR’lardaki düşük permeabilite daha da fazla düşebilir. Ancak EPS miktarları ve permeabilite arasında yeteri kadar tutarlı bağıntılar ya da ampirik korelasyonlar literatürde mevcut değildir. Partikül boyutu tıkanma durumunda etkilidir. Daha küçük partikül boyutları daha fazla tıkanmaya sebep olur. Partikül boyutu küçüldükçe partiküller membran porlarının içerisine yerleşmekte ve dolayısıyla süzme işleminde etkili alan küçülmektedir (Judd, 2002b; Germain vd., 2005; Le Clech vd., 2006; Yun vd., 2006). Membran porlarının tıkanması sonucu çekilen süzüntü suyu akısı azalmakta ve sabit akı üretimi için uygulanması gereken TMP artmaktadır. 2.2.2. İşletim şartları Tüm membran proseslerinde olduğu gibi MBR’larda da tıkanma akı arttıkça artar. Dolayısıyla uygun bir işletim akısı seçerken, gerekli membran yüzey alanını minimize etmek ile (diğer bir deyimle ilk yatırım maliyetini) geri yıkama ve temizleme için sistemin devre dışı bırakılması (işletim maliyetini artırır) arasında hassas bir denge vardır. Bunun nedeni fazla akı ile çalışıldığında daha az membran alanı gerekir, öte yandan tıkanma daha çabuk olup, daha sık geri yıkama ve temizleme gerekir (Jiang vd., 2003; Yun vd., 2006). Bu da birim zamanda üretilen arıtılmış su miktarını azaltır. Bazı batık MBR’lar, özellikle düz tabakalı ve tübular tiptekiler, geri yıkamayı gerektirmeyecek derecede düşük akılarda çalışabilirler. Bu durumdaki akılara ‘kritik akıdan düşük akılar’ denir. Kritik akı ise sürdürülebilir membran permeabilitesindeki (sabit akı ve transmembran basıncı) operasyon limitini 32 temsil eder. Kritik akının üzerindeki operasyonlar TMP’yi artırıp, çok sık periyodik geri yıkama ve/veya temizleme gerektirir (Germain vd., 2005; Le Clech vd., 2006). Geri yıkanabilir gözenekli fiber tipler için, kritik akının üzerinde nispeten kısa devirlerde çalışmak daha ekonomiktir. Geri yıkanamayan düz tabakalı tipler için ise kritik akının altında çalışmak zaruridir. Her tip için kritik akıyı artırabilmek maliyet açısından yararlıdır. Buna da sadece sistem hidrodinamiği iyileştirilerek ulaşılır (Judd, 2001, 2002b; Zhang vd., 2006). Harici MBR’larda deneysel çalışmalar çapraz akış hızının membran tıkanmasındaki en temel etken olduğunu göstermiştir (Defrance ve Jaffrin, 1999; Kim vd., 2004). Tardieu vd. (1998) yaptığı çalışmada; 0,5 m/s çapraz akış hızı ve 25 L/m2-saat akı değerinde işletilen membran sisteminde 6 saatlik işletim süresi sonunda tıkanma meydana geldiğini tespit etmiştir. Öte yandan, çapraz akış hızı 4 m/s değerine yükseltildiğinde, 100 L/m2-saat gibi yüksek bir akı değerine ulaşılmış ve 100 saatlik işletim süresi sonunda tıkanma oluşmuştur. Dolayısıyla yüksek çapraz akış hızı ile işletilen sistemler, yüksek akı değerlerinde tıkanma meydana gelmeden daha uzun sürelerde çalıştırılabilirler. Batık MBR’larda çapraz akış hızı terimi havalandırma ile membran yüzeyine uygulanan hava hızıdır. Havalandırma hem organik maddelerin oksidasyonu için gerekli oksijeni hem de membran yüzeyinde biriken kek tabakasının sıyrılmasını sağlar. Membran modülüne uygulanan hava hızı geri dönüşümlü tıkanmayı gideren bir etkiye sahiptir (Chang vd., 2002; Yang vd., 2006; Zhang vd., 2006). Yüksek hava hızlarında işletilen MBR sisteminin kritik akı değeri, düşük hava hızı ile işletilen MBR sisteminden daha büyük olmaktadır (Yigit vd., 2006a). 2.2.3. Membran özellikleri Gözenek boyutu, porozitesi, yüzey enerjisi, yüzey yükü, pürüzlülüğü, hidrofilik/hidrofobik yapısı gibi membran özellikleri membran tıkanmasında doğrudan etkilidir. Birçok diğer membranlarda olduğu gibi, MBR’larda kullanılan membranlardaki polimerlerin yüzeyleri yeterli derecede hidrofilik olacak şekilde 33 üretilir. Bu da hidrofobik maddelerin (proteinler gibi) yüzeyde birikip tıkanma yapmasını azaltır (Judd, 2002b). Membranların gözenek boyutu biyokütle içerisindeki çözünmüş bileşenlere ve partikül büyüklüğüne bağlı olarak tıkanmada etkilidir (Wisniewski ve Grasmick, 1998; Wisniewski vd., 2000; Chang vd., 2002). Küçük gözenek boyutuna sahip membranlar daha büyük gözenek boyutuna sahip membranlara göre tıkanma gerçekleşmeden daha yüksek akı değerinde daha uzun süre arıtım yapabilmektedir. Küçük boyutlu partiküller gözenekler içerisine girememekte ve membran yüzeyinde kek tabakası oluşturmaktadırlar. Bu sebeple gözenekler üzerinde ve/veya içerisinde meydana gelebilecek geri dönüşümsüz tıkanmalar oluşmamakta veya tıkanmanın oluşumu daha uzun sürede gerçekleşmektedir (Wisniewski vd., 2000; Chang vd., 2002; Le-Clech vd., 2003a; Judd, 2004; Germain vd., 2005; Le Clech vd., 2006; Yang vd., 2006). 2.3. Membranların Temizliği Batık MBR’larda tıkanmayı önleyici birçok metot kullanılmaktadır. Bazı sistemlerde membranlar otomatik düzende, üretilen süzüntü suyu kullanılarak her 10-15 dakikada bir düzenli olarak geri yıkanırlar (“backpulse” veya “backwash”). Bu işlemle tıkanan membran gözenekleri temizlenmeye çalışılır. Esas amaç, membran yüzeylerine gevşek olarak tutunmuş materyallerin uzaklaştırılmasıdır. Geri yıkama prosesinde önce yıkanacak modüldeki arıtım durdurulur sonra basınçla bu sefer dıştan içe doğru membranlara içten dışa doğru saniyeler mertebesinde (yaklaşık 1020 sn) kademeli olarak su basılır. Burada kullanılan su ayrı tanklarda bu amaç için biriktirilen sistem süzüntü suyudur (Zenon Env. Inc., 2002). Dolayısıyla, birinci temizleme metodu olan bu geri yıkamada her 10-15 dakikada bir üretim durdurulup, toplam yaklaşık 1 dakikalık bir geri yıkama ile zaman kaybı olur. Her üretici firmanın kendine özgü geri yıkama metodu olsa da ana hatlarıyla metotlar birbirine benzerdir. Birinci temizleme metodunun yanı sıra, tıkanma derecesinin artıp sabit akı üretimi için gereken TMP’nin yükseldiği durumlarda, ikinci temizleme metodu olarak (genellikle yaklaşık 15 günde bir) kimyasalların eklendiği süzüntü suyu ile geri 34 yıkama yapılır. Sitrik asit (pH düşürüp tortuları çözmek için) ve sodyum hipoklorit (organik veya mikrobiyolojik filmleri parçalamak için) bu amaç için kullanılmaktadır. Bu temizlik yine otomatik olarak gerçekleştirilip, birinci tur geri yıkamaya göre daha uzun sürede uygulanmaktadır. Geri yıkama, yaklaşık 30 saniyelik, 5-10 periyot uygulanır ve membranlar bu periyotlar arasında 1-2 dakika dinlendirilir. Kullanılan dozlar yaklaşık 250 mg/l klor ve 2,000 mg/l sitrik asit şeklindedir. Bu temizleme periyodu boyunca temizlenen membran modülü 30-45 dakika servis dışı kalır (Zenon Env. Inc., 2002). İkinci temizleme metodu da yetersiz kalıp sabit akı süzüntü suyu üretimi için gerekli TMP artmaya devam ederse üçüncü tür temizleme metodu uygulanır. Bu uygulamada membran tankı servis dışına alınıp tank boşaltılır, membranlar ikinci temizlemede uygulanan kimyasal dozlardan daha yüksek dozlar içeren sitrik asitli ve sodyum hipokloritli basınçlı süzüntü suyu ile yıkanır, daha sonra tank bu yüksek dozlu kimyasalları içeren süzüntü suyu ile doldurulup membranlar batık halde 5 saat civarı bekletilir. Bekleme sonunda düşük pH’lı bu temizleme suyunu nötralize etmek için sodyum hidroksit tanka basılır, tank boşaltılır ve bu su nihai bertaraf için atılır, veya tesis girişine geri gönderilir. Bu en yoğun temizleme metodudur ve prosese ve atıksu karakterine bağlı olarak yılda birkaç kez tekrarlanabilir. Küçük tesislerde, membranları kendi tankında bu kimyasallara batırmak yerine, membran kasetleri tankın üzerindeki hareketli vinç ile kaldırılıp, ayrı bir küçük bir tanka konulup, burada bu kimyasallara temizleme yapılabilir (Zenon Env. Inc., 2002). Ancak büyük tesislerde bu işlem işletme ve personel açısından pratik olmayıp orjinal tankda temizleme işleminin gerçekleştirilmesi daha uygundur. Büyük tesislerde bakım ve temizleme yapılsa bile tesis sürekli devrede kalabilmelidir. Bu gereksinimi sağlamak için tanklar konvansiyonel hızlı kum filtre yapılarına benzer biçimde bir dizi hücreye bölünebilir. Her tankı hücrelere bölmekle membranları tankdan çıkarmadan yerlerinde temizlemek ve tüm tankı servis dışına çıkarmadan temizlik işlemini yapmak mümkün olmaktadır. Böyle bir düzenleme yararlı olabilirken, sistem tasarımı karmaşıklaşır. Örneğin, boru ve ekipman tesisatları tanklardaki farklı hücrelerin kontrolüne ve işletimine uygun olmalıdır 35 Ayrıca, hücrelerin izolasyonu, boşaltımı ve tekrar doldurulması için gerekli mekanik tasarımların yapılması gerekmektedir. 2.4. Çamur Susuzlaştırma Global olarak büyük sorun teşkil eden arıtma sonrası oluşan biyolojik çamurların nihai bertarafı çok güncel ve ivedilikle çözüm üretilmesi gereken bir konudur. Çamur yönetimi alternatifleri arasında son yıllarda çamurun susuzlaştırılması ve susuzlaştırma sonucunda katı madde içeriği yükselmiş olan çamurun düzenli depolama alanlarına sevk edilmesi sıklıkla uygulanmaya başlamıştır. Aktif çamur sistemlerinin işletilmesinde, sıvı fazdan biyokütlenin ayrılması ve bunların susuzlaştırılması önemli bir konudur. Ayırma işlemi, çökeltim işlemi ile bakterilerin flok haline gelmesi ile gerçekleşir. Hemen ardından toplam hacmin küçültülerek taşıma ve kurutmada kullanılacak enerjiyi azaltmak için susuzlaştırma işlemi gerçekleştirilir. Susuzlaştırma, atıksu arıtımında en zor ve pahalı işlemlerden birisidir. Bu işlem genelde fiziksel anlamda vakum filtrasyonu, belt filtre pres, kurutma yatakları ve santrifüjleme gibi mekanik yöntemler ile gerçekleştirilmektedir. Arıtma çamurları; partiküllerin, mikroorganizmaların, organik polimerlerin ve katyonların oluşturduğu heterojen bir karışım olup kullanılan prosese bağlı olarak ağırlıkça % 0,25-12 oranında katı madde içermektedir (Chang vd., 2001). Arıtma ile oluşan çamurlar büyük hacme sahiptirler (Metcalf ve Eddy, 2003). Biyolojik arıtma ile oluşan çamurda organik madde bileşimi üniform değildir ve arıtma şartlarına ve içerdiği su içeriğine göre değişim gösterir. Çamurdaki gözle görülebilen canlı bakteri ve kirleticiler, hidrofilik makromoleküller ile kaplıdır. Bundan dolayı çamur taneciklerini üniform olarak su içeren mikropartikül yığınları olarak düşünebilir. Hidrofilik bu makromoleküller, bakterilerin metabolik ürünleridir ve çözülebilir bir anyonik gruba sahip protein ve karbonhidratlardan oluşmaktadır. Bundan dolayı bu bileşiklerin basit bir şekilde yumaklaştırılması ve susuzlaştırılarak çamur kekinin nem içeriğinin azaltılması zordur (Watanabe vd., 1999; Saveyn vd., 2005). Çamurun uygun bir şekilde şartlandırılması, mekanik susuzlaştırma ünitesinin optimum işletilmesinde en önemli faktör durumundadır (Degremont, 1991; Sun vd., 2006). 36 Çamur şartlandırma amacıyla kullanılabilen pek çok yöntem olmakla birlikte en yaygın kullanılan yöntemler, kimyasal maddeler ilavesi ile yapılan kimyasal şartlandırma işlemi ve ısıl işlemdir (Eckenfelder ve Santhanam, 1981; Chang vd., 1998; Sun vd., 2006). Evsel atıksu arıtımında oluşan biyolojik çamurun katı madde yüzdesini, vakum filtrasyonu ile tipik olarak %5-10’dan %25-30’a arttırmak mümkün olmaktadır. Ancak; genel olarak vakum filtrasyonunun verimi, susuzlaştırılan çamurun özelliklerine bağlı olarak değişmektedir. Çamurun, selüloz içeriği, pH’sı, taneciklerin elektriksel yükü, organik madde içeriği, bağlı su miktarı, katı tanecik konsantrasyonu, katı taneciklerin mekanik mukavemeti vb., pek çok parametre, susuzlaştırılabilirliğini etkilemektedir (Lo, 2001). Çok sayıda değişkenin etkilediği susuzlaştırılabilirlik yaygın olarak; belirli miktarda süzüntü elde edebilmek için gereken süre, kapiler emme süresi (KES) ve özgül kek direnci (ÖFD) parametreleri ile karakterize edilmektedir. Söz konusu parametreler, çamurun susuzlaşabilirliğinin ve aynı zamanda kimyasal şartlandırıcı olarak kullanılan kimyasal maddelerin optimum dozunun belirlenmesinde kullanılan parametrelerdir. Bu parametreler arasında en sık kullanılan özgül kek direnci, "Buchner" hunisi kullanılarak yapılan süzme deneyi verisinin, parabolik filtrasyon denkleminde kullanılarak hesaplanmasıyla elde edilmektedir. Filtrasyon literatüründe ilk defa Ruth (1933) tarafından tanımlanan özgül kek direncinin aktif çamur filtrasyonuna ilk uygulanması, Coackley ve Jones (1956) tarafından gerçekleştirilmiştir. Halen, pratik oluşu nedeniyle, bu parametre susuzlaştırılabilirlik karakterizasyonunda yoğun olarak kullanılmaktadır. 37 3. MATERYAL ve YÖNTEM 3.1. MBR Sistemi Tez çalışması kapsamında pilot-ölçek batık MBR sistemi olarak ZW–10® (Zenon Environmental Inc., GE Water & Process Technologies) ünitesi kullanılmıştır. Batık sistem, gözenekli fiber (hollow fiber) membran modülüne sahip ünitenin teknik özellikleri ve sistem bileşenleri aşağıda verilmiştir. • MBR ünitesi: 227 L HDPE (yüksek yoğunlukta polietilen) proses tankı, • Süzüntü suyunu depolayan 25 L hacminde backpulse (geri yıkama) tankı, • Süzüntü suyunu deşarj eden peristaltik pompa, • 1000 L süzüntü suyu depolama tankı, • 0,9 m2 aktif membran yüzey alanına sahip ZeeWeed® 10 membran modülü (gözenekli fiber), • Havalandırma ve membran yüzey temizliği sağlayan blover (119 L/dkakika), • Hava debisi ölçer, • İki yönlü çalışan çarklı süzüntü suyu pompası ve motoru, • 1000 L ham atıksu depolama/MBR besleme tankı, • Peristaltik besleme pompası, • 110–220 V transformatör, • Proses tankı sıcaklık göstergesi, • Manometreler, vanalar, PVC, poliproplin ve silikon bağlantı boruları. Ünitenin atıksu arıtma kapasitesi 380–1500 L/gün’dür. İki yönlü çalışan süzüntü suyu pompası normal işletim sırasında proses tankından vakum uygulayarak süzüntü suyu çekmekte aynı zamanda da geri yıkama sırasında ters yönlü çalışarak pozitif basınçla membranlara süzüntü suyu basmaktadır. Sistem merkezi kontrol paneli ile yarı otomatik olarak kontrol edilmektedir. Kontrol panelindeki zaman ayarlayıcı ile 38 geri yıkama periyodu ve süresi ayarlanabilmektedir. Paneldeki dijital potansiyometre yardımıyla, pompanın düz ve ters çalışma esnasındaki hızı kontrol edilebilmektedir. Ünite epoksi kaplı karbon çelik konstrüksiyon üzerine imal edilmiştir. Şekil 3.1 ve 3.2 sırasıyla MBR ünitesinin basit akım şemasını ve fotoğrafını göstermektedir. Atıksu arıtımına başlanmadan önceki temiz membran modülü Şekil 3.3’de gösterilmiştir. Sistemin sürekli olarak çalışabilmesi için MBR ünitesi kampüs sınırları içerisinde bulunan Kredi ve Yurtlar Kurumu binalarının doğusundaki atıksu rogarına (Şekil 3.4) 25 m mesafede küçük bir kulübeye kurulmuştur. MBR sisteminin bulunduğu bu kulübe kış ayları boyunca Mayıs ayının sonuna kadar elektrikli ısıtıcı ile ısıtılmıştır. Ham atıksu rogardan dalgıç pompayla çekilip, 25 m’lik hortum hattıyla 1000 L’lik polietilen besleme tankına iletilmiştir. Hortum hattı kış aylarında donma problemine karşı 8 cm’lik izocam ve üzerine naylon çekilerek ve en son tabaka olarak helezonik alimünyum boru ile izole edilmiştir (Şekil 3.5). Besleme tankında (Şekil 3.6) toplanan ham atıksu MBR proses tankına peristaltik pompa (Şekil 3.7) ile basılmıştır. Membranlara zarar verebilecek ham atıksudaki kaba ve yüzer maddeler peristaltik pompanın emme hattı ucuna yerleştirilen 2 mm aralıklı ızgarada tutulmuştur. Arıtım sonrası geri yıkama tankında biriken süzüntü suyu ayrı bir peristaltik pompayla 1000 L’lik polietilen süzüntü suyu depolama tankına basılmıştır. 39 Şekil 3.1. MBR ünitesinin basit akım şeması Şekil 3.2. MBR ünitesinin fotoğrafı 40 Şekil 3.3. Atıksu arıtımına başlanmadan önce MBR sisteminin proses tankı ve membran modülü Şekil 3.4. MBR sistemine atıksu sağlanan rogar 41 Şekil 3.5. Rogardan atıksu taşıyan izolasyonlu iletim hattı Şekil 3.6. Atıksu dengeleme/besleme tankı (1000 L, polietilen) 42 Şekil 3.7. Besleme tankından MBR sistemine atıksuyu ileten peristaltik pompa ve iletim hattı 3.2. Analitik Ölçümler Tez Çalışmasının 4 fazında ölçümleri yapılmış parametreler ve kullanılan metotlar aşağıda kısaca özetlenmiştir. BOİ5: Standart Metot 5210’a göre tayin edilmiştir (APHA, 1995). BOİ testinde genel prensip organik madde ve çözünmüş oksijenin bakteriler tarafından kullanılıp, karbondioksit ve yeni bakteri hücrelerine dönüştürülmesi sırasında oksijenin azalma miktarının ölçülmesine dayanır. Bir su numunesinin BOİ5 değeri sadece organik maddelerin kısıtlayıcı olduğu ve atmosferden oksijen alamayacağı koşullarda, karanlıkta ve 20 0C sabit sıcaklıkta 5 gün süreyle bekletilen bir miktar numunenin çözünmüş oksijen konsantrasyonunda karbonlu organik maddelerin yükseltgenmesinden dolayı meydana gelen düşüşe eşittir. AKM: Standart Metot 2540’a göre tayin edilmiştir (APHA, 1995). İyice karıştırılan numune sabit tartıma getirilmiş 0,45 µm’lik filtre kağıdından (cam elyaf) 43 süzülmüştür. Filtre kağıdı 103-105 0C’de bir saat süre ile etüvde kurutulmuştur. Desikatörde oda sıcaklığına soğutulup, tartılmıştır ve AKM konsantrasyonu belirlenmiştir. Çözünmüş Organik Karbon (ÇOK): Yüksek sıcaklıkta yanma (Standart Metot 5310B) metoduna göre TOC analizörü kullanarak (TOC-5000A, Shimadzu) tayin edilmiştir (APHA, 1995). KOİ: Titrimetrik metoda göre (Standart Metot 5520), numunenin şiddetli asit koşullarda, kuvvetli bir oksitleyici olan K2Cr2O7 ile kaynatılarak oksitlenmesini sağlayan iki saatlik kaynatma sonunda tüketilmeden kalan oksitleyicinin miktarının standart indirgen (demir amonyum sülfat) madde çözeltisi ile volümetrik yoldan saptanması esasına göre tayin edilmiştir (APHA, 1995). Kaynama sırasında uçucu organik maddelerin kaybını önlemek için geri soğutuculardan çıkan buharın yoğunlaştırılması ve reaktöre iadesi sağlanmıştır. Toplam Çözünmüş Katılar (TÇK): Standart Metot 2540’a göre tayin edilmiştir (APHA, 1995). Numunenin filtre kağıdından (0,45 µm) geçen kısmı krozede 80 0 C’de etüvde kurutulmuştur. Desikatörde oda sıcaklığına soğutulduktan sonra kroze tartılmıştır. NH3-N: Nessler Metot’a göre, DR2000 Hach Spektrofotometrede, 425 nm dalga boyunda, DR2000 kitleri kullanılarak ölçülmüştür (HACH, 1989). NO3-N: Kadmiyum indirgenme metoduna göre, DR2000 Hach Spektrofotometrede, 500 nm dalga boyunda, DR2000 kitleri kullanılarak ölçülmüştür (HACH, 1989). NO2-N: Diazotizasyon metoduna göre, DR2000 Hach Spektrofotometrede, 507 nm dalga boyunda, DR2000 kitleri kullanılarak ölçülmüştür (HACH, 1989). 44 TKN: Kjeldahl metodu asidik koşullar altında, 350–400 0C’de ve 45–60 dakika süreyle kaynatılan numunenin distilasyonu ile titrimetrik yöntemle NH3-N cinsinden ölçülmesidir (APHA, 1995). TN: Ayrı ölçümlerde tayin edilen toplam Kjeldahl azotu (NH3-N olarak), NO2-N ve NO3-N’in toplam miktarıdır. Bulanıklık: WTW marka Turb 550 model Türbidite-metre kullanılarak NTU biriminde ölçülmüştür. Toplam Fosfor: Standart Metot 4500’e göre kalay klorür metodu ile spektrofotometrik olarak belirlenmiştir (APHA, 1995). MLSS: İyice karıştırılan numune sabit tartıma getirilmiş 0,45 µm’lik filtre kağıdından süzülmüştür. Filtre kağıdı 103–105 0C’de bir saat süre ile etüvde kurutulmuştur. Desikatörde oda sıcaklığına soğutulup tartılarak gravimetrik olarak belirlenmiştir (APHA, 1995). MLVSS: MLSS analizinde son tartımı yapılan filtre kağıdının kül fırınında 600 0 C’de yakılması sonrasında filtre kağıdının soğutulup tartılması ile gravimetrik olarak belirlenmiştir (APHA, 1995). pH: Elektrometrik metoda (Standard Metot 4500-H+) göre Orion marka pH metre ile ölçülmüştür (APHA, 1995). Çözünmüş oksijen: Membran elektrot metoduna (Standart Metot 4500-O) göre, oksimetre probunun numuneye daldırılması ile numunedeki çözünmüş oksijen miktarı okunarak belirlenmiştir (APHA, 1995). Alkalinite: Standart Metot 2320’ye göre, volümetrik olarak 0,02 N H2SO4 çözeltisi ile suyun titrasyonunda harcanan hacim ile ölçülmüştür (APHA, 1995). 45 Toplam Organizma: Membran filtrasyon tekniğine göre, toplam organizma için belirtilen hazır besiyerleri üzerine ekim yapılarak 30 οC’lik inkübatörde 48 saatlik inkübasyondan sonra belirlenmiştir (Sartorius). Fekal koliform: Membran filtrasyon tekniğine göre, fekal koliform için belirtilen hazır besiyerleri üzerine ekim yapılarak 37 ο C’lik inkübatörde 24 saatlik inkübasyondan sonra belirlenmiştir (Sartorius). Toplam koliform: Membran filtrasyon tekniğine göre, toplam koliform için belirtilen hazır besiyerleri üzerine ekim yapılarak 37 οC’lik inkübatörde 24 saatlik inkübasyondan sonra belirlenmiştir (Sartorius). Hücre dışı polimerik maddeler (EPS): İyice karıştırılmış MLSS içeriği Dowex marka katyonik iyon değiştirici reçine kullanılarak Frolund vd., (1996) belirttiği şekilde ekstraksiyonu yapılmıştır. EPS karbonhidrat konsantrasyonu fenol sülfürik asit metoduna (Dubois vd., 1956) göre ve EPS protein konsantrasyonu da Lowry vd., (1951) tarafından belirtilen metoda göre belirlenmiştir. EPS konsantrasyonu protein ve karbonhidrat konsantrasyonlarının toplanması ile bulunmuştur. Çözünmüş mikrobiyal ürünler (SMP): İyice karıştırılmış MLSS içeriğinin Germain vd.,‘nin (2005) belirttiği metoda göre ektraksiyonu sağlanmıştır. SMP karbonhidrat konsantrasyonu fenol sülfürik asit metoduna (Dubois vd., 1956) göre ve SMP protein konsantrasyonu da Lowry vd., (1951) tarafından belirtilen metoda göre belirlenmiştir. SMP konsantrasyonu protein ve karbonhidrat konsantrasyonlarının toplanması ile bulunmuştur. Partikül boyut dağılımı: Aktif çamurun tane boyutu dağılımı Malvern Mastersizer 2000 analizörü kullanılarak lazer difraksiyon metodu ile ölçülmüştür. 46 3.3. Arıtılabilirlik (1. Faz) Çalışmaları Batık sistem, gözenekli fiber membran modülüne sahip ünite sürekli akışlı besleme ile 8 ay boyunca çalıştırılmış, aerobik biyolojik oksidasyon ve ultrafiltrasyon kademeleri tek proses tankı içinde gerçekleştirilmiş, temiz su çıkışı (süzüntü suyu) direk vakum uygulanarak proses tankından sağlanmıştır. Geri yıkama her 10 dakikada bir 15 saniye süreyle süzüntü suyu debisinin (1. ve 2. aşama deneyler için yaklaşık 0,75 L/dk; 3. aşamada yaklaşık 1,10 L/dk) iki katı debiyle uygulanmıştır. MBR sistemi ile SDÜ kampüs atıksularının arıtılabilirlik çalışmaları 3 aşamada gerçekleştirilmiştir. Bu aşamalar Çizelge 3.1’de özetlenmiştir ve aşağıda açıklanmıştır. 1. Aşama. MBR sistemi işletime alındığı ilk hafta içerisinde Isparta Atıksu Arıtma Tesisinden getirilen 50 L aktif çamur ile aklimasyon için aşılanmıştır. Bu aşamadaki ana hedef sonsuz çamur yaşı (SRT) (diğer bir deyimle sistemden çamur atmadan) ve normal süzüntü suyu akısı (25 L/m2-saat) ile işletim yaparak proses tankında yüksek MLSS konsantrasyonlarına (≈10000 mg/L) ulaşmak ve sonsuz SRT durumunun biyolojik arıtım performansına ve filtrasyon akılarına olan etkilerinin tayin edilmesidir. Diğer bir deyimle, sistemden çamur atmadan, uzun havalandırmalı, düşük organik yüklemeli (düşük F/M oranına sahip), spesifik biyomas büyüme hızının çok düşük ve iç solunum mekanizmasının baskın olduğu aktif çamur sistemleri simüle edilmiştir. 2. Aşama. Bu aşamada SRT 20 gün ve ortalama akı (25 L/m2-saat) uygulanmıştır. Diğer tüm işletim parametrelerinin değerleri birinci aşamayla aynıdır. Dolayısıyla bu aşamadaki amaç, MBR’larda uygulanan tipik 20 gün SRT durumunun biyolojik arıtma ve membran tıkanmaları dahil filtrasyon performansına olan etkilerinin tayin edilmesidir. 3. Aşama. Bu aşamadaki işletim parametreleri ikinci aşamayla aynı olup tek fark artırılmış süzüntü suyu akısıdır (39 L/m2-saat). Dolayısıyla bu aşamanın ana amacı 47 yüksek akı ve nispeten daha düşük HRT şartlarının biyolojik arıtım ve filtrasyon (özellikle membran tıkanması) performanslarına olan etkilerinin tespit edilmesidir. Çizelge 3.1. Arıtılabilirlik çalışması deneysel yaklaşımı 1. Aşama Özellik • Normal değerdeki süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat) • Sonsuz SRT Amaç Sonsuz SRT durumunun biyolojik arıtma performansına ve filtrasyon akılarına (membran tıkanma durumuna) olan etkilerinin tayin edilmesi. 2. Aşama • Normal değerdeki süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat) • SRT=20 gün MBR’larda uygulanan tipik 20 gün SRT durumunun biyolojik arıtma performansına ve filtrasyon akılarına olan etkilerinin tayin edilmesi. 3. Aşama • Yüksek süzüntü suyu akısı ile işletim (39 L/m2-saat) • SRT=20 gün Yüksek akı ve nispeten daha düşük HRT şartlarının biyolojik arıtma ve filtrasyon (özellikle membran tıkanması) performanslarına olan etkilerinin tayin edilmesi. İşletim süresi 125 57 51 (gün) Akıa (L/m225–23 25–23 39–36 saat) • 9 dakika 45 saniye süzüntü suyu üretimi (arıtma) Uygulanan işletim modu • 15 saniye geri yıkama Geri yıkama 750 750 1100 debisi (ml/dk) Geri yıkama 50 50 73 akısı (L/m2saat) Sonsuz 20 20 SRT (gün) 10–11 10–11 7–7,5 HRTb (saat) a Süzüntü suyu pompa hızı sabit tutulduğu için zamanla membranın tıkanmasıyla sistemden çekilen süzüntü suyu debisinin azalması dolayısıyla akı düşmüştür. b Membranın tıkanmasıyla sistemden çekilen süzüntü suyu debisinin azalması ile birlikte giriş debisi düşürüldüğünden dolayı HRT değeri zamanla artmıştır. 