Biyolojik aşırı fosfor giderimi temel özelliklerinin İzmir Atıksu Arıtma Tesisi'nde araştırılması

15 Pages·2008·0.42 MB·Turkish

itüdergisi/e
su kirlenmesi kontrolü
Cilt:18, Sayı:1, 17-31

Mart 2008

Biyolojik aşırı fosfor giderimi temel özelliklerinin İzmir
Atıksu Arıtma Tesisi’nde araştırılması

Tolga TUNÇAL*, Ayşegül PALA, Orhan USLU
DEÜ Fen Bilimleri Enstitüsü, Çevre Teknolojisi Programı, 34469, Bornova, İzmir

Özet

Atıksu arıtımında biyolojik aşırı fosfor giderimi (BAFG) ülkemizde ve Avrupa Birliği ülkelerinde
oldukça tercih edilen bir süreç haline gelmiştir. Bu çalışmada değişen organik yükleme hızlarına ve
çevresel faktörlere bağlı olarak tam ölçekli bir BAFG sürecinde oluşan biyokimyasal ve mikrobiyo-
lojik değişimler incelenmiştir. BAFG süreçlerinin temel filozofisi, aktif çamurun sırası ile anaero-
bik, anoksik ve aerobik ortamlarda tutularak fosfor depolama yeteneğine sahip bakteri türlerinin
(FDB) süreç içerisinde baskın hale getirilmelerine dayanmaktadır. Bu çalışma kapsamında, büyük
ölçekli bir BAFG sürecinin anaerobik, anoksik ve aerobik ortamlarında kütle dengeleri oluşturula-
rak, kinetik bağıntılar yardımı ile sistemde oluşan bakteri türleri ve nütrient giderim hızları tespit
edilmeye çalışılmıştır. Yapılan saha çalışmaları laboratuar ölçekli deneylerle desteklenmiştir. İnce-
lemeler neticesinde FDB türlerinin sistemdeki kütlesel oranının %9 ile %34 arasında değiştiği tes-
pit edilmiştir. Daha önceki bilimsel çalışma sonuçlarını doğrular nitelikte, FDB’lerin hücre ağırlı-
ğının %32’si oranında, aşırı miktarda fosfor (P) depolayabilecekleri belirlenmiştir. Buna ilave ola-
rak, aktif çamur kültüründeki FDB kütlesel oranının artması ile birlikte sadece P giderim verimlili-
ği değil aynı zamanda karbon (C) ve azot (N) giderim hızlarının da önemli ölçüde artabileceği sap-
tanmıştır. Bu bakteri türlerinin (FDB) sistemdeki oranlarının ise atıksu içerisindeki basit karbon
formları ile yakından ilişkili olduğu saptanmış olup, bu konuda yapılmış olan bilimsel çalışmaları
doğrular nitelikte sonuçlara ulaşılmıştır. Sistemdeki FDB kütlesel oranının %30’un üzerine çıktığı
durumlarda, anoksik ve aerobik P giderim hızlarının 0.1 mg P (g UAKM(Uçucu askıda katı madde)-
1 dk-1, denitrifikasyon hızının 0.04 mg NO -N (g UAKM)-1 dk-1 ve uçucu yağ asidi (UYA) giderim
3
hızının ise 0.5 mg UYA (g UAKM)-1 dk-1 değerlerine ulaşabileceği belirlenmiştir.

Anahtar Kelimeler: Biyolojik aşırı fosfor giderimi, kütle dengesi, fosfor depolayan bakteri,
denitrifikasyon
*Yazışmaların yapılacağı yazar: Tolga TUNÇAL. [email protected]; Tel: [phone].
Makale metni 04.03.2008 tarihinde dergiye ulaşmış, 27.05.2008 tarihinde basım kararı alınmıştır. Makale ile ilgili tar-
tışmalar 31.12.2008 tarihine kadar dergiye gönderilmelidir.
T. Tunçal, A. Pala, O. Uslu

Investigation of enhanced biological tion of new cells, maintenance and restoring de-
pleted poly-P reserves using electron acceptors ei-
phosphorus removal characteristics in
ther in the form of dissolved oxygen (DO) or nitrate
İzmir Wastewater Treatment Plant
(USEPA, 1987; Kuba et al., 1996; Lee et al.,

