FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ MEMBRAN BİYOREAKTÖRÜ İLE …Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı...

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

i

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……………………………………………................. 24

2.1.8.MBR Sistemlerinin Kentsel Atıksu Arıtımındaki

Uygulamaları……………..…………………………………………….. 26

2.1.9.MBR Sistemlerinin Endüstriyel Atıksu 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

ii

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

iii

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

iv

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

v

ABSTRACT

Ph.D. Thesis

DOMESTIC WASTEWATER TREATMENT WITH MEMBRANE BIOREACTOR (MBR)


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.

vi

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

vii

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.


ISPARTA, 2007

viii

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………...……………………………………… 68

Şekil 4.6. MBR işletimi boyunca reaktör MLSS ve MLVSS

değerleri…………………………………………………………… 70

Şekil 4.7. MBR işletimi boyunca reaktörden alınan çamur numuneleri SVI

değerleri……………………………..…………………………….. 71

Şekil 4.8. MBR işletimi boyunca reaktör pH değerleri………...……………. 72

ix

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

değerleri……………………………….….……………………….. 74

Şekil 4.12. 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………….………………………………………………... 82

Şekil 4.18. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış BOİ5 değerleri…….. 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………….……...…………………………………............... 89

Şekil 4.27. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrat

değerleri…………….……………………………………………... 90

Şekil 4.28. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrit değerleri…..….. 91

x

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 (akı-

ortalama TMP ilişkileri) etkileri…………………………………... 116

Şekil 4.44. Filtrasyonun ve geri yıkama senaryolarının toplam membran

direncine etkileri…………………………………………………... 117

xi

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


üzerine filtrasyon süresinin etkileri (15 s sabit geri yıkama

süresinde)……………….………………………………………….

119


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)………………………...

135

xii

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)…………………………………………………….. 50

Çizelge 3.3. 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

xiii

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

xiv

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

xv

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

1

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

2

- 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.

3

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. Bahsedilen avantajlar ve özellikle

mikrofiltrasyon/ultrafiltrasyondan dolayı MBR’larda çıkış suyu 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, MBR arıtma veriminin işletim

4

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)

5

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

6

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.

7

• 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.

8

Çizelge 1.1. Tez kapsamı

Faz No

Bulgular ve Tartışma

Kısmında İlgili Başlık No

Amaç Kapsam

1 4.1.

Değişken karakterli evsel atıksuların pilot ölçek batık MBR sistemi kullanılarak arıtılabilirliğinin araştırılması. Farklı işletim şartlarının arıtma performansı üzerine etkilerinin belirlenmesi.

• 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, havalandırma debisi kontrolü, sıcaklık, elektriksel iletkenlik, akı ölçümü, TMP ölçümü, pH, ÇO, MLSS, MLVSS, SVI, HRT kontrolü, SRT kontrolü

• Arıtılabilirlik çalışmaları üç farklı işletim şartında gerçekleştirilmiştir. 1.) Normal değerdeki süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat), sonsuz SRT ve

HRT=10-11 saat 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.

2 4.2.

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.

• Beş farklı biyokütle (MLSS) konsantrasyonunda ve dört farklı havalandırma hızında kritik akı değerleri ve MBR sisteminin tıkanma durumlarını tespit etmek için akı-adım metodu ile testler yapılmıştır.

• Beş farklı biyokütle MLSS konsantrasyonları sırasıyla; 4500, 6600, 8600, 10100 ve 12600 mg/L’dir. Reaktör içeriğinin sıcaklığı 15-17 οC’ de sabit tutulmuştur.

• Uygulanan havalandırma hızları (UG)= 0,067-0,101-0,201 ve 0,250 m/s’dir. • Her bir biyokütle şartında ve her bir hava hızında tıkanma durumlarının ve kritik akının

tespit edilmesi için aşağıdaki parametreler ölçülmüş ve/veya hesaplanmıştır: TMPi, TMPf, ΔP0, dP/dt, K, TMPort, Rt, Rm, Rf, Kritik akı

Biyokütle karakteristiklerini belirlemek için MLSS, MLVSS, EPSC, EPSP, EPST, SMPC, SMPP, SMPT ve partikül boyut dağılımı parametreleri ölçülmüştür.

9

3 4.3.

Değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot-ölçek batık MBR sisteminde farklı geri yıkama şartları/ senaryolarının membran tıkanmalarına olan etkilerinin tayini ve optimum geri yıkama senaryosunun belirlenmesi.

• 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.

4 4.4.

Değişken karakterli evsel atıksuların arıtımını yapan pilot-ölçek batık MBR sisteminde oluşan çamurların susuzlaştırılabilirliğinin araştırılması.

• 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.

10

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

11

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

12

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.

13

MLSS geridönüşümü(denitrifikasyon için)

Metaleklenmesi(opsiyonel)

Atık Çamur

Membranekipmanı

AtıksuGiriş Arıtılmış

Çıkış

Aerobik bölüm(havalandırma)

Anoksik bölüm

Izgara

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

14

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:

AQJ P

t = (2.1.)

Jt= t zamanındaki anlık süzüntü suyu akısı (L/m2-saat; LMH)

QP= t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat)

A= toplam membran yüzey alanı (m2).

Spesifik akı (permeabilite, K): Transmembran basıncına göre normalize edilmiş

süzüntü suyu akısı:

TMPJJ t

tm = (2.2.)

Jtm= t zamanındaki spesifik akı (LMH/psi; psi=libre/inch2)

Jt= t zamanındaki süzüntü suyu akısı (LMH)

TMP= transmembran basıncı (psi).