3 aşama için de, MBR sistemi ile atıksu arıtım performans tayini için, sistemin işletim parametreleri olan transmembran basıncı (TMP), süzüntü suyu debisi, giriş ve çıkış debileri, proses tankı çözünmüş oksijen (ÇO) konsantrasyonu, rutin geri yıkama 48 sıklığı ve debileri, gerektiğinde kimyasal temizleme periyotları ve türleri, hava debileri günde 2–3 defa kontrol edilip kaydedilmiştir. Bu parametrelerin düzenli olarak ölçülmesi ile aşağıdaki parametreler günlük olarak hesaplanmıştır: 9 Anlık akı, 9 Net akı, 9 20 οC’ye göre düzeltilmiş anlık akı, 9 Sistemin permeabilitesi (K), 9 Sistemde atıksuyun hidrolik bekleme süresi (HRT), 9 Sisteme verilen hava debisinin modüle uyguladığı havalandırma hızı (UG). İşletim parametrelerinin yanı sıra performans tayini için sistemde ölçülen diğer parametreler Çizelge 3.2.’de özetlenmiştir. Çizelge 3.2’de verilen analizlerin yapılması ve yukarıdaki paragrafta belirtilen günlük ölçülen parametrelerle beraber en az haftada iki kere aşağıdaki parametreler hesaplanmıştır. 9 F/M oranı F/M = BOİ 5G • QG MLSS • V (kg BOİ5/kg MLSS-gün) (3.1) 9 OYH: Organik yükleme hızı OYH = BOİ 5 G • QG V (kg BOİ5/m3-gün) (3.2) 9 U: Spesifik substrat giderim hızı U= ( BOİ 5G − BOİ 5Ç ) MLVSS • HRT (mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün) 49 (3.3) Çizelge 3.2. MBR sistemi işletiminde ölçümü yapılan parametreler, ölçüm noktaları ve ölçüm sıklıkları (tüm numuneler anlık olarak alınmıştır) Parametre Sistem giriş Sistem çıkış (Süzüntü suyu) MBR proses tankı 7 gün/hafta Sıcaklık 7 gün/hafta 7 gün/hafta 7 gün/hafta pH 7 gün/hafta ÇO 7 gün/hafta 7 gün/hafta 7 gün/hafta İletkenlik 7 gün/hafta 7 gün/hafta 7 gün/hafta Q p, Q g , Q ç 7 gün/hafta TMP 5 gün/hafta 7 gün/hafta KOİ 1 gün/hafta 1 gün/hafta BOİ5 1 gün/hafta 1 gün/hafta ÇOK 5 gün/hafta 5 gün/hafta AKM 5 gün/hafta 5 gün/hafta Bulanıklık 2 gün/hafta 2 gün/hafta TKM 3 gün/hafta MLSS 3 gün/hafta MLVSS 3 gün/hafta SSV 2 gün/hafta 2 gün/hafta NO3-N 2 gün/hafta 2 gün/hafta NO2-N 2 gün/hafta 2 gün/hafta NH3-N 2 gün/hafta 2 gün/hafta TKN 2 gün/hafta 2 gün/hafta TN 1 gün/hafta 1 gün/hafta TP Toplam 1 gün/hafta 1 gün/hafta organizma Toplam 1 gün/hafta 1 gün/hafta koliform 1 gün/hafta Fekal koliform 1 gün/hafta Not: haftanın 7 günü yapılan ölçümler (KOİ hariç) günde çoğunlukla sabah ve akşamüstü olmak üzere 2 kez tekrarlanmıştır. Diğerleri her gün için 1 ölçümü ifade etmektedir. 3.4. Tıkanma Deneyleri (2. Faz Çalışmaları) Değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde çeşitli biyokütle karakterleri (MLSS, MLVSS, EPS, SMP, partikül boyutu dağılımı) ve işletim şartlarında (havalandırma hızı, işletim akısı, çamur yaşı) tıkanma eğilimlerinin ve kritik akıların tayin edilmesi amacıyla tıkanma deneyleri yapılmıştır. Kritik akı ve tıkanmalar deneysel olarak kademeli akı metoduyla tespit edilmiştir (Field vd., 1995; Le-Clech vd., 2003a,b). Bu metotta, 15’er dakikalık her kademe 50 işletiminde, 5 L/m2-saat süzüntü suyu akısından başlayarak 5’er L/m2-saat akı artırımıyla 50 L/m2-saat akı değerine kadar kademe kademe işletim yapılmıştır. Her kademe sonunda, geri dönüşümlü tıkanmanın müteakip kademeye yansımaması için 60 sn süreyle geri yıkama uygulanmıştır. Her kademe için akı artırımı süzüntü suyu vakum pompasının motor hızını artırarak sağlanmıştır. Her kademenin başında ve sonunda tıkanma göstergesi olan transmembran basıncı (TMP, mbar) ölçülmüştür. Her kademede sağlanması gereken akı için gerekli pompa motor hızı deney öncesi yapılan testlerde tayin edilmiştir ve gerekli kalibrasyonlar yapılmıştır. Son kademe olan 50 L/m2-saat akı değerinden sonra kademeler tersine doğru (50 L/m2-saat akıdan 5 L/m2-saat akıya doğru) yine aynı akı adımlarıyla ve geri yıkama protokoluyla tekrar edilmiştir. Bu işlemin amacı, çıkış ve iniş kademelerinde aynı akıda ölçülen TMP değerlerini karşılaştırarak, yapılan test süresi boyunca geri dönüşümsüz tıkanmanın olup olmadığını tayin etmektir. Her akı kademesinde başlangıç TMP artışı, TMP artış hızı (ya da tıkanma hızı, 0-15 dakika arası), ortalama TMP, permeabilite ve toplam direnç (Rt) (seri direnç modeli kullanılarak) ölçülmüştür ve/veya hesaplanmıştır. Kullanılan bağıntılar aşağıda gösterilmiştir. Başlangıç TMP artışı: ΔPo = TMPi n − TMPfn −1 (3.4.) TMP artış hızı: dP TMPf − TMPi = dt t nf − tin (3.5.) Ortalama TMP: Pave = Permeabilite: Kn = Seri direnç modeli: J= Havalandırma hızı: UG = Kademe akısı: J= n n TMPfn + TMPi n 2 Jn Paven (3.6.) (3.7.) TMP TMP = μRt μ ( Rm + R f ) Qhava Alumen (3.8.) (3.9.) Q permeyt (3.10.) Amembran 51 Burada: • n: kademe numarası (çıkış kademe testleri toplam 10 adettir, 5-50 L/m2-saat arası) • TMPin: n. kademe t=0 TMP değeri (mbar) • TMPfn-1: (n-1). kademe t=15 dk TMP değeri (mbar) • t: zaman (dk) • J: kademe akısı (L/m2-saat) • Kn: n. kademe permeabilitesi (L/m2-saat-bar) • µ: vizkosite (mPa-s) • Rt: her kademe için toplam membran direnci (m-1) • Rm: temiz su için membran direnci (m-1) (ayrı bir temiz su deneyiyle bulunur) • Rf: atıksu deneylerinde tıkanmadan dolayı kaynaklanan her kademe için membran direnci (m-1) (Rf=Rt-Rm formülünden hesaplanır) • UG: membran lumeninde membran fiberleri arasında oluşan boşlukların yatay kesit alanından geçen sıyırıcı hava hızı (m/sn) • Qhava: hava debisi (m3/s) • Qsüzüntü suyu: süzüntü suyu debisi (L/saat) • Amembran: kullanılan modülün nominal membran yüzey alanı (0.9 m2). Membran tıkanmaları ve kritik akılar evsel atıksularda (üniversite kampüs atıksuyu) yapılan deneylerle tayin edilmiştir. Deneylerde farklı MLSS konsantrasyonlarının (4600, 6600, 8600, 10100 ve 12000 mg/L) ve havalandırma hızlarının (UG: 0,067, 0,101, 0,201 ve 0,250 m/sn) spesifik olarak tıkanma hızlarına ve kritik akıya olan etkileri tespit edilmiştir. Diğer bir deyimle, 5 farklı MLSS ve 4 farklı UG değerleri için toplam 20 adet kademeli akı testi yapılmıştır. Bu çalışmada, her kademeli akı testi için, kritik akı (Jc) sayısal olarak K<0,9K1 durumun veren ilk çıkış akısı ya da tersine K>0.9K1 durumunu saglayan en sonki çıkış akısı olarak kabul edilmiştir (K1=1. kademenin permeabilite değeri). Tıkanma deneyleri için deneysel yaklaşım Çizelge 3.3’de özetlenmiştir. 52 Çizelge 3.3. Membran tıkanma durumunun belirlenmesi için deneysel yaklaşım Deney Aşama No 1. Aşama (MLSS=4600 mg/L) 2. Aşama (MLSS=6600 mg/L) 3. Aşama (MLSS=8600 mg/L) 4. Aşama (MLSS=10100 mg/L) 5. Aşama (MLSS=12000 mg/L) 3.5. Amaç İşletim Akıları (L/m2-saat) Biyokütle Üzerinde Yapılan Analizler Havalandırma Hızı UG (m/s) Tıkanma Durumunun Belirlenmesi ile İlgili Parametreler ¾ Her aşamada her bir akı değerinde tıkanma değerlerini belirlemek ¾ Her aşamada kritik akı değerini belirlemek ¾ Optimum hava hızını belirlemek ¾ Artan MLSS konsantrasyon unda tıkanma durumlarını belirlemek ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 ¾ ¾ ¾ ¾ 0,067 0,101 0,201 0,250 ¾ ¾ ¾ ¾ EPS MLSS MLVSS Partikül boyut dağılımı ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ ¾ TMPi TMPf ΔP0 dP/dt K TMPort Rt Rm Rf Kritik akı MBR’da Geri Yıkama Şartlarının Tıkanma Üzerine Etkileri (3. Faz Çalışmaları) Toplam olarak yedi farklı geri yıkama senaryosunun, tıkanma kontrolü üzerindeki etkilerini araştırmak üzere testler yapılmıştır. Tüm deneysel çalışmaları 6600-6800 mg/l MLSS konsantrasyonu ve 0,101 m/s membran modülü havalandırma hızında yürütülmüştür. Testler boyunca MBR sistemi HRT değeri 13-15 saat aralığında olacak şekilde işletilmiştir ve sistemden çamur uzaklaştırılmamıştır (sonsuz SRT). Biyoreaktör içerisindeki su sıcaklığı 12-13 oC’de tutulmuştur; böylece süzüntü suyu akısı ve tıkanma ölçümleri üzerine viskozitenin etkisi elimine edilmek istenmiştir. Her bir geri yıkama senaryosu için tıkanma deneylerine başlamadan önce, MBR sistemi stabil koşullara ulaşmak üzere 20 L/m2-saat hedef akıda 12 saat süre ile işletilmiştir. 12 saat boyunca rutin geri yıkama rejimi (her bir 9 dakika 45 saniye süzüntü suyu üretiminden sonra 15 saniye geri yıkama) uygulanmıştır. Bu aşamadan sonra MBR sistemi uygulanmak istenen senaryonun şartlarında 6 saat işletilmiştir. Bu iki farklı işletim aşaması her bir senaryodan önce bir önceki senaryonun daha sonraki senaryo üzerine sinerjistik etkisini önlemek üzere uygulanmıştır. Tüm testler 53 boyunca geri yıkama debisi 600 ml/dakika (geri yıkama akısı: 39 L/m2-saat) olacak şekilde ayarlanmıştır. Test edilen her bir senaryo boyunca tıkanma derecesi kademeli akı metodu kullanılarak belirlenmiştir (Field vd., 1995; Le-Clech vd., 2003a,b). Bu metotta, 60’ar dakikalık her kademe işletiminde, 5 L/m2-saat süzüntü suyu akısından başlayarak 5’er L/m2-saat akı artırımıyla 40 L/m2-saat akı değerine kadar kademe kademe işletim yapılmıştır. Her bir akı kademesinde t:0 ve t:60 dakikada TMP (mbar) değerleri ölçülmüştür. Her bir akı kademesinden sonra diğer kademeye geri dönüşümlü tıkanmanın etkisini önlemek için 60 saniye süreyle geri yıkama uygulanmıştır. Başlangıç TMP artışı, TMP artış hızı (dP/dt, 0-60 min), ortalama TMP, permeabilite (K), toplam (Rt), temiz (Rm) ve tıkanmış membran (Rf) dirençleri ölçülmüş ve/veya yukarıdaki paragraflarda açıklandığı şekilde (3.4.-3.10. numaraları arasındaki tüm denklemler kullanılarak) seri direnç modeli kullanılarak her bir akı kademesi için hesaplanmıştır (Le-Clech vd., 2003a,b). Temiz membran direncini ve temiz su permeabilitesini belirlemek için yeni membran modülü ile çeşme suyu kullanılarak kademeli akı metodu kullanılarak test yapılmıştır. Testleri yapılan yedi farklı geri yıkama senaryoları Çizelge 3.4’de özetlenmiştir. Geri yıkama senaryolarının etkisini belirlemek için uygulanan deneysel yaklaşım Çizelge 3.5’de gösterilmiştir. Çizelge 3.4. Geri yıkama senaryoları Senaryo No Filtrasyon süresi Geri yıkama süresi (dakika:saniye) (dakika:saniye) S1 Sürekli (60:00)1 S2 59:45 S3 29:45 S4 09:55 S5 09:45 S6 09:40 S7 04:45 1 Uygulanan akı-adım metodunda her adım süresi 60 dakikadır. 54 00:15 00:15 00:05 00:15 00:20 00:15 Çizelge 3.5. Geri yıkama senaryoları testlerinin deneysel yaklaşımı Senaryo No Amaç İşletim Akıları (L/m2-saat) İşletme Şartları Tıkanma Durumunun Belirlenmesi ile İlgili Parametreler • S1 S2 S3 S4 S5 S6 • Her bir geri yıkama senaryosunda membran tıkanma durumlarını belirlemek. • Her bir geri yıkama senaryosu uygulamasında üretilen süzüntü suyu miktarını belirlemek. • Membran tıkanma hızları ve üretilen süzüntü suyu miktarını göz önünde bulundurarak optimum geri yıkama senaryosunu belirlemek. S7 Her bir senaryo işletiminden önce MBR sistemi 20 L/m2-saat akıda 12 saat aşağıdaki şartlarda işletilmiştir. MLSS=66006800 mg/L UG=0,101 m/s HRT=12-13 saat SRT= sonsuz T=12-13 οC İşletim modu: 9 dakika :45 saniye süzüntü suyu üretimi, 15 saniye geri yıkama Geri yıkama debisi=600 ml/dakika (geri yıkama akısı:39 L/m2-saat) • Her bir senaryo işletiminde deneyler başlamadan önce 6 saat süre ile test edilecek senaryo şartında işletim yapılmıştır. • • • • • • • • • • • • • • • • • • 5 10 15 20 25 30 35 40 TMPi TMPf ΔP0 dP/dt K TMPort Rt Rm Rf Süzüntü suyu miktarları 3.6. Çamur Susuzlaştırma Deneyleri (4. Faz Çalışmaları) Tez çalışmasının 4. fazında konvansiyonel aktif çamura göre fizikokimyasal ve biyolojik (yüksek viskozite, yüksek MLSS, yüksek EPS, yüksek SMP konsantrasyonları vb.) olarak oldukça farklılıklar gösteren MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğinin belirlenmesi amacıyla deneyler yapılmıştır. Susuzlaştırılabilirlik veriminin belirlenmesinde çok yaygın olarak kullanılan Özgül Filtre Direnci (ÖFD) parametresi Buchner hunisi yöntemi (Ruth, 1933) kullanılarak belirlenmiştir. Bu yöntemde kullanılan laboratuar ölçekli düzenek Şekil 3.8’de gösterilmiştir. Belli hacimde ve iyice karıştırılmış (homojen) çamur numunesi Buchner hunisine dökülüp sabit vakumda (19 inch Hg) süzülmüştür. Zamana karşı toplanan süzüntü hacmi ölçülmüştür. 55 Şekil 3.8. Buchner Hunisi deney düzeneği t zamanlarına karşılık elde edilen süzüntü hacmi (V) dataları ile t − V grafiği V çizilmiştir (Şekil 3.9) ve daha sonra aşağıdaki “Parabolik Filtrasyon Denklemi” ile değerlendirilmiştir. μRm t μc〈α 〉 = V+ 2 V 2 A ΔP AΔP (3.11) t = zaman (sn) V = süzüntü hacmi (ml) μ = süzüntü viskozitesi (N.s/m2) c = çamur konsantrasyonu (mg/L) A = süzmede etkin alan (m2) ΔP = uygulanan vakum (Pa) <α> = özgül kek direnci (m/kg) Rm = süzme ortamı direnci (1/m) Ya da kısaca aşağıdaki gibi: t = bV + a V (3.12) 56 a= b= μRm (3.13) AΔP μc〈α 〉 (3.14) 2 A 2 ΔP Şekil 3.9. Toplanan süzüntü hacmine karşılık zaman/hacim grafiği t/V'nin V'ye karşılık çizilmesiyle elde edilen doğrunun eğimi b'ye, doğrunun t/V eksenini kestiği nokta ise a'ya eşittir. Çizilen doğrudan b değerinin elde edilmesiyle özgül kek direnci elde edilir: 2 A 2 bΔP 〈α 〉 = μC (3.15) Denklem 3.15’e bakıldığında, “A” değeri süzmedeki etkin alan, “ΔP” değeri uygulanan vakum, “μ” elde edilen süzüntü suyunun viskozitesi, “c” değeri de süzülen çamur numunesinin konsantrasyonu, ”b” değeri zamana karşı elde edilen süzüntü datalarıyla çizilen t/V’ye karşılık V grafiğinin eğiminden bulunmuştur. Belirlenen bu parametrelerle denklem 3.15 kullanılarak “özgül kek direnci” değeri hesaplanmıştır. 57 Çalışmada kullanılan MBR çamur numuneleri evsel atıksu arıtımı yapan pilot ölçekli batık MBR sisteminden alınmıştır. Pilot ölçekli MBR sistemi olarak ZW-10 (Zenon Environmental Inc.) kullanılmıştır. Aerobik biyolojik oksidasyon ve ultrafiltrasyon kademeleri tek proses tankı içinde gerçekleştiren batık sistem, gözenekli fiber membran modülüne sahip ünite sürekli akışlı olarak beslenmiştir. Temiz su, (süzüntü suyu) direk vakum uygulanarak proses tankından çekilmiştir. MBR çamurunun susuzlaştırılabilirlik çalışmaları 3 farklı MLSS konsantrasyonunda (3500, 7600, 12600 mg/L) gerçekleştirilmiştir. Her bir MLSS durumunda MBR çamurunun ÖFD değerleri tespit edilmiştir. Çalışmada MBR çamurunun susuzlaştrırılabilirliğine filtre kağıdının etkisini araştırmak amacıyla 3 farklı filtre kağıdı (Whatman #40, #41 and #42; gözenek boyutları sırasıyla 8, 20-25 ve 2,5 μm’dir) kullanılmıştır. Çamur numunelerinin susuzlaştırılabilirliğine polimer tipinin ve dozajının etkisi de araştırılmıştır. Dört farklı ticari polimer; Zetag 7635 (ZT) (katyonik) (CIBA Chemicals), Flopam 5880 S (FL) (katyonik) (SNF FLOERGER), 1858 U (AN) (anyonik) (SNF FLOERGER) ve 1830 S (NI) (iyonik olmayan) (SNF FLOERGER) çalışma kapsamında kullanılmıştır. MBR çamurunun susuzlaştırılabilirlik verimine konvansiyonel aktif çamur (KAS) eklemesinin ne derecede etkili olduğunu belirlemek için 2 farklı karışık çamur tipinde ÖFD belirlenmiştir. KAS çamurları Isparta Atıksu Arıtma Tesisi aktif çamur sisteminin geri devir hattından alınmıştır. Söz konusu tesis mekanik, fiziksel (kaba ve ince ızgara, kum tutucu ve ön çökeltim tankı) ve aerobik arıtma (yüksek yüklü aktif çamur sistemi; havalandırma tankı ve son çökeltim tankı) süreçlerini içermektedir. KAS çamuru eklemesinin MBR çamurlarının susuzlaştırılabilirliğine olan etkisini inceleyebilmek için değişik MLSS konsantrasyonlarına sahip numuneler hacimsel olarak farklı oranlarda karıştırılmıştır (% 50 MBR çamuru ve %50 KAS çamuru (Karışım I) ve %80 MBR çamuru ve %20 KAS çamuru (Karışım II)). Susuzlaştırılabilirliğin verimini belirlemek için ÖFD parametresi yanında filtre kağıdı kek içeriğinin katı madde analizleri yapılmıştır. Çamur karakteristikleri MBR çamurunun her MLSS konsantrasyonunda, MLSS, MLVSS, EPS, SMP, partikül 58 boyut dağılımı parametreleri ölçülerek belirlenmiştir. Çizelge 3.6’da çamur susuzlaştırma deneysel yaklaşımı özetlenmiştir. Çizelge 3.6. Çamur susuzlaştırma deneysel yaklaşımı Susuzlaştırma deney aşamaları ve MBR çamuru MLSS konsantrasyonu 9 9 1. Aşama 3500 mg/L 9 9 9 9 2. Aşama 7600 mg/L 9 9 9 9 9 3. Aşama 12600 mg/L Kullanılan çamurlar Amaçlar 9 9 9 MBR, Isparta, Karışık Çamurların susuzlaştırılabilirliklerini belirlemek Susuzlaştırılabilirlik işlemine polimer tipinin etkisini ve optimum dozaj konsantrasyonunu belirlemek Susuzlaştırma işlemine filtre tipinin etkisini belirlemek MBR çamuruna eklenen Isparta çamurunun MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğine etkisini belirlemek MBR, Isparta, Karışık Çamurların susuzlaştırılabilirliklerini belirlemek Susuzlaştırılabilirlik işlemine polimer tipinin etkisini ve optimum dozaj konsantrasyonunu belirlemek Susuzlaştırma işlemine filtre tipinin etkisini belirlemek MBR çamuruna eklenen Isparta çamurunun MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğine etkisini belirlemek Artan MLSS konsantrasyonu ile susuzlaştırılabilirlik durumunun nasıl etkilendiğini belirlemek MBR, Isparta, Karışık Çamurların susuzlaştırılabilirliklerini belirlemek Susuzlaştırılabilirlik işlemine polimer tipinin etkisini ve optimum dozaj konsantrasyonunu belirlemek Susuzlaştırma işlemine filtre tipinin etkisini belirlemek MBR çamuruna eklenen Isparta çamurunun MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğine etkisini belirlemek Artan MLSS konsantrasyonu ile Susuzlaştırılabilirlik durumunun nasıl etkilendiğini belirlemek Kullanılan polimer tipi ve dozajları Kullanılan filtre tipi • • • • • MBR Çamuru Isparta Çamuru Karışık Çamur I Karışık Çamur II • Whatman 40 (8 μm) • Whatman 41 (25 μm) • Whatman 42 (2,5 μm) • • • • • • • • • MBR Çamuru Isparta Çamuru Karışık Çamur I Karışık Çamur • Whatman 40 (8 μm) • Whatman 41 (25 μm) • Whatman 42 (2,5 μm) • • • • • • • • • MBR Çamuru Isparta Çamuru Karışık Çamur I Karışık Çamur II • Whatman 40 (8 μm) • Whatman 41 (25 μm) • Whatman 42 (2,5 μm) • • • • ZETAG 7635 (Katyonik) 1830 S (İyonik olmayan) Flopam 5880 S (Katyonik) 1858 U (Anyonik) (2,50, 3,75, 6,25, 10,50, 12,50 mg/g KM) ZETAG 7635 (Katyonik Polimer) 1830 S (İyonik olmayan) Flopam 5880 S (Katyonik) 1858 U (Anyonik) (2,50, 3,75, 6,25, 10,50, 12,50 mg/g KM) ZETAG 7635 (Katyonik Polimer) 1830 S (İyonik olmayan) Flopam 5880 S (Katyonik) 1858 U (Anyonik) (2,50, 3,75, 6,25, 10,50, 12,50 mg/g KM) Sulu polimer çözeltileri 1 g/L lik stok çözeltiler halinde hazırlanmıştır. Çözeltilerin hazırlanmasında distile ve deiyonize saf su kullanılmıştır. Çözeltiler 18±2 oC sabit 59 sıcaklıkta ve 2-4 saat süre ile karıştırılarak hazırlanmıştır. Çamur numunelerine uygulanan polimer dozlarının aralığı 2-14 mg polimer çamurdaki g katı madde (KM) başına olacak şekilde beş farklı dozda uygulanmıştır. Uygulanan polimer dozlarının değerleri literatürden alınmıştır (Tchobanoglous vd., 2003). 300 ml lik çamur numunelerine polimer eklendikten sonra numuneler jar test cihazında 50 rpm hızında 2 dakika süre ile karıştırılmıştır. Karıştırma işleminden sonra polimer eklenmiş çamur numunesinin 100 ml’ si Buchner hunisine (4 cm çapında) dökülmüştür. 19 in Hg sabit vakum basıncı uygulanarak süzme işlemi gerçekleştirilmiştir. Süzme işleminden elde edilen süzüntü suyu terazi (hassasiyet ± 10 mg) üzerindeki bir erlene toplanmıştır. Toplanan süzüntü ağırlığı zamana karşı teraziden bilgisayara RS232 bağlantısı ile her iki saniyede bir ölçülmüştür ve bilgisayar programı sayesinde zamana karşı süzüntü hacimleri verileri elde edilmiştir. Yukarıdaki paragraflarda açıklandığı şekilde ÖFD değerleri hesaplanmıştır. 60 4. ARAŞTIRMA BULGULARI ve TARTIŞMA Dört fazdan oluşan tez kapsamında gerçekleştirilen çalışmaların bulguları 4 bölüm altında toplanmıştır. Her bölümde çalışmanın teorik altyapısı ve amacı tanımlanarak elde edilen bulgular tartışılmıştır. 4.1. Değişken Karakterli Evsel Atıksularının Pilot Ölçek Batık MBR Sistemi ile Arıtılması Tez çalışmasının birinci fazının ana amacı SDÜ kampüsü öğrenci yurtlarından kaynaklanan günlük ve dönemsel olarak değişken karakterli evsel atıksuların pilot ölçekte MBR sistemi kullanılarak arıtılabilirliğinin araştırılmasıdır. Pilot çalışmada aerobik karbon oksidasyonu ve nitrifikasyon hedeflenmiştir. Genel itibariyle evsel atıksu karakterinde olsa da yıl boyunca ders/sınav/tatil zamanlarındaki öğrenci sayısındaki değişimler, yağmur suyu girişimleri ve mevsimsel etmenler nedeniyle çalışılan ham atıksuyun debi ve karakterinde önemli değişkenlikler mevcuttur. MBR sistemlerinin değişken karakterli atıksulardaki performansı ile ilgili pilot ya da gerçek tesis boyutlarında yapılan çalışmalar literatürde sınırlıdır. Değişken karakterli atıksuların arıtılabilirliğinin MBR sisteminde araştırılması üç farklı işletim aşamasında gerçekleştirilmiştir. Bu aşamalarda, MBR arıtma veriminin işletim şartlarından nasıl etkilendiği, çıkış suyu kalitesinin ne ölçüde değiştiği araştırılmıştır. MBR sistemi işletime alındığı ilk hafta içerisinde (5 Ocak 2005) Isparta Atıksu Arıtma Tesisinden getirilen 50 L aktif çamur ile aklimasyon için aşılanmıştır. Bu tarihten itibaren birinci aşama şartlarında (sonsuz SRT, ortalama akı 25 L/m2-saat) sistem 9 Mayıs 2005 tarihine kadar (125 gün) işletilmiştir. İkinci aşama şartlarında (SRT=20 gün, ortalama akı 25 L/m2-saat) 4 Temmuz 2005 tarihine kadar (57 gün) ve son olarak da üçüncü aşama şartlarında (SRT=20 gün, yüksek akı: 39 L/m2-saat) 25 Ağustos 2005 tarihine kadar (51 gün) işletilmiştir. Arıtılabilirlik çalışması süresince 5 Ocak-25 Ağustos arası yaklaşık 8 aylık süre boyunca MBR sisteminin atıksu arıtımı için üç farklı işletim şartında çalıştırılması 61 sonucu elde edilen anlık akı, net akı ve 20 οC ye göre sıcaklık düzeltmeli akı değerleri Şekil 4.1.’de gösterilmiştir. Çalışmanın ilk iki aşamasında 25 L/m2-saat değerinde hedeflenen anlık permeyt akısı (permeyt pompa hızı sabit tutulmuştur) işletim boyunca 23-25 L/m2-saat aralığında tespit edilmiştir. Üçüncü aşamada hedeflenen 39 L/m2-saat değerindeki anlık akı işletim süresi boyunca 35,2 L/m2-saat değerine kadar düşmüştür. Anlık akı değeri sistemin permeyt debisinin ölçülmesi ile akı formülünden (Akı=Q/A) hesaplanmıştır. Net akı değeri anlık akı değeri ile tamamen paralellik göstermiştir. Net akı değeri üretilen net su miktarından hesaplandığı için anlık akı değerinden küçük değerlerdedir. Çünkü MBR sistemi 9 dakika 45 saniye permeyt modunda çalışarak su üretmekte ve 15 saniye de geri yıkama yapmaktadır. Dolayısıyla sistem 1 tam günde 1404 dakika su üretmiştir ve toplam 36 dakika süre ile de ürettiği suyu kullanarak geri yıkama yapmıştır. Net akı MBR sisteminin ürettiği net arıtılmış su miktarından hesaplanan akı değeridir. Net akının hesabında permeyt debisi ve süresi, geri yıkama debisi ve süresi hesaba katılmıştır. Günlük net akı değeri aşağıdaki formülle hesaplanmıştır. 50 45 40 Akı (L/m2-saat) 35 30 25 20 15 Anlık 10 Net 5 0 25/1 Anlık @ 20 C 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 Çamur atılmadı 9/6 24/6 9/7 24/7 8/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.1. MBR işletimi boyunca elde edilen akılar 62 23/8 JNet = (Q P • t P ) − (Q G • t g ) (4.1) A • (t P + t G ) Burada; JNet= Net su üretimine göre hesaplanmış günlük net akı (LMH) QP= permeyt debisi (ml/dk) tP= günlük toplam permeyt süresi (dk) QG= geri yıkama debisi (ml/dk) tG= günlük toplam geri yıkama süresi (dk) A= membran toplam yüzey alanı (0,9 m2). Anlık akının 20 οC sıcaklığa göre düzeltilmesi MBR sisteminin tedarik edildiği Zenon firması tarafından MBR sistemi için oluşturulan ve ikinci bölümde tanımlanan 2.4 numaralı formül ile hesaplanmıştır. Sıcaklık düzeltmeli akı, Isparta ikliminin kışları sert olması ve atıksu sıcaklığının çok düşük değerlerde olmasından dolayı kış aylarında anlık akı değerinden oldukça büyüktür. Viskozitenin sıcaklık değerinin düşmesiyle artmasından dolayı MBR sisteminin sabit pompa hızında çektiği permeyt debisinin azalması ile anlık akı değeri azalmıştır ve 20 οC sıcaklığa göre düzeltmeli akı değeri anlık akı değerinden büyük olmuştur. Yaz aylarında ise su sıcaklığının artması, viskozitenin düşmesi ile anlık akı değerleri büyümüştür ve su sıcaklığının 20οC’nin üstünde olduğu değerlerde sıcaklık düzeltmeli akı değeri anlık akı değerlerinden küçük olmuştur. Sekiz aylık işletim süresi boyunca üç farklı işletim şartında da TMP değerleri 0,09– 0,32 bar (90-320 mbar) aralığında ölçülmüştür (Şekil 4.2). Bu değerler, azalan permeyt akısının tekrar eski değerine getirilmesi için membranlara uygulanan kimyasal yıkamaları gerektirmeyecek kadar düşük basınçlardır. Birinci aşama denemeleri süresince TMP değerinin ani küçük artışlar gösterdiği tarihler sırasıyla 25 Şubat, 12 Mart ve 8 Nisan günleridir. Ancak bu artışlar küçük ve kabul edilebilir seviyelerde olup, bir kaç günlük işletim sonrası TMP değerlerinde normale doğru düşüşler gözlenmiştir. Söz konusu tarihlerdeki TMP değerinin artışı bu tarihlerdeki reaktör su sıcaklığı değerinin daha önceki ve sonraki tarihlerden daha düşük 63 olmasındandır (Şekil 4.3). Dolayısıyla TMP değerinin artması membranın tıkanma durumundan değil sıcaklığın azalması ile beraber su akışkanlığının azalmasındandır. İkinci aşama çalışmalarının (SRT=20 gün) başlamasıyla 7 Mayıs 2005 tarihinden itibaren TMP değerleri azalmıştır. SRT değerinin 20 gün olarak sistemin işletilmesi için reaktörden günde 11 L çamur atılmıştır ve MLSS konsantrasyonunun düşmeye başlanması ile TMP 172 mbar değerinden 89–103 mbar değerlerine düşmüştür. Üçüncü aşama (SRT=20 gün, 39 L/m2-saat yüksek akı değeri) denemelerinde akının yüksek olmasından dolayı TMP değeri üçüncü aşamanın hemen başlangıcında 172 mbar değerine çıkmıştır ve işletim süresince bu değer 317 mbar değerine kadar yükselmiştir. 