2003;Panswad et al., 2007 ).
Extended abstract
Phosphorus (P) is an essential nütrient for all life Availability of readily biodegradable COD (rbCOD)
forms. It is also one of the limited and non- in the anaerobic zone is among the essential consid-
renewable natural resources. Furthermore, treated erations. It was reported that at least 20 mg as ace-
wastewater containing high level of P could cause tic acid (Janssen et al., 2002; Abu-ghararah, 1991),
50 mg as COD (Ekama and Marais, 1984) are re-
serious problems associated with eutrophication in
quired to remove 1 mg of P. According to the previ-
the receiving water bodies (Janssen et al., 2002).
ous scientific investigations, EBPR process could be
Removal of nutrients by biological methods is cost
considered as COD limited when the COD/TP ratio
effective and environmentally sound alternative to
is low (<20:1 for settled domestic sewage), whereas
the chemical treatment of wastewater (Osee et al.,
it is P limited when the COD/TP ratio is high (Ran-
1997). İzmir bay is one of the great natural bays of
dall et al., 1992). While low COD/TP ratios could
the Aegean Sea. Total surface area of the bay is 500
cause EBPR failures, very low effluent P concentra-
km2 and total water volume is 11.5 billion m3 (Ku-
tions achievable at sufficient COD/TP ratios. Al-
cuksezgin et al., 2005). To prevent discharge of un- though EBPR systems are well established, there are
treated wastewaters into the bay, İzmir WWTP was several unclear issues in identification of microbial
taken into operation in early 2000. The plant was dispersal. It was also reported that although several
designed to treat both domestic and pre treated in- methods developed to analyze the microbial struc-
dustrial wastewater collecting from the İzmir metro- ture of the EBPR process; several critical issues are
politan area. Since previous scientific investigations still unclear (Panswad et al., 2007). Moreover, many
indicated that both Nitrogen (N) and P concentra- scientific investigations in this field were based on
laboratory scaled studies. This study aims to investi-
tions of the sea were critical level with respect to
gate fundamental EBPR characteristics and identify
eutrophication problem, the plant design was per-
microbial responses to variable organic loading
formed for the combined removal of Carbon (C), N,
rates in the large scale EBPR process.
P in the activated sludge process following adequate

physical treatment including fine screens, aerated
Investigations were conducted in İzmir WWTP, serv-
grit removal chambers and circular primary sedi-
ing 3.5 million population equivalent, between 2006
mentation tanks. The average design capacity of the
and 2007. In order to evaluate the EBPR process
plant is approximately 605.800 m3/d.
accurately, influent and effluent wastewater were

characterized for various forms of nutrients. Mass
Mechanism of EBPR is based on selection of P ac- balances were performed around anaerobic, anoxic
cumulating microorganisms (PAOs) in the activated and aerobic zones considering all main and side
sludge culture by exposing the microorganisms into streams. All required data for accurate evaluation of
anaerobic, anoxic and aerobic environments. Pref- the EBPR process including environmental and op-
erential selection of PAOs in the system is attributed erational variables including pH, temperature,
to energy conversion ability of these microorgan- mixed liquor volatile suspended solids concentra-
isms from storage of simple carbon forms (mainly in tions, hydraulic retention times in biological treat-
the form of volatile fatty acids). In these assimilative ment units, sludge age, inflow rate, return sludge
and internal recirculation rates were determined
reactions energy is derived from hydrolysis of intra-
during the monitoring period. Batch scale tests were
cellular poly-P reserves (Comeau et al, 1986; Mino
also performed parallel to the full scale investiga-
et al., 1998). Generated energy from the P release in
tions to identify microbial responses. All of the ex-
the anaerobic zone is used for transportation of
perimental results were statistically analyzed and
volatile fatty acids (VFAs) from bulk liquid interface
evaluated considering previously obtained theoreti-
to the cell inventory of PAOs. These substrate forms
cal background in the field.
are stored in the intracellular environment as poly-

hydroxyalkanoates (PHA). In the following aerobic
Keywords: Enhanced biological phosphorus re-
and anoxic zones of the EBPR process, stored PHA moval, mass balance, phosphorus accumulating mi-
is utilized to generate required energy for reproduc- croorganisms, denitrification
18
Biyolojik aşırı fosfor giderimi