Ortalama transmembran basıncı aşağıdaki bağıntı ile hesaplanır:

15

Poi P

2)P (PTMP −

+= (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):

AeQ

C)(20J20)-(T0.0239

ptm

•−•=° (2.4.)

Jtm= t zamanındaki anlık spesifik akı (L/m2-saat)

QP= t zamanındaki süzüntü suyu debisi (L/saat)

T= sıcaklık (°C)

A= toplam membran yüzey alanı (m2).

Sistem su geri kazanımı (system recovery): giriş suyu debisine göre geri kazanılan

temiz su (süzüntü suyu) debisinin yüzdesi sistem su geri kazanımı olarak ifade edilir:

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡=

f

P

QQ x 100 Kazanimi GeriSu % (2.5.)

Qp= süzüntü suyu debisi (L/saat)

Qf= giriş suyu debisi (L/saat).

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

16

(sıvı/biyokütle ayrımının biyoreaktör içinde batık membranlar ile gerçekleştiği)

olmak üzere 2 ana konfigürasyondadır (Şekil 2.5).

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.

Harici MBR

Dahili (entegre) MBR

Biyoreaktör Pompa Süzüntü

Çapraz

akışlı

membran

Süzüntü

Vakum

Batık membranlı biyoreaktör filtrasyonu

17

Çizelge 2.1. Dahili ve harici MBR’ların karşılaştırılması

Dahili/Entegre MBR Harici MBR Yüksek havalandırma masrafı Düşük havalandırma masrafı Düşük pompaj masrafı Yüksek pompaj masrafı Düşük akı (büyük alan gereksinimi) Yüksek akı (küçük alan gereksinimi) Daha nadir temizleme ihtiyacı Daha sık temizleme ihtiyacı Düşük işletme maliyeti Yüksek işletme maliyeti Yüksek ilk yatırım maliyeti Düşük ilk yatırım maliyeti

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

18

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

Proses konfigürasyonu Dahili (batık) Dahili (batık) Dahili (batık) Harici

Ortalama hava hızı (m/s) 0,05 0,03 0,1 ---

Ortalama sıvı hızı (m/s) 0,5* --- --- 1-3

Transmembran basıncı (bar) 0,05-0,15 0,1-0,5 0,1-0,5 2-5

Akı (LMH) 15-35 20-50 40-70 70-130 Permeabilite (LMH/bar) 250-500 100-200 150-400 25-35

*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

19

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.

20

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

21

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.

22

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

23

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.

24

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 Tipik Değerler Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOI5) < 2,0 mg/L Toplam askıda katı madde (AKM) < 2,0 mg/L NH3-N < 1,0 mg/L (nitrifiye eden tesislerde)

Toplam fosfor (TP) < 0,1 mg/L (biyolojik olarak ya da kimyasal olarak alum katkısıyla)

Toplam azot (TN) < 10 mg/L (orta sıcaklıktaki iklimlerde) Toplam azot (TN) < 3,0 mg/L (sıcak iklimlerde) Silt yoğunluk indeksi (SDI) < 3,0 Bulanıklık < 0,5 NTU Mikrobiyolojik: Bakteriler 5–6 log giderim

Virüsler 1–2 log giderim

Protozoalar (Cryptosporidium ve Giardia) Tam giderim

25

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)

Giderim Yüzdesi

BAF: Aşağı akışlı Aşağı akışlı Yukarı akımlı

1,5 (KOİ) 7,5 4

1,3 - -

93 75 >93

TF: Düşük hızlı Orta hızlı Yüksek hızlı

0,08–0,40 0,24–0,48 0,48–0,96

- - -

80–90 50–70 65–85

ASP: Kademeli kesikli Konvansiyonel Tam karışımlı Yüksek hızlı havalandırmalı

0,08–0,24 0,32–0,64 0,80–1,92 1,6–16

12–50 4–8 3–5 2–4

85–95 85–95 85–95 75–90

MBR: Batık: Düz tabakalı (Kubota) Gözenekli fiber (Tech Sep) Düz tabakalı Gözenekli fiber

0,39–0,70 0,03–0,06 0,005–0,110 1,5 (KOİ) 0,18 0,45–1,50 (KOİ)

7,6 1 8 0,5 24–95 8

99 98–99 98 87–95 - 88–95

BAF: Biyolojik havalandırmalı filtre; TF: Damlatmalı filtre; ASP: Aktif çamur prosesi.

26

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 filtre 0,63–1,06

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

27

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

28

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 yağ-

gres 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

29

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.

30

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; Le-

Clech vd., 2003a). Genel olarak proses performansı ana kirleticilerin giderimi ve

enerji talebi ile belirlenir. Tıkanma, membranın hidrolik performansını (permeabilite)

düşürerek enerji masraflarını direk olarak etkiler. Ana kirleticilerin gideriminde ise

fazla etkisi yoktur.

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

31

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).

Şekil 2.6. MBR’larda tıkanmayı etkileyen faktörler (Judd, 2001; Chang vd., 2002)

Membran Biyokütle İşletme Şartları

Tıkanmayı Etkileyen Faktörler

Konfigürasyo

Materyal

Hidrofobisite

Porozite

Por büyüklüğü

MLSS

EPS

Flok yapısı

Çözünmüş

maddeler

Flok büyüklüğü

Konfigürasyo

Çapraz akış

h

Havalandırma

HRT/SRT

TMP

32

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

33

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

34

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 10-

20 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

35

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

36

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).

37

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.

38

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

39

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.