8 aylık işletim boyunca, rutin geri yıkamalar dışında (her 9 dakika 45 saniyede bir 15 saniye süreyle basınçlı permeyt suyuyla), membran modülü sadece iki kez (22 Temmuz ve 16 Ağustos 2005 tarihlerinde) üçüncü aşama denemelerinde toplam 5 dakika süreyle kimyasal olarak temizlenmiştir. MBR uygulamalarında tipik kimyasal temizleme sıklığı yaklaşık 1-2 ayda birdir. Kimyasal temizlemede, 250 mg/L NaOCl (Cl2 olarak) içeren permeyt suyu geri yıkama moduyla 5 dakika süre ile proses tankını boşaltmadan membran yüzeylerine pompalanmıştır. Üretici firma spesifikasyonlarına göre membran modülünde çalışılabilecek en yüksek TMP değerleri 551-620 mbar civarıdır. Dolayısıyla, 8 aylık işletim boyunca, test edilen çok yüksek akılarda bile TMP değerlerinin maksimum izin verilebilir değerlerin altında kalması ve sadece toplam 2 kez kimyasal temizleme gereksinimi olmasından dolayı, çalışılan MBR ünitesinin performansı akı ve basınçlar bağlamında çok başarılıdır. Toplam 8 aylık işletim boyunca 2 kez kimyasal temizleme frekansı tipik MBR uygulamalarına göre de çok seyrektir. Düşük TMP ve seyrek kimyasal temizleme gereksinimi bir MBR uygulamasında çok arzu edilen ve işletim maliyetini azaltıcı faktörlerdir. 64 600 550 500 Kimyasal geri yıkama Maksimum izin verilebilen TMP 450 TMP (mbar) 400 350 300 250 200 150 100 50 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 9/6 Çamur atılmadı 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.2. MBR işletimi boyunca transmembran basınçları ve uygulanan kimyasal geri yıkama 30 MBR Su Sıcaklığı (oC) 25 20 15 10 5 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 9/6 Çamur atılmadı 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.3. MBR işletimi boyunca reaktör su sıcaklıkları Mart ayının sonları itibariyle reaktör su sıcaklıkları kademeli olarak artmış ve yaz aylarında 25 oC’lere kadar yükselmiştir (Şekil 4.3). Bu durum atıksu ve ortam 65 sıcaklığı ile paralellik gösteren beklenen bir durumdur. MBR sistemi membranının temiz (kullanılmamış membran) permeabilitesi (K) yapılan çeşme suyu deneyi sonucu 362,6 L/m2-saat-bar olarak tespit edilmiştir. MBR sisteminin ilk olarak atıksu ile doldurulup çalıştırıldığı 5 Ocak 2005 tarihinde K değeri 352 L/m2-saat-bar olarak gözlenmiştir. Şekil 4.4.’de MBR sisteminin işletim süresi boyunca K değerinin değişimi gösterilmiştir. Permeabilitenin formülü (K=Akı/TMP) göz önüne alındığında permeabilite akı ile doğru, TMP ile ters orantılı olarak değişmektedir. Şekil 4.4’den de görüleceği üzere K değeri 1. aşamada kararlı membran şartlarına ulaşıldıktan sonra, yaklaşık 120-170 L/m2-saat-bar değerleri arasında dalgalanma göstermiştir. Bu dalgalanma su sıcaklığındaki değişimlerle doğrudan ilişkilidir. Su sıcaklığının azalması ile yukarıdaki paragraflarda da tartışıldığı gibi viskozite artmakta, permeyt debisi azalmakta ve buna bağlı olarak akı değeri azalmaktadır. Ayrıca su sıcaklığının azalması ile yine TMP değeri artmıştır ve bütün bunlara bağlı olarak K değeri azalmıştır. 10 Mayıs’ta başlayan 2. aşama denemelerinde su sıcaklığının artmasıyla K değerlerinde artma gözlenmiştir. Bu aşamada K, 230-280 L/m2-saat-bar değerleri arasında seyretmiştir. 3. aşama denemelerinde K’da 100 L/m2-saat-bar değerlerine kadar belirgin bir düşüş gözlenmiştir. Yüksek akı değerinde sistemin işletilmeye başlanması ile beraber TMP değeri artmıştır ve zamanla yüksek akıdan dolayı meydana gelen membran tıkanmaları ile K değeri düşmüştür. Diğer bir deyimle TMP’deki artış akıdan daha fazla olduğu için K değerleri bu aşamada düşüş trendi göstermiştir. 22 Temmuz ve 16 Ağustos tarihlerinde uygulanan kimyasal geri yıkama ile K değeri TMP değerinin azalmasına (Şekil 4.2.) ve permeyt akısının yükselmesine bağlı olarak artmıştır. Kısaca, sistemin K değeri TMP, işletim akısı, tıkanma ve bunları etkileyen diğer parametrelerden (sıcaklık, viskozite) direkt olarak etkilenmektedir. Sonuç olarak permeabilite parametresi baz alındığında, akı ve TMP bulgularına paralel olarak, MBR sistemi başarılı bir performans sergilemiştir. Başlangıçtaki 150-200 L/m2-saat-bar permeabilite değerleri 8 aylık işletim sonucunda da azalmadan benzer değerlerde gözlenmiştir. Bu durum ayrıca membranlarda ciddi ve geri dönüşümsüz tıkanmanın olmadığını göstermektedir. 66 Permeabilite (L/m2-saat-bar) 400 Su sıcaklığı artışı 300 200 100 Kimyasal geri yıkama 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 Çamur atılmadı 9/6 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.4. MBR işletimi boyunca elde edilen permeabilite (K) değerleri MBR sisteminin işletimi boyunca reaktör içerisindeki çözünmüş oksijen (ÇO) konsantrasyonunun değişimi Şekil 4.5.’de gösterilmiştir. Reaktör içerisindeki ÇO konsantrasyonu 25 Ocak tarihinde 13,92 mg/L değerinde iken 17 Şubat tarihinde 2,47 mg/L değerine kadar azalmıştır. ÇO konsantrasyonunun böyle yüksek bir seviyeden zamanla azalması iki sebeptendir. 1) Reaktör içerisindeki çamurun MLSS konsantrasyonu 25 Ocak tarihinde oldukça düşüktür (1450 mg/L). İşletime devam eden MBR sisteminde 17 Şubat tarihinde MLSS konsantrasyonu 3740 mg/L seviyesine yükselmiştir (Şekil 4.6) ve dolayısıyla reaktör içerisindeki mikroorganizma konsantrasyonu ve oksidasyon seviyesinin artması ile ÇO konsantrasyonu düşmüştür. 2) Reaktör içerisindeki su sıcaklığının düşük olması nedeniyle oksijenin doygunluk konsantrasyonu yüksektir. Şubat ayında su sıcaklıklarındaki bir miktar artışla ÇO doygunluk konsantrasyonları ve neticesinde reaktördeki ÇO konsantrasyonları azalmıştır. Ayrıca ÇO konsantrasyonunun yüksek olması sebebiyle 25 Ocak tarihinden itibaren sisteme verilen hava debisi 3,40 m3/saat değerinden 0,85 m3/saat değerine düşürülmüştür. Buna rağmen ÇO konsantrasyonunun 2,47 mg/L değerine düşmesi 22 gün sürmüştür. 17 Şubat tarihinden itibaren ÇO konsantrasyonunu 2–4 mg/L arasında tutabilmek amacıyla 67 reaktör içerisindeki ölçülen ÇO konsantrasyonuna göre sistemin hava debisi ayarlanmıştır. Sistemin hava debisi 0,85 m3/saat hassasiyetinde ayarlanabilmektedir. Sonsuz SRT değeri çalışmalarında (1. aşama) artan MLSS konsantrasyonu ile 0,65 mg/L seviyesine düşen ÇO konsantrasyonu hava debisinin 3,40 m3/saat değerlerine artırılması ile 3,0 mg/L seviyelerine çıkarılmıştır. İkinci ve üçüncü aşama deneylerinde SRT değerinin 20 gün olmasından dolayı MLSS konsantrasyonu azalmaya başlamış ve dolayısıyla ÇO konsantrasyonu artmıştır. Reaktörde ÇO konsantrasyonlarını dengeli ve sabit değerlerde tutmak için 3,40 m3/saat’lik hava debisi önce 2,55 m3/saat daha sonra ÇO konsantrasyonu seviyesine göre 0,85 m3/saat değerine kadar düşürülmüştür. MBR sisteminin 8 aylık işletimi boyunca reaktördeki çözünmüş oksijen seviyesi MLSS konsantrasyonu, su sıcaklığı ve SRT ile değişmiştir. Aerobik karbon oksidasyonu ve nitrifikasyon hedeflenen pilot çalışmada, genel olarak birkaç günlük işletim dışında reaktörde en az 1 mg/L ÇO konsantrasyonu sağlanmıştır. MBR Çözünmüş Oksijen Kon. (mg/L) 16 14 12 10 8 6 4 2 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 Çamur atılmadı 9/6 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.5. MBR işletimi boyunca reaktör çözünmüş oksijen konsantrasyonları MBR sistemindeki MLSS ve MLVSS konsantrasyonlarının değişimi Şekil 4.6.’da gösterilmiştir. Birinci aşama denemelerinde 5 Ocak tarihinden itibaren ancak 3,5 68 aylık bir işletimden sonra yaklaşık 7100 mg/L’lik MLSS konsantrasyonlarına ulaşılabilmiştir. Bu durum iki ana etmenin kombinasyonundan kaynaklanabilir. 1) bölgenin aşırı soğuk kış aylarında atıksu sıcaklıkları genellikle 10 oC’ nin altında seyredip zaman zaman 6 oC’ler civarına düşmüştür. Kampüs yurtlarından atıksu rogarına olan mesafenin çok kısa oluşu dolayısıyla atıksuyun kanalizasyon sisteminde sadece yaklaşık 10–20 dakikalık bir bekleme süresine sahip olmasıyla atıksu kullanım sonrası düşük sıcaklıklarını koruyabilmiştir. Bu düşük sıcaklıklar bekleneceği üzere proses tankındaki hem biyoaktivite kinetiğini hem de biyokütle ürününü azaltacaktır. 2) Tam karışımlı sürekli akışlı sistemde sonsuz SRT’de çalışıldığı için biyokütle büyüme hızı teorik olarak sıfıra yaklaşmış ve biyokütle bozunma (decay) hızları büyüme hızlarıyla yaklaşık eşitlenmiş olabilir. Bu durum zaten direk olarak MLSS konsantrasyonundaki çok yavaş artışa neden olacaktır. Ancak, yukarıda bahsedilen hususa rağmen, MLSS konsantrasyonun tipik MBR değerlerine (7000-12000 mg/L) çıkmasını sağlamak amacıyla mecburen 1. aşamada çamur atılmamıştır. Birinci aşamada çamur atılmadığından dolayı MLVSS değerleri MLSS değerlerinin %84–87’si kadar olmuştur. İkinci aşamanın başlamasıyla SRT=20 gün olması için sistemden 11 Mayıs tarihi itibariyle günde 11 L çamur atılmaya başlanmıştır. 11 Mayıs tarihinde 7100 mg/L olan MLSS, 30 Mayıs tarihinde çamur atılması sonucu 3100 mg/L değerine kadar düşmüştür. Bu tarihten itibaren MLSS konsantrasyonu açısından kararlı şartlar sağlanmış ve MLSS konsantrasyonu 2600 ile 3700 mg/L arasında değişmiştir. Tüm 20 günlük SRT işletimi boyunca bu değerlerin üzerine çıkılamamıştır. Bu durum kullanılan kampüs atıksuyunun tipik evsel atıksulara göre daha seyreltik ve değişken karakterli olmasından kaynaklanmaktadır. Giriş atıksuyu karakterindeki salınımlar müteakip bölümlerde çıkış suyu kalitesi ile birlikte tartışılacaktır. İkinci ve üçüncü aşama denemelerinde MLVSS değeri çamur içeriğinin tazelenmesi ile birlikte MLSS değerinin %90-94’ü aralığında seyretmiştir. MBR sisteminin tüm işletimi boyunca reaktör içerisindeki aktif çamurun Çamur Hacim İndeksi (SVI) değişimi Şekil 4.7.’de gösterilmiştir. SVI değeri SVI=SSV/MLSS formülü ile hesaplanmıştır. Birinci aşama denemelerinde MLSS değerlerini artırmak amacıyla hiç çamur atılmadığı için reaktör içerisindeki çamurun 69 yaşlı olması, yüksek konsantrasyonlarda çözünmüş mikrobiyal ürün (SMP) ve hücre dışı polimerik madde (EPS) içermesi gibi etkenlerden dolayı çamur çökelmemiştir ve çökelebilen çamur hacmi (SSV) değeri elde edilememiştir. Ancak MBR uygulamalarında son çökeltim tankına ihtiyaç olmadığı için zaten çamurun çökelebilme özelliği önem arz etmemektedir. İkinci aşama denemeleri ile birlikte MLSS konsantrasyonunun azalmaya başlaması, çamurun tazelenmesi ile çamur çökelmeye başlamış ve SSV değerleri elde edilip SVI değerleri hesaplanmıştır. 24 Haziran tarihinden önce 100-150 ml/g aralığında değişen SVI, bu tarihden sonra MLSS konsantrasyonunun 2600 ile 3700 mg/L aralığında sabit kalması ile 200-260 ml/g aralığında değişmiştir. Bu yaz aylarındaki şişkin çamurun ana nedenleri artan su sıcaklıkları ile düşen ÇO konsanstrasyonları, 3. aşama deneylerinde artan akı nedeniyle 7 saatlere düşen HRT ve bağlantılı olarak flok oluşturucu biyokütlenin sistemde tutunamaması (washout), ve yaz aylarında artan spesifik substrat giderim hızı ve F/M oranı ile açıklanabilir. Ancak, önceden bahsedildiği üzere, çamurun çökelebilme özelliği MBR uygulamalarında dikkate alınması gerekli bir husus değildir. 8000 MBR MLSS ve MLVSS (mg/L) MLSS 7000 Çamur atılmaya başlanmasından dolayı MLSS değerlerinde düşüş MLVSS 6000 5000 4000 3000 2000 1000 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 9/6 24/6 9/7 24/7 8/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.6. MBR işletimi boyunca reaktör MLSS ve MLVSS değerleri 70 23/8 300 250 SVI (ml/g) 200 150 100 50 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 Çamur atılmadı 9/6 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.7. MBR işletimi boyunca reaktörden alınan çamur numuneleri SVI değerleri MBR sisteminin işletimi süresince reaktördeki pH değişimi Şekil 4.8.’de gösterilmiştir. Reaktör içeriğinin pH seviyesi ortalama olarak 7,60 gibi bir değerde seyretmiştir. pH’nın en küçük değeri 6,97, en büyük değeri de 8,33 olmuştur. Reaktördeki pH seviyesi biyolojik oksidasyonu ve nitrifikasyonu inhibe edecek değerlere ulaşmamıştır. Reaktördeki pH seviyesinin çok fazla salınmaması sisteme arıtım için çekilen atıksudaki pH değerinin salınmamasından kaynaklanmaktadır. Sisteme çekilen atıksuyun ve sistemden arıtılıp çıkan permeyt suyunun pH değişimi Şekil 4.9.’da gösterilmiştir. Kampüs sınırları içerisinde bulunan atıksu kanalına herhangi bir endüstriyel atıksu karışmaması atıksuyun pH değerinin nötral şartlarda seyretmesini sağlamıştır. Sekiz aylık işletim boyunca atıksu, reaktör ve permeyt pH değerleri aşırı asidik ve bazik değerlere ulaşmamıştır. Permeyt pH değerleri 7,5-8,2 arasında değişmiştir. Genel gözlenen günlük trend, permeyt pH değerlerinin giriş pH değerlerinden 0,05 ile 0,40 arasında az olmasıdır. Bunun sebebi her ne kadar giriş atıksuyu alkalinitesi 100-170 mg/L CaCO3 gibi nispeten yüksek konsantrasyonlarda olsa da, aerobik karbon oksidasyonu ve nitrifikasyon sırasında biyolojik aktivitenin alkalinite tüketip pH’yı azaltmasıdır. 71 10 MBR pH 8 6 4 2 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 9/6 Çamur atılmadı 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.8. MBR işletimi boyunca reaktör pH değerleri Giriş Çıkış 10 8 pH 6 4 2 0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.9. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış (permeyt) pH değerleri 72 19/8 MBR içinde elektriksel iletkenliğin işletim süresince değişimi Şekil 4.10’da gösterilmiştir. Elektriksel iletkenlik değeri 9 Şubat–21 Şubat tarihleri arasında önce yükselip sonra normal değerlerine tedrici olarak düşmüştür. Buna benzer olarak 9 Nisan, 21 Mayıs ve 23 Temmuz tarihlerinde de elektriksel iletkenlik değeri reaktör içerisinde normale göre yüksektir. Bunun sebebi giriş atıksuyunun bu tarihlerde yüksek elektriksel iletkenlik içermesidir (Şekil 4.11). Giriş atıksuyundaki ani iletkenlik artışlarının yurtlar ve yemekhanelerinde belirli dönemlerde yapılan temizlik ve yıkama işlemlerinden kaynaklandığı düşünülmüştür. Bu harici durumlar dışında, reaktör ve permeyt iletkenlik değerleri genellikle 1000-1500 µS/cm arasında değişmiştir. MBR sisteminde ultrafiltrasyon uygulandığı için çözünmüş tuzlar giderilememektedir. Bölgedeki jeolojik yapıdan dolayı içme ve kullanma suyu kaynağı olan yeraltı suları nispeten fazla sertliğe ve tuzluluğa sahiptir. Dolayısıyla bu durum atıksuda da tipik evsel atıksulara göre daha fazla elektriksel iletkenliğe neden olmaktadır. Ancak, reaktör biyokütle içeriği nispeten yüksek elektriksel iletkenlikleri ve ani pikleri işletim boyunca tolere etmiştir ve organik maddelerin oksidasyonu ve nitrifikasyon olumsuz bir şekilde etkilenmemiştir. Bu açıdan irdelendiğinde de MBR’ların konvansiyonel biyolojik arıtma sistemlerine göre avantajı mevcuttur. Çünkü MBR’larda tüm biyokütle tutulup yüksek MLSS değerlerine çıkılabildiği için, tuzları tolere edebilen halofilik bakteriler gibi özelleşmiş bakteriler reaktörde sürekli kalır. MBR’lardaki özelleşmiş bakteriler ani yüksek organik yüklemeler, çeşitli stres veya toksik madde girişi durumlarında da sisteme ekstra avantaj sağlar. Diğer bir deyimle MBR’lardaki mevcut biyokütle spektrumu daha geniş olup, sistem varyasyonlarını daha tolere edicidir. 73 MBR Elektriksel İletkenlik (MikroS/cm) 7000 6000 Ham atıksudaki iletkenlik artışları 5000 4000 3000 2000 1000 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 9/6 Çamur atılmadı 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.10. MBR işletimi boyunca reaktör elektriksel iletkenlik değerleri Giriş Çıkış Elektriksel İletkenlik (mikroS/cm) 9000 8000 7000 6000 5000 4000 3000 2000 1000 0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.11. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış elektriksel iletkenlik değerleri 74 MBR sisteminin işletimi süresince F/M oranı (eşitlik 3.1) değişimleri Şekil 4.12.’de gösterilmiştir. Birinci aşama denemelerinde F/M, 0,039 ile 0,116 kg BOİ5/kg MLSSgün değerleri arasında salınım göstermiştir. Birinci aşama denemelerinde kademeli olarak artan MLSS konsantrasyonu ile genelde F/M değeri azalmıştır. 2. aşamada SRT=20 gün çalışmalarının başlaması ile birlikte azalan MLSS konsantrasyonundan dolayı F/M değeri artmaya başlamış ve 1 Haziran tarihinde 0,3 kg BOİ5/kg MLSSgün değerine ulaşmıştır. Bu tarihten sonra 29 Haziran tarihine kadar F/M değeri azalmıştır. SDÜ’de yaz tatili uygulamasının başlamasıyla birlikte Kredi ve Yurtlar Kurumu öğrenci yurtlarında kalan öğrenci sayısı kapasitenin 1/30’u kadar olmuştur. Bu sebeplerden dolayı yurt yemekhanesin kapanması ve az öğrenci sayısı ile beraber atıksuda seyrelme meydana gelmiş ve organik yükleme azalmıştır. Organik yükün az olması ile düşük MLSS konsantrasyonlarında bile küçük F/M değerleri elde edilmiştir. Öte yandan, yaz okulunun açıldığı Temmuz ayı itibariyle öğrenci sayısındaki artışla beraber organik yükleme tipik değerlerine dönmüş ve F/M değerleri 0,1 ile 0,15 kg BOİ5/kg MLSS-gün aralığında seyretmiştir. Konvansiyonel aktif çamur tesislerinde tipik F/M değerleri 0,05-1 kg BOİ5/kg MLSS-gün aralığındadır (Metcalf ve Eddy, 2003). Şekil 4.13.’de MBR sisteminin işletimi süresince organik yükleme hızlarının (OYH) (bağıntı 3.2) değişimi gösterilmiştir. OYH değeri, birinci ve ikinci aşamalarda giriş debisi yaklaşık sabit olduğundan, sadece ham atıksuyun BOİ5 değeri ile ilintilidir. Bu aşamalarda OYH değeri 0,28 ile 0,88 kg BOİ5/m3-gün arasında değişim göstermiştir. Benzer şekilde, konvansiyonel aktif çamur tesislerinde tipik OYH 0,3-0,6 kg BOİ5/m3-gün aralığındadır (Çizelge 2.5). Üçüncü aşama denemelerinin başladığı 4 Temmuz tarihinden itibaren daha yüksek ham atıksu debisine rağmen OYH değerleri bir miktar azalmıştır. Yukarıda belirtildiği gibi bu durum yaz dönemindeki öğrenci sayısının azalmasından kaynaklanmıştır. Temmuz ayı ortalarından itibaren OYH tipik değerlerine dönmüştür. 75 F/M (kg BOİ5/kg MLSS-gün) 0.4 0.3 0.2 MLSS'deki azalmadan dolayı F/M oranında artış 0.1 0.0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 9/6 Çamur atılmadı 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Organik Yükleme Hızı (kg BOİ5/m3-gün) Şekil 4.12. MBR işletimi boyunca reaktördeki F/M oranı değerleri 1.0 0.9 0.8 0.7 0.6 0.5 0.4 0.3 0.2 0.1 0.0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 Çamur atılmadı 9/6 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.13. MBR işletimi boyunca reaktöre organik yükleme hızı değerleri Şekil 4.14’de spesifik substrat giderim hızı (U) (bağıntı 3.3) değişimi gösterilmiştir. Tüm işletim boyunca U değeri 0,04-0,3 mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün 76 aralığında değişmiştir. Konvansiyonel aktif çamur tesislerinde ortalama tipik U değerleri 0,20-0,30 mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün aralığındadır. Birinci aşama denemeleri süresince artan MLSS ve MLVSS konsantrasyonlarından dolayı U değeri azalmıştır. İkinci aşama işletimin başladığı 10 Mayıs tarihinden itibaren azalan MLVSS konsantrasyonundan dolayı U değeri yükselmeye başlamıştır ve 1 Haziran tarihinde 0,30 mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün değerine ulaşmıştır. Üçüncü aşama denemelerinde yüksek akı işletiminden dolayı HRT değeri düşüktür ve bu Spesifik Substrat Giderim Hızı (U) (mg giderilen BOİ5 /mg MLSS-gün) aşamada U değeri artış göstermiştir. 0.5 0.4 Artan akıdan dolayı hidrolik bekleme süresinde azalma ve U değerlerinde artış 0.3 Çamur atılmaya başlanmasından dolayı MLSS değerlerinde düşüş ve U değerlerinde artış 0.2 0.1 0.0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 Çamur atılmadı 9/6 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.14. MBR işletimi boyunca reaktörde spesifik substrat giderim hızı değerleri MBR sisteminin işletimi süresince reaktördeki hidrolik bekleme süreleri Şekil 4.15’de gösterilmiştir. HRT değeri birinci aşamanın başlangıcında sistemin 25 L/m2saat akı değerinde çalıştırılması ile yaklaşık 10 saat olarak başlamıştır. Su sıcaklığının birinci aşama boyunca düşük olması ile azalan permeyt debisi ve akısından dolayı HRT değeri 11,8 saat değerine kadar yükselmiştir. İkinci aşamada 10 Mayıs tarihinden itibaren su sıcaklığının artması ile artan permeyt debisi ve akısıyla HRT değeri 10,3–10,8 aralığına düşmüştür. Üçüncü aşama denemelerindeki yüksek akının sağlanabilmesi için çekilen yüksek permeyt debisi ile HRT 6,9 ile 7,7 77 saat değerleri arasında olmuştur. Üçüncü aşamada 22 Temmuz tarihinde gerçekleştirilen kimyasal geri yıkamadan önce HRT değeri tıkanma sebebiyle azalan permeyt debisinden dolayı 7,4 saat değerine yükselmiştir. Bu değer kimyasal yıkamadan sonra membran gözeneklerinin açılmasıyla artan permeyt debisi ile birlikte 7,0 saat değerine düşmüştür. Yine aynı şekilde 16 Ağustosda HRT değeri 7,7 saat iken kimyasal geri yıkamadan sonra 7,3 saat değerine düşmüştür. MBR’larda uygulanan yüksek MLSS konsantrasyonlarından dolayı HRT değerleri konvansiyonel aktif çamur sistemlerine göre daha azdır. Tipik aktif çamur sistemlerinde HRT 10-24 saat aralığında iken MBR’larda HRT 6 saatlere kadar düşebilmektedir. Bu da daha küçük biyoreaktör hacmi dolayısıyla da daha az ön yatırım maliyeti anlamına gelmektedir. Ancak artan MLSS konsantrasyonu oksijen ihtiyacını artırmakta, oksijenlendirme verimini düşürmekte ve havalandırma bağlamında işletim maliyetlerini de artırmaktadır. Neticede, HRT ve MLSS arasında MBR uygulamalarında maliyet ve işletim kolaylıkları açısından optimizasyon gerekmektedir. Son zamanlarda MBR tasarımlarında tercih edilen yöntem; 10000 mg/L gibi biraz daha az MLSS değerleri ile çalışmak ve sürekli havalandırma yerine belirli frekanslarda dönüşümlü havalandırma yapmaktır. Havalandırma sadece biyooksidasyon için değil, biyokütle askıda tutmak, MBR’da tam karışımı sağlamak ve membran yüzeylerindeki kek tabakalarını sıyırmak için de uygulanmaktadır. 78 14 12 HRT (h) 10 Artan akıdan dolayı HRT azalması 8 6 4 2 0 25/1 9/2 24/2 11/3 26/3 10/4 25/4 10/5 25/5 Çamur atılmadı 9/6 24/6 9/7 24/7 8/8 23/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.15. MBR işletimi boyunca reaktörde hidrolik bekleme süreleri (HRT) Çizelge 4.1. tüm işletim boyunca giriş atıksuyunda yapılan analiz sonuçlarını istatistiksel olarak özetlemektedir. Çizelgeden görüleceği üzere giriş atıksuyu karakteri ciddi salınımlar göstermiştir. Üniversite kampüs atıksuları genel itibariyle evsel atıksu karakterinde olsa da yıl boyunca ders/sınav/tatil zamanlarındaki öğrenci sayısındaki salınımlar, yağmur suyu girişimleri ve mevsimsel etmenler nedeniyle debileri ve atıksu karakteri açılarından çok değişkenlik gösterebilmektedir. Özellikle öğrencilerin banyo saatlerinde, yurtların temizlendiği saatlerde atıksu debisi yüksek iken seyrelme sonucu kirlilik yükleri azalmaktadır. Dolayısıyla hem günlük hem de dönemsel varyasyonlar kampüs atıksularında mevcuttur ve SDÜ kampüs atıksularında da benzer eğilimler gözlenmiştir. 79 Çizelge 4.1. Tüm işletim boyunca giriş atıksuyu analiz sonuçları Parametre BOİ5 (mg/L) KOİ (mg/L) pH NH3-N (mg/L) NO3-N (mg/L) NO2-N (mg/L) TKN (mg/L) TN (mg/L) AKM (mg/L) Bulanıklık (NTU) İletkenlik (µs/cm) Sıcaklıka (°C) Toplam organizma (cfu/100 mL) Toplam koliform (cfu/100 mL) Fekal koliform (cfu/100 mL) a Proses tankındaki sıcaklık. Maksimum Minimum Ortalama 380 695 8,3 44 37,5 1,6 52,0 70,3 276 213 8300 25,5 95 105 6,9 7,3 5,5 0,1 18,5 28,8 52 40 642 6,6 205 316 7,9 24 14,5 0,7 34,0 49,3 109 90 1454 18,9 Standart Sapma 77 116 0,2 8,7 4,9 0,3 9,7 10,8 35 29 1141 4,2 6,00x1010 8,00x108 1,67x1010 1,62x1010 2,00x1010 6,00x107 5,44x109 5,53x109 3,00x109 1,00x107 5,81x108 8,54x108 Şekil 4.16 ve 4.17 sırasıyla MBR sisteminin 7 Mart-19 Ağustos tarihleri arasındaki işletim süresi boyunca askıda katı madde (AKM) ve toplam katı madde (TKM) giderimlerini göstermektedir. AKM giderimi tüm işletim süresince çok üstün performansta gerçekleşmiştir. Sekiz aylık işletim süresince permeyt AKM değeri çoğunlukla <1 mg/L olmuştur. Ayrıca AKM giderim performansı giriş AKM konsantrasyonlarındaki varyasyonlardan da bağımsızdır. AKM giderimi ultrafiltrasyon işleminden dolayı çamurun çökelebilme, MLSS konsantrasyonu, SRT ve diğer işletim parametrelerinden bağımsız olarak sürekli yüksek seviyede gerçekleşmiştir. Örneğin Şekil 4.7’de gösterildiği gibi, ilk aşamada yüksek SVI değerleri ile çamur çökelemediğinde bile <1 mg/L permeyt AKM konsantrasyonu sağlanmıştır. MBR’la arıtılmış atıksuların özellikle zirai sulama ve endüstriyel amaçlı geri kullanılmasının en önemli gerekçelerinden bir tanesi de çok düşük AKM konsantrasyonlarıdır. Bu avantajın yanı sıra, MBR sistemlerinde son çökeltim havuzu olmaması ilk yatırım maliyetini bir miktar azaltmakta ve son çökeltim havuzunda karşılaşılabilecek işletim sorunları (çamur şişmesi, yüzen çamur, 80 savaklardan çamur kaçması gibi) MBR’larda olmamaktadır. TKM giderimi sadece AKM gideriminden kaynaklanmaktadır; toplam çözünmüş katılar (TÇK) ultrafiltrasyon ile giderilemediğinden TKM giderim verimi düşük seviyede gözlenmiştir. Tüm işletim süresince arıtılmış suda ortalama TKM konsantrasyonu 620 mg/L, giriş atıksuyunda ortalama 810 mg/L’dir. AKM ve TKM giderim verimlerinin MBR sistemine uygulanan üç farklı işletim aşamasından bağımsız olduğu gözlenmiştir. Giriş Çıkış 1000 AKM (mg/L) 100 10 1 0.1 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.16. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış askıda katı madde değerleri 81 Giriş Çıkış 2000 Toplam Katı Madde (mg/L) 1750 1500 1250 1000 750 500 250 0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.17. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam katı madde değerleri MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış BOİ5 değerleri Şekil 4.18.’de gösterilmiştir. Sisteminin kararlı hale ulaşmasıyla birlikte 7 Mart tarihinden itibaren yapılan BOİ5 analizlerinde, giriş atıksuyu BOİ5 konsantrasyonlarından bağımsız olarak, çıkış suyu BOİ5 değerleri 2 mg/L’den küçük olmuştur. Giriş BOİ5 konsantrasyonları çok değişkenlik gösterse de, MBR ünitesi BOİ5 giderimi açısından da çok iyi performans sergilemiştir. Bu başarılı performans SRT’nin sonsuz ve 20 gün olduğu ortalama akı (25 L/m2-saat) denemelerinde (1. ve 2. aşama) ve SRT’nin 20 gün ve akı değerinin yüksek (39 L/m2-saat) olduğu 3. aşamada da değişmemiştir. Birinci aşamada artan MLSS konsantrasyonları, ikinci ve üçüncü aşamada azalan MLSS konsantrasyonları ve ham atıksu BOİ5 değerinden etkilenerek devamlı salınımlar gösteren F/M ve OYH değerlerinden bağımsız olarak, biyolojik olarak parçalanabilir organik maddelerin oksidasyonu tüm işletim boyunca tam olarak gerçekleşmiştir. Tüm işletim boyunca F/M ve OYH değerlerinin değişimi ile BOİ5 giderim verimleri arasındaki ilişki sırasıyla Şekil 4.19 ve Şekil 4.20’de gösterilmiştir. Bu şekillerden de görüleceği üzere üç farklı işletim aşamasında da değişen F/M ve OYH değerleri BOİ5 giderim verimini etkilememiştir. MBR sistemi F/M ve OYH değerlerindeki tüm salınımları tolere ederek sabit ve yüksek derecede BOİ5 giderim 82 verimi sağlamıştır. Ayrıca, önceki paragraflarda tartışıldığı üzere, reaktör sıcaklığının 6οC’lere kadar düşmesi (Şekil 4.3), giriş atıksuyunda çözünmüş tuzların ani artışları (Şekil 4.10) gibi biyolojik aktiviteyi olumsuz etkileyebilecek diğer faktörler de biyooksidasyonu etkilememiştir. Yüksek MLSS konsantrasyonları ve geniş spektrumda biyokütle içeriği MBR’larda bu performansı sağlamaktadır. Tüm bunlar MBR’ların salt membran teknolojisi açısından değil aynı zamanda biyolojik aktiviteler açısından da avantajlı olduğunu göstermektedir. Giriş Çıkış 1000 BOİ5 (mg/L) 100 10 1 0.1 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.18. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış BOİ5 değerleri 83 19/8 BOİ5 Giderimi F/M BOİ5 Giderim Verimi (%) 0.30 80 0.25 60 0.20 MLSS'deki azalmadan dolayı F/M oranında artış 0.15 40 0.10 20 0.05 0 F/M (kg BOİ5/kg MLSS-gün) 0.35 100 0.00 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 Çamur atılmadı 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.19. MBR işletimi boyunca F/M oranı ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi BOİ5 Giderimi OYH 1.0 0.9 0.8 80 0.7 0.6 60 0.5 0.4 40 0.3 0.2 20 0.1 0 0.0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Gün (2005) Akı=36-39 LMH Şekil 4.20. MBR işletimi boyunca OYH ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi 84 OYH (kg BOİ5/m3-gün) BOİ5 Giderim Verimi (%) 100 Şekil 4.21 MBR sisteminin işletimi süresince toplam KOİ giderimini göstermektedir. KOİ ölçümlerinde numuneler filtre edilmediği için ölçülen KOİ hem çözünmüş hem de partiküler organik maddeleri temsil etmektedir. KOİ giderim verimi de BOİ5’de olduğu gibi sıcaklık ve elektriksel iletkenlik değerlerinin salınımlarından olumsuz yönde etkilenmemiştir. Ancak, 1. aşamanın başlangıcında kararlı şartlara ulaşılana kadar nispeten düşük KOİ giderimi elde edilmiştir. Yaklaşık 15 günlük bu aklimasyon süresinden sonra >%98’lik KOİ giderimi genellikle sağlanmıştır. İşletim süresi boyunca çıkış suyundaki toplam KOİ konsantrasyonu genellikle 10 mg/L’den azdır . Üç farklı işletim aşamasında da KOİ giderim verimi SRT, MLSS, F/M, OYH parametrelerinin ve giriş KOİ konsantrasyonunun değişiminden etkilenmeden yüksek derecede gerçekleşmiştir. Üçüncü aşama (SRT=20 gün, yüksek akı=39 L/m2-saat) başlangıcında HRT değerinin azalması ile KOİ giderim verimi bir miktar düşüş göstermiştir (Şekil 4.22). Daha sonra üçüncü aşama işletiminde kararlı hal oluşumuyla KOİ giderim verimi normal değerine ulaşmıştır. Üçüncü aşama başlangıcında HRT’nin düşmesi BOİ giderim verimini etkilememiştir. Tüm bu sonuçlar, atıksudaki mevcut çözünmüş ve partiküler organik maddelerin çok büyük bir kısmının MBR’da biyolojik olarak parçalanıp ve/veya ultrafiltrasyonla tutulduğunu göstermektedir. Evsel atıksu arıtımı yapan konvansiyonel aktif çamur proseslerinde 10 mg/L’den az KOİ elde edilmesi çok nadir bir durumdur. Ayrıca, yüksek BOİ5 gideriminin yanı sıra yine yüksek KOİ gideriminin de elde edilmesi, MBR’lardaki özelleşmiş biyokütlenin nispeten daha biyorefrakter organik maddeleri de rahatlıkla giderdiğinin bir kanıtıdır. 85 Giriş Çıkış Toplam KOİ (mg/L) 1000 100 10 1 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.21. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış KOİ değerleri KOİ giderimi HRT 14 100 12 80 HRT değerindeki azalmadan dolayı KOİ giderimindeki düşüş 70 10 60 8 50 6 40 30 4 20 2 10 0 0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH 20/6 5/7 20/7 4/8 SRT=20 gün Gün (2005) Akı=36-39 LMH Şekil 4.22. MBR işletimi boyunca HRT ile KOİ giderim verimi ilişkisi 86 19/8 HRT (saat) KOİ Giderim Verimi (%) 90 MBR sisteminin işletimi boyunca amonyak azotunun (NH3-N) giriş ve çıkış konsantrasyonları Şekil 4.23’de gösterilmiştir. MBR işletiminin ilk iki aşamasında çıkış suyundaki NH3-N konsantrasyonu giriş konsantrasyonlarındaki salınımlara rağmen sürekli 1 mg/L’den az olmuştur. Özellikle birinci aşamadaki su sıcaklıklarındaki çok düşük değerler ve atıksu elektriksel iletkenliğinin pik yaptığı günlerden sonra reaktör içerisinde yüksek olan elektriksel iletkenlik değerleri nitrifikasyonu inhibe etmemiştir ve tam nitrifikasyon devamlı olarak gerçekleşmiştir. Üçüncü aşama çalışmalarının başlamasıyla, reaktördeki HRT değerinin 11,75 saat değerinden 7 saat değerine düşmesi neticesinde nitrifikasyon bir miktar olumsuz etkilenmiş ve çıkış NH3-N konsantrasyonları 10 mg/L’lere kadar artmıştır. HRT’nin bir anda azalması, spesifik büyüme hızları heterotrofik bakterilere göre daha yavaş olan nitrifikasyon bakterilerini kinetik açıdan etkilemiştir. Ayrıca, nitrifikasyon bakterilerinin işletim parametrelerindeki ani değişimleri de çok az tolere edebildiği bilinmektedir. Ancak, 3. aşamanın ilerleyen günlerinde sisteminin kararlı şartlara ulaşmasıyla tam nitrifikasyon yeniden gözlenmiştir. Bu yeni adaptasyon dönemi yaklaşık 20 gün sürmüştür. Öte yandan genel olarak, nitrifikasyon SRT, ÇO, OYH, F/M, sıcaklık ve elektriksel iletkenlik parametrelerinden ve bunların salınımlarından etkilenmemiştir. Konvansiyonel aktif çamur sistemlerinde tam nitrifikasyonu sürekli sağlamanın ne denli zor olduğu bilinmektedir. Çünkü nitrifikasyon çok kırılgan ve hassas bir proses olup, sıcaklık, ÇO, SRT, inhibe edici toksik maddeler ve diğer işletim parametrelerinden çok çabuk etkilenir. Bu bağlamda da MBR’ların avantajı aşikardır. NH3-N giderim verimi ile sıcaklık, elektriksel iletkenlik ve HRT parametrelerinin ilişkileri sırasıyla Şekil 4.24, 4.25 ve 4.26’da gösterilmiştir. 87 Giriş Çıkış 100 NH3-N (mg/L) 10 HRT'nin 7 saate düşmesinden dolayı çıkış NH3 konsantrasyonunda artış 1 0.1 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.23. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış amonyak değerleri NH3-N Giderimi Sıcaklık 30 25 80 20 60 15 40 10 20 5 0 0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Gün (2005) Akı=36-39 LMH Şekil 4.24. MBR işletimi boyunca sıcaklık ile amonyak giderim verimi ilişkisi 88 Sıcaklık (0C) NH3-N Giderimi Verimi(%) 100 NH3-N Giderimi Elektriksel İletkenlik NH3-N Giderim Verimi (%) 4500 4000 80 3500 3000 60 2500 2000 40 1500 1000 20 500 0 Elektriksel İletkenlik (MikroS/cm) 5000 100 0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 Çamur atılmadı 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.25. MBR işletimi boyunca elektriksel iletkenlik ile amonyak giderim verimi ilişkisi NH3-N Giderimi HRT 14 12 80 10 60 8 6 40 HRT (saat) NH3-N Giderim Verimi (%) 100 4 20 2 0 0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Gün (2005) Akı=36-39 LMH Şekil 4.26. MBR işletimi boyunca HRT ile amonyak giderim verimi ilişkisi Şekil 4.27 ve 4.28 MBR sisteminin işletimi boyunca nitrat azotu (NO3-N) ve nitrit azotu (NO2-N) giderimlerini göstermektedir. MBR sisteminin işletimi süresince 89 yukarıdaki paragrafta da tartışıldığı gibi tam nitrifikasyon gerçekleşmiştir ve buna bağlı olarak genellikle çıkış NO3-N konsantrasyonları girişdekilerden daha fazladır. İşletilen sistemde anoksik tank ilavesiyle denitrifikasyon uygulanmamıştır. Üçüncü aşamanın başlangıç bölümlerinde azaltılmış HRT’nin nitrifikasyona olumsuz etkisinden dolayı giriş ve çıkış NO3-N konsantrasyonları birbirine yakın değerlerde bulunmuştur. Ancak bu aşamada kararlı şartlara ulaşılmasıyla tam nitrifikasyon tekrar gözlenip, çıkış NO3-N konsantrasyonları artmıştır. Tüm işletim boyunca giriş ve çıkış NO2-N konsantrasyonları genellikle 1 mg/L’den azdır. Bu durum kısmi nitrifikasyon yerine nitrata kadar tam nitrifikasyonun gerçekleştiğini göstermektedir. Diğer bir deyimle hem amonyak hem de nitrit oksitleyici nitrifikasyon bakterileri etkili olarak sistemde aktivite göstermişlerdir. Önceki kısımlarda tartışıldığı üzere, bu aktivite işletim parametrelerinden etkilenmemiştir. Giriş Çıkış NO3-N (mg/L) 100 10 1 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.27. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrat değerleri 90 19/8 Giriş Çıkış NO2-N (mg/L) 10 1 0.1 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.28. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrit değerleri MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış toplam kjeldahl azotu (TKN) ve toplam azot (TN) konsantrasyonları sırasıyla Şekil 4.29 ve 4.30’da gösterilmiştir. Organik azot ve amonyak azotunun toplamı olan TKN’nin giderim verimleri üç aşamada da %95–98 arasında değişmiştir. İşletim boyunca çıkış TKN konsantrasyonları genellikle 4 mg/L’den az olmuştur. Sonsuz SRT ve SRT 20 gün çalışmalarında MBR sisteminde nitrifikasyonun tam gerçekleşmesi ile TKN giderimi SRT’den bağımsız olarak üstün performans göstermiştir. TKN giderim veriminin yüksek olması, hem partiküler hem de çözünmüş organik azotun sistemde etkili bir şekilde amonifikasyonla amonyağa dönüştürüldüğünü müteakiben de nitrifikasyonla nitrata oksitlendiğini göstermektedir. Ayrıca, hem amonifikasyon hem de nitrifikasyon tüm işletim boyunca ortam şartlarından 3. aşamanın başlangıcı dışında (azaltılmış HRT) denitrifikasyon etkilenmemiştir. prosesinin MBR sisteminin uygulanmamasından dolayı işletimi giriş ve aşamasında çıkış TN konsantrasyonları beklendiği gibi nispeten birbirine yakın değerlerde bulunmuştur. Ancak, Şekil 4.30’da görüleceği üzere, MBR’da ortalama olarak %29 TN giderimi sağlanmıştır. Bunun sebepleri; 1) reaktör içerisinde aerobik biyokütlenin metabolik 91 faaliyetleri ve büyümesi için azot gerekmektedir, 2) reaktör tabanında oluşabilecek anoksik bölgelerde denitrifikasyon kısmen meydana gelmiş olabilir. Giriş Çıkış Toplam Kjeldahl Azotu (mg/L) 100 10 1 0.1 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.29. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam kjeldahl azotu değerleri Giriş Çıkış Toplam Azot (mg/L) 100.0 10.0 1.0 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.30. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam azot değerleri 92 19/8 Şekil 4.31’de MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış toplam fosfor (TP) konsantrasyonları gösterilmiştir. Arıtılabilirlik çalışmasında TP giderimi hedeflenmemiştir. Şekilden de görüleceği üzere TP giderimi çok azdır ve 2 sebepden kaynaklanmış olabilir: 1) ultrafiltrasyon membranı partiküler veya kolloidal fosforu tutmaktadır, 2) reaktör içerisindeki aerobik biyokütle metabolik faaliyetleri ve büyümesi için ortofosfata ihtiyaç duymaktadır. Tüm işletim boyunca çıkış TP konsantrasyonları genellikle 5 mg/L’den az olmuştur. Giriş Çıkış Toplam Fosofor (mg/L) 20 15 10 5 0 7.3 22.3 6.4 21.4 6.5 21.5 5.6 20.6 5.7 20.7 4.8 19.8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün(2005) Şekil 4.31. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam fosfor değerleri MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış bulanıklık değerleri Şekil 4.32’de gösterilmiştir. Tüm işletim süresince ve uygulanan farklı işletim aşamalarında, giriş bulanıklık değerlerinden bağımsız olarak, ortalama çıkış suyu bulanıklık değeri 0,08 NTU olmuştur. İşletim süresi boyunca çıkış suyunda maksimum ve minimum bulanıklık değerleri sırasıyla 0,41 ve 0,02 NTU olarak tespit edilmiştir. Ancak, bir kaç ölçüm dışında çıkış bulanıklık değerleri çoğunlukla 0.1 NTU’nun altında olmuştur. MBR’larda mikro- ya da ultrafiltrasyon membranları kullanılmaktadır. Bu çalışmada da nominal gözenek büyüklüğü yaklaşık 0.04 µm olan ultrafiltrasyon membranı kullanılmıştır. Tıkanmalar neticesinde gözenek büyüklükleri daha da 93 küçülmektedir. Dolayısıyla, bulanıklık ve partiküler madde giderimi açısından MBR’lar çok iyi performans göstermektedir. Yapılan çalışmada bu trend teyit edilmiştir. MBR’ların konvansiyonel biyolojik arıtma proseslerine göre en önemli avantajlarından bir tanesi de budur. Çünkü membran filtrasyonu sayesinde çamurun çökelebilme, SRT, HRT, AKM ve bulanıklık gibi parametrelerden bağımsız olarak çıkış suyunda çok düşük seviyelerde AKM ve bulanıklık elde edilebilmektedir. Giriş Çıkış 1000.00 Bulanıklık (NTU) 100.00 10.00 1.00 0.10 0.01 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.32. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış bulanıklık değerleri MBR sisteminin işletimi süresince giriş ve çıkış sularında elde edilen toplam koliform, fekal koliform ve toplam organizma konsantrasyonları sırasıyla Şekil 4.33, 4.34 ve 4.35’de gösterilmiştir. Tüm işletim boyunca çok yüksek seviyede mikroorganizma giderimi sağlanmıştır. Diğer bir deyimle, MBR sisteminde ultrafiltrasyondan dolayı mükemmel bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmıştır. Tüm işletim süresi boyunca çıkış suyunda maksimum, ortalama ve minimum fekal koliform değerleri sırasıyla 140, 19 ve 2 cfu/100 ml olarak tespit edilmiştir. Toplam koliform, fekal koliform ve toplam organizma için >6-log giderim tutarlı ve sürekli olarak sağlanmıştır. Bu giderim miktarı atıksu arıtımı yapan MBR’larda tipik olarak gözlenmektedir. MBR çıkış sularının direk zirai sulama amaçlı kullanımında 94 sulanacak vejetasyona göre klorlama gibi bir dezenfeksiyon işlemi ekstra bir önlem olarak gerekebilir. Giriş Çıkış 1.E+11 Toplam Koliform (cfu/100 ml) 1.E+10 1.E+09 1.E+08 1.E+07 1.E+06 1.E+05 1.E+04 1.E+03 1.E+02 1.E+01 1.E+00 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.33. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam koliform değerleri Giriş Çıkış 1.E+11 Fekal Koliform (cfu/100 ml) 1.E+10 1.E+09 1.E+08 1.E+07 1.E+06 1.E+05 1.E+04 1.E+03 1.E+02 1.E+01 1.E+00 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.34. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış fekal koliform değerleri 95 Giriş Çıkış 1.E+11 Toplam Organizma (cfu/100 ml) 1.E+10 1.E+09 1.E+08 1.E+07 1.E+06 1.E+05 1.E+04 1.E+03 1.E+02 1.E+01 1.E+00 7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8 SRT=20 gün Çamur atılmadı Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH Gün (2005) Şekil 4.35. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam organizma değerleri Tez çalışmasının birinci fazı kapsamında MBR sisteminin 8 aylık işletimi boyunca arıtılmış suda ölçülen bazı parametrelerin maksimum, minimum ve ortalama değerlerinin MBR’ların tipik değerleri ile karşılaştırılması Çizelge 4.2’de verilmiştir. Bu özetlenmiş veriler işletilen pilot ölçek MBR sisteminin arıtma performansının çok iyi olduğunu ve tipik MBR performanslarıyla uyumlu olduğunu göstermektedir. 96 Çizelge 4.2. MBR sisteminin işletimi süresince elde edilen çıkış suyu kalite değerleri Parametre Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOİ5) (mg/L) Kimyasal oksijen İhtiyacı (KOİ) (mg/L) Toplam askıda katı madde (AKM) (mg/L) MBR’lar için tipik değerler <2,0 mg/L <10 mg/L <1,0 mg/L NH3-N (mg/L) 10,5-0,1 1,0 97-99 <1,0 mg/L (nitrifiye eden tesislerde) TKN (mg/L) 3,6-0,1 1,7 95 -- Toplam azot (TN) (mg/L)* 48-18 34 29 Toplam fosfor (TP) (mg/L)* 5,0-0,6 3,4 29 Bulanıklık (NTU) Toplam Koliform (cfu/100 mL) Fekal Koliform (cfu/100 mL) * Çalışmada elde edilen sonuçlar Ortalama Mak.-Min. Giderilen Ortalama (%) 6-1 99 1,5 60-5 99 9,5 1,3-0,3 99,99 0,5 0,41-0,02 0,08 840-40 168 140-2 19 <10 mg/L (orta sıcaklıktaki iklimlerde ve denitrifiye eden tesislerde) <0,1 mg/L (biyolojik ya da kimyasal olarak alum katkısıyla) 99,99 <0,5 NTU >6 Log 5-6 Log giderim >6 Log 5-6 Log giderim Referans Adham vd., 2001 Cicek vd., 1998 Adham vd., 2001 Cicek vd., 1998 Adham vd., 2001 Adham vd., 2001 Adham vd., 2001 Adham vd., 2001 Adham vd., 2001 Çalışma kapsamında MBR sistemi ile atıksu arıtımında nütriyent giderimi hedeflenmemiştir. Denitrifikasyon ve anaerobik fosfor giderimi uygulanmamıştır. MBR sisteminin işletildiği 8 ay boyunca giriş atıksuyu karakterleri aşırı salınımlar göstermiştir. Kampüs atıksuları genel itibariyle evsel atıksu karakterinde olsa da yıl boyunca ders/sınav/tatil zamanlarındaki öğrenci sayısındaki salınımlar, yağmur suyu girişimleri ve mevsimsel etmenler nedeniyle debiler ve atıksu karakteri açılarından çok değişkendir. Özellikle öğrencilerin banyo saatlerinde, yurtların temizlendiği saatlerde atıksu debisi yüksek iken seyrelme sonucu kirlilik yükleri azalmaktadır. Bu salınımlara ve özellikle 1. aşamadaki çok düşük atıksu sıcaklıkları (6οC) ve giriş suyundaki ani tuzluluk artışlarına rağmen, biyolojik aktivite ve genel olarak MBR sistemi tüm işletim boyunca çok yüksek arıtma performansı sergilemiştir. Arıtma performansı F/M (substrat/biyokütle oranı), organik yükleme hızı, spesifik substrat giderim hızı ve çözünmüş oksijen gibi diğer parametrelerdeki salınımlardan da 97 olumsuz etkilenmemiştir. Tüm işletim periyodu boyunca F/M, organik yükleme hızı ve spesifik substrat giderim hızı değerleri sırasıyla 0,04-0,3 kg BOİ5/kg MLSS-gün, 0,25-0,88 kg BOİ5/m3-gün ve 0,039-0,298 mg BOİ5 giderilen/mg MLSS-gün aralığında bulunmuştur. Üç işletim aşamasında da elde edilen yüksek çıkış suyu kalitesi, arıtma veriminin test edilen SRT, hidrolik bekleme süresi (HRT), MLSS konsantrasyonları ve işletim akılarından bağımsız olduğunu göstermiştir. Ayrıca, tüm işletim boyunca, AKM ve bulanıklık giderimi farklı MLSS konsantrasyonları ve çamurun çökelebilme özelliğindeki (SVI) değişimlerden etkilenmemiştir. İşletimdeki tüm salınımlara rağmen nitrifikasyon sürekli ve tutarlı olarak sağlanmıştır. Organik karbon ve amonyak giderimleri sağlayan aerobik biyolojik aktivitenin bu başarılı performansı, MBR’larda oluşan geniş spektrumdaki ve özelleşmiş biyokütlenin varlığını göstermektedir. Katı sıvı ayrımının ultrafiltrasyon ile gerçekleştiği MBR’da toplam koliform, fekal koliform ve toplam organizma için >6-log giderim tutarlı ve sürekli olmuş, diğer bir deyimle mükemmel bir fiziksel dezenfeksiyon sağlanmıştır. Tüm işletim boyunca çıkış suyundaki bazı kalite parametrelerinin ortalama değerleri; bulanıklık: 0,08 NTU, AKM: 0,5 mg/L, BOİ5: 1,5 mg/L, KOİ: 9,5 mg/L, NH3-N: 1,0 mg/L, fekal koliform: 19 cfu/100 mL, toplam koliform: 168 cfu/100 mL olarak bulunmuştur. Normal ve yüksek akı aşamalarında ölçülen transmembran basınç (TMP) değerleri sırasıyla 90-172 ve 170-317 milibar aralığındadır ve bu değerler 8 aylık işletim boyunca membranlarda geri dönüşümsüz tıkanma oluşmadığını göstermektedir. Ayrıca, normal akıda 6 aylık işletim süresince, permeyt ile rutin geri yıkama (9 dakika 45 saniye permeyt üretimini müteakip 15 saniye geri yıkama) dışında kimyasal membran temizliğine ihtiyaç duyulmamıştır. Öte yandan, 2 ay boyunca 39 L/m2-saat gibi çok yüksek akı işletiminde bile, 2 defa kimyasal temizlik yapılmıştır. Kimyasal temizlikte, 250 mg/L klor dozlanan permeyt ile MBR tankı boşaltılmadan 5 dakika süre ile membranlar geri yıkanmıştır. Biyolojik oksidasyon için reaktörde yeterli çözünmüş oksijeni sağlamak (2-4 mg/L) ve membran yüzeylerindeki kek tabakalarını sıyırmak için havalandırma (0,85-3,4 m3/saat aralığında) sürekli olarak yapılmıştır. 98 Genel itibariyle, 8 aylık pilot ölçek MBR işletimi, tıkanma ve permeabilite azalması gibi işletim zorlukları ile karşılaşılmadan, giriş atıksuyu karakterlerindeki aşırı salınımlara rağmen, MBR prosesi ile sorunsuz bir şekilde çok yüksek kalitede arıtılmış su elde edilebileceğini göstermiştir. Birinci faz arıtılabilirlik çalışmalarının sonuçları ve elde edilen veriler, gelecekte kampüste kurulabilecek MBR arıtma tesisi ve arıtılmış atıksuların kampüs alanında sulama amaçlı geri kullanılması için temel teşkil edecektir. 4.2. Çeşitli Biyokütle ve İşletim Şartlarında İşletilen Batık MBR Sisteminde Membran Tıkanmalarının Belirlenmesi MBR’larda tıkanma membran yüzeyinde ve/veya gözenekler (porlar) içinde oluşabilir. Kek tabakası veya jel halinde membran yüzeylerinde genellikle partiküllerin oluşturduğu geri dönüşümlü tıkanma hava ile sıyırma ve/veya geri yıkama ile kolayca giderilebilir. Ancak çözünmüş maddeler ve kolloidlerin adsorpsiyonu ile porların iç kısmında oluşan geri dönüşümsüz tıkanma oldukça problemlidir ve sadece kimyasal temizleme ile giderilebilmektedir (Chang vd., 2002; Le Clech vd, 2003a,b; Germain vd, 2005; Le Clech vd., 2006). Membran tıkanmalarına direk etki eden 3 ana faktör; biyokütle karakteri, işletim şartları ve membran fizikokimyasal karakteridir. Tıkanmaya etki eden önemli biyokütle parametreleri, MLSS konsantrasyonu, partikül boyut dağılımı, SMP, EPS, viskozite olarak özetlenebilir. İşletim parametreleri ise, çapraz akış hızı, havalandırma hızı, hidrolik bekleme süresi, çamur yaşı, işletim akısı, kritik akı, ön arıtma, geri yıkama ve kimyasal temizleme tür ve sıklığıdır. Membran karakteri açısından değerlendirildiğinde gözenek boyutları, porozite, yüzey enerjisi, elektriksel yük, hidrofilik/hidrofobik özellikler tıkanmaya etki eden temel parametrelerdir. Tüm bu parametreler ve aralarındaki potansiyel etkileşimler bir bütün olarak dikkate alındığında, membran tıkanma olayının ne kadar kompleks ve tahmini zor olduğu ortadadır. (Hodgson ve Fane, 1992; Defrance ve Jaffrin, 1999; Madaeni vd., 1999; Bouhabila vd., 2001; Chang vd., 2002; Judd, 2004, 2006; Le Clech vd, 2006). 