Giriş gulanabilirliğinin mümkün olmadığını göster-
Yüksek konsantrasyonlarda P içeren atıksuların miştir. Aynı zamanda bu çalışmalar, BAFG sü-
kontrolsüz şekilde alıcı ortama deşarj edilmesi reçlerinde oluşan fosforca zengin arıtma çamur-
sonucunda su kalitesinde önemli ölçüde bozul- larından geri kazanımın mümkün olabileceğini
malar oluşabilmektedir. Su kalitesinin korunma- göstermiştir (Donnert ve Salecker, 1999).
sı ve alıcı ortamlarda ötrofikasyon riskinin azal-
BAFG yöntemlerinin tüm bu avantajlarına rağ-
tılması için gerekli nütrient oranlarının sağlan-
men çeşitli dezavantajları da söz konusudur.
ması amacıyla C ve N gibi nütrientlerin yanı sı-
Bunların başında BAFG süreçlerinin atıksu
ra fosforun da arıtılması gerekli olabilmektedir.
kompozisyonuna son derece bağımlı olması
Arıtılmış su P seviyesinin kontrolünde gelişti-
gelmektedir. Bu süreçlerin temel esası, aktif
rilmiş biyolojik yöntemlerin kullanımı yüksek
çamur içersinde aşırı derecede P depolama ye-
nütrient giderim veriminin yanı sıra, tüm biyolo-
teneğine sahip mikroorganizmaların (FDB) bas-
jik arıtma süreçlerini de olumlu yönde etkileme-
kın hale getirilmesine dayanmaktadır. Yapılan
si nedeniyle günümüzde rutin bir atıksu arıtım
bilimsel araştırmalar, bu özel türlerin aktif ça-
uygulaması haline gelmiştir. BAFG süreçlerin-
mur içersinde baskın hale gelebilmeleri için
de, konvansiyonel arıtma yöntemlerinden farklı
atıksu KOİ(kimyasal oksijen ihtiyacı)/TP (top-
olarak, C, N ve P’un eşzamanlı olarak, yüksek
lam fosfor) oranının belirli bir sınır içersinde
verimde giderilmesi de mümkün olmaktadır
olması gerektiğini göstermiştir. Ayrıca BAFG
(USEPA, 1987; Janssen vd., 2002).
sürecinin azot giderimi ile de son derece bağlan-

tılı olmasından dolayı, ham atıksu azot seviyesi-
Atıksu arıtma tesislerinde P giderimi amacıyla
nin de (BOİ (Biyokimyasal oksijen ihtiyacı)/TN
yaygın olarak kullanılmakta olan bir diğer yön-
(toplam azot) süreç performansı açısından
tem ise demir ve alüminyum tuzları, kireç gibi
önemlidir. Nütrient oranlarının yanı sıra, atıksu
kimyasalların kullanıldığı çökeltme işlemleridir.
pH ve sıcaklığı gibi çevresel faktörler, çamur
Bu yöntemler fosforu, teorik olarak tamamen
yaşı gibi biyolojik arıtma süreçleri için önemli
giderememelerine karşın oldukça önemli verim-
işletme parametreleri de BAFG sürecinin opti-
ler sağlayabilmektedir. Ancak bu kimyasal çö-
mizasyonu açısından önemli olduğu tespit edil-
keltme işlemleri, arıtma tesislerinde oluşan ça-
miştir (USEPA, 1987; Metcalf ve Eddy, 2003;
mur miktarını oldukça arttırabilmektedir. Yapı-
Panswad vd., 2007).
lan araştırmalar bu çamurların niteliğinin, klasik

aktif çamurundan oldukça farklı olduğunu gös-
Ülkemizde de kullanımı giderek artmakta olan
termiştir. Bunun ötesinde, söz konusu kimyasal
BAFG süreçlerinin temel özellikleri, büyük o-
arıtma çamurlarının; yoğunlaştırma – susuzlaş-
randa laboratuar bazında araştırılmıştır. Bu ça-
tırma, anaerobik çürütme, termal kurutma ve
lışmada büyük ölçekli bir BAFG tesisinde, atıksu
yakma gibi temel çamur arıtım işlemlerinin, ak-
karakteristiklerine ve işletme parametrelerine
tif çamura göre daha karmaşık ve daha maliyetli
bağlı olarak sistemde oluşan FDB türleri, bu mik-
olduğunu göstermiştir (USEPA, 1987; Janssen
roorganizmaların hücre içinde depoladıkları P ve
vd., 2002). FDB ile birlikte diğer mikroorganizma türlerine
bağlı olarak oluşan aktif çamur P içeriği araştı-
Fosfor yenilenebilir bir doğal kaynak olmama-
rılmıştır. Sistemdeki FDB türlerinin kütlesel ora-
sına karşın tarımsal ve endüstriyel alanlardaki
nına bağlı olarak değişen C ve N giderim hızları
kullanımının artması ile birlikte piyasa fiyatı da
tespit edilmiştir.
küresel ölçekte artış göstermektedir. Bu sebep-