40

Şekil 3.1. MBR ünitesinin basit akım şeması

Şekil 3.2. MBR ünitesinin fotoğrafı

41

Şekil 3.3. Atıksu arıtımına başlanmadan önce MBR sisteminin proses tankı ve membran modülü

Şekil 3.4. MBR sistemine atıksu sağlanan rogar

42

Şekil 3.5. Rogardan atıksu taşıyan izolasyonlu iletim hattı

Şekil 3.6. Atıksu dengeleme/besleme tankı (1000 L, polietilen)

43

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)

44

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 0C’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).

45

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 0C’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).

46

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 οC’lik inkübatörde 24 saatlik


Toplam koliform: Membran filtrasyon tekniğine göre, toplam koliform için

belirtilen hazır besiyerleri üzerine ekim yapılarak 37 οC’lik inkübatörde 24 saatlik


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.

47

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

48

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 2. Aşama 3. Aşama

Özellik

• Normal değerdeki

süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat) • Sonsuz SRT

• Normal değerdeki

süzüntü suyu akısı ile işletim (25 L/m2-saat)

• SRT=20 gün

• Yüksek süzüntü suyu akısı ile

işletim (39 L/m2-saat)

• SRT=20 gün

Amaç

Sonsuz SRT durumunun

biyolojik arıtma performansına ve

filtrasyon akılarına (membran tıkanma

durumuna) olan etkilerinin tayin

edilmesi.

MBR’larda uygulanan tipik 20

gün SRT durumunun

biyolojik arıtma performansına ve

filtrasyon akılarına olan etkilerinin tayin edilmesi.

Yüksek akı ve nispeten daha düşük

HRT şartlarının biyolojik arıtma ve filtrasyon (özellikle

membran tıkanması)

performanslarına olan etkilerinin tayin edilmesi.

İşletim süresi (gün) 125 57 51

Akıa (L/m2-saat) 25–23 25–23 39–36

Uygulanan işletim modu

• 9 dakika 45 saniye süzüntü suyu üretimi (arıtma) • 15 saniye geri yıkama

Geri yıkama debisi (ml/dk) 750 750 1100

Geri yıkama akısı (L/m2-

saat) 50 50 73

SRT (gün) Sonsuz 20 20 HRTb (saat) 10–11 10–11 7–7,5

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

49

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:

Anlık akı,

Net akı,

20 οC’ye göre düzeltilmiş anlık akı,

Sistemin permeabilitesi (K),

Sistemde atıksuyun hidrolik bekleme süresi (HRT),

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.

F/M oranı

VMLSSQBOİ

MF GG

•

•= 5/ (kg BOİ5/kg MLSS-gün) (3.1)

OYH: Organik yükleme hızı

V

QBOİOYH GG

•= 5 (kg BOİ5/m3-gün) (3.2)

U: Spesifik substrat giderim hızı

HRTMLVSS

BOİBOİU ÇG

•

−=

)( 55 (mg giderilen BOİ5/mg MLVSS-gün) (3.3)

50

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

Sıcaklık 7 gün/hafta pH 7 gün/hafta 7 gün/hafta 7 gün/hafta ÇO 7 gün/hafta İletkenlik 7 gün/hafta 7 gün/hafta 7 gün/hafta Qp, Qg, Qç 7 gün/hafta 7 gün/hafta 7 gün/hafta TMP 7 gün/hafta KOİ 5 gün/hafta 7 gün/hafta BOİ5 1 gün/hafta 1 gün/hafta ÇOK 1 gün/hafta 1 gün/hafta AKM 5 gün/hafta 5 gün/hafta Bulanıklık 5 gün/hafta 5 gün/hafta TKM 2 gün/hafta 2 gün/hafta MLSS 3 gün/hafta MLVSS 3 gün/hafta SSV 3 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 2 gün/hafta 2 gün/hafta TP 1 gün/hafta 1 gün/hafta Toplam organizma 1 gün/hafta 1 gün/hafta

Toplam koliform 1 gün/hafta 1 gün/hafta

Fekal koliform 1 gün/hafta 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

51

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: 1−−=Δ nf

ni TMPTMPPo (3.4.)

TMP artış hızı: ni

nf

ni

nf

ttTMPTMP

dtdP

−−

= (3.5.)

Ortalama TMP: 2

ni

nf

ave

TMPTMPP

+= (3.6.)

Permeabilite: nave

nn P

JK = (3.7.)

Seri direnç modeli: )( fmt RR

TMPR

TMPJ+

==μμ

(3.8.)

Havalandırma hızı: lumen

havaG A

QU = (3.9.)

Kademe akısı: membran

permeyt

AQ

J = (3.10.)

52

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.

53

Çizelge 3.3. Membran tıkanma durumunun belirlenmesi için deneysel yaklaşım

Deney Aşama No Amaç

İşletim Akıları

(L/m2-saat)

Havalandırma Hızı

UG (m/s)

Biyokütle Üzerinde Yapılan

Analizler

Tıkanma Durumunun Belirlenmesi

ile İlgili Parametreler

1. Aşama (MLSS=4600

mg/L)


mg/L)


mg/L)


mg/L)


mg/L)

Her aşamada her bir akı değerinde tıkanma

değerlerini belirlemek

Her aşamada kritik akı değerini

belirlemek Optimum hava

hızını belirlemek

Artan MLSS konsantrasyonunda tıkanma durumlarını belirlemek

5 10 15 20 25 30 35 40 45 50

0,067 0,101 0,201 0,250

EPS MLSS MLVSS Partikül

boyut dağılımı

TMPi TMPf ΔP0 dP/dt K TMPort Rt Rm Rf Kritik akı

3.5. 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

54

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

(dakika:saniye)

Geri yıkama süresi

(dakika:saniye)

S1 Sürekli (60:00)1 - S2 59:45 00:15 S3 29:45 00:15 S4 09:55 00:05 S5 09:45 00:15 S6 09:40 00:20 S7 04:45 00:15 1 Uygulanan akı-adım metodunda her adım süresi 60 dakikadır.