99 Doktora çalışması ikinci fazının ana amacı değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde çeşitli biyokütle karakterleri (MLSS, MLVSS, EPS, SMP, partikül boyutu dağılımı) ve işletim şartlarında (havalandırma hızı, işletim akısı) tıkanma eğilimlerinin ve kritik akıların tayin edilmesidir. Sistem 8 ay boyunca aerobik şartlar altında nitrifikasyon ve karbon giderimini sağlamak için evsel atıksu ile beslenerek işletilmiştir. Kritik akı ve tıkanmalar deneysel olarak kademeli akı metoduyla tespit edilmiştir (Field vd., 1995; Le-Clech vd., 2003a,b). Tıkanma davranışları 5 farklı MLSS konsantrasyonunda (4600, 6600, 8600, 10100 ve 12600 mg/L) ve her bir MLSS konsantrasyonu için 4 farklı havalandırma hızında (UG; 0,067-0,101-0,201 ve 0,250 m/s) incelenmiştir. Her MLSS konsantrasyonu için belirlenen biyokütle karakteristikleri; MLVSS, partikül boyut dağılımı ve ortalama partikül boyutu, SMP ve EPS in protein (SMPp, EPSp) ve karbonhidrat (SMPc, EPSc) fraksiyon konsantrasyonları parametreleridir. Çalışmada pilot-ölçek MBR sistemi olarak ZW-10 (ZW®-10, Zenon Env. Inc., GE Water & Process Technologies) ünitesi kullanılmıştır. Batık sistem, gözenekli fiber membran modülüne (0,9 m2 aktif membran alanı, 0,04 µm nominal por büyüklüğü) sahip MBR ünitesi sürekli akışlı besleme ile çalıştırılmış, aerobik biyolojik oksidasyon, nitrifikasyon ve ultrafiltrasyon kademeleri tek proses tankı içinde gerçekleştirilmiş, temiz su çıkışı (permeyt) direk vakum uygulanarak proses tankından sağlanmıştır. MBR sistemi SDÜ kampüsünde bulunan kanalizasyondan alınan filtrelenmiş (1 mm) ham evsel atıksu ile beslenmiştir. Debi ölçer ve kontrol vanası bulunan hava pompası (maksimum akış 119 L/dakika) biyokimyasal oksidasyon için gerekli oksijeni sağlamak için kullanılmıştır. Ayrıca sisteme verilen hava membran yüzeylerinde oluşan kek tabakasının sıyrılarak uzaklaştırılmasını sağlamaktadır. Hava pompası üzerinde bulunan debi ölçer ve kontrol vanası sayesinde deneylerde kullanılan UG parametresi istenilen değerlere ayarlanmıştır. MBR sisteminin işletimi, sistem üzerindeki kontrol panosu kullanılarak yarı otomatik olarak yapılmıştır. Tıkanma deneylerinin ilk aşaması 4600 mg/L MLSS konsantrasyonunda ve 4 farklı UG değerinde gerçekleştirilmiştir. Daha yüksek MLSS seviyelerine sürekli MBR 100 işletimi ve sonsuz çamur yaşı (çamur atmaksızın) sayesinde ulaşılmıştır. MBR ünitesi hedef permeyt akısı olan 20-23 L/m2-saat değerinde işletilmiştir ve HRT değeri 11 saattir. Her MLSS seviyesi için tıkanma deneyleri yapılmadan önce MLSS konsantrasyonunun stabil (kararlı) hale gelip gelmediğini belirlemek için en az bir hafta süresince MLSS konsantrasyonları izlenmiştir. Bu izleme dönemi süresince MLSS konsantrasyonunda meydana gelen değişimler genellikle <%±6 dir. Çalışmada belirtilen MLSS konsantrasyonları bu periyotlar süresince yapılan ölçümlerin ortalama değerleri olarak verilmiştir. Diğer taraftan bir sonraki MLSS seviyesine ulaşmak için MBR sistemi sürekli olarak ortalama 2 ay işletilmiştir. Tıkanma testleri yapılırken her MLSS seviyesinde MBR sisteminde yeni bir membran kullanılması yerine mevcut membran modülü hiç değiştirilmeden sürekli olarak işletilmiştir. Böylelikle altı ayın üzerindeki bir sürede işletimle tam ölçekli MBR sistemi, gerçek performans ve tıkanma durumlarının belirlenmesi için simüle edilmeye çalışılmıştır. Ancak membran modülünün hiç değiştirilmemesinin yüksek MLSS seviyelerindeki (10100 ve 12600 mg/L) tıkanmalara fazladan bir etkisi olmuştur. Tıkanma deneyleri haricinde MBR sisteminin sürekli işletimi süresince rutin geri yıkama periyodu (her 9 dakika 45 saniye permeyt üretiminin ardından 15 saniye geri yıkama) uygulanmıştır. Rutin geri yıkama 600 ml/dakika (geri yıkama akısı:39 L/m2-saat) debisinde uygulanmıştır. Normal işletim süresince günde iki kez TMP ölçümleri gerçekleştirilip kimyasal temizlemeye gerek olmadığına karar verilmiştir. Normal işletim şartları boyunca üretici tarafından önerilen TMP basıncı 551-620 mbar (≈0.5-0.6 bar) değerlerinden düşük olmuştur. Kritik akı ve tıkanmalar her MLSS konsantrasyonunda ve her bir UG değerinde deneysel olarak kademeli akı metoduyla tespit edilmiştir (Field vd., 1995; Le-Clech vd., 2003a,b). Bu metotta, 15’er dakikalık her kademe işletiminde, 5 L/m2-saat permeyt akısından başlayarak 5’er L/m2-saat akı artırımıyla 50 L/m2-saat akı değerine kadar kademe kademe işletim yapılmıştır. Her kademe sonunda, geri dönüşümlü tıkanmanın müteakip kademeye yansımaması için 60 saniye süreyle geri yıkama uygulanmıştır. Her akı kademesinde başlangıç TMP artışı, TMP artış hızı (ya da tıkanma hızı, 0-15 dakika arası), ortalama TMP (Port), permeabilite (K) ve toplam direnç (Rt) (seri direnç modeli kullanılarak) ölçülmüştür ve/veya hesaplanmıştır. Son 101 kademe olan 50 L/m2-saat akı değerinden sonra kademeler tersine doğru (50 L/m2saat akıdan 5 L/m2-saat akıya doğru) yine aynı akı adımlarıyla ve geri yıkama protokolüyle tekrar edilmiştir. Bu işlemin amacı, çıkış ve iniş kademelerinde aynı akıda ölçülen TMP değerlerini karşılaştırarak, yapılan test süresi boyunca geri dönüşümsüz tıkanmanın olup olmadığını tayin etmektir. Bu çalışmada, her kademe akı testi için, kritik akı (Jc) sayısal olarak K<0,9K1 durumun veren ilk çıkış akısı ya da tersine K>0,9K1 durumunu sağlayan en sonki çıkış akısı olarak kabul edilmiştir (K1=1. kademenin permeabilite değeri) (Le Clech vd., 2003a). Temiz membran direncini (Rm) ve temiz su permeabilitesini belirlemek için yeni membran modülü ile çeşme suyunda kademeli akı metodu kullanılarak test yapılmıştır. Modül havalandırma hızı; membran lumeninde fiberler arasında oluşan boşlukların yatay kesit alanından geçen sıyırıcı hava hızı (m/s) olarak tanımlanır ve hava debisinin (m3/s) boşluk alanına (m2) bölünmesi ile elde edilmiştir. Biyoreaktördeki su sıcaklığı 15-17 oC arasında sabit tutulmuştur. Böylece tüm testler süresince tıkanma ölçümleri ve permeyt akısı üzerindeki viskozitenin etkisi elimine edilmeye çalışılmıştır. Tüm MLSS konsantrasyonları için belirlenen biyokütle karakteristikleri Çizelge 4.3’de özetlenmiştir. MLSS konsantrasyonunun 4600 den 12600 mg/L ye artmasıyla MLVSS/MLSS oranında çok az bir düşüş gözlenmiştir. MLVSS/MLSS oranındaki bu düşüş minimum seviyededir (0,91 den 0,81’e kadar). Bu sonuçlar geniş aralıktaki MLSS (4600 den 12600 mg/L’ye kadar) seviyeleri için partiküllerin büyük bir çoğunluğunun organik yapıda olduğunu göstermiştir. Tüm MLSS seviyelerinde EPSc, EPSp, SMPc ve SMPp konsantrasyon aralıkları sırasıyla 31,6-43,6, 18,0-21,8, 3,2-3,6 ve 0,2-0,5 mg/g VSS dir. Toplam EPS (EPST) ve SMP (SMPT) konsantrasyon aralıkları sırasıyla 49,6-65,4 ve 3,4-4,1 mg/g VSS dir. Tüm MLSS seviyeleri için karbonhidrat fraksiyon konsantrasyonları sürekli olarak hem EPS hem de SMP deki protein fraksiyonlarından daha yüksektir. Dahası EPSc konsantrasyonları sürekli olarak SMPc’ den daha yüksektir. Benzer olarak EPSp konsantrasyonları SMPp den daha yüksektir. Sonuçta, toplam EPS konsantrasyonları genellikle SMP konsantrasyonlarından daha yüksektir. Genel bir trend olarak EPS ve SMP’nin protein ve karbonhidrat fraksiyonlarının konsantrasyonları MLSS konsantrasyonlarının artışı ile artmıştır. Artışa bakıldığında EPS fraksiyonlarının 102 daha baskın olduğu görülmüştür. Örneğin, MLSS konsantrasyonu 4600 den 12600 mg/L’ye çıkarken toplam EPS konsantrasyonu 49,6 dan 65,4 mg/g VSS’e çıkmıştır. MLSS-EPST (R2=0,99), MLSS-EPSc (R2=0,99), MLSS-EPSp (R2=0,96), MLSSSMPT (R2=0,96), MLSS-SMPc (R2=0,95) ve MLSS-SMPp (R2=0,81) aralarında güçlü bir doğrusal korelasyon bulunmuştur. Bu sonuçlar MBR sistemlerinde biyokütlenin atılmaması ile MLSS seviyelerindeki artışı (sonsuz çamur yaşı şartları), ve dolayısıyla artan biyokütle miktarı ile her gram VSS başına EPS ve SMP salgı üretimindeki artışı göstermiştir. MBR sürekli olarak evsel atıksu ile beslenirken F/M oranı aerobik koşullarda MLSS seviyelerinin artmasıyla azalmıştır. Biyolojik olarak parçalanabilir organik besin maddesinin (substrat) azalmasından dolayı mikroorganizmaların stres şartlarda kalması, içsel solunumun başlaması ve yeni mikroorganizma üremesinin azalması ile biyokütle içerisinde EPS salgılanması artmıştır. Çalışmamıza benzer olarak Nagaoka ve Nemoto (2005) MLSS konsantrasyonunun 4 den 14 g/L’ye artmasıyla EPS konsantrasyonunda sabit bir artış olduğunu belirtmişlerdir. Zhang vd., (2006) MBR daki içsel solunum şartlarının EPSc konsantrasyonlarını arttırdığını belirtmişlerdir. MBR çamurlarındaki EPS’in miktar ve karakteristikleri substrat kompozisyonu, yükleme hızı, havalandırma ve en önemlisi de SRT gibi birçok parametreden etkilenir (Hernandez vd., 2005; Le Clech vd., 2006). Lee vd., (2003) SRT’nin artmasıyla EPSc konsantrasyonunun stabil halde kalırken EPSp konsantrasyonunun da arttığını bulmuştur. Çizelge 4.3. Tüm MLSS seviyelerindeki biyokütle karakteristikleri Deney No 1 2 3 4 5 4600 6600 8600 10100 12600 MLSS (mg/L) 4200 6000 7700 8900 10950 MLVSS (mg/L) 0,91 0,91 0,89 0,88 0,87 MLVSS/MLSS 18,0 19,4 20,1 21,3 21,8 EPSp1 (mg/g VSS) 2 31,6 34,8 38,1 40,5 43,6 EPSc (mg/g VSS) 49,6 54,2 58,2 61,8 65,4 EPST3 (mg/g VSS) 0,2 0,2 0,2 0,3 0,5 SMPp1 (mg/g VSS) 2 3,2 3,3 3,4 3,4 3,6 SMPc (mg/g VSS) 3,4 3,5 3,6 3,7 4,1 SMPT3 (mg/g VSS) Ortalama Partikül 4 37,8 28,4 29,6 NA 26,7 boyutu (µm) 1 2 3 Protein fraksiyonu. Karbonhidrat fraksiyonu. Protein ve karbonhidrat fraksiyonlarının toplamı. 4 Ölçülmedi. Çizelgedeki değerler 3 ölçümün ortalamasıdır. 103 Tüm MLSS seviyeleri için ortalama partikül boyutu 26,7-37,8 µm aralığındadır. Genel bir trend olarak MLSS konsantrasyonu artarken ortalama partikül boyutunun küçüldüğü bulunmuştur. Her bir MLSS konsantrasyonundaki partikül boyut dağılımı Şekil 4. 36’da gösterilmiştir. MLSS konsantrasyonu arttıkça biyokütlenin daha küçük partiküllerden oluştuğu gözlenmiştir. Örneğin 4600 mg/L MLSS konsantrasyonunda 120 µm den büyük partiküller bulunurken yüksek MLSS konsantrasyonlarındaki tüm partiküller bu değerden daha küçüktür. Bae ve Tak (2005) MBR çamurlarında partikül boyutlarını kısmen karakterize etmişlerdir ve bu partiküllerin büyüklüğünün 10 ila 40 µm arasında ve ortalama partikül büyüklüğünün de 25 µm olduğunu rapor etmişlerdir. Bae ve Tak (2005) MBR çamurlarından elde edilen partikül büyüklüğü dağılımının genellikle konvansiyonel aktif çamurlara göre daha düşük olduğunu belirtmişlerdir. Defrance ve Jaffrin (1999) MLSS konsantrasyonunun 3,5 dan 10 g/L’ye artmasıyla ortalama partikül büyüklüğünün 200 den 50 μm’ye düştüğünü belirtmişlerdir. Ancak MBR çamurlarındaki partikül boyut dağılımları geniş aralıktadır ve bir çalışmadan diğer bir çalışmaya farklı aralıklarda gözlenebilirler (Le Clech vd., 2006). Ortalama partikül büyüklüğü ve EPS, SMP’nin protein veya karbonhidrat fraksiyonları arasında güçlü bir korelasyon bulunmamıştır. 8 7 6 MLSS=4600 mg/L MLSS=6600 mg/L Hacim (%) MLSS=8600 mg/L 5 MLSS=12600 mg/L 4 3 2 1 0 0,01 0,10 1,00 10,00 100,00 1000,00 Partikül boyutu (μm) Şekil 4.36. Partikül boyutu dağılımına MLSS konsantrasyonlarının etkisi 104 10000,00 EPS ve SMP’nin karbonhidrat fraksiyonu protein fraksiyonundan daha fazla tıkama özelliğine sahiptir. Sabit havalandırma hızında (UG: 0,101 m/s) SMPc ve JC (R2=0,93) arasında, EPSc and JC (R2=0.82) arasında güçlü ters bir doğrusal korelasyon bulunmuştur. Örneğin 31,6 mg/g VSS EPSc konsantrasyonunda belirlenen kritik akı 30 L/m2-saat iken EPSc konsantrasyonu 43.6 mg/g VSS (yüksek MLSS seviyesi) değerine arttığında akı 10 L/m2-saat değerine düşmüştür (Şekil 4.37). Aynı zamanda da sabit havalandırma hızında (UG: 0,101 m/s) EPSc ile tıkanma hızı (dP/dt) (R2=0.87) ve SMPc ile dP/dt (R2=0.94) arasında da güçlü doğrusal korelasyon olduğu bulunmuştur. Kritik akı ve tıkanma hızı için de benzer trendler görülmüştür. EPSc ile permeabilite (K) (R2=0.89) ve SMPc ile K (R2=0,96) arasında da ters bir doğrusal korelasyon bulunmuştur. 35 Kritik akı (L/m 2-saat) 30 2 R = 0,82 25 20 15 10 5 0 25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45 EPSC (mg/g VSS) Şekil 4.37. EPS karbonhidrat konsantrasyonunun kritik akıya etkisi (UG=0,101 m/s) Mikroorganizmaların çevrelerine salgıladıkları EPS’ler membran yüzeyi üzerinde biyofilm oluşumunda aktif rol oynarlar (Le Clech vd., 2006; Yun vd., 2006). Bu yüzden artan EPS konsantrasyonları membran yüzeyinde biyofilmin atmasına ve daha fazla tıkanmaya sebep olurlar. Değişik doğaları ve heterojen yapıları ile EPS’ler mikrobiyal hücrelerin içerisine yerleşmiş yüksek hidratlı jel matriksi oluşturabilir. Bu 105 yüzden membran proseslerinde permeyt akışını engelleyen biyofilm bariyerini oluşturan önemli bir parametredir (Le Clech vd., 2006). EPS’lerin biyokütle içerisindeki konsantrasyonunun artışı biyolojik arıtma verimini de iyileştirmektedir (Rosenberger ve Kraume, 2002; Drews vd., 2006). Şekil 4.38 membran basıncı (ortalama TMP cinsinden) ve akı arasındaki ilişkilere havalandırma hızlarının etkisini göstermektedir. MLSS konsantrasyonu 4600 mg/L iken yaklaşık 25 L/m2-saat akı değerine kadar, akı ve ortalama TMP arasındaki doğrusal ilişki devam etmekte, diğer bir deyimle permeabilite (akı/Port) sabit kalmaktadır. Bu sabit permeabilite durumu tüm havalandırma hızlarından bağımsızdır. Dolayısıyla, 25 L/m2-saat akı değerine kadar tıkanmanın önemsiz olduğu ve tüm havalandırma hızlarının kek tabakasını yeterli derecede sıyırdığı tespit edilmiştir. Atıksular için yüksek sayılabilecek 25 L/m2-saat akı değerinde bile 0,067 m/s gibi nispeten düşük havalandırma hızlarının tıkanmalar açısından yeterli olması havalandırma ekipmanı ve işletim maliyetleri açısından avantajlıdır. Ancak, tüm havalandırma hızları için, bu akı değerinden sonra doğrusal ilişki eğiminin (permeabilite) azaldığı, tıkanmaların başladığı gözlenmiştir. 4600 ve 6600 mg/L MLSS konsantrasyonlarında havalandırma hızı, tıkanmanın kontrolünde çok iyi bir etki gösterirken (örneğin; tıkanma hızının azalması, kritik akının ve permeabilite değerlerinin artması) MLSS seviyelerinin artmasıyla bu etkinin derecesi önemli ölçüde azalmıştır. Örneğin 12600 mg/L MLSS konsantrasyonunda hesaplanan kritik akı test edilen tüm havalandırma hızlarından bağımsız olarak 10 L/m2-saat’de sabittir (Şekil 4.39). Diğer taraftan 4600 mg/L MLSS konsantrasyonunda havalandırma hızı artarken kritik akı 25 den 40 L/m2-saat’e artmıştır. Uygulanan kademeli akı testinde akı artırım frekansı 5 olarak seçildiği için kritik akı tayininde hassasiyet de otomatik olarak 5 L/m2-saat’dir. 106 Akı (L/m2-saat) 55 50 0,067 m/s 45 0,101 m/s 40 0,201 m/s 35 0,250 m/s 30 25 20 15 10 5 0 0 100 200 300 400 500 600 Port (mbar) Şekil 4.38. Membran basıncı (ortalama TMP cinsinden) ve akı ilişkilerine havalandırma hızının etkisi (MLSS: 4600 mg/L) 4600 mg/L MLSS 8600 mg/L MLSS 12600 mg/L MLSS 50 6600 mg/L MLSS 10100 mg/L MLSS 45 Kritik akı (L/m 2-saat) 40 35 30 25 20 15 10 5 0 0,067 0,101 0,201 0,250 UG (m/s) Şekil 4.39. Kritik akıya MLSS konsantrasyonlarının ve havalandırma hızlarının etkisi 107 En düşük havalandırma hızında bile 4600-8600 mg/L MLSS konsantrasyonlarında ve 25 L/m2-saat akıda TMP nin artış hızı 2,8 mbar/dakika’dan daha düşüktür (Şekil 4.40). Diğer taraftan 0,067 ve 0,101 m/s havalandırma hızlarında 20-25 L/m2-saat üzerindeki akı değerlerinde TMP nin artış hızı eksponansiyeldir. Maksimum TMP artış hızı (12,4 mbar/dakika): 12600 mg/L MLSS, 35 L/m2saat akı ve 0,067m/s havalandırma hızı değerlerinde gözlenmiştir. Sonuç olarak MBR sisteminin işletim akısı kritik akı değerinden küçük ise akının tıkanma hızına etkisi küçüktür ve bu trend MLSS konsantrasyonundan bağımsızdır. Test edilen tüm akı değerlerinde ve havalandırma hızlarında TMP artış hızının genellikle artan MLSS konsantrasyonları ile arttığı bulunmuştur. Ayrıca her MLSS konsantrasyonunda ve her havalandırma hızında kademe akı değeri arttıkça tıkanma hızının arttığı bulunmuştur. 10 9 8 7 6 dP/dt 5 (mbar/dakika) 4 3 2 1 0 12600 50 45 40 35 30 25 20 15 10 5 10100 2 Akı (L/m -saat) 8600 6600 MLSS (mg/L) 4600 Şekil 4.40. Tıkanma hızına akı ve MLSS konsantrasyonlarının etkisi (UG:0,067 m/s) Kademeli akı testleri süresince MLSS konsantrasyonunun permeabiliteye olan etkisi Şekil 4.41’de gösterilmiştir. 20 L/m2-saat akı değerinde MLSS 4600 den 12600 mg/L’ye artarken permeabilite 120 den 57 L/m2-saat-bar değerine düşmüştür. MLSS konsantrasyonu ile permeabilite değerleri arasında güçlü ters bir doğrusal korelasyon bulunmuştur (R2=0,91). Le Clech vd., (2006) MLSS konsantrasyonunun sıklıkla ilk 108 bakışta tıkanmanın ana nedeni olarak görülmesine rağmen bu parametrenin MBR’ların tıkanması ile ilişkisinin oldukça kompleks olduğunu belirtmişlerdir. MLSS parametresinin membran tıkanması üzerine etkisi ile ilgili çok sayıda tartışmalı sonuç literatürde mevcuttur. Ancak daha önce de tartışıldığı gibi yüksek MLSS seviyelerinde daha küçük partikül boyutları mevcuttur ve özellikle EPS ve SMP’nin karbonhidrat fraksiyon konsantrasyonları yüksektir. Bu faktörlerin hepsi artan MLSS konsantrasyonları ile birlikte tıkanma derecesini arttırmış ve kritik akı değerlerini azaltmıştır. 140 120 K (L/m 2-saat-bar) 100 2 R = 0,91 80 60 40 20 0 4000 5000 6000 7000 8000 9000 10000 11000 12000 13000 14000 MLSS (mg/L) Şekil 4.41. Kademeli akı testleri süresince MLSS konsantrasyonlarının permeabiliteye etkileri (Kademe akısı=20 L/m2-saat, UG=0,101 m/s) MBR sisteminin farklı MLSS konsantrasyonlarındaki biyokütle karakterizasyonu hem EPS hem de SMP nin karbonhidrat fraksiyonu konsantrasyonlarının protein fraksiyon konsantrasyonlarından daha yüksek olduğunu göstermiştir. Toplam EPS konsantrasyonu genellikle SMP konsantrasyonundan daha yüksektir. EPS ve SMP nin hem protein hem de karbonhidrat fraksiyon konsantrasyonları MLSS konsantrasyonlarının artışıyla artmıştır. Diğer taraftan MLSS konsantrasyonlarının artmasıyla partikül boyutu dağılımı ve ortalama partikül boyutu daha da küçülmüştür. EPS ve SMP nin karbonhidrat fraksiyonlarının protein fraksiyonlarından daha fazla 109 tıkamaya sebep olduğu görülmüştür. Tüm MLSS seviyelerinde artan havalandırma hızları tıkanma kontrolünde pozitif bir etki sergilemiştir; ancak artan MLSS seviyelerinde etki derecesi azalmıştır. MBR sisteminin işletim akısı kritik akı değerinden küçük ise akının tıkanma hızına etkisi küçüktür ve bu trend MLSS konsantrasyonundan bağımsızdır. Test edilen tüm akı değerlerinde ve havalandırma hızlarında TMP artış hızının genellikle artan MLSS konsantrasyonları ile arttığı bulunmuştur. Artan MLSS konsantrasyonu permeabilite değerlerini önemli oranda düşürmüştür. Sonuç olarak işletim akısı değeri kritik akı değerinin üzerinde olması durumu, MLSS ve EPS in hem protein hem de karbonhidrat konsantrasyonlarının hepsi birlikte membran tıkanmasını arttırır. 4.3. Membran Biyoreaktörlerde Çeşitli Geri Yıkama Senaryolarının Membran Tıkanması Üzerine Etkileri MBR uygulamalarındaki potansiyel temel işletim sorunu aktif çamurun filtrasyonu sırasında meydana gelen membran tıkanmalarıdır. Tıkanmanın oluşması ile birlikte arıtılmış çıkış suyu debisi ve işletme akısı azalmakta ve dolayısıyla sabit akı eldesi için uygulanması gereken transmembran basıncı (TMP) artmaktadır. Tıkanmaların azaltılması ve prosesin etkin çalışmasının sürdürülebilmesi için rutin geri yıkamalara ve membranların kimyasal temizlenmesine ihtiyaç duyulabilmektedir. Geri yıkamalar ve çeşitli membran temizleme şartları işletme ve bakım maliyetlerini artırmaktadır (Cicek vd., 1998; Gander vd., 2000). Dolayısıyla atıksu ve proje spesifik bazda optimum geri yıkama ve temizleme şartlarının tayin edilmesi işletim kolaylığı ve işletme maliyetlerinin azaltılması bağlamında önemlidir. MBR’larda işletme akısı, membran konfigürasyonu ve yüzey alanı gibi dizayn parametrelerinin yanısıra membranların kimyasal temizleme ve geri yıkama sıklığını içeren işletme koşulları da membran tıkanmasının minimize edilmesinde önemlidir (Psoch ve Schiewer, 2005; Le Clech vd., 2006). Geri yıkama ile por yüzeylerine tutunarak oluşan geri dönüşümlü tıkanmanın büyük bir kısmını başarılı bir şekilde uzaklaştırılmaktadır ve membran yüzeyine gevşek şekilde tutunan jelimsi kek tabakası da kısmen membran yüzeyinden uzaklaştırılabilmektedir (Le Clech vd., 110 2006). Ayrıca batık tip MBR’larda organik maddelerin oksidasyonu için verilen hava membran yüzeylerinde biriken jelimsi kek tabakasını sıyırarak uzaklaştırabilmektedir. Geri yıkama kullanılarak membran gözenek tıkanmasının temizlenmesinin filtre kekine göre daha zor olduğu bilinmektedir (Lee vd., 2001). Benzer olarak, gözenek tıkanması geri yıkama ile tamamen giderilemez ve gözenek içerisinde kalan çözünmüş maddeler geri dönüşümsüz tıkanmaya katkıda bulunabilir. Geri yıkama süresi ve sıklığı arttığında daha fazla tıkanmanın uzaklaştırılması beklenmesine rağmen, enerji ve permeyt (çıkış suyu) tüketimleri için geri yıkama optimizasyonu gereklidir (Le Clech vd., 2006). Her özel uygulamada, esas olarak biyokütle karakteristikleri, işletme durumları, membran fizikokimyasal karakteristikleri ve yukarıda tartışıldığı gibi tıkanma tipleri arasında kompleks etkileşimler olduğundan, tıkanmayı kontrol etmek için geri yıkama koşullarını optimize etmek gereklidir. MBR tesislerinde kimyasal temizleme ve geri yıkama optimizasyonu, sadece verimli bir filtrasyon (permeyt üretimi) açısından değil, bununla birlikte geri yıkama için permeytin kullanımından ve geri yıkama boyunca filtrasyonun durdurulması bakımından da önemlidir (örneğin net permeyt üretimi). Buna ek olarak, filtrasyon ve geri yıkama modunun çok sık değiştirilmesi, membranların ve mekanik ekipmanın (örneğin pompaların) vaktinden önce zarar görmesine sebep olabilir. Bu bağlamda doktora çalışmasının üçüncü fazının ana amacı değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot-ölçek batık MBR sisteminde farklı geri yıkama şartlarının/ senaryolarının membran tıkanmalarına olan etkilerinin tayini ve optimum geri yıkama senaryosunun belirlenmesidir. Çalışmada pilot-ölçek MBR sistemi olarak ZW-10 (ZW®-10, Zenon Env. Inc., GE Water & Process Technologies) ünitesi kullanılmıştır. Batık sistem, gözenekli fiber membran modülüne (0,9 m2 aktif membran alanı, 0,04 µm nominal por büyüklüğü) sahip MBR ünitesi sürekli akışlı besleme ile çalıştırılmış, aerobik biyolojik oksidasyon, nitrifikasyon ve ultrafiltrasyon kademeleri tek proses tankı içinde gerçekleştirilmiş, temiz su çıkışı (permeyt) direk vakum uygulanarak proses tankından sağlanmıştır. 111 Toplam olarak yedi farklı geri yıkama senaryosunun, tıkanma kontrolü üzerindeki etkilerini araştırmak üzere testler yapılmıştır. Tüm deneysel çalışmaları 6600-6800 mg/l MLSS konsantrasyonu ve 0,101 m/s membran modülü havalandırma hızında yürütülmüştür. Testler boyunca MBR sistemi HRT değeri 13-15 saat aralığında olacak şekilde işletilmiştir ve sistemden çamur uzaklaştırılmamıştır (sonsuz SRT). Biyoreaktör içerisindeki su sıcaklığı 12-13 oC’de tutulmuştur; böylece permeyt akısı ve tıkanma ölçümleri üzerine viskozitenin etkisi elimine edilmek istenmiştir. Her bir geri yıkama senaryosu için tıkanma deneylerine başlamadan önce, MBR sistemi stabil koşullara ulaşmak üzere 20 L/m2-saat hedef akıda 12 saat süre ile işletilmiştir. 12 saat boyunca rutin geri yıkama rejimi (her bir 9 dakika 45 saniye permeyt üretiminden sonra 15 saniye geri yıkama) uygulanmıştır. Bu aşamadan sonra MBR sistemi uygulanmak istenen senaryonun şartlarında 6 saat işletilmiştir. Bu iki farklı işletim aşaması her bir senaryodan önce bir önceki senaryonun daha sonraki senaryo üzerine sinerjistik etkisini önlemek üzere uygulanmıştır. Tüm testler boyunca geri yıkama debisi 600 ml/dakika olacak şekilde ayarlanmıştır (geri yıkama akısı: 39 L/m2-saat). Test edilen her bir senaryo boyunca tıkanma derecesi kademeli akı metodu kullanılarak belirlenmiştir (Field vd., 1995; Le-Clech vd., 2003a,b). Bu metotta, 60’ar dakikalık her kademe işletiminde, 5 L/m2-saat permeyt akısından başlayarak 5’er L/m2-saat akı artırımıyla 40 L/m2-saat akı değerine kadar kademe kademe işletim yapılmıştır. Her bir akı kademesinde t:0 ve t:60 dakikada TMP (mbar) değerleri ölçülmüştür. Her bir akı kademesinden sonra diğer kademeye geri dönüşümlü tıkanmanın etkisini önlemek için 60 saniye süreyle geri yıkama uygulanmıştır. Başlangıç TMP artışı, TMP artış hızı (dP/dt, 0-60 min), ortalama TMP, permeabilite (K), toplam (Rt), temiz (Rm) ve tıkanmış membran (Rf) dirençleri ölçülmüş ve/veya üçüncü bölümde açıklandığı şekilde (3.4.-3.10. numaraları arasındaki tüm denklemler kullanılarak) seri direnç modeli kullanılarak her bir akı kademesi için hesaplanmıştır (Le-Clech vd., 2003a,b). Temiz membran direncini ve temiz su permeabilitesini belirlemek için yeni membran modülü ile çeşme suyu kullanılarak kademeli akı metodu kullanılarak test yapılmıştır. 112 Test edilen geri yıkama senaryoları ve net günlük permeyt üretimleri Çizelge 4.4’de gösterilmiştir. Filtrasyon ve geri yıkama süreleri ve sıklıkları için 5 dakika filtrasyondan 60 dakikaya kadar geniş bir aralık seçilmiştir. Test edilen geri yıkama süreleri 5, 15 ve 20 saniyedir. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranları 19-239 (s/s) arasındadır. İlk senaryoda geri yıkama olmaksızın sürekli filtrasyon uygulanmıştır (5-30 L/m2-saat aralığındaki akı kademeleri için her basamakta 60 dakika ). TMP değerleri 900 mbar değerini aştığı için (membran modülü için izin verilen en yüksek değer) 35 ve 40 L/m2-saat’lik akı kademeleri geri yıkama olmayan senaryo için test edilememiştir. Benzer olarak, 40 L/m2-saatlik akı daha az sık geri yıkama olan senaryo 2 için test edilememiştir. Çizelge 4.4’den görüldüğü gibi net günlük permeyt üretim hacmi % 85,3-98,8 aralığındadır sürekli filtrasyonun olduğu senaryo 1 ile ilişkilidir. Geri yıkama için permeytin kullanımı hesaplama/ölçümlerde dikkate alınmıştır. Beklendiği gibi, en düşük net permeyt üretimi, büyük ölçek MBR tesislerinde genel olarak kullanılan sık geri yıkamanın olduğu (4 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama), senaryo 7’de bulunmuştur. Çizelge 4.4. Geri yıkama senaryoları Senaryo Filtrasyon süresi Geri yıkama süresi Günlük permeyt net hacminin/ No (dakika:saniye) (dakika:saniye) sürekli filtrasyondaki hacme oranı2 S1 Sürekli (60:00)1 - 100 S2 59:45 00:15 98,8 S3 29:45 00:15 97,2 S4 09:55 00:05 97,6 S5 09:45 00:15 92,7 S6 09:40 00:20 90,1 S7 04:45 00:15 85,3 1 Uygulanan kademeli akı metodunda her adım süresi 60 dakikadır. 20 L/m2-saat’lik akıda ölçüm. Çizelgede verilen değerler iki kez yapılan akı ölçümlerinin ortalamasıdır. 2 Şekil 4.42 her akı kademesi için tıkanma hızlarına (dP/dt) filtrasyon ve geri yıkama senaryolarının etkilerini göstermektedir. Tıkanma hızları beklendiği gibi artan akıyla artmıştır. En yüksek tıkanma hızı test edilen her akıda sürekli filtrasyon durumunda gözlenmiştir. Diğer taraftan, en düşük tıkanma hızı en sık geri yıkamanın olduğu (her 113 4 dakika 45 saniyelik filtrasyondan sonra 15 saniye geri yıkama) senaryo 7’de bulunmuştur. 30 L/m2-saatlik akı kademesinde tıkanma hızları sürekli filtrasyon için 3,1 mbar/dakika, daha sık geri yıkamada ise 1,1 mbar/dakika’dır. Senaryo 1’den 7’ye tıkanma hızları daha sık geri yıkama ile azalma eğilimi göstermiştir. Diğer bir ifade ile filtrasyon süresinin azalması tıkanma kontrolü sağlamıştır, bu da tıkanmaya filtrasyon süresinin, havalandırma şiddetinden ve geri yıkama süresinden daha etkili olduğunu söyleyen literatürle uyum sağlamaktadır (Schoeberl vd., 2005). Diğer taraftan, daha seyrek fakat daha uzun geri yıkama (600 s filtrasyon/45 s geri yıkama), daha sık geri yıkamadan (200 s filtrasyon/15 s geri yıkama) daha etkilidir (Jiang vd., 2005). Filtrasyon süreleri arasında sadece 10 saniye fark olan senaryo 4 ve 5 için tıkanma hızları oldukça benzer bulunmuştur. 