ten dolayı fosforun geri kazanımı oldukça
önemli bir konu haline gelmiştir. Atıksu arıtımı Materyal ve yöntem
kapsamında yapılan bilimsel araştırmalar P gi- İzmir Atıksu Arıtma Tesisi
derimi için kimyasal yöntemlerin kullanımı du- İzmir Atıksu Arıtma Tesisi 604,800 m3 gün-1
rumunda geri kazanımın söz konusu olmadığı ortalama atıksu debisini arıtabilecek şekilde di-
en azından günümüz koşullarında ekonomik uy- zayn edilmiş olup atıksu; ince ızgara, kum tutu-
19
T. Tunçal, A. Pala, O. Uslu
cu ve ön çökeltimden oluşan fiziksel arıtma iş- analiz süresi mümkün olduğunca kısa tutulmuş-
lemlerini takiben biyolojik arıtma süreçlerine tur. Özellikle çözünmüş formda bulunan
tabi tutulmaktadır. Tesiste altı adet 10 mm bar nütrient analizi (PO -P, NO -N, rbKOİ, UYA
4 3
açıklığına sahip mekanik temizlemeli ince ızga- vs.) için alınan numuneler, enjektör tip, 0.45 µm
ra ve 6 adet havalandırmalı tip kum tutucu üni- gözenekli filtreler ile numune alma noktasında
tesi yer almaktadır. Bu arıtma işlemlerini taki- süzülmüştür.
ben atıksu debisi venturi kanalı vasıtası ile öl-
çülmekte ve birbirinin özdeşi olan üç ayrı arıtma BOİ analizleri basınç farkının lityum hidroksit
5
hattına dağıtılmaktadır. ile ölçüldüğü respirometrik yöntemle ölçülür.
Numuneler DIN 38409-52 standartlarına uygun
Tesisin özellikleri 5 kademeli Bardenpho siste- olarak hazırlanır. Nitrifikasyon 5 g L-1’lik N -
mine oldukça benzerdir. Ön çökeltim havuzla- cllythiarea çözeltisi ile engellenir. 5 günlük
rından savaklanan atıksular bir toplama yapısına inkübasyon süresi boyunca atıksu sıcaklığı
iletilmekte ve buradan da anaerobik tanklara 20±0.1 ˚C’de sabit tutulur.
beslenmektedir. Bu tanklarda, aerobik ve
anoksik ortamda bakteri bünyesine alınan fosfat KOİ konsantrasyonu DIN 38409 – H41 – H44
geri salınarak atıksu içersinde bulunan UYA standardına uygun olarak belirlenir. Bu yöntem,
hücre içerisine transfer edilir. atıksu içerisinde bulunan tüm oksitlenebilir bile-
şiklerin, gümüş sülfat katalizörü varlığında, sül-
Anaerobik temas süresini takiben atıksu sıra- fürik asit – potasyum dikromat çözeltisi ile re-
sıyla anoksik ve aerobik koşullara maruz bıra- aksiyonu sonucu oluşan yeşil renkli Cr+3’ün
kılarak C, N ve P’un eş zamanlı olarak gideri- spektrofotometrik olarak belirlenmesi prensibi-
mi gerçekleştirilmektedir. Dairesel tipli son ne dayandırılır.
çökeltim havuzları vasıtası ile arıtılmış su –
mikroorganizma fazları birbirinden ayrılır. Uçucu yağ asitleri (UYA) DIN 38409-H16
Temiz su fazı bir açık kanal vasıtası ile alıcı standardına göre belirlenir. UYA dioller ile tep-
ortama deşarj edilirken, son çökeltim havuzla- kimeye girmesi sonucunda yağ asidi esterleri
rının tabanından toplanan aktif çamur anaero- oluşur. Bu bileşikler demir (+3) ile indirgenerek
bik tanka geri devrettirilir. Şekil 1’de araştır- kırmızı renkli bileşiklere dönüştürülür. Oluşan
maların yürütülmüş olduğu BAFG akım şeması bu renklenme sonucu UYA konsantrasyonu
verilmektedir. spektrofotometrik olarak belirlenir.