55

Çizelge 3.5. Geri yıkama senaryoları testlerinin deneysel yaklaşımı

Senaryo No Amaç İşletme Şartları

İşletim Akıları

(L/m2-saat)

Tıkanma Durumunun

Belirlenmesi ile İlgili

Parametreler

S1

S2

S3

S4

S5

S6

S7

• 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.

• Her bir senaryo işletiminden önce MBR sistemi 20 L/m2-saat akıda 12 saat aşağıdaki şartlarda işletilmiştir.

MLSS=6600-6800 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.

56

Şekil 3.8. Buchner Hunisi deney düzeneği

t zamanlarına karşılık elde edilen süzüntü hacmi (V) dataları ile VVt− grafiği

çizilmiştir (Şekil 3.9) ve daha sonra aşağıdaki “Parabolik Filtrasyon Denklemi” ile

değerlendirilmiştir.

PAR

VPA

cVt m

Δ+

Δ⟩⟨

=μαμ

22 (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:

abVVt

+= (3.12)

57

PAR

a m

Δ=μ

(3.13)

PAcbΔ⟩⟨

= 22αμ (3.14)

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:

CPbA

μα Δ

=⟩⟨22 (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.

58

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

59

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

Amaçlar Kullanılan çamurlar

Kullanılan filtre tipi

Kullanılan polimer tipi ve

dozajları

1. Aşama 3500 mg/L

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 Çamuru

• Isparta Çamuru

• Karışık Çamur I

• Karışık Çamur II

• Whatman 40 (8 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)

2. Aşama 7600 mg/L





Artan MLSS konsantrasyonu ile susuzlaştırılabilirlik durumunun nasıl etkilendiğini belirlemek

• MBR Çamuru

• Isparta Çamuru


• Karışık Çamur




• ZETAG 7635 (Katyonik Polimer)




• (2,50, 3,75, 6,25, 10,50, 12,50 mg/g KM)

3. Aşama 12600 mg/L





Artan MLSS konsantrasyonu ile Susuzlaştırılabilirlik durumunun nasıl etkilendiğini belirlemek

• MBR Çamuru

• Isparta Çamuru


• Karışık Çamur II




• ZETAG 7635 (Katyonik Polimer)




• (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

60

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.

61

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

62

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.

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

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 23/8

Gün (2005)

Akı

(L/m

2 -saa

t)

Anlık

Net

Anlık @ 20 C

Çamur atılmadı SRT=20 gün

Akı=23-25 LMH Akı=36-39 LMH

Şekil 4.1. MBR işletimi boyunca elde edilen akılar

63

JNet = )t(tA)t(Q)t(Q

GP

gGPP

+•

•−• (4.1)

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

64

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.

65

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

550

600

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 23/8

Gün (2005)

TMP

(mba

r)



Kimyasal geri yıkamaMaksimum izin verilebilen TMP

Şekil 4.2. MBR işletimi boyunca transmembran basınçları ve uygulanan kimyasal geri yıkama

0

5

10

15

20

25

30

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 23/8

Gün (2005)

MB

R S

u Sı

caklığı (

o C)



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

66

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.

67

0

100

200

300

400

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 23/8

Gün (2005)

Perm

eabi

lite

(L/m

2 -saa

t-bar

)



Kimyasal geri yıkama

Su sıcaklığı artışı

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

68

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.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

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 23/8

Gün (2005)

MB

R Ç

özün

müş

Oks

ijen

Kon

. (m

g/L)



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

69

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

70

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.

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

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 23/8

Gün (2005)

MB

R M

LSS

ve M

LVSS

(mg/

L)

MLSS

MLVSS



Çamur atılmaya başlanmasından dolayı MLSS değerlerinde düşüş

Şekil 4.6. MBR işletimi boyunca reaktör MLSS ve MLVSS değerleri

71

0

50

100

150

200

250

300

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 23/8

Gün (2005)

SVI (

ml/g

)



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.

72

0

2

4

6

8

10

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 23/8

Gün (2005)

MB

R p

H



Şekil 4.8. MBR işletimi boyunca reaktör pH değerleri

0

2

4

6

8

10

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

pH

GirişÇıkış



Şekil 4.9. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış (permeyt) pH değerleri

73

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.

74

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

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 23/8

Gün (2005)

MB

R E

lekt

rikse

l İle

tken

lik (M

ikro

S/cm

)



Ham atıksudaki iletkenlik artışları

Şekil 4.10. MBR işletimi boyunca reaktör elektriksel iletkenlik değerleri

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

9000

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Elek

trik

sel İ

letk

enlik

(mik

roS/

cm)

GirişÇıkış



Şekil 4.11. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış elektriksel iletkenlik değerleri

75

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 MLSS-

gün 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 MLSS-

gün 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.

76

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

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 23/8

Gün (2005)

F/M

(kg

BOİ5

/kg

MLS

S-gü

n)



MLSS'deki azalmadan dolayı F/M oranında artış

Şekil 4.12. MBR işletimi boyunca reaktördeki F/M oranı değerleri

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

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 23/8

Gün (2005)

Org

anik

Yük

lem

e Hızı (

kg B

Oİ 5/

m3 -g

ün)



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

77

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

aşamada U değeri artış göstermiştir.

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

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 23/8

Gün (2005)

Spes

ifik

Subs

trat

Gid

erim

Hızı (

U) (

mg

gide

rilen

BOİ 5

/mg

MLS

S-gü

n)



Çamur atılmaya başlanmasından dolayı MLSS değerlerinde düşüş ve U değerlerinde artış

Artan akıdan dolayı hidrolik bekleme süresinde azalma ve U değerlerinde artış

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/m2-

saat 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

78

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.