30 L/m2-saat’ten büyük akı değerlerinde küçük akı değerlerine kıyasla daha yüksek tıkanma oranları gözlenmiştir. Örneğin, 40 L/ m2-saatlik akıda en sık geri yıkamada bile (senaryo 7) yüksek tıkanma oranı (3,2 mbar/dakika) gözlenmiştir. Bu bulgu, Yiğit vd., (2006b) nin yaptığı çalışmada; aynı evsel atıksu, aynı MLSS konsantrasyonu (6600 mg/L) ve havalandırma hızı (0,101 m/s) şartlarında kritik akı değeri 20 L/m2-saat olarak bulunan çalışma ile tutarlılık göstermektedir. Yiğit vd., (2006b) çalışmalarında kritik akının üzerindeki akı değerlerinde işletilen MBR’larda tıkanma hızlarının exponansiyel olarak arttığını belirtmişlerdir. Bu yüzden, daha yüksek tıkanma hızları her senaryo için, kritik akı üzerindeki akı değerlerinde gözlenmiştir. Diğer taraftan, kritik akının altındaki akı kademelerinde tıkanma hızları benzer filtrasyon ve geri yıkama sıklıkları olan senaryo 4, 5, 6 ve 7 için sürekli olarak düşüktür (örneğin <1 mbar/dakika). Görüldüğü gibi, porların yüzeylerini kaplayan kek tabakasının oluşturduğu geri dönüşümlü tıkanma işletme akısı kritik akıdan düşük olduğu sürece bu filtrasyon/geri yıkama senaryoları ile etkili şekilde uzaklaştırılabilmektedir. 114 5 S1 sürekli filtrasyon S2 59:45 - 00:15 S3 24:45 - 00:15 4 dP/dt (mbar/dakika) S4 09:55 - 00:05 S5 09:45 - 00:15 S6 09:40 - 00:20 3 S7 04:45 - 00:15 2 1 0 5 10 15 20 25 30 35 40 Akı (L/m2-saat) Şekil 4.42. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının tıkanma hızlarına etkileri Filtrasyon ve geri yıkama senaryolarının permeabilite üzerine etkileri Şekil 4.43’de gösterilmiştir. Temiz membran permeabilitesi çeşme suyu için 363 L/m2-saat-bar olarak bulunmuştur. Beklenildiği üzere, tıkanma etkilerinden dolayı, çeşme suyuna kıyasla her senaryoda atıksu ile yapılan testlerde daha düşük permeabiliteler bulunmuştur. Genel bir trend olarak permeabilite (akı/Port eğimi) senaryo 1’den 7’ye kadar daha sık geri yıkamaların olduğu senaryolarda tıkanma hızları (tıkanma hızları senaryo 1 den 7 kadar azalma göstermiştir) sonuçlarını da doğrulayan bir tutarlıkla artmıştır. Geri yıkama senaryo şartları “geri yıkama olmayan-sürekli filtrasyona” yaklaştıkça (geri yıkama frekansı azaldıkça), permeabiliteler doğrusallıktan daha fazla saparak daha yüksek tıkanma derecelerini göstermiştir. 20 L/m2-saat’lik tipik akıda permeabilite değerleri daha sık geri yıkama senaryosunda 71,2 L/m2-saat-bar, sürekli filtrasyon senaryolarında 45,9 L/m2-saat-bar olarak hesaplanmış ve geri yıkamanın permeabiliteyi % 36 oranında arttırdığı görülmüştür. Yine geri yıkama olmayan senaryolarda 35 ve 40 L/ m2-saat’lik akı kademelerinde TMP’deki aşırı artış sebebiyle ölçümler yapılamamıştır. 115 S1 sürekli filtrasyon 50 S2 59:45 - 00:15 S3 24:45 - 00:15 Akı (L/m2-saat) 40 S4 09:55 - 00:05 S5 09:45 - 00:15 30 S6 09:40 - 00:20 S7 04:45 - 00:15 20 Temiz membran-çeşme suyu 10 0 0 200 400 600 800 1000 Port (mbar) Şekil 4.43. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının permeabiliteye (akı-ortalama TMP ilişkileri) etkileri Şekil 4.44. filtrasyon ve geri yıkama senaryolarının toplam membran direncine (Rt) etkilerini göstermektedir. Temiz membran direnci (Rm) 9,5x1011 m-1 olarak bulunmuştur. Toplam membran dirençleri, her senaryo için kademe akısı arttıkça artmıştır. Yine tıkanma hızları ve permeabilite sonuçları ile uyumlu olarak her akı kademesinde filtrasyon süresi arttıkça toplam membran direncinin arttığı bulunmuştur. Diğer bir ifadeyle, daha sık geri yıkama, toplam membran direncini azaltmıştır. Örneğin, 20 L/m2-saat’lik akıda sürekli filtrasyon senaryosunda tıkanmış membran direncinin 6,53x1012 m-1 (Rt: 7,48x1012 m-1) olması, önemli ölçüde tıkanma olduğunu göstermektedir. Aynı akıda tıkalı membran direnci, senaryo 5 (9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama) için 1,63 kat düşüktür (4,0x1012 m1 ). Toplam membran direnci açısından dikkate alındığında, bu azalma 1,51 kattır. Daha sık geri yıkamanın olduğu senaryo 7 için, toplam membran direncindeki azalma, geri yıkama yapılmayan senaryoya kıyasla 1,77 kat daha düşüktür. Geri yıkama yapılmayan benzer bir çalışmada ve 20 L/m2-saat akıda, Bouhabila vd., (2001) 27 g/L MLSS ve 1,8 m3/saat hava debisi için toplam membran direncini 9,5x1012 m-1 olarak bulunmuşlardır. Bu değer bu çalışmadaki değerden biraz daha 116 yüksektir ki bu da farklı test koşulları (bu çalışmada hava debisi 2,7 m3/saat) ve daha yüksek MLSS konsantrasyonu (bu çalışmada 6600 mg/L) sebebiyledir. S1 sürekli filtrasyon S2 59:45 - 00:15 1,0E+13 S3 24:45 - 00:15 8,0E+12 Rt (m -1) S4 09:55 - 00:05 S5 09:45 - 00:15 6,0E+12 S6 09:40 - 00:20 4,0E+12 S7 04:45 - 00:15 2,0E+12 Rm (temiz membran) 9,0E+09 0 5 10 15 20 25 30 35 40 2 Akı (L/m -saat) Şekil 4.44. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının toplam membran direncine etkileri Tüm akı kademelerinde geri yıkama süresinin ortalama toplam membran direncine pozitif etkisi olmuştur (Şekil 4.45). Geri yıkama süresi ve Rt ilişkisi doğrusaldır. Hemen hemen sabit filtrasyon sürelerinde, geri yıkama süresi 5 saniyeden 20 saniyeye çıkarıldığında, toplam direnç yaklaşık olarak 1,1 kat düşerek 5.42x1012 mden 5.11x1012 m-1 olmuştur. Diğer taraftan, sabit geri yıkama sürelerindeki (15 1’ saniyelik geri yıkamaların olduğu senaryolarda) filtrasyon sürelerinin, toplam dirençleri geri yıkama sürelerine kıyasla daha fazla etkilediği bulunmuştur (Şekil 4.46). Örneğin, filtrasyon süresi 60 dakikadan 5 dakikaya düşürüldüğünde, toplam direnç 1,3 kat düşmüştür. Filtrasyon süresi de Rt ile doğrusal olarak korelasyon göstermiştir. Bu sonuçlar filtrasyon süresinin toplam membran direnci ölçümlerinde tıkanma kontrolü üzerine daha önemli olduğunu göstermektedir. Bu bulgu, filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ile ortalama toplam membran direnci arasındaki ilişki ile de desteklenmektedir (Şekil 4.47). Bu oran direnci neredeyse doğrusal bir şekilde arttırmıştır. Dirençler üzerine filtrasyon süresinin negatif etkilerinin geri 117 yıkama süresinin pozitif etkilerinden daha fazla olduğu bulunmuştur. Bu bulgu, tıkanmanın giderilmesi üzerine filtrasyon süresinin havalandırma yoğunluğu ve geri yıkama süresinden daha etkili olduğu sonucuyla tutarlıdır (Smith vd., 2005). Bununla birlikte, bu çalışmada test edilen filtrasyon ve geri yıkama sürelerinin sırasıyla 5-60 dakika ve 5-20 saniye olduğu da göz önünde bulundurulmalıdır. Bu geniş aralıklar tipik olarak uygulanan tam ölçek sistemlerdeki değerleri kapsasa da, bu çalışmada bulunan trendler bu aralıklar dışındaki filtrasyon ve geri yıkama süreleri için bir değer teşkil etmeyebilir. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ve toplam membran direnci arasında bulunan güçlü korelasyon (R2: 0,96), rutin geri yıkama uygulanan batık MBR ların tıkanma kontrolü optimizasyonunda bu oranın etkili bir araç olabileceğini göstermektedir. 5,6E+12 Ortalama R t (m -1) 5,5E+12 5,4E+12 5,3E+12 5,2E+12 5,1E+12 5,0E+12 0 5 10 15 20 25 Geri yıkama süresi (s) Şekil 4.45. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine geri yıkama süresinin etkileri (09:40, 09:45 ve 09:55 (dakika:saniye) filtrasyon süreleri için) 118 6,6E+12 59,45 6,4E+12 Ortalama R t (m -1) 6,2E+12 6,0E+12 5,8E+12 5,6E+12 24,45 5,4E+12 5,2E+12 9, 45 5,0E+12 4,45 4,8E+12 0 10 20 30 40 50 60 70 Filtrasyon süresi (dakika,saniye) Şekil 4.46. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine filtrasyon süresinin etkileri (15 s sabit geri yıkama süresinde) 6,6E+12 6,4E+12 Ortalama R t (m -1) 6,2E+12 R2 = 0,9607 6,0E+12 5,8E+12 5,6E+12 5,4E+12 5,2E+12 5,0E+12 4,8E+12 0 50 100 150 200 250 300 Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı (s/s) Şekil 4.47. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine filtrasyon/geri yıkama süresi (saniye/saniye)oranının etkileri 119 Tıkanma kontrolü ve üretilen net günlük permeyt hacminin her ikisi ve/veya birisi göz önünde bulundurulduğunda senaryo 4 (9 dakika 55 saniye filtrasyonu takiben 5 saniye geri yıkama) ve senaryo 5’in (9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama) birisinin optimum senaryo olduğu görülmüştür. Senaryo 4 ve 5’de üretilen günlük net permeyt hacimleri sürekli filtrasyonla üretilen permeyt hacminin yaklaşık sırasıyla %97,6 ve %92,7 si kadardır (Çizelge 4.4). Senaryo 4 ve 5 arasında günlük net üretilen permeyt hacmi arasında yaklaşık % 5’lik bir fark vardır. Permeyt üretim hacmi bakımından senaryo 4 daha avantajlı görünürken, senaryo 5 1,05 kat daha az membran direnci göstermiştir. Bu yüzden, bu senaryolar %5 farkla tıkanma kontrolü ve permeyt üretimi açısından çok benzer performanslar göstermiştir. Tüm testlerde debi ve TMP ölçümleri için varyasyon katsayı yüzdeleri % 3 ile %6 aralığındadır. Bu yüzden, senaryo 4 ve 5 arasında bulunan %5’lik fark deneysel hata içerisindedir. Senaryo 6 ve 7’de tıkanma kontrolü çok etkili olmasına rağmen, sürekli filtrasyonla karşılaştırıldığında yaklaşık %10 ve 15 daha az permeyt üretimi sağlanmıştır. Bu durum tesis kapasitesi dolayısıyla ilk yatırım maliyeti açısından önemli bir sorun yaratabilir. Aerobik olarak değişken karakterli evsel atıksu arıtımı yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde membran tıkanma etkilerini belirlemek için kademeli akı metodu kullanılarak, toplam 7 farklı geri yıkama senaryosu test edilmiştir. En yüksek tıkanma hızı her akı değerinde sürekli filtrasyon için gözlenmiştir. En düşük tıkanma hızı en sık geri yıkama olan (örneğin, her 4 dakika 45 saniye filtrasyondan sonra 15 saniye geri yıkama) 7. senaryoda bulunmuştur. Tıkanma hızları genellikle daha sık geri yıkama ile azalmıştır ve filtrasyon süresindeki azalma tıkanmayı azaltmıştır. Yüksek tıkanma hızı değerleri her senaryoda kritik akı üzerindeki akı (>25-30 L/m2saat) değerlerinde gözlenmiştir. Kritik akının altındaki akılarda, benzer filtrasyon ve geri yıkama frekansları olan 4, 5, 6, ve 7. senaryolarda tıkanma hızları devamlı ve tutarlı bir şekilde (<1 mbar/dakika) düşük değerlerde bulunmuştur. Benzer olarak, permeabilite daha sık geri yıkama ile artmıştır. Geri yıkama senaryosu “geri yıkama olmayan-sürekli filtrasyona” yaklaştıkça, permeabiliteler doğrusallıktan daha fazla saparak daha yüksek tıkanma derecelerini göstermiştir. Tıkanma hızları ve permeabilite sonuçları ile uyumlu olarak her akı kademesinde filtrasyon süresi 120 arttıkça toplam membran dirençlerinin arttığı bulunmuştur. 20 L/m2-saat akıda, tıkalı membran direnci, 9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama ile sürekli filtrasyon karşılaştırıldığında 1,63 kat azalmıştır. Filtrasyon ve geri yıkama sürelerinin her ikisi de ortalama toplam membran direnci ile doğrusal olarak ilişkilidir. Geri yıkama süresinin artırılması, her kademe akısı için toplam membran direncini azaltırken, sabit geri yıkama sürelerinde filtrasyon süresinin artması dirençleri önemli ölçüde artırmıştır. Fakat dirençlere filtrasyon sürelerinin negatif etkileri geri yıkama sürelerinin pozitif etkilerinden daha belirgindir. Örneğin, filtrasyon/geri yıkama süresi oranının arttırılması dirençlerin de doğrusal bir şekilde artmasına sebep olmuştur. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ve toplam membran direnci arasında bulunan güçlü korelasyon (R2: 0,96) rutin geri yıkama uygulanan batık MBR’larda tıkanma kontrolü optimizasyonunda bu oranın etkili bir araç olabileceğini göstermektedir. Senaryo 4 (9 dakika 55 saniye filtrasyonu takiben 5 saniye geri yıkama) ve 5 (9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama), tıkanma kontrolü ve net günlük permeyt üretim hacmine dayanarak optimum senaryolar olarak bulunmuştur. Porların yüzeylerini kaplayan kek tabakasının oluşturduğu geri dönüşümlü tıkanma işletme akısı kritik akıdan düşük olduğu sürece bu filtrasyon/geri yıkama senaryoları ile etkili şekilde uzaklaştırılabilmektedir. 4.4. MBR Çamurunun Susuzlaştırılmasına Biyokütle Özellikleri, Polimerler ve Konvansiyonel Aktif Çamur ile Karıştırmanın Etkileri MBR çamurlarının yüksek MLSS konsantrasyonlarına bağlı olarak yüksek SMP, EPS konsantrasyonları ve yüksek viskozite değerlerinden dolayı susuzlaştırılması veya filtrelenebilirliği zor ve önemli bir konudur. MBR çamurlarının susuzlaştırılması ile ilgili bilgiler literatürde oldukça sınırlıdır ve dolayısıyla bu konuda daha fazla araştırma yapılmasına ihtiyaç vardır. Çamur susuzlaştırılması, genelde kapiler emme süresi (KES), özgül filtre direnci (ÖFD) gibi laboratuar ölçekli testlerle ölçülen parametrelerle belirlenir. KES 121 ölçümlerinde basınç uygulanmamasından dolayı bazı durumlarda çamur susuzlaştırma prosesi tam olarak simüle edilememektedir. Örneğin Wu vd., (1997) KES ölçümlerinin, basınç kullanılmadığı için fazladan çamur şartlandırıcıları (polimer vb.) kullanılmasına yol açtığını belirtmişlerdir. Diğer taraftan ÖFD ölçümleri Buchner hunisi test düzeneği ile sabit vakum basıncı ile yapılmaktadır. Toplanan süzüntünün hacmi zamanın bir fonksiyonu olarak kaydedilir. t/V’nin V’ye karşılık gelecek şekilde grafik edilmesi ile elde edilen doğrunun eğimi susuzlaştırılabilirliğin bir ölçüsü olan ÖFD değerini verir. Günümüze kadar yapılan bilimsel çalışmalarda işletim şartlarının ve çamur özelliklerinin biyolojik çamurların susuzlaştırılabilirliği üzerindeki etkileri incelenmiştir. MLSS konsantrasyonu, çamur içindeki küçük fraksiyonlar, partikül yükü, EPS’in tipi ve konsantrasyonu, pH, organik içerik, flok büyüklüğü ve yoğunluğu, partiküllerin mekanik direnci ve selüloz içeriği gibi çeşitli çamur özelliklerinin susuzlaştırılabilme üzerinde etkili olduğu bilinmektedir. Çamur özellikleri haricinde çamur şartlandırıcı olarak kullanılan polimerlerin tipleri, dozları ve özellikleri de (moleküler ağırlık, kimyasal yapı, yüzey yükü, yük yoğunluğu) susuzlaştırılabilirliğe etki eder. Polimerle şartlandırmanın bilinen özelliklerinden bir tanesi de belirli bir çamur ve polimer tipi için belirli bir optimum uygulama dozunun belirlenmesidir. Bunun yanında belirli bir çamur için polimerler optimum dozlarda uygulansa dahi her polimer aynı susuzlaştırma performansını vermez. Yüzey yükü nötralizasyonu, elektrostatik çekim ve çamur ile polimer arasında oluşan bağ polimerler ile çamur şartlandırılmasının bilinen mekanizmaları arasında yer alırlar (Saveyn vd., 2005). Giriş atıksuyunun kompozisyonundaki ve konsantrasyonundaki değişimler ve işletme parametrelerindeki değişimler (F/M oranı, MLSS ve çözünmüş oksijen konsantrasyonu) çamurun kompozisyonuna dolayısıyla susuzlaştırılabilirliğe etki ederler. Doktora tezinin dördüncü fazının ana amacı MBR çamurunun ve konvansiyonel aktif çamurla (KAS) susuzlaştırılabilirliğinin karıştırılmış MBR araştırılmasıdır. çamurunun Çalışma (karışık kapsamında ayrıca çamur) değişik polimerlerin tip ve dozlarının, ÖFD ölçümlerindeki filtre tipinin ve çamur 122 özelliklerinin hem MBR çamurunun hem de karışık çamurun susuzlaştırılabilirliği üzerindeki etkileri belirlenmiştir. Ölçülen çamur özellikleri; MLSS ve MLVSS konsantrasyonları, partikül boyut dağılımı ve ortalama partikül boyutu, EPS ve SMP’nin protein ve karbonhidrat fraksiyonlarının konsantrasyonlarıdır. ÖFD, Buchner hunisi yöntemi kullanılarak ölçülmüş ve oluşan çamur kekinin katı madde içeriği, test edilen çamurların susuzlaştırılabilirliğinin incelenebilmesi için kullanılmıştır. Çalışmada kullanılan farklı MLSS konsantrasyonlarındaki MBR çamur numuneleri 9 ay boyunca aerobik olarak değişken karakterli evsel atıksu arıtımı yapan pilot ölçekli batık MBR (Zenon Environmental Inc., GE Water & Process Technologies) sisteminden alınmıştır. KAS çamurları Isparta Atıksu Arıtma Tesisi aktif çamur sisteminin geri devir hattından alınmıştır. Söz konusu tesis mekanik, fiziksel (kaba ve ince ızgara, kum tutucu ve ön çökeltim tankı) ve aerobik arıtma (yüksek yüklü aktif çamur sistemi; havalandırma tankı ve son çökeltim tankı) süreçlerini içermektedir. KAS çamuru eklemesinin MBR çamurlarının susuzlaştırılabilirliğine olan etkisini inceleyebilmek için değişik MLSS konsantrasyonlarına sahip numuneler hacimsel olarak farklı oranlarda karıştırılmıştır (% 50 MBR çamuru ve %50 KAS çamuru (Karışım I) ve %80 MBR çamuru ve %20 KAS çamuru (Karışım II)). Test edilmiş çamur örnekleri ve MLSS konsantrasyonları Çizelge 4.5’de özetlenmiştir. Çizelge 4.5. Testleri yapılan çamur tipleri ve MLSS konsantrasyonları Grup Çamur MLSS (mg/L) MBR 3500 A KAS 4860 Karışım I1 4280 MBR 7600 KAS 2800 B Karışım I 5580 Karışım II2 7300 MBR 12600 KAS 3400 C Karışım I 8100 Karışım II 10600 1 50% MBR + 50% KAS çamuru. 2 80% MBR + 20% KAS çamuru. Test edilen KAS çamurları Isparta AAT’den farklı zamanlarda alınmıştır. 123 ÖFD testleri sırasındaki genel susuzlaştırma performansına filtrelerin yaptığı etkiyi inceleyebilmek için sırasıyla 8, 20-25 ve 2,5 μm gözenek büyüklüğüne sahip Whatman #40, #41 ve #42 filtreleri kullanılmıştır. Çamurların susuzlaştırılabilirliğine polimerlerin yaptığı etkiyi değerlendirebilmek için dört farklı ticari polimer; Zetag 7635 (ZT) (katyonik) (CIBA Chemicals), Flopam 5880 S (FL) (katyonik) (SNF FLOERGER), 1858 U (AN) (anyonik) (SNF FLOERGER) ve 1830 S (NI) (iyonik olmayan) (SNF FLOERGER) çalışma kapsamında kullanılmıştır. Standart polimer çözeltileri 1 g/L konsantrasyonunda distile ve deiyonize saf su ile 18±2oC’de 2-4 saat karıştırılarak hazırlanmıştır. Standart polimer çözeltileri optimum temas verimliliğinin sağlanması adına polimer zincirlerinin tamamen açılması için uygulamadan en az 2 saat önceden hazırlanmıştır. Çalışmada kullanılan polimer dozları literatürle (Tchobanoglous vd., 2003) paralel olarak gram katı madde (çamurun katı madde konsantrasyonu) başına 2-14 mg arasında polimer olacak şekilde seçilmiştir. Polimer dozajından sonra şartlandırma için bir jar test cihazı kullanılmıştır. 300 ml çamur örneği 50 devir/dakika hızda 2 dakika boyunca 18±2 oC sıcaklıkta flok gelişimini artırmak için karıştırılmıştır. Şartlandırma işleminden sonra 100 ml çamur Buchner hunisi düzeneği ile susuzlaştırılmıştır. Buchner testleri sırasında uygulanan sabit basınç 19 in-Hg (0,64 bar) değerindedir. Toplanan süzüntü suyunun zamana bağlı ağırlığı dijital terazi ile ölçülmüştür. Hesaplanan süzüntü hacmi her 2 saniyede bir MS-DOS tabanlı bir yazılım ile kaydedilmiştir. Çalışmada kullanılan Buchner hunisi test düzeneğinin fotoğrafı Şekil 4.48’de gösterilmiştir. 124 Şekil 4.48. Buchner hunisi test düzeneği Çalışma kapsamında yapılan deneylerden elde edilen ÖFD değerleri ve tespit edilen optimum polimer konsantrasyonları Çizelge 4.6’da özetlenmiştir. Optimum polimer dozları her bir filtrasyon deneyinden elde edilen minimum ÖFD değerlerine göre belirlenmiştir. Ayrıca her filtrasyon testinde elde edilen çamur kekindeki katı madde (KM) yüzdesi de Çizelge 4.6’da verilmiştir. 125 Çizelge 4.6. ÖFD testi sonuçları Çamur MLSS (mg/L) Polimer Tipi Filtre Kağıdı Tipi ÖFD (m/kg) Optimum Polimer Dozu (mg/g KM)1 Yok2 W#40 W#42 W#40 W#42 W#40 W#41 W#42 W#40 W#41 W#42 W#40 W#40 W#40 W#40 W#41 W#42 W#40 W#41 W#42 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 W#40 1,97x1015 9,96x1014 3,49x1013 8,25x1014 4,44x1015 2,11x1015 2,52x1015 1,55x1014 1,67x1014 5,20x1014 4,82x1013 2,81x1015 1,01x1015 1,03x1016 2,11x1015 2,52x1015 1,89x1014 6,54x1013 4,42x1014 5,92x1013 2,81x1015 1,26x1015 1,77x1017 3,32x1014 2,28x1017 5,02x1014 2,00x1016 5,31x1016 2,09x1014 4,02x1016 9,26x1015 1,46x1014 9,61x1015 2,26x1014 3,46x1015 6,44x1015 2,22x1014 3,56x1015 1,83x1015 1,36x1014 >1,83x1015 2,94x1015 1,57x1014 1,95x1015 NA3 NA 6,25 3,75 NA NA NA 6,25 6,25 6,25 10,50 3,75 10,50 NA NA NA 6,25 10,50 10,50 6,25 3,75 12,50 NA 10,50 NA 12,50 6,25 NA 10,50 3,75 NA 6,25 NA 12,50 3,75 NA 12,50 6,25 NA 10,50 NA NA 10,50 10,50 3500 ZT Yok 7600 ZT FL AN NI MBR Yok 12600 4860 KAS 2800 3400 4280 Karışım I 5580 8100 7300 Karışım II 10600 1 4 ZT FL AN NI Yok ZT Yok ZT NI Yok ZT NI Yok ZT Yok ZT NI Yok ZT NI Yok ZT NI Yok ZT NI Minimum ÖFD değerine göre belirlenmiştir. Ölçülmedi. 2 Polimer eklemesi yok. 3 Filtre Keki Katı maddesi (KM) (%) 13,0 12,8 15,5 20,4 14,5 13,7 17,4 16,0 16,3 24,0 23,8 14,0 15,0 15,4 13,7 17,4 21,8 22,9 22,8 21,2 16,2 18,2 12,2 15,4 11,4 16,2 12,0 13,5 19,4 NM4 13,2 15,5 13,5 21,4 NM 15,0 20,6 17,4 14,2 20,8 NM 15,8 21,6 21,0 Uygulanmadı. Buchner hunisi yöntemiyle MBR çamurunun susuzlaştırılmasına filtre kağıdının etkisini belirlemek amacıyla 3 farklı filtre kağıdı kullanılarak ÖFD testleri 126 yapılmıştır. Şekil 4.49 ve Çizelge 4.6’dan da görüldüğü üzere filtre kağıdı tipine bağlı olarak ÖFD değerleri değişmektedir. Diğer parametreler sabitken ÖFD değerlerindeki bu değişimler filtre kağıdı tipinin ve gözenek boyutunun susuzlaştırılabilirliği ciddi biçimde etkilediğine işaret etmektedir. 1,0E+17 3500 mg/L MLSS 7600 mg/L MLSS 1,0E+16 ÖFD (m/Kg) 12600 mg/L MLSS 1,0E+15 1,0E+14 1,0E+13 1,0E+12 Whatman #40 Whatman #41 Whatman #42 Filtre Tipi Şekil 4.49. Farklı MLSS konsantrasyonlarında, şartlandırılmamış MBR çamurunun filtre edilebilirliğine filtre kağıdının etkisi (Whatman#40: 8 μm; Whatman#41: 20-25 μm; Whatman#42: 2,5 μm) MBR çamurunda 7600 mg/L MLSS konsantrasyonu için tüm filtre kağıtlarında optimum polimer (ZT) dozu 6,25 mg/g KM bulunmuştur (Şekil 4.50). 12600 mg/L MLSS konsantrasyonu için sadece Whatman#40 filtre kağıdında optimum doz 6,25 mg/g KM olarak tespit edilmiştir (Şekil 4.51). Bu MLSS değerinde Whatman#41 ve Whatman#42 filtre kağıtları için optimum doz 10,50 mg/g KM olarak tespit edilmiştir. Sabit MLSS konsantrasyonunda ve polimer dozajında en düşük ÖFD değerini en büyük gözenek boyutuna sahip Whatman#41 sağlamıştır. Diğer taraftan en düşük gözenek boyutuna sahip Whatman#42 kullanıldığında beklendiği üzere en büyük ÖFD değerleri elde edilmiştir. Benzer trendler test edilen tüm çamur numunelerinde ve polimer dozlarında gözlenmiştir. Her ne kadar bu tip testlerde filtre tipi ve gözenek açıklığı için herhangi bir standart oluşturulmamışsa da 127 genellikle aktif çamurun filtre edilebilirliğinin araştırılması çalışmalarında ÖFD ve KES parametresinin belirlenmesinde 8 μm gözenek boyutuna sahip Whatman#40 filtre kağıdı kullanılmaktadır (Tchobanoglous, 1979; Lee ve Liu, 2000). Ancak, bu çalışmada da bulunduğu üzere, kullanılan filtrenin tipi susuzlaştırılabilirlik sonuçlarını ciddi biçimde etkilemekte bununla beraber farklı çalışmaların direkt karşılaştırılabilmelerini de olanaksız hale getirmektedir. Bu durum laboratuar ölçekli çamur susuzlaştırma testlerinde kullanılan filtre kağıtlarında bir standardizasyona ihtiyaç duyulduğunun göstergesidir. Bu çalışmanın diğer bölümlerinde (polimer tipinin etkisi, optimum polimer dozunun belirlenmesi, KAS ile karıştırılmış MBR çamurunun susuzlaştırılması) literatürde en sık kullanılan filtre tipi olması nedeniyle filtre kağıdı olarak 8 μm gözenek boyutuna sahip Whatman#40 kullanılmıştır. 1,E+17 Whatman #40 Whatman #41 Whatman #42 ÖFD (m/kg) 1,E+16 1,E+15 1,E+14 1,E+13 1,E+12 0 2 4 6 8 10 12 14 Polimer Dozu (mg/g KM) Şekil 4.50. Filtre kağıdı tipinin susuzlaştırılabilirliğe etkisi (MLSS: 7600 mg/L, ZT Katyonik polimer, Whatman#40: 8 μm; Whatman#41: 20-25 μm; Whatman#42: 2,5 μm) 128 1,E+17 Whatman #40 Whatman #41 Whatman #42 ÖFD (m/kg) 1,E+16 1,E+15 1,E+14 1,E+13 1,E+12 0 2 4 6 8 10 12 14 Polimer Dozu (mg/g KM) Şekil 4.51. Filtre kağıdı tipinin susuzlaştırılabilirliğe etkisi (MLSS: 12600 mg/L, ZT Katyonik polimer, Whatman#40: 8 μm; Whatman#41: 20-25 μm; Whatman#42: 2,5 μm) Farklı MLSS konsantrasyonlarındaki MBR çamurunun özellikleri Çizelge 4.7’de özetlenmiştir. Hem EPST hem de SMPT konsantrasyonları MLSS konsantrasyonunun 3500 den 12600 mg/L değerine artmasıyla artmıştır. EPST ve SMPT konsantrasyonlarının aralığı sırasıyla 41,2-65,4 ve 3,0-4,1 mg/g VSS olarak tespit edilmiştir. Tüm MLSS seviyeleri için hem EPST hem de SMP’deki karbonhidrat fraksiyonu protein fraksiyonu konsantrasyonlarından daha yüksektir. EPST konsantrasyonu SMPT konsantrasyonundan oldukça büyüktür. MLVSS/MLSS oranı artan MLSS konsantrasyonu ile hafif bir şekilde azalmıştır. En düşük MLSS seviyesinde MLVSS/MLSS oranı 0,91 iken en büyük MLSS seviyesinde bu oran 0,87 değerine düşmüştür. Bu durum MLSS konsantrasyonun geniş bir aralığında partikül maddelerin çoğunluğunun organik yapıda olduğunun göstergesidir. Tüm MLSS konsantrasyonları için ortalama partikül boyutu 26,6-37,8 μm aralığında tespit edilmiştir. Ortalama partikül boyutunun artan MLSS konsantrasyonu ile küçüldüğü bulunmuştur. Partikül boyutu dağılımı verilerine bakıldığında da küçük boyutlu partiküllerin çamur içerisindeki miktarının artan MLSS konsantrasyonu ile arttığı görülmüştür. (Şekil 4.52). 129 Çizelge 4.7. MBR çamuru özellikleri Çamur Deney No 1 2 3 3500 7600 12600 MLSS (mg/L) 3200 6600 10950 MLVSS (mg/L) 0,91 0,87 0,87 MLVSS/MLSS 16,20 19,94 21,80 EPSp (mg/g VSS) 25,04 35,84 43,60 EPSc(mg/g VSS) 41,24 55,88 65,40 EPST1 (mg/g VSS) 0,17 0,21 0,54 SMPp (mg/g VSS) 2,87 3,39 3,57 SMPc (mg/g VSS) 2 3,04 3,60 4,11 SMPT (mg/g VSS) 37,8 28,4 26,6 Ortalama Partikül boyutu (µm) 1,97x1015 4,44x1015 1,03x1016 ÖFD2 (m/kg) 1 Karbonhidrat ve protein fraksiyonlarının toplamı. 