Numune alma ve analiz yöntemleri Toplam azot konsantrasyonu EN ISO 11905-1
Tam ölçekli çalışmalarda kullanılan numune standardına göre fotometrik olarak belirlenir. Bu
örnekleri, debi orantılı, iki saatlik kompozit nu- metot, inorganik ve organik bağlı azotun
mune olarak alınmıştır. Alınan atıksu ve aktif peroksitsülfat ile nitrata yükseltgenmesi prensi-
çamur numunelerinin kimyasal yapısı zamana bine dayandırılır. Reaksiyon sonucu oluşan nit-
bağlı değişmesi nedeniyle numune alınması ve rat ise sülfirik asit varlığında, 2.6-

20
Biyolojik aşırı fosfor giderimi
dimethylphenol ile tepkimeye sokularak [UAKM] ise havalandırma havuzundaki uçucu
nitrofenole dönüştürülmüş oluşan renklenme askıda katı konsantrasyonudur (mg L-1).
spektrofotometre ile belirlenir.
[PO -P ] - [PO -P ]
Amonyum konsantrasyonu DIN 38406-E5 stan- Fp-MLVSS = 4 [UadAKM]4 af ×100 (1)
dardına göre belirlenir. Bu metot amonyum i-

yonlarının, sodyum nitropruside katalizörü var-
Kütle dengesi eşitliklerinin oluşturulması
lığında, hipoklorit ve salsilat iyonları ile reaksi-
Anaerobik tankta istenilen düzeyde mikroorga-
yona sokularak pH 12.6’da oluşan indofenol
nizma konsantrasyonunun sağlanması için aktif
mavisinin fotometrik olarak belirlenmesi pren-
çamur bu tanklara geri devrettirilir. Anaerobik
sibine dayandırılır.
tank girişindeki nütrient konsantrasyonu, ham

atıksu ve geri devir çamuru debisine ve nütrient
Nitrat konsantrasyonu EN ISO 38405-D9-2
konsantrasyonlarına bağlıdır (Metcalf ve Eddy,
standardına göre fotometrik olarak belirlenir. Bu
2003). Anaerobik tank girişi dengelenmiş
yöntem nitrat iyonlarının, sülfürik ve fosforik
nütrient konsantrasyonu (S) (2) nolu eşitlikte
asit varlığında, 2.6-dimetilfenol ile reaksiyona f
ifade edilmiştir. Bu eşitlikte, Q, Q ham atıksu
girerek 4-nitro 2.6-dimetilfenole dönüştürülmesi r
ve geri devir debisini (m3 s-1); S ve S ise ham
prensibine dayandırılır. r
atıksudaki ve geri devirdeki C, N, P gibi

nütrient konsantrasyonunu (mg L-1) ifade
Toplam fosfor ve fosfat konsantrasyonu EN ISO
etmektedir.
1189 standardına göre spektrofotometrik ölçüm-

ler ile belirlenir. Bu yöntem, fosfat iyonlarının
[ ]
Q(S)+Q (S )
asidik ortamda molibdat ve antimon ile tepki- S = r r [ ] (2)
f (Q+Q )
mesi sonucunda antimon-fosfomolibdat komp- r
leksi oluşumu ve bu bileşiğin askorbik asit ile

mavi renkli fosfomolibdenyuma dönüştürülmesi
Anaerobik tanktan çıkan atıksu (Q+Q) havalan-
r
prensibine dayandırılır.
dırma tankının anoksik bölümüne beslenmekte-

dir. Aynı zamanda nitratça zengin aerobik aktif
Askıda katı madde (AKM) ve uçucu askıda katı
çamur da bu bölgeye geri devrettirilmektedir.
madde (UAKM) analizleri standart yöntemlere
Havalandırma tankı girişindeki nütrient kon-
göre