79

0

2

4

6

8

10

12

14

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 23/8

Gün (2005)

HR

T (h

)



Artan akıdan dolayı HRT azalması

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.

80

Çizelge 4.1. Tüm işletim boyunca giriş atıksuyu analiz sonuçları

Parametre Maksimum Minimum Ortalama Standart Sapma

BOİ5 (mg/L) 380 95 205 77 KOİ (mg/L) 695 105 316 116 pH 8,3 6,9 7,9 0,2 NH3-N (mg/L) 44 7,3 24 8,7 NO3-N (mg/L) 37,5 5,5 14,5 4,9 NO2-N (mg/L) 1,6 0,1 0,7 0,3 TKN (mg/L) 52,0 18,5 34,0 9,7 TN (mg/L) 70,3 28,8 49,3 10,8 AKM (mg/L) 276 52 109 35 Bulanıklık (NTU) 213 40 90 29 İletkenlik (µs/cm) 8300 642 1454 1141 Sıcaklıka (°C) 25,5 6,6 18,9 4,2 Toplam organizma (cfu/100 mL) 6,00x1010 8,00x108 1,67x1010 1,62x1010

Toplam koliform (cfu/100 mL) 2,00x1010 6,00x107 5,44x109 5,53x109

Fekal koliform (cfu/100 mL) 3,00x109 1,00x107 5,81x108 8,54x108

a Proses tankındaki sıcaklık.

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,

81

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.

0.1

1

10

100

1000

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

AK

M (m

g/L)

GirişÇıkış



Şekil 4.16. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış askıda katı madde değerleri

82

0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

2000

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Topl

am K

atı M

adde

(mg/

L)

GirişÇıkış



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

83

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.

0.1

1

10

100

1000

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

BOİ 5

(mg/

L)

GirişÇıkış



Şekil 4.18. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış BOİ5 değerleri

84

0

20

40

60

80

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

BOİ 5

Gid

erim

Ver

imi (

%)

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

0.35

F/M

(kg

BOİ 5/

kg M

LSS-

gün)

BOİ5 Giderimi

F/M

SRT=20 günÇamur atılmadı


MLSS'deki azalmadan dolayı F/M oranında artış

Şekil 4.19. MBR işletimi boyunca F/M oranı ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi

0

20

40

60

80

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

BOİ 5

Gid

erim

Ver

imi (

%)

0.0

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

0.9

1.0

OYH

(kg

BOİ 5/

m3 -g

ün)

BOİ5 GiderimiOYH



Şekil 4.20. MBR işletimi boyunca OYH ile BOİ5 giderim verimi ilişkisi

85

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.

86

1

10

100

1000

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Topl

am K

Oİ (

mg/

L)

GirişÇıkış



Şekil 4.21. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış KOİ değerleri

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

KOİ G

ider

im V

erim

i (%

)

0

2

4

6

8

10

12

14

HR

T (s

aat)

KOİ giderimi

HRT



HRT değerindeki azalmadan dolayı KOİ giderimindeki düşüş

Şekil 4.22. MBR işletimi boyunca HRT ile KOİ giderim verimi ilişkisi

87

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.

88

0.1

1

10

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

NH

3-N

(mg/

L)

GirişÇıkış



HRT'nin 7 saate düşmesinden dolayı çıkış NH3

konsantrasyonunda artış

Şekil 4.23. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış amonyak değerleri

0

20

40

60

80

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

NH

3-N

Gid

erim

i Ver

imi(%

)

0

5

10

15

20

25

30

Sıca

klık

(0 C)

NH3-N Giderimi

Sıcaklık



Şekil 4.24. MBR işletimi boyunca sıcaklık ile amonyak giderim verimi ilişkisi

89

0

20

40

60

80

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

NH

3-N

Gid

erim

Ver

imi (

%)

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

5000

Elek

trik

sel İ

letk

enlik

(Mik

roS/

cm)

NH3-N GiderimiElektriksel İletkenlik



Şekil 4.25. MBR işletimi boyunca elektriksel iletkenlik ile amonyak giderim verimi ilişkisi

0

20

40

60

80

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

NH

3-N

Gid

erim

Ver

imi (

%)

0

2

4

6

8

10

12

14

HR

T (s

aat)

NH3-N Giderimi

HRT



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

90

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.

1

10

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

NO

3-N

(mg/

L)

GirişÇıkış



Şekil 4.27. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış nitrat değerleri

91

0.1

1

10

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

NO

2-N

(mg/

L)

GirişÇıkış



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) etkilenmemiştir. MBR sisteminin işletimi aşamasında

denitrifikasyon prosesinin uygulanmamasından dolayı giriş ve 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

92

faaliyetleri ve büyümesi için azot gerekmektedir, 2) reaktör tabanında oluşabilecek

anoksik bölgelerde denitrifikasyon kısmen meydana gelmiş olabilir.

0.1

1

10

100

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Topl

am K

jeld

ahl A

zotu

(mg/

L)

GirişÇıkış



Şekil 4.29. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam kjeldahl azotu değerleri

1.0

10.0

100.0

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Topl

am A

zot (

mg/

L)

GirişÇıkış



Şekil 4.30. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam azot değerleri

93

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.

0

5

10

15

20

7.3 22.3 6.4 21.4 6.5 21.5 5.6 20.6 5.7 20.7 4.8 19.8

Gün(2005)

Topl

am F

osof

or (m

g/L)

GirişÇıkış



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

94

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.