2 Whatman #40 filtre kağıdı ile elde edilmiştir. Çizelgedeki değerler üç ölçümün ortalamasıdır. Hacim (%) 8 7 MLSS=3500 mg/L 6 MLSS=7600 mg/L 5 MLSS=12600 mg/L 4 3 2 1 0 0,01 0,10 1,00 10,00 100,00 1000,00 10000,00 Partikül boyutu (μm) Şekil 4.52. Farklı MLSS konsantrasyonlarında MBR çamurunun partikül boyut dağılımı Şartlandırılmamış ham MBR çamurunun farklı MLSS konsantrasyonlarında gerçekleştirilen susuzlaştırma testlerinde MLSS konsantrasyonunun 3500 den 12600 mg/L’ye artmasıyla ÖFD değerlerinin büyük bir oranda arttığı tespit edilmiştir (Çizelge 4.7). Genellikle düşük MLSS konsantrasyonlarındaki hem ham çamurda hem de katyonik polimerlerin eklendiği şartlandırılmış çamurlarda düşük ÖFD 130 değerleri tespit edilmiştir (Çizelge 4.6). Artan MLSS konsantrasyonları ve buna eşlik ederek artan EPST ve SMPT konsantrasyonları ve de partikül boyut dağılımının küçülmesi ile birlikte MBR çamurunun susuzlaştırılması zorlaşmaktadır. Çamurun partikül boyut dağılımı çamur susuzlaştırılmasının en önemli faktörlerinden bir tanesidir. Karr ve Keniath (1978) biyolojik çamur numunelerini içeriğindeki katı partikül maddelerin boyutuna göre fraksiyonlamışlardır. Bu bilim adamları çamur içerisinde bulunan 1-100 μm aralığındaki partiküllerin susuzlaştırmayı çok önemli derecede etkilediğini bulmuşlardır. Karr ve Keinath (1978) bu partikül (1-100 μm) boyutlarının çamur içerisinde artmasıyla çamur susuzlaştırılmasının azaldığını belirtmişlerdir. Bu sonuçlar doktora tezi çalışması bulguları ile yüksek oranda benzerlik göstermektedir. Doktora tezi çalışmasında MLSS konsantrasyonu 3500 mg/L iken ortalama partikül boyutu 37,8 μm’dir. 7600 ve 12600 mg/L MLSS konsantrasyonlarında da partikül boyutları 100 μm den küçüktür (Çizelge 4.7 ve Şekil 4.52). Tüm bu bulgular Karr ve Keinath (1978)‘ın belirttiği aralıktadır. Partikül boyutlarının gözenek büyüklüklerine (8 μm) oranı ÖFD değerleri üzerinde önemli etkilere sahiptir. Partikül boyutları ile gözenek büyüklüğü boyutları birbirlerine yaklaştıkça filtre gözenekleri içinde meydana gelen tıkanmaya bağlı olarak filtre edilebilirlik direnci artmaktadır. Le Clech vd., (2006) literatürde MBR çamurunun filtre edilebilirliğine MLSS konsantrasyonunun etkileri ile ilgili tartışmalı bilgiler olduğunu belirtmişlerdir. Bazı çalışmalarda membran yüzeyinde oluşan dinamik kek tabakası sayesinde yüksek MLSS konsantrasyonlarının su filtre edilebilirliğini arttırdığı ileri sürülmüştür. Ancak diğer çalışmalarda yüksek MLSS konsantrasyonundan dolayı viskozitenin yüksek olmasının filtre edilebilirliği negatif olarak etkilediği belirtilmiştir (Rosenberger ve Kraume, 2002). EPS formları mikroorganizmalar içine gömülü halde bulunan yüksek sulu biyofilm bileşenleridir (Rosenberger ve Kraume 2002; Le Clech vd., 2006). EPS miktarının filtre edilebilirliğe ve çamur susuzlaştırmaya etkileri bilinmektedir. Mikkelsen ve Keiding (2002) çamur içerisindeki EPS fraksiyonlarının çamur yapısını belirtmişlerdir. Mikkelsen ve yansıtan Keiding en önemli (2002) parametre çamurdaki olduğunu yüksek EPS konsantrasyonunun, çamurun dispersiyon derecesinin düşük olmasına ve ÖFD 131 değerleri ile daha iyi bir filtre edilebilirliğe sebep olduğunu belirtmişlerdir (Mikkelsen ve Keiding, 2002). Diğer taraftan Rosenberger ve Kraume (2002) MBR’larda yüksek EPS konsantrasyonlarının çamur filtre edilebilirliğini negatif olarak etkilediğini belirtmişlerdir. Ayrıca Evenblij ve Van der Graaf (2004) çalışmalarında su fazındaki EPS’in aktif çamurun filtre edilebilirliğine etkileyen önemli ve belirleyici bir parametre olduğunu rapor etmişlerdir. Farklı MLSS konsantrasyonlarına sahip MBR ve KAS çamuru belirli hacimsel oranlarda (%50 MBR+%50 KAS çamuru ve %80 MBR+%20 KAS çamuru) karıştırılmıştır. Böylelikle KAS çamuru eklemesinin MBR çamurunun filtre edilebilirliği üzerine etkisi araştırılmıştır. Şartlandırılmamış Grup B çamurlarının Whatman#40 filtre kağıdı ile filtrasyonu sonucu elde edilen ÖFD değerleri karşılaştırıldığında; KAS (MLSS: 2800 mg/L, ÖFD: 2,28x1017 m/Kg), çamurunun MBR çamuruna (MLSS:7600 mg/L, ÖFD: 4,44x1015) göre ÖFD değerinin çok büyük olduğu tespit edilmiştir. Bu trend Grup B çamurunun ZT (katyonik) polimeri ile şartlandırılmış çamur numunelerinde de tespit edilmiştir (Şekil 4.53) ve ayrıca bu trendin MLSS değerinden bağımsız olduğu bulunmuştur. Ne var ki katyonik polimer dozunun 12 mg/g KM değerine artmasıyla tüm test gruplarında KAS örneklerinin filtre edilebilirliği kademeli olarak iyileşmiştir. Grup B ve C çamurlarında şartlandırılmamış KAS çamurlarının ÖFD değerleri 5,31x1016-2,28x1017 olarak bulunurken, şartlandırılmamış MBR çamurlarının ÖFD değerlerinin KAS çamuruna göre düşük (4,44x1015-1,03x1016) olduğu bulunmuştur (Çizelge 4.6). Diğer taraftan Cicek vd. (1999c) çalışmalarında MBR çamurunun ÖFD değerinin KAS çamurunun ÖFD değerinden 3 kat daha büyük olduğunu belirtmişlerdir. Sun vd. (2006) çalışmalarında MBR çamuru filtrasyon direncinin KAS çamuru filtrasyon direncinden 2 ya da 3 kat daha büyük olduğunu rapor etmişlerdir. Bu çalışmadaki KAS çamurunun düşük oranda susuzlaşmasının sebebi arıtma tesisinin işletim şartlarından kaynaklanabilir. KAS çamuru numunelerinin toplandığı sürelerde arıtma tesisinde çökelme problemi, aşırı yükleme ve nitrifikasyon inhibasyonu gibi işletme problemleri mevcut idi. Bu sonuçlar, daha önce de belirtildiği gibi, çamur susuzlaştırılabilirliğinin tesisin işletme şartlarına bağlı olduğunu göstermektedir. 132 Ayrıca KAS ve MBR çamurları için elde edilen sonuçlar MLSS’in çamur susuzlaştırılabilirliğini tahmin etmede tek başına yeterli olmadığını göstermektedir. 1,E+18 MBR Çamuru KAS Karışım I Karışım II 1,E+17 ÖFD (m/kg) 1,E+16 1,E+15 1,E+14 1,E+13 1,E+12 0 2 4 6 8 10 12 14 Polimer Dozu (mg/g KM) Şekil 4.53. MBR, KAS ve karışık çamurların filtre edilebilirliğine polimerin etkisi (Whatman #40, ZT katyonik polimer, Grup B çamurları) Genel trend olarak KAS ve MBR çamurlarının karıştırılması, karıştırma oranından bağımsız olarak KAS çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini artırmaktadır (Çizelge 4.6 ve Şekil 4.53). Benzer olarak; KAS ve MBR çamurlarının karıştırılmaları MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğini de artırmaktadır. Ancak bu artışlar KAS çamurlarında elde edilen artışlara göre önemsiz ve tutarsızdır. KAS çamur örneklerinde çok zayıf susuzlaştırma verimliliği tespit edilmiştir. Aslında iyi işletilen aktif çamur proseslerinde oluşan çamurlar MBR çamurlarına göre daha iyi susuzlaştırma verimliliği gösterdiği bilinmektedir (Cicek vd., 1999c; Sun vd., 2006). Karıştırma oranı %80 MBR çamuru %20 KAS olan numunelerin susuzlaştırma verimliliği (ÖFD ye göre belirlenen) her iki çamurdan %50 şer karıştırılarak elde edilen örneklere göre daha iyidir (Şekil 4.53). Tüm bu sonuçların ışığında yüksek MLSS konsantrasyonlarına sahip MBR çamurlarının çok daha düşük MLSS konsantrasyonlarına sahip KAS çamurları ile karıştırılmasının çamur susuzlaştırma problemi yaşayan tesisler için bir çözüm olabileceği söylenebilir. Ancak çamur 133 susuzlaştırma bir çok faktöre bağlı kompleks bir fenomen olduğu için bulguların tesise özgün olarak ve fayda-maliyet analizinin de yapılmasıyla değerlendirilmesi gerektiği açıktır Çamur partikülleri genellikle negatif yüklüdürler ve susuzlaştırma işleminin yapılabilmesi için partikül yüzeylerindeki elektriksel yükün nötralize edilmesi gereklidir. Bu sebepten dolayı katyonik polimerler, anyonik ve iyonik olmayan polimerlere kıyasla susuzlaştırma işlemlerinde daha verimli sonuçlar vermektedir. Doktora tez çalışmasında da ZT ve FL katyonik polimerlerinde diğer anyonik ve iyonik olmayan polimerlere göre daha düşük ÖFD değerleri ve optimum dozlar tespit edilmiştir (Şekil 4.54). Benzer trend 7600 mg/L konsantrasyonundaki MBR çamurunda, KAS çamurlarında ve çeşitli MLSS konsantrasyonlarındaki diğer karışık çamurlarda da tespit edilmiştir (Çizelge 4.6). Katyonik polimerlerle şartlandırılmış numunelerde elde edilen düşük ÖFD değerinin yanısıra filtre katı madde içerikleri de yüksek değerlerde tespit edilmiştir (Çizelge 4.6). Şekil 4.53’den görüldüğü gibi FL katyonik polimerinin ZT katyonik polimerine göre MBR çamurunun 12600 mg/L olduğu durumda daha iyi bir susuzlaştırma verimi sağladığı bulunmuştur. Bu trend MBR çamurunun denenen tüm MLSS konsantrasyonlarında ve KAS çamurunda ve karışık çamurlarda da tespit edilmiştir (Çizelge 4.6). Anyonik polimerle şartlandırılmış MBR çamurundaki numunelerde polimer dozu arttıkça ÖFD değeri yükselmiştir dolayısıyla susuzlaştırma verimliliği düşmüştür. Bu durum çamur partiküllerinin negatif yüklü olmasından ve uygulanan polimerin de negatif yüklü olmasıyla partiküller arasındaki itme kuvvetini arttırmıştır ve filtrasyon direncini artmıştır. İyonik olmayan polimer ÖFD değerini bir miktar düşürmesine rağmen şartlandırılmamış MBR çamuru ile karşılaştırıldığında susuzlaştırma verimliliğini önemli derecede arttıramamıştır. 134 1,E+18 ZT, Katyonik FL, Katyonik NI, İyonik olmayan AN, Anyonik 1,E+17 ÖFD (m/kg) 1,E+16 1,E+15 1,E+14 1,E+13 1,E+12 0 2 4 6 8 10 12 14 Polimer Dozu (mg/g KM) Şekil 4.54. MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliğine çeşitli polimerlerin etkisi (Whatman#40, MLSS:12600 mg/L) Filtre kağıdı tipinin laboratuar ölçekli susuzlaştırılabilirlik testlerinin sonuçları üzerinde çok büyük bir etkisinin olduğu bulunmuştur. Bu durum farklı çalışmalardan elde edilen sonuçların karşılaştırılabilirliği adına filtre kağıtları için standardizasyona gidilmesi gerekliliğini ortaya koymaktadır. Filtre kağıdının susuzlaştırma üzerindeki bu etkisi çalışılan tüm çamurlar (KAS, MBR, karışık) için geçerlidir. EPST ve SMPT konsantrasyonlarının artan MLSS konsantrasyonu ile arttığı bulunmuştur. Ayrıca MLSS konsantrasyonunun artması ile ortalama partikül boyutu değeri düşmüştür ve partikül boyut dağılımı küçük partiküller yönünde değişmiştir. ÖFD değerleri ve optimum polimer dozları artan MLSS konsantrasyonu ile artmıştır. Çünkü yükselen MLSS konsantrasyonunun beraberinde getirdiği yüksek EPS ve SMP konsantrasyonları ve küçülen partikül boyut dağılımı çamur susuzlaştırmanın zorlaşmasına sebep olmuşlardır. KAS ve MBR çamurlarının filtrelenebilirliğindeki büyük farklılıklar MLSS konsantrasyonunun çamur susuzlaştırılabilirliği üzerine tahmin yapabilmek için tek başına yeterli olmadığını ortaya koymaktadır. KAS ve MBR çamurlarının farklı oranlarda karıştırılması KAS çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini iyileştirmektedir. Benzer olarak bazı durumlarda KAS ve 135 MBR çamurlarının karıştırılması MBR çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini iyileştirmiştir. Tüm bu sonuçların ışığında yüksek MLSS konsantrasyonlarına sahip MBR çamurlarının çok daha düşük MLSS konsantrasyonlarına sahip KAS çamurları ile karıştırılmasının çamur susuzlaştırma problemi yaşayan tesisler için bir çözüm olabileceği söylenebilir. Ancak çamur susuzlaştırma bir çok faktöre bağlı kompleks bir fenomen olduğu için bulguların tesise özgün olarak ve fayda-maliyet analizinin de yapılmasıyla değerlendirilmesinin gerekliliği açıktır. Katyonik polimerler anyonik ve iyonik olmayan polimerlere nazaran tüm çamur tipleri için (MBR, KAS ve karışık çamurlar) daha iyi susuzlaştırma performansı göstermişlerdir. 136 5. SONUÇLAR Doktora tezi çalışması birinci fazı arıtılabilirlik çalışmasında elde edilen temel sonuçlar aşağıda özetlenmiştir. • 5 Ocak-25 Ağustos 2005 tarihleri arasında MBR sisteminin işletildiği yaklaşık 8 aylık süre boyunca giriş atıksuyu karakterleri aşırı salınımlar göstermiştir. Bu salınımlara ve özellikle 1. işletim aşamasındaki çok düşük atıksu sıcaklıkları (6 ο C) ve giriş suyundaki ani tuzluluk artışlarına rağmen, biyolojik aktivite ve genel olarak MBR sistemi tüm işletim boyunca çok yüksek arıtma performansı göstermiştir. Arıtma performansı F/M (substrat/biyomas oranı), organik yükleme hızı, spesifik substrat giderim hızı ve çözünmüş oksijen gibi diğer parametrelerdeki salınımlardan da olumsuz etkilenmemiştir. Üç işletim aşamasında da elde edilen yüksek çıkış suyu kalitesi, arıtma veriminin test edilen SRT, HRT, MLSS konsantrasyonları ve işletim akılarından bağımsız olduğunu göstermiştir. İşletimdeki tüm salınımlara rağmen nitrifikasyon sürekli ve tutarlı olarak sağlanmıştır. Organik karbon ve amonyak giderimleri sağlayan aerobik biyolojik aktivitenin bu başarılı performansı, MBR’larda oluşan geniş spektrumdaki ve özelleşmiş biyomasın varlığını göstermektedir. Katı sıvı ayrımının ultrafiltrasyon ile gerçekleştiği MBR’da mükemmel bir fiziksel dezenfeksiyon da sağlanmıştır. • Arıtılabilirlik çalışmaları süresince normal ve yüksek akı aşamalarında membranlarda geri dönüşümsüz tıkanma oluşmamıştır. Ayrıca, normal akı değerinde 6 aylık işletim süresince, süzüntü suyu ile rutin geri yıkama (9 dakika 45 saniye süzüntü suyu üretimini müteakip 15 saniye geri yıkama) dışında kimyasal membran temizliğine ihtiyaç duyulmamıştır. Öte yandan, 2 ay boyunca 39 L/m2-saat gibi çok yüksek akı işletiminde bile, 2 defa kimyasal temizlik yapılmıştır. Genel itibariyle, 8 aylık pilot ölçek MBR işletimi, tıkanma ve permeabilite azalması gibi işletim zorlukları ile karşılaşılmamıştır. 137 • Birinci faz arıtılabilirlik çalışmalarının sonuçları gelecekte kampüste kurulabilecek MBR arıtma tesisi ve arıtılmış atıksuların kampüs alanında sulama amaçlı geri kullanılması için temel teşkil edecek özelliktedir. Değişken karakterli evsel atıksuların MBR prosesi ile arıtılmasıyla ilgili çalışmaların literatürde kısıtlı olmasından dolayı söz konusu doktora tezinden elde edilen sonuçlar diğer araştırma ve uygulama projelerine referans olup ışık tutacak niteliktedir. Doktora çalışması ikinci fazında değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde çeşitli biyokütle karakterlerinin ve işletim şartlarının tıkanma eğilimleri ve kritik akılara olan etkileri tayin edilmiştir. Elde edilen temel sonuçlar şunlardır. • MBR sisteminin karakterizasyonu toplam farklı MLSS EPS konsantrasyonlarındaki konsantrasyonunun genellikle biyokütle SMP konsantrasyonundan daha yüksek olduğunu göstermiştir. EPST ve SMPT konsantrasyonları MLSS konsantrasyonlarının artışıyla artmıştır. Diğer taraftan MLSS konsantrasyonlarının artmasıyla partikül boyutu dağılımı küçülmüştür ve ortalama partikül boyutu daha küçük partiküller yönünde değişmiştir. EPS ve SMP nin karbonhidrat fraksiyonlarının protein fraksiyonlarından daha fazla tıkamaya sebep olduğu görülmüştür. • Tüm MLSS seviyelerinde artan havalandırma hızları tıkanma kontrolünde pozitif bir etki sergilemiştir; ancak artan MLSS seviyelerinde etki derecesi azalmıştır. MBR sisteminin işletim akısı kritik akı değerinden küçük iken akının tıkanma hızına etkisi küçük olmuştur ve bu trend MLSS konsantrasyonundan bağımsızdır. Test edilen tüm akı değerlerinde ve havalandırma hızlarında tıkanma hızının genellikle artan MLSS konsantrasyonları ile arttığı bulunmuştur. Sonuç olarak işletim akısı değeri kritik akı değerinin üzerinde olması durumu, artan MLSS konsantrasyonlarına bağlı olarak EPS’in hem protein hem de karbonhidrat konsantrasyonlarının yüksek olması, biyokütle içerisindeki partiküllerin boyutlarının küçülmesi ile birlikte membran tıkanmaları artmıştır. 138 • Tıkanma testleri süresince en küçük MLSS seviyesinden en büyük MLSS seviyesine ulaşılıncaya kadar MBR sistemi membran modülü değiştirilmeksizin aerobik olarak yaklaşık sekiz ay işletilmiştir. Bu bağlamda doktora tezinin ikinci fazında elde edilen sonuçlar tam ölçekli bir MBR sisteminin atıksu arıtma şartlarındaki (sürekli işletilen, farklı biyokütle şartları, biyokütle için gerekli ÇO miktarı değişimi) tıkanma durumlarının tahmin edilmesine fayda sağlayacak niteliktedir. Doktora tez çalışmasının üçüncü fazında aerobik olarak değişken karakterli evsel atıksu arıtımı yapan pilot ölçek batık MBR sisteminde geri yıkama senaryolarının membran tıkanmalarına etkileri belirlenmiştir. Temel sonuçlar aşağıda belirtilmiştir. • En yüksek tıkanma hızı test edilen her akı değerinde sürekli filtrasyon (geri yıkamanın olmadığı) için gözlenmiştir. En düşük tıkanma hızı en sık geri yıkama yapılan senaryoda bulunmuştur. Tıkanma hızları genellikle daha sık geri yıkama ile azalmıştır. Ayrıca filtrasyon süresindeki azalma tıkanmayı azaltmıştır. • Yüksek tıkanma hızı değerleri her senaryoda kritik akı üzerindeki akı (>25-30 L/m2-saat) değerlerinde gözlenmiştir. Kritik akının altındaki akılarda, benzer filtrasyon ve geri yıkama frekansları olan senaryolarda tıkanma hızları devamlı ve tutarlı bir şekilde (<1 mbar/dakika) düşük değerlerde bulunmuştur. Filtrasyon ve geri yıkama sürelerinin her ikisi de ortalama toplam membran direnci ile doğrusal olarak ilişkilidir. Geri yıkama süresinin artırılması, her kademe akısı için toplam membran direncini azaltırken, sabit geri yıkama sürelerinde filtrasyon süresinin artması dirençleri önemli ölçüde artırmıştır. Fakat dirençlere filtrasyon sürelerinin negatif etkileri geri yıkama sürelerinin pozitif etkilerinden daha belirgindir. Örneğin, filtrasyon/geri yıkama süresi oranının arttırılması dirençlerin de doğrusal bir şekilde artmasına sebep olmuştur. Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı ve toplam membran direnci arasında bulunan güçlü korelasyon (R2: 0,96) rutin geri yıkama uygulanan batık MBR’larda tıkanma kontrolü optimizasyonunda bu oranın etkili bir araç olabileceğini göstermektedir. 139 • Senaryo 4 (9 dakika 55 saniye filtrasyonu takiben 5 saniye geri yıkama) ve 5 (9 dakika 45 saniye filtrasyonu takiben 15 saniye geri yıkama), tıkanma kontrolü ve net günlük süzüntü suyu üretim hacmine dayanarak optimum senaryolar olarak bulunmuştur. • MBR sisteminin işletimi sırasında mevcut biyokütle şartlarında ve membrana uygulanan havalandırma hızında (biyooksidasyon için gerekli oksijen konsantrasyonun sağlanması ve membran yüzeylerinde oluşan kek tabakasının sıyrılarak uzaklaştırılması için verilen hava debisi) optimum geri yıkama senaryosunun belirlenmesi hedeflenen süzüntü suyu akısının sürdürülebilir olması açısından son derece önemlidir. Uygulanacak geri yıkama ve kimyasal temizleme tür ve sıklığının seçiminde sadece hedeflenen süzüntü suyu işletim akısının sürdürülmesi değil aynı zamanda günlük bazda üretilecek toplam süzüntü suyu miktarı da önemlidir. Diğer bir deyimle çok sık yapılan bir geri yıkama senaryosu, hedeflenen işletim akılarını sağlayabilir, ancak geri yıkama sırasında süzüntü suyu üretiminin durmasından ve geri yıkamada süzüntü suyunun kullanılmasından dolayı günlük üretilen süzüntü suyu miktarını önemli ölçüde azaltabilir. Ayrıca çok sık değiştirilen süzüntü suyu üretim-geri yıkama modları mekanik aksamda da (özellikle çift yönlü çalışan pompalarda) erken arızalara neden olabilir. Doktora tezinin dördüncü fazında MBR çamurunun ve konvansiyonel aktif çamurla (KAS) karıştırılmış MBR çamurunun (karışık çamur) susuzlaştırılabilirliği ve susuzlaştırılabilirliğe değişik polimerlerin tip ve dozlarının, ÖFD ölçümlerindeki filtre tipinin ve çamur özelliklerinin etkileri belirlenmiştir. Elde edilen temel sonuçlar şunlardır. • Filtre kağıdı türünün susuzlaştırılabilirlik testlerinin sonuçları üzerinde çok büyük bir etkisinin olduğu bulunmuştur. Bu durum farklı çalışmalardan elde edilen sonuçların karşılaştırılabilirliği adına filtre kağıtları için standardizasyona gidilmesi gerekliliğini ortaya koymaktadır. Filtre kağıdının susuzlaştırma üzerindeki bu etkisi çalışılan tüm çamurlar (KAS, MBR, karışık) için geçerlidir. 140 • EPST ve SMPT konsantrasyonlarının artan MLSS konsantrasyonu ile arttığı bulunmuştur. Ayrıca MLSS konsantrasyonunun artması ile ortalama partikül boyutu değeri düşmüştür ve partikül boyut dağılımı küçük partiküller yönünde değişmiştir. ÖFD değerleri ve optimum polimer dozları artan MLSS konsantrasyonu ile artmıştır. Çünkü yükselen MLSS konsantrasyonunun beraberinde getirdiği yüksek EPS ve SMP konsantrasyonları ve küçülen partikül boyut dağılımı çamur susuzlaştırmanın zorlaşmasına sebep olmuşlardır. • KAS ve MBR çamurlarının farklı oranlarda karıştırılması KAS çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini iyileştirmiştir. Benzer olarak bazı durumlarda KAS ve MBR çamurlarının karıştırılması MBR çamurlarının susuzlaştırılabilirliğini iyileştirmiştir. Tüm bu sonuçların ışığında yüksek MLSS konsantrasyonlarına sahip MBR çamurlarının çok daha düşük MLSS konsantrasyonlarına sahip KAS çamurları ile karıştırılmasının çamur susuzlaştırma problemi yaşayan tesisler için bir çözüm olabileceği söylenebilir. Ancak çamur susuzlaştırma bir çok faktöre bağlı kompleks bir fenomen olduğu için bulguların tesise özgün olarak ve fayda-maliyet analizinin de yapılmasıyla değerlendirilmesinin gerekliliği açıktır. • Katyonik polimerler anyonik ve iyonik olmayan polimerlere nazaran tüm çamur tipleri için (MBR, KAS ve karışık çamurlar) daha iyi susuzlaştırma performansı göstermişlerdir. • Doktora tezinin bu fazı kapsamında elde edilen veriler, literatürde kısıtlı bulunan MBR çamurunun susuzlaştırılabilirliği veya filtre edilebilirliğine biyokütle karakteristiklerinin, polimer tip ve dozlarının ve filtre kağıdı türünün etkilerini açıklaması bakımından referans kaynak niteliğindedir. 141 6. KAYNAKLAR Adham, S., Gagliardo, P., 1998. Membrane Bioreactors for Water Repurification Phase I. Desalination Research and Development Program Report No. 34, U.S Department of Interior, Bureau of Reclamation, USA. Adham S., Trussell R., 2001. Membrane bioreactors: feasibility and use in water reclamation, San Diego, CA, Final Report, Water Environment Research Foundation, Alexandria, VA. USA. Adham S., Gagliardo P., Boulos L., Oppenheimer J., Trussell R., 2001. Feasibility of the membrane bioreactor process for water reclamation. Water Sci. and Tech., 43(10), 203-209, (2001). Anonim I: Water Environment Federation, 2001. Membrane Bioreactors: Feasibility and Use in Water Reclamation. ISBN 1-893664-36-8, Water Environment Research Foundation (WERF), USA. Anonim II: U.S. Environmental Protection Agency (USEPA), 1992. Guidelines for Water Reuse. Washington, DC, USA. Anonim III: California Department of Health Services, 2000. Title 22 of the California Code of Regulations, www.dhs.ca.gov, USA. APHA (American Public Health Association), 1985. Standart Methods for the Examination of Water and Wastwater, Sixteenth Edition, Washington, DC, USA. Bae, T.H., Tak, T.M., 2005. Interpretation of fouling characteristics of ultrafiltration membranes during the filtration of membrane bioreactor mixed liquor. J. Membr. Sci., 264, 151-160. Bouhabila, E.H., Aim, R.B., Buisson, H., 2001. Fouling characterization in membrane bioreactors. Sep. Purif. Technol., 22-23, 123-132. Brik, M., Chamam, B., Schöberl, P., Braun, R., Fuchs, W., 2004. Effect of ozone, chlorine and hydrogen peroxide on theelimination of colour in treated textile wastewater by MBR. Water Sci. and Tech., 49(4), 299-303. Bri,k M., Schoeberl, P., Chamam, B., Braun, R., Fuchs, W., 2006. Advanced treatment of textile wastewater towards reuse using a membrane bioreactor. Process Biochem., 41, 1751-1757. Buisson, H., Cote, P., Praderie, M., Paillard, H. 1998. The use of immersed membranes for upgrading wastewater treatment plants. Wat. Sci. Tech., 37(9), 89-95. 142 Butcher, G.J., 1989. Experiences with anaerobic digestion of wheat strach processing waste, International Biodegredation, 25, 71-77. Chae, S.R, Shin, H.S., 2007. Effect of condensate of food waste (CFW) on nutrient removaland behaviours of intercellular materials in a vertical submerged membrane bioreactor (VSMBR). Bioresource Technology, 98, 373–379. Chang M. C., Lin, H. L., Huang, C. L.,Wang, Y. Y., Wan, C. C., 1998. Conditioning characteristics of kaolin sluolyelectrolytes. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 139,1-3, 75-80. Chang, I.S., Bag, S.O. and Lee, C.H., 2001. Effects of Membrane Fouling on Solute Rejection during Membrane Filtration of Activated Sludge. Process Biochem., 36(8-9), 855-860. Chang, I.S., Le-Clech, P., Jefferson, B., Judd, S.J., 2002. Membrane Fouling in Membrane Bioreactors for Wastewater Treatment. Environ. Eng. Sci., 128(11), 1018-1029,. Cho, B.D., Fane, A.G., 2002. Fouling Transients in Nominally Sub-critical Flux Operation of a Membrane Bioreactor. J. of Membrane Science, 209, 391-403. Choo, K.H., Lee, C.H., 1996. Effect of Anaerobic Digestion Broth Composition on Membrane Permeability. Water Sci. and Tech., 34, 173-179. Chua HC, Arnot TC, Howell JA., 2002. Controlling fouling in membrane bioreactors operated with a variable throughput. Desalination 149, 225–229. Cicek, N., Winnen, H., Suidan, T.M., Wrenn, B.E., Urbain, V., Manem, J., 1998. Effectiveness of Membrane Bioreactors in the Biodegradation of High Moleculer Weight Compounds. Water Research, 32(5), 1553-1563. Cicek, N., Franco, J.P., Suidan, M.T., Urbain, V., Manem, J., 1999a. Characterization and Comparison of a Membrane Bioreactor and a Conventional Activated Sludge System in the Treatment of Wastewater Containing High Molecular Weight Compounds. Water Environment Research, 71, 64-70. Cicek, N., Dionysiou, D., Suidan, M.T., Ginestet, P., Audic, J.M., 1999b. Performance Deterioration and Structural Changes of a Ceramic Membrane Bioreactor due to Inorganic Abrasion. J. of Membrane Science, 163, 19-28. Cicek, N., Franco, J.P., Suidan, M.T., Urbain, V., Manem J., 1999c. Characterization and comparison of a membrane bioreactor and a conventional activated sludge system in the treatment of wastewater containing high-molecularweight compounds. Water Environ. Res., 71, 64-70. 