0.01

0.10

1.00

10.00

100.00

1000.00

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Bul

anık

lık (N

TU)

GirişÇıkış



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

95

sulanacak vejetasyona göre klorlama gibi bir dezenfeksiyon işlemi ekstra bir önlem

olarak gerekebilir.

1.E+00

1.E+01

1.E+02

1.E+03

1.E+04

1.E+05

1.E+06

1.E+07

1.E+08

1.E+09

1.E+10

1.E+11

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Topl

am K

olifo

rm (c

fu/1

00 m

l)

GirişÇıkış



Şekil 4.33. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış toplam koliform değerleri

1.E+00

1.E+01

1.E+02

1.E+03

1.E+04

1.E+05

1.E+06

1.E+07

1.E+08

1.E+09

1.E+10

1.E+11

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Feka

l Kol

iform

(cfu

/100

ml)

GirişÇıkış



Şekil 4.34. MBR işletimi boyunca reaktör giriş ve çıkış fekal koliform değerleri

96

1.E+00

1.E+01

1.E+02

1.E+03

1.E+04

1.E+05

1.E+06

1.E+07

1.E+08

1.E+09

1.E+10

1.E+11

7/3 22/3 6/4 21/4 6/5 21/5 5/6 20/6 5/7 20/7 4/8 19/8

Gün (2005)

Topl

am O

rgan

izm

a (c

fu/1

00 m

l)

GirişÇıkış



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.

97

Çizelge 4.2. MBR sisteminin işletimi süresince elde edilen çıkış suyu kalite değerleri

Çalışmada elde edilen sonuçlar

Parametre Mak.-Min. Ortalama

Ortalama Giderilen

(%)

MBR’lar için tipik değerler Referans

Biyokimyasal oksijen ihtiyacı (BOİ5) (mg/L)

6-1 1,5 99 <2,0 mg/L Adham vd.,

2001 Kimyasal oksijen İhtiyacı (KOİ) (mg/L)

60-5 9,5 99 <10 mg/L Cicek vd.,

1998 Toplam askıda katı madde (AKM) (mg/L)

1,3-0,3 0,5 99,99 <1,0 mg/L Adham vd.,

2001

NH3-N (mg/L) 10,5-0,1 1,0 97-99

<1,0 mg/L (nitrifiye eden

tesislerde)

Cicek vd., 1998

TKN (mg/L) 3,6-0,1 1,7 95 --

Toplam azot (TN) (mg/L)* 48-18 34 29

<10 mg/L (orta sıcaklıktaki

iklimlerde ve denitrifiye eden

tesislerde)

Adham vd., 2001

Toplam fosfor (TP) (mg/L)* 5,0-0,6 3,4 29

<0,1 mg/L (biyolojik ya da kimyasal olarak alum katkısıyla)

Adham vd., 2001

Bulanıklık (NTU) 0,41-0,02 0,08 99,99 <0,5 NTU Adham vd.,

2001

Toplam Koliform (cfu/100 mL) 840-40 168 >6 Log 5-6 Log giderim Adham vd.,

2001

Fekal Koliform (cfu/100 mL) 140-2 19 >6 Log 5-6 Log giderim 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

98

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.

99

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).

100

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

101

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

102

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

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

103

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), MLSS-

SMPT (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 MLSS (mg/L) 4600 6600 8600 10100 12600 MLVSS (mg/L) 4200 6000 7700 8900 10950 MLVSS/MLSS 0,91 0,91 0,89 0,88 0,87 EPSp

1 (mg/g VSS) 18,0 19,4 20,1 21,3 21,8 EPSc

2 (mg/g VSS) 31,6 34,8 38,1 40,5 43,6 EPST

3 (mg/g VSS) 49,6 54,2 58,2 61,8 65,4 SMPp

1 (mg/g VSS) 0,2 0,2 0,2 0,3 0,5 SMPc

2 (mg/g VSS) 3,2 3,3 3,4 3,4 3,6 SMPT

3 (mg/g VSS) 3,4 3,5 3,6 3,7 4,1 Ortalama Partikül boyutu (µm) 37,8 28,4 29,6 NA4 26,7

1 Protein fraksiyonu. 2 Karbonhidrat fraksiyonu. 3 Protein ve karbonhidrat fraksiyonlarının toplamı. 4 Ölçülmedi. Çizelgedeki değerler 3 ölçümün ortalamasıdır.

104

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.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0,01 0,10 1,00 10,00 100,00 1000,00 10000,00

Partikül boyutu (μm)

Hac

im (%

)

MLSS=4600 mg/L

MLSS=6600 mg/L

MLSS=8600 mg/L

MLSS=12600 mg/L

Şekil 4.36. Partikül boyutu dağılımına MLSS konsantrasyonlarının etkisi

105

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.

R2 = 0,82

0

5

10

15

20

25

30

35

25 27 29 31 33 35 37 39 41 43 45

EPSC (mg/g VSS)

Krit

ik a

kı (L

/m2 -s

aat)

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

106

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.

107

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

55

0 100 200 300 400 500 600

Port (mbar)

Akı

(L/m

2 -saa

t)0,067 m/s

0,101 m/s

0,201 m/s

0,250 m/s

Şekil 4.38. Membran basıncı (ortalama TMP cinsinden) ve akı ilişkilerine havalandırma hızının etkisi (MLSS: 4600 mg/L)

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

0,067 0,101 0,201 0,250UG (m/s)

Krit

ik a

kı (L

/m2 -s

aat)

4600 mg/L MLSS 6600 mg/L MLSS8600 mg/L MLSS 10100 mg/L MLSS12600 mg/L MLSS

Şekil 4.39. Kritik akıya MLSS konsantrasyonlarının ve havalandırma hızlarının etkisi

108

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.

5101520253035404550

1260010100

86006600

4600

0123456789

10

MLSS (mg/L)

Akı (L/m2-saat)

dP/dt (mbar/dakika)

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

109

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.

R2 = 0,91

0

20

40

60

80

100

120

140

4000 5000 6000 7000 8000 9000 10000 11000 12000 13000 14000

MLSS (mg/L)

K (L

/m2 -s

aat-b

ar)

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

110

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.,

111

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.

112

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.

113

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

No

Filtrasyon süresi

(dakika:saniye)

Geri yıkama süresi

(dakika:saniye)

Günlük permeyt net hacminin/

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. 2 20 L/m2-saat’lik akıda ölçüm. Çizelgede verilen değerler iki kez yapılan akı ölçümlerinin ortalamasıdır.

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

114

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.

115

0

1

2

3

4

5

5 10 15 20 25 30 35 40

Akı (L/m2-saat)

dP/d

t (m

bar/d

akik

a)S1 sürekli filtrasyonS2 59:45 - 00:15S3 24:45 - 00:15S4 09:55 - 00:05S5 09:45 - 00:15S6 09:40 - 00:20S7 04:45 - 00:15

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.

116

0

10

20

30

40

50

0 200 400 600 800 1000

Port (mbar)

Akı

(L/m

2 -saa

t)

S1 sürekli filtrasyon

S2 59:45 - 00:15

S3 24:45 - 00:15

S4 09:55 - 00:05

S5 09:45 - 00:15

S6 09:40 - 00:20

S7 04:45 - 00:15

Temiz membran-çeşmesuyu

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 m-

1). 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

117

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.

9,0E+09

2,0E+12

4,0E+12

6,0E+12

8,0E+12

1,0E+13

0 5 10 15 20 25 30 35 40

Akı (L/m2-saat)

Rt (

m-1

)

S1 süreklifiltrasyon

S2 59:45 - 00:15

S3 24:45 - 00:15

S4 09:55 - 00:05

S5 09:45 - 00:15

S6 09:40 - 00:20

S7 04:45 - 00:15

Rm (temizmembran)

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 m-

1’den 5.11x1012 m-1 olmuştur. Diğer taraftan, sabit geri yıkama sürelerindeki (15

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

118

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.

5,0E+12

5,1E+12

5,2E+12

5,3E+12

5,4E+12

5,5E+12

5,6E+12

0 5 10 15 20 25

Geri yıkama süresi (s)

Ort

alam

a R

t (m

-1)

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)

119

59,45

24,45

9,45

4,45

4,8E+12

5,0E+12

5,2E+12

5,4E+12

5,6E+12

5,8E+12

6,0E+12

6,2E+12

6,4E+12

6,6E+12

0 10 20 30 40 50 60 70

Filtrasyon süresi (dakika,saniye)

Ort

alam

a R

t (m

-1)

Şekil 4.46. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine filtrasyon süresinin etkileri (15 s sabit geri yıkama süresinde)

R2 = 0,9607

4,8E+12

5,0E+12

5,2E+12

5,4E+12

5,6E+12

5,8E+12

6,0E+12

6,2E+12

6,4E+12

6,6E+12

0 50 100 150 200 250 300

Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı (s/s)

Ort

alam

a R

t (m

-1)

Şekil 4.47. Kademeli akı testleri süresince ortalama toplam membran direnci üzerine filtrasyon/geri yıkama süresi (saniye/saniye)oranının etkileri

120

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/m2-

saat) 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

121

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

122

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) karıştırılmış MBR çamurunun (karışık çamur)

susuzlaştırılabilirliğinin araştırılmasıdır. Çalışma kapsamında ayrıca değişik

polimerlerin tip ve dozlarının, ÖFD ölçümlerindeki filtre tipinin ve çamur

123

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 KAS 4860 A

Karışım I1 4280 MBR 7600 KAS 2800

Karışım I 5580 B

Karışım II2 7300 MBR 12600 KAS 3400

Karışım I 8100 C

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.

124

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.

125

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.

126

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

Filtre Keki Katı

maddesi (KM) (%)

W#40 1,97x1015 NA3 13,0 Yok2

W#42 9,96x1014 NA 12,8 W#40 3,49x1013 6,25 15,5

3500 ZT W#42 8,25x1014 3,75 20,4

W#40 4,44x1015 NA 14,5 W#41 2,11x1015 NA 13,7 Yok W#42 2,52x1015 NA 17,4 W#40 1,55x1014 6,25 16,0 W#41 1,67x1014 6,25 16,3 ZT W#42 5,20x1014 6,25 24,0

FL W#40 4,82x1013 10,50 23,8 AN W#40 2,81x1015 3,75 14,0

7600

NI W#40 1,01x1015 10,50 15,0 W#40 1,03x1016 NA 15,4 W#41 2,11x1015 NA 13,7 Yok W#42 2,52x1015 NA 17,4 W#40 1,89x1014 6,25 21,8 W#41 6,54x1013 10,50 22,9 ZT W#42 4,42x1014 10,50 22,8

FL W#40 5,92x1013 6,25 21,2 AN W#40 2,81x1015 3,75 16,2

MBR

12600

NI W#40 1,26x1015 12,50 18,2 Yok W#40 1,77x1017 NA 12,2 4860 ZT W#40 3,32x1014 10,50 15,4 Yok W#40 2,28x1017 NA 11,4 ZT W#40 5,02x1014 12,50 16,2 2800 NI W#40 2,00x1016 6,25 12,0