143 Cicek, N., 2002. Membrane bioreactors in the treatment of wastewater generated from agricultural ındustries and activities. Proceedings of the AIC Meeting, Saskatoon, Saskatchewan, Canada. Coackley, P., Jones, B.R.S., 1956. Vacuum sludge filtration I Interpretation os results by the concept specific resistance. Sewage and İndustrial Wastes, 28, 963-971. Crawford, G., Thompson, D., Lozier, J., Daigger, G., Fleischer, E., 2000. Membrane Bioreactors – A Designer’s Perspective. Proceedings of the Water Environment Federation Technical Symposia, Anaheim, California, USA. Daigger, G.T., Rittmann, B.E., Adham, S., Andreottola, G., 2005. Are membrane bioreactors ready for widespread application?. Environ. Sci. Technol., 39(19), 399A-406A. Defrance L., Jaffrin M.Y., 1999. Reversibility of fouling formed in activated sludge filtration. J. Membr. Sci., 157, 73-84. Defrance L., Jaffrin M.Y., Gupta B., Paullier P., Geaugey V., 2000. Contribution of various constituents of activated sludge to membrane bioreactor fouling. Bioresource Technology, 73, 105-112. Degremont, 1991. Water Treatment Handbook, Vol: 1, Ruveil- Malmaision Cedex, France. Drews A., Lee C.-H., Kraume M. 2006. Membrane fouling - a review on the role of EPS. Desalination, 200(1-3), 186-188. Dubois, M., Gilles, K.A., Hamilton, J.K., Rebers, P.A., Smith, F. 1956. Calorimetric method for determination of sugar and related substances. Anal. Chem., 28, 350–356. Eckenfelder, W.W., Santrahanam C.J., 1981. Sludge Treatment. Mercel Dekker, Inc., New York. Evenblij H., Van der Graaf, J.H., 2004. Occurrence of EPS in activated sludge from a membrane bioreactor treating municipal wastewater. Wat. Sci. Tech., 50, 293-300. Fane, A., Chang, S. 2002. Membrane bioreactors: design and operational options. Filtr. Sep., 39, 26-29. Field R.W., Wu D., Howell J.A., Gupta B.B., 1995. Critical flux concept for microfiltration fouling. J. Membr. Sci. 100, 259-272. Frolund, B., Palmgren, R., Keiding, K. and Nielsen, P.H., 1996. Extraction of extracellular polymers from activated sludge using a cation exchange resin. Water.Research, 30, 1749–1758. 144 Galil, N.I., Levinsky, Y., 2007. Sustainable reclamation and reuse of industrial wastewater including membrane bioreactor technologies: case studies. Desalination, 202, 411-417. Gander, M., Jefferson, B., Judd, S., 2000. Aerobic MBRs for Domestic Wastewater Treatment: A Review with Cost Considerations. Separation and Purification, 18, 119-130. Gunder B., 2001. The Membrane-Coupled Activated Sludge Process in Municipal Wastewater Treatment. Technomic Publishing, Lancaster, PA., UK. Guo W.S., Vigneswaran S., Ngo H.H., Xing W. 2007. Experimental investigation on acclimatized wastewater for membrane bioreactors. Desalination, 207, 383391. HACH Water Analysis Handbook, 1989. HACH Company, Colorado, USA. Hernandez M.E.R., Van Kaam R., Schetrite S., Albasi C., 2005. Role and variations of supernatant compounds in submerged membrane bioreactor fouling. Desalination, 179, 95-107. Hodgson P.H., Fane A.G., 1992. Crossflow microfiltration of biomass with inorganic membranes: The influence of membrane surface and fluid dynamics. Key Eng. Mater., 61/62, 167-174. Hong S, Bae T, Tak T, Hong S, Randall A., 2000. Fouling control in activated sludge submerged hollow fiber membrane bioreactors. Desalination 143:219–228. Judd S.J., 2001. A Review of Fouling of Membrane Bioreactors in Sewage Treatment, School of Water Sciences, Cranfield University, UK. Judd S.J., 2002a. The Development of the Membrane Bioreactor Technology for Sewage Treatment in the UK, School of Water Sciences, Cranfield University, UK. Judd S.J., 2002b. Submerged Membrane Bioreactors: Flat Plate or Hollow Fibre?. Filtration and Separation, 39(5), 30-31. Judd S.J., 2004. A review of fouling of membrane bioreactors in sewage treatment. Wat. Sci. Tech., 49(2), 229-235. Judd S.J., 2006. The MBR Book: Principles and Applications of Membrane Bioreactors in Water and Wastewater Treatment. Elsevier, Oxford, UK. Jiang T., Kennedy M.D., Van der Meer W.G.J., Vanrolleghem P.A., Schippers J.C., 2003. The role of blocking and cake filtration in MBR fouling. Desalination, 157, 335-343. 145 Jiang, T., Kennedy, M.D., Guinzbourg, B.F., Vanrolleghem, P.A. and Schippers, J.C., 2005. Optimising the operation of a MBR pilot plant by quantitative analysis of the membrane fouling mechanism. Wat. Sci. Tech., 51(6-7), 19-25. Karr P.R., Keinath, T.M., 1978. Influence of particle size on sludge dewaterability. J. Water Pollut. Control Fed., 50, 1911-1930. Kim, J.S., Lee, C.H., Chang, I.S., 2001. Effect of Pump Shear on the Performance of a Crossflow Membrane Bioreactor. Water Research, 35(9), 2137-2144. Knoblock, M.D., Sutton, P.M., Mishra, P.N., Grupta, K., Janson, A., 1994. Memebrane biological reactor system for treatment oily wastewaters. Water Environment Research, 66(2), 133-139. Kraume, M., Bracklow, U., Vocks, M. and Drews, A., 2005. Nutrients removal in MBRs for municipal wastewater treatment. Wat. Sci. Tech., 51(6-7), 391-402. Le-Clech P., Jefferson B. and Judd S.J., 2003a. Impact of aeration, solids concentration and membrane characteristics on the hydraulic performance of a membrane bioreactor. J. Membr. Sci., 218, 117-129. Le-Clech P., Jefferson B., Chang I.S. and Judd S.J., 2003b. Critical flux determination by the flux-step method in a submerged membrane bioreactor. J. Membr. Sci., 227, 81-93. Le-Clech P., Chen V. and Fane T.A.G., 2006. Fouling in membrane bioreactors used in wastewater treatment. J. Membr. Sci., 284, 17-53. Lee, C.H., Liu J.C., 2000. Enhanced sludge dewatering by dual polyelectrolyte conditioning. Water Res., 34, 4430-4436. Lee, J., Ahn, W.Y., Lee, C.H., 2001. Comparison of the filtration characteristics between attached and suspended growth microorganisms in submerged membrane bioreactor. Water Research, 35(10), 2435-2445. Lee W., Kang S., Shin H., 2003. Sludge characteristics and their contribution to microfiltration in submerged membrane bioreactors. J. Membr. Sci., 216, 217-227. Lesjean, B., Rosenberger, S., Schrotter, J.C., Recherche, A., 2004. Membrane-aided biological wastewater treatment- an overview of applied systems. Membr. Technol., 5-10. Liu, R., Huang, X., Wang, C., Chen, L., Qian Y., 2000. Study on hydraulic characteristics in a submerged membrane bioreactor process, Proc Biochem 36, 249–254. 146 Lo, I.M.C., Lai, K.C.K., Chen, G.H., 2001. Salinity effect on mechanical dewatering of sludge with and without chemical conditioning. Environmental Science and Technology, 35, 4691-4696. Lowry, O.H., Rosebrough, N.J., Farr, A.L., Randall, R.J., 1951. Protein measurement with the folin phenol reagent. J. Biol. Chem., 193, 265–275. Madaeni, S.S., Fane A.G., Wiley D.E., 1999. Factors influencing critical flux in membrane filtration of activated sludge. J. Chem. Technol. Biotechnol., 74, 539-543. Manem, J., Sanderson, R., 1996. Membrane bioreactors in water treatment membrane process. 17.1-17.3, McGraw Hill, USA. Mayhew, M., Stephenson, T., 1997. Low Biomass Yield Activated Sludge: A Review. Environmental Technology, 18, 883-886. Metcalf And Eddy 2003. Wastewater Engineering Treatment Disposal Reuse. Mc Raw Hill Inc., New York, USA. Mikkelsen, L.H., Keiding K., 2002. Physico-chemical characteristics of full scale sewage sludges with implications to dewatering. Water Res., 36, 2451-2462. Muller, E.B., Stouthamer, A.H., Verseveld, H.W., Eikelboom, D.H., 1995. Aerobic domestic wastewater treatment in a pilot plant with complete sludge retention by cross-flow filtration, Water Research, 29(4), 1179-1189. Nagano, A., Arikawa, E., Kobayashi, H., 1992. The treatment of liquor wastewater containing high strength suspended solids by membrane bioreactor system, Water Sci. and Techn., 26(3-4), 887-895. Nagaoka, H., Nemoto, H., 2005. Influence of extracellular polymeric substances on nitrogen removal in an intermittently-aerated membrane bioreactor. Wat. Sci. Tech., 51, 151-158. Ortiz, M., Raluy, R.G., Serra, L., Uche, J., 2007. Life cycle assessment of water treatment technologies: wastewater and water-reuse in a small town. Desalination, 204, 121-131. Ottoson J., Hansen, A., Björlenius, B., Norder, H.,. Stenström T.A., 2006. Removal of viruses, parasitic protozoa and microbial indicators in conventional and membrane processes in a wastewater pilot plant. Water Research, 40, 14491457. Pillay, V.L., Townsend, B., Buckley, C.A., 1994. Improving the performance of anaerobic digesters at wastewater treatment works: The coupled cross-flow microfiltration/digester process, Water Sci. and Techn., 30(12):329-337. 147 Psoch, C., Schiewer, S., 2005. Critical flux aspect of air sparging and backflushing on membrane bioreactors. Desalination, 175, 61-71. Rosenberger, S., Kraume, M., 2002. Filterability of activated sludge in membrane bioreactors. Desalination, 151, 195-200. Ross, W.R., Bernard, J.P., Strohwald, N.K.H., Grobler C.J., Sanetra, C.J., 1992. Practical application of the adulf process to the full-scale treatment of maizeprocessing effluent, Water Sci. and Techn., 25(10):27-39. Ruth, B. F., 1933. Studies in filtration II Fundamental axiom of constant pressure filtration. Ind. Eng. Chem., 25, 153-161. Sartorius kullanım kitapçığı 2003. Microbiological testing of foods, beverages and pharmaceuticals. Saveyn, H., Meersseman, S., Thas, O., Van der Meeren P., 2005. Influence of polyelectrolyte characteristics on pressure-driven activated sludge dewatering. Colloid. Surface A., 262, 40-51. Schoeberl, P., Brik, M., Bertoni, M., Braun, R., Fuchs, W., 2005. Optimization of operational parameters for a submerged membrane bioreactor treating dyehouse wastewater. Sep. Purif. Technol., 44, 61-68. Shimizu, Y., Shimodera, K.I., Watanabe, A., 1993. Crossflow Microfiltration of Bacterial Cells, J. Fermentation and Bioengineering, 76, 493-500. Smith, P.J., Vigneswaran, S., Ngo, H.H., Ben-Aim, R., Nguyen, H., 2005. Design of a generic control system for optimising back flush durations in a submerged membrane hybrid reactor. J. Membr. Sci., 255, 99-106. Stephenson, T., Brindle, K., Judd, S., Jefferson, B., 2000. Membrane Bioreactors for Wastewater Treatment, ISBN 1-900222-07-8, IWA Publishing, UK. Sun B.S., Zhang H.F., Qi G.S., 2006. Comparison of sludge filtration characteristics between a membrane bioreactor and a conventional activated sludge process. Huan Jing Ke Xue, 27, 315-318 (article in Chinese, abstract in English, accessed via www.pubmed.gov). Tardieu, E., Grasmick, A., Geaugey, V., Manem J., 1998. Hydrodynamic control of bioparticle deposition in a MBR applied to wastewater treatment. J. of Membrane Science, 147, 1-12. Tchobanoglous, G., 1979. Wastewater Engineering: Treatment, Disposal, Reuse. 2nd Edition, McGraw-Hill, New York, USA. 148 Tchobanoglous, G., Burton F.L., Stensel, H.D., 2003. Wastewater Engineering: Treatment and Reuse. 4th Edition, Metcalf&Eddy, McGraw-Hill, New York, USA. Van der Roest, H.F., Lawrence, D.P., Van Bentem, A.G.N., 2002. Membrane Bioreactors for Municipal Wastewater Treatment. ISBN 1843390116, IWA Publishing, UK, (2002). Visvanathan, C., Ben Aim, R. and Parameswaran, K., 2000. Membrane separation bioreactors for wastewater treatment. Crit. Rev., Environ. Sci. Technol., 30, 1-48. Watanabe, Y., Kubo, K., Sato, S., 1999. Amplication of amphoteric polyelectrolytes for sludge dewatering, Langmuir, Vol:15, No:12. Wisniewski, C., Grasmick, A., 1998. Floc Size Distribution in a Membrane Bioreactor and Consequences for Membrane Fouling. Colloids and Surfaces A: Physicochemical and Engineering Aspects, 138, 403-411. Wisniewski, C., Grasmick, A., Leon-Cruz, A., 2000. Critical Particle Size in Membrane Bioreactors- Case of a Denitrifying Bacterial Suspension. J. of Membrane Science, 178:141-150. Wu, C.C., Huang, C.P., Lee, D.J. 1997. Effect of polymer dosage on alum sludge dewatering characteristics and physical properties. Colloid. Surface. A., 122, 89-96. Yang, W., Cicek, N., Ilg, J., 2006. State-of-the-art of membrane bioreactors: worldwide research and commercial applications in North America. J. Membr. Sci., 270, 201-211. Yigit, N.O., Kaplan, S.S., Civelekoglu, G., Kiti,s M., 2006a. Membran Biyoreaktörlerde tıkanmayı etkileyen faktörler. III. International Scientific and Practical Conference, Azerbaijan University of Architecture and Construction, July 6-7, Baku, Azerbaijan. Yigit, N.O., Civelekoglu, G., Kitis, M., 2006b. Impacts of biomass characteristics and operational conditions on membrane fouling in a submerged membrane bioreactor. 232nd American Chemical Society National Meeting, Sept. 10-14, San Francisco, USA. Yoon, S.H., Kang, I.J., Lee, C.H., 1999. Fouling of Inorganic Membrane and Flux Enhancement in Membrane- Coupled Anaerobic Reactor. Separation Science and Technology, 35(5), 709-724. Yun, M.A., Yeon, K.M., Park, J.S., Lee, C.H., Chun, J., Lim, D.J., (2006). Characterization of biofilm structure and its effect on membrane permeability in MBR for dye wastewater treatment. Water Research, 40, 45-52. 149 ZENON Environmental Inc., 2002. www.zenon.com, Oakville, Ontario, Canada. Zhang, J., Chua, H.C., Zhou, J., Fane A.G., 2006. Factors affecting the membrane performance in submerged MBR. J. Membr. Sci., 284, 54-66. 150 ÖZGEÇMİŞ Adı Soyadı : Nevzat Özgü YİĞİT Doğum yeri ve yılı : Silifke, 1975 Medeni hali : Evli Yabancı dil : İngilizce Eğitim ve Akademik Durumu: Lise : 1989-1992 Erdemli Lisesi Lisans : S.DÜ.Çevre Müh. Bölümü (1994–1998) Yüksek Lisans : S.D.Ü. Fen Bilimleri Çevre Müh. Anabilim Dalı (2000–2003) Çalıştığı Kurum ve Yıl: Süleyman Demirel Ünv. Müh. Mim. Fakültesi Çevre Müh. Bölümü (2000 - ) Yayınlar: 1. 1.1. Alanında, Yurtdışında Yayımlanan Kitapta Bölüm Ve Ünite Yazarlığı Yigit N.O., Harman I., Civelekoglu G., Koseoglu H., Cicek N., Yilmaz L., Arviv R., Kitis M. (2008) The use of a pilot-scale membrane bioreactor in treating domestic wastewater with variable characteristics for potential water reuse on a university campus, In: Efficient Management of Wastewater, Its Treatment and Reuse in Water Scarce Countries, Al Baz, Ismail; Otterpohl, Ralf; Wendland, Claudia (Eds.), ISBN: 978-3-540-74491-7, Springer. 2. 2.1. Uluslararası hakemli dergilerde yayınlanan makaleler Kitis M., Akcil A., Karakaya E., and Yigit N.O. (2005). Destruction of cyanide by hydrogen peroxide in tailings slurries from low bearing sulphidic gold ores. Minerals Engineering, 18, 353-362. 151 2.2. Kitis M., Karakaya E., Yigit, N.O., Civelekoglu G., and Akcil A. (2005). Heterogeneous catalytic degradation of cyanide using copper-impregnated pumice and hydrogen peroxide, Water Research, 39, 1652-1662. 2.3. Kitis M., Kaplan S.S., Karakaya E., Yigit N.O. Civelekoglu G. (2007) Adsorption of natural organic matter from waters by iron-coated pumice, Chemosphere, 66, 130-138. 2.4. Yiğit, N.O., Mazlum, S., (2007). "Phosphate Recovery Potential from Wastewater by Chemical Precipitation at Batch Conditions". Environmental Technology. 28 (1):83-93 2.5. Civelekoglu G., Yigit N.O., Diamadopoulos E., Kitis M. (2007) Prediction of bromate formation using multi-linear regression and artificial neural Networks, Ozone Science & Engineering, 29(5), 353-362. 2.6. Kitis M., Harman I.B., Yigit N.O., Beyhan M., Nguyen H., Adams B. (2007) The removal of natural organic matter from selected Turkish source waters using magnetic ion exchange resin (MIEX®), Reactive and Functional Polymers, 67, 1495-1504. 2.7. Yigit N.O., Harman I., Civelekoglu G., Koseoglu H., Cicek N. and Kitis M. (2008) Membrane Fouling in a Pilot-Scale Submerged Membrane Bioreactor Operated under Various Conditions. Desalination, in press. 2.8. Yigit N.O., Uzal N., Koseoglu H., Harman I., Yukseler H., Yetis U., Civelekoglu G., Kitis M. (2008) Treatment of a denim producing textile industry wastewater using pilot-scale membrane bioreactor. Desalination, in press. 2.9. Yigit N.O., Civelekoglu G., Harman I., Koseoglu H., Kitis M. (2008) Effects of various backwash scenarios on membrane fouling in a membrane bioreactor, Desalination, in press. 2.10. Civelekoglu G., Perendeci A., Yigit N.O., Kitis M. (2007) Modeling carbon and nitrogen removal in an industrial wastewater treatment plant using adaptive network-based fuzzy inference system, CLEAN - Soil, Air, Water, accepted. 152 3. Ulusal Hakemli Dergilerde Yayımlanan Teknik Not, Editöre Mektup, Tartışma, Vaka Takdimi ve Özet Türünden Yayınlar Dışındaki Makale 3.1. Civelekoğlu G, Yiğit N.Ö., Kaplan Ş.Ş., Kitis M. (2005) Çevresel ortamlarda bulunan ve organizmalarda endokrin sistemini bozabilecek kimyasallar, Çevre Bilim & Teknoloji Dergisi, cilt 2, sayı 3, 213-228. 3.2. Yiğit,N.Ö., Mazlum,S., (2006), "Kesikli İşletim Durumunda Kimyasal Çökeltim İşlemiyle Atıksudan Fosfat Geri Kazanım Potansiyeli", Süleyman Demirel Üniversitesi, Fen Bilimleri Enstitüsü Dergisi. Cilt: 10, Sayı: 1, 116124. 4. Ulusal bilimsel toplantılarda sunulan ve bildiri kitabında basılan bildiriler 4.1. Tosun, İ., Kılıç, M., Beyhan, M., Yiğit, N.,Ö., “Isparta’da Hava Kirliliğinin İnsan Sağlığına Etkilerinin İncelenmesi”, Ulusal Sanayi-Çevre Sempozyumu, 1 (414), Mersin Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Müh. Bölümü, 25-27 Nisan, Mersin. 2001. 4.2. Beyhan, M., Kılıç, M., Yiğit, N.,Ö., Tosun, İ., “Isparta’da Hava Kirliliğinin Değerlendirilmesi”, Ulusal Sanayi-Çevre Sempozyumu, 1 (371), Mersin Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Müh. Bölümü, 25-27 Nisan, Mersin, 2001. 4.3. Yigit, N.Ö., Mazlum, S. ve Civelekoglu, G. (2004), "Atıksudan Apatit ve Struvit Tortuları Şeklinde Fosfor Geri Kazanımı", Ulusal 9. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, İTÜ, 2-4 Haziran İstanbul. 4.4. Civelekoglu, G., Mazlum, S. ve Yigit, N.Ö. (2004), "Arıtma Süreçlerinde Farklı Safsızlık Durumlarında Havalandırma ve Gaz Transferi", Ulusal 9. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, İTÜ, 2-4 Haziran İstanbul. 4.5. Kitis, M., Beyhan, M., Yigit, N.Ö. ve Civelekoglu, G. (2004), "Kentsel ve Endüstriyel Atıksuların Arıtılıp Geri Kazanımı Uygulama Alanları ve Problemler", Ulusal 9. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, İTÜ, 24 Haziran İstanbul. 153 4.6. Kitis M., Yiğit N.Ö., Civelekoğlu G., Kaplan Ş.Ş. (2004) Doğal sularda ve içme suyu kaynaklarında canlılarda endokrin-üreme sistemini bozabilecek kimyasallar, 1. Ulusal Çevre Kongresi, Cumhuriyet Üniversitesi, 13-15 Ekim, Sivas 4.7. Kitis M., Karakaya E., Yigit N.Ö., Civelekoglu G. ve Akcil A. (2005) Pomza ve hidrojen peroksitle siyanürün bozundurulması, Madencilik ve Çevre Sempozyumu, Ankara, 5-6 Mayıs. 4.8. Civelekoğlu G., Yiğit N.Ö., Diamadopoulos E., Kitis M. (2005) İçme suyu arıtımında ozonlama sonucu bromat oluşumunun yapay sinir ağları ile modellenmesi, Bilimde Modern Yöntemler Sempozyumu BMYS, BUMAT, Kocaeli, 16-18 Kasım. 4.9. Civelekoğlu G., Perendeci A., Yiğit N.Ö., Keskin M.E., Kitis M. (2005) (sözlü sunum, tam metin bildiri) Endüstriyel atıksu arıtma tesisinde aerobik biyolojik oksidasyonun adaptif ağ temelli bulanık çıkarım sistemi ile modellenmesi, VI. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi, İstanbul, 24-26 Kasım. 4.10. Yiğit N.Ö., Harman B.İ., Civelekoğlu G., Çiçek N., Kitis M. (2005) Değişken karakterli üniversite kampüs atıksularının pilot-ölçek membran biyoreaktörüyle arıtılması, VI. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi, İstanbul, 24-26 Kasım. 4.11. Yiğit N.Ö., Civelekoğlu G., Harman İ., Kitis M. (2006) Membran biyoreaktöründe geri yıkama şartlarının transmembran basınçlarına ve tıkanmalara etkileri, Türkiye'de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri Sempozyumu5, Gebze Yüksek Teknoloji Enstitüsü, Mayıs 11-12, Kocaeli. 4.12. Civelekoğlu G., Yiğit N.Ö., Kitis M. (2006) Kentsel atıksu arıtma tesisi performansının yapay zeka yöntemleri ile modellenmesi, İTÜ 10. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, Haziran 7-9, İstanbul. 4.13. Yiğit N.Ö., Civelekoğlu G., Kitis M. (2006) Batık membran biyoreaktöründe kritik akının kademeli akı metoduyla tayini, İTÜ 10. Endüstriyel Kirlenme Kontrolü Sempozyumu, Haziran 7-9, İstanbul. 4.14. Civelekoğlu G., Yiğit N.Ö., Çınar Ö., Kitis M. (2006) Evsel atıksu arıtma tesisinde karbon ve azot gideriminin adaptif ağ temelli bulanık çıkarım 154 sistemi ile modellenmesi, Türkiye'de Çevre Kirlenmesi Öncelikleri Sempozyumu-5, Gebze Yüksek Teknoloji Enstitüsü, Mayıs 11-12, Kocaeli. 4.15. Yiğit N.O., Harman İ., Uzal N., Yükseler H., Yetiş Ü., Civelekoğlu G., Kitis M., (2007) Tekstil Endüstrisi Atıksularının Pilot-Ölçek Membran Biyoreaktörüyle (MBR) Arıtımı, Ulusal Çevre Sempozyumu, 18-21 Nisan, Mersin. 4.16. Civelekoğlu G., Yiğit N.Ö., Kitis M., Nickel K., Neis U., (2007) Su ve Atıksu Arıtımında Ultrason Teknolojisi Uygulamaları, Ulusal Çevre Sempozyumu, 18-21 Nisan, Mersin. 4.17. Emel E., Kevser D., Yiğit N.Ö., Kitis M., Çınar Ö. (2007) Tekstil boyar maddelerin arıtımını gerçekleştiren karışık mikroorganizmaların anaerobik ve aerobik stabilitelerinin belirlenmesi, 7. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi, Ekim 24-27, İzmir. 5. Uluslararası toplantıda sunularak tam metin olarak yayımlanan bildiri 5.1. Kitis M., Kaplan S.S., Karakaya E., Yigit N.Ö. and Civelekoglu G. (2005) Removal of natural organic matter by iron-impregnated pumice, American Water Works Association Annual Conference, San Francisco, June 12-16. 5.2. Yigit N.O., Harman İ., Civelekoglu G., Cicek N., Arviv R., Kitis M. (2006) "The Use of a Membrane Bioreactor in Treating Domestic Wastewater with Variable Characteristics- Pilot-scale Tests for Potential Reuse on a University Campus" Regional EMWater Project Cnference, Amman, Jordan, 30 Ekim-1 Kasım. 5.3. Yigit, N.O., Civelekoglu, G. and Kitis, M. (2006) "Impacts of biomass characteristics and operational conditions on membrane fouling in a submerged membrane bioreactor". 232nd ACS National Meeting, San Francisco, CA, September 10-14, 2006. 5.4. Yiğit, N.O., Kaplan, Ş.Ş., Civelekoğlu, G., Kitis M. (2006)."Membran Biyoreaktörlerde Tıkanmayı Etkileyen Faktörler" Globalleşme Prosesinde Su İhtiyatlarından İstifade ve İntegrasiyalı İdare Etme Sempozyumu, 6-7 Temmuz, Bakü, Azerbaycan. 155 5.5. Civelekoglu, G. Yigit, N.O., Diamadopoulos, E., Kitis, M. (2006). "Modeling of COD Removal in a Biological Wastewater Treatment Plant Using Adaptive Neuro-Fuzzy Inference System (ANFIS)" Globalleşme Prosesinde Su İhtiyatlarından İstifade ve İntegrasiyalı İdare Etme Sempozyumu, 6-7 Temmuz, Bakü, Azerbaycan. 5.6. Harman, B.İ., Civelekoğlu, G., Yiğit, N.O., Kitis, M., Beyhan, M. (2006). "Arıtılmış Atıksuların Tarımsal Sulamada Yeniden Kullanımı" Globalleşme Prosesinde Su İhtiyatlarından İstifade ve İntegrasiyalı İdare Etme Sempozyumu, 6-7 Temmuz, Bakü, Azerbaycan. 5.7. Kaplan, Ş.Ş., Yiğit, N.O., Kitis, M. (2006). "İçme Suyu Arıtımında Halojenlenmiş Dezenfeksiyon Yan Ürünleri Oluşumu- Doğal Organik Madde Özelliklerinin Etkileri" Globalleşme Prosesinde Su İhtiyatlarından İstifade ve İntegrasiyalı İdare Etme Sempozyumu, 6-7 Temmuz, Bakü, Azerbaycan. 5.8. Civelekoglu G., Perendeci A., Yigit N.O., Kitis M. (2007) Modeling the aerobic bio-oxidation stage of an industrial wastewater treatment plant using ANFIS as a software sensor, International Conference on 'The Environment: Survival and Sustainability', February 19-24, Nicosia, Northern Cyprus. 5.9. Civelekoglu G., Yigit N.O., Cinar O., Kitis M. (2007) Simulation of an activated sludge treatment system using ASM and ANFIS models, International Conference on 'The Environment: Survival and Sustainability', February 19-24, Nicosia, Northern Cyprus 5.10. Yigit N.O., Civelekoglu G., Harman I., Koseoglu H., Kitis M. (2007) Effects of various backwash scenarios on membrane fouling in a membrane bioreactor, International Conference on 'The Environment: Survival and Sustainability', February 19-24, Nicosia, Northern Cyprus. 5.11. Yigit N.O., Civelekoglu G, Cinar O., Kitis M. (2007) Filterability of membrane bioreactor (MBR) sludge- Impacts of polyelectrolytes and mixing with conventional activated sludge, IWA Specialist Conference "Facing sludge diversities: challenges, risks, and opportunities", March 28-30, Antalya, Turkey. 5.12. Yigit N.O., Harman I., Civelekoglu G., Koseoglu H., Cicek N., Kitis M., (2007) Membrane Fouling in a Pilot-Scale Submerged Membrane Bioreactor 156 Operated under Various Conditions, The 4th IWA International Membranes Conference Membranes for Water and Wastewater Treatment featuring Membrane Technology, May 15-17,Harrogate, UK. 5.13. Civelekoglu G., Yigit N.O., Kitis M. (2007) Modeling the treatment performance of a submerged membrane bioreactor using artificial neural network, 233rd American Chemical Society National Meeting, March 25-29, Chicago, USA. 5.14. Yigit N.O., Uzal N., Koseoglu H., Harman I., Yukseler H., Yetis U., Civelekoglu G., Kitis M., (2007) Treatment of a Denim Producing Textile Industry Wastewater Using Pilot-Scale Membrane Bioreactor. Permea 2007. September 2-6 2007. Siofok-Hungary. 157