Yok W#40 5,31x1016 NA 13,5 ZT W#40 2,09x1014 10,50 19,4

KAS

3400 NI W#40 4,02x1016 3,75 NM4

Yok W#40 9,26x1015 NA 13,2 4280 ZT W#40 1,46x1014 6,25 15,5 Yok W#40 9,61x1015 NA 13,5 ZT W#40 2,26x1014 12,50 21,4 5580 NI W#40 3,46x1015 3,75 NM

Yok W#40 6,44x1015 NA 15,0 ZT W#40 2,22x1014 12,50 20,6

Karışım I

8100 NI W#40 3,56x1015 6,25 17,4

Yok W#40 1,83x1015 NA 14,2 ZT W#40 1,36x1014 10,50 20,8 7300 NI W#40 >1,83x1015 NA NM

Yok W#40 2,94x1015 NA 15,8 ZT W#40 1,57x1014 10,50 21,6

Karışım II

10600 NI W#40 1,95x1015 10,50 21,0

1 Minimum ÖFD değerine göre belirlenmiştir. 2 Polimer eklemesi yok. 3 Uygulanmadı. 4 Ölçülmedi.

Buchner hunisi yöntemiyle MBR çamurunun susuzlaştırılmasına filtre kağıdının

etkisini belirlemek amacıyla 3 farklı filtre kağıdı kullanılarak ÖFD testleri

127

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+12

1,0E+13

1,0E+14

1,0E+15

1,0E+16

1,0E+17

Whatman #40 Whatman #41 Whatman #42

Filtre Tipi

ÖFD

(m/K

g)

3500 mg/L MLSS

7600 mg/L MLSS

12600 mg/L MLSS

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

128

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+12

1,E+13

1,E+14

1,E+15

1,E+16

1,E+17

0 2 4 6 8 10 12 14Polimer Dozu (mg/g KM)

ÖFD

(m/k

g)

Whatman #40 Whatman #41Whatman #42

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)

129

1,E+12

1,E+13

1,E+14

1,E+15

1,E+16

1,E+17

0 2 4 6 8 10 12 14Polimer Dozu (mg/g KM)

ÖFD

(m/k

g)Whatman #40Whatman #41Whatman #42

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).

130

Çizelge 4.7. MBR çamuru özellikleri Çamur Deney No 1 2 3 MLSS (mg/L) 3500 7600 12600 MLVSS (mg/L) 3200 6600 10950 MLVSS/MLSS 0,91 0,87 0,87 EPSp (mg/g VSS) 16,20 19,94 21,80 EPSc(mg/g VSS) 25,04 35,84 43,60 EPST

1 (mg/g VSS) 41,24 55,88 65,40 SMPp (mg/g VSS) 0,17 0,21 0,54 SMPc (mg/g VSS) 2,87 3,39 3,57 SMPT

2 (mg/g VSS) 3,04 3,60 4,11 Ortalama Partikül boyutu (µm) 37,8 28,4 26,6 ÖFD2 (m/kg) 1,97x1015 4,44x1015 1,03x1016

1 Karbonhidrat ve protein fraksiyonlarının toplamı. 2 Whatman #40 filtre kağıdı ile elde edilmiştir. Çizelgedeki değerler üç ölçümün ortalamasıdır.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0,01 0,10 1,00 10,00 100,00 1000,00 10000,00

Partikül boyutu (μm)

Hac

im (%

)

MLSS=3500 mg/L

MLSS=7600 mg/L

MLSS=12600 mg/L

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

131

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 yansıtan en önemli parametre olduğunu

belirtmişlerdir. Mikkelsen ve Keiding (2002) çamurdaki yüksek EPS

konsantrasyonunun, çamurun dispersiyon derecesinin düşük olmasına ve ÖFD

132

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.

133

Ayrıca KAS ve MBR çamurları için elde edilen sonuçlar MLSS’in çamur

susuzlaştırılabilirliğini tahmin etmede tek başına yeterli olmadığını göstermektedir.

1,E+12

1,E+13

1,E+14

1,E+15

1,E+16

1,E+17

1,E+18

0 2 4 6 8 10 12 14

Polimer Dozu (mg/g KM)

ÖFD

(m/k

g)

MBR ÇamuruKASKarışım IKarışım II

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

134

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.

135

1,E+12

1,E+13

1,E+14

1,E+15

1,E+16

1,E+17

1,E+18

0 2 4 6 8 10 12 14

Polimer Dozu (mg/g KM)

ÖFD

(m/k

g)ZT, KatyonikFL, KatyonikNI, İyonik olmayanAN, Anyonik

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

136

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.

137

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 οC) 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.

138

• 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 farklı MLSS konsantrasyonlarındaki biyokütle

karakterizasyonu toplam EPS konsantrasyonunun genellikle 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.

139

• 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.

140

• 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.

141

• 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.

142

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.

143

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-molecular-weight compounds. Water Environ. Res., 71, 64-70.

144

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.

145

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, 383-391.

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.

146

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.

147

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, 1449-1457.

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.

148

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 maize-processing 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.

http://www.pubmed.gov/

149

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.

150

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.

http://www.zenon.com/

151

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. Alanında, Yurtdışında Yayımlanan Kitapta Bölüm Ve Ünite Yazarlığı

1.1. 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. Uluslararası hakemli dergilerde yayınlanan makaleler

2.1. 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.

152

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.

153

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, 116-

124.

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, 2-

4 Haziran İstanbul.

154

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 Sempozyumu-

5, 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

155

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.

156

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

157

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.

FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ MEMBRAN BİYOREAKTÖRÜ İLE …Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı...

Documents

Transcript of FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ MEMBRAN BİYOREAKTÖRÜ İLE …Filtrasyon/geri yıkama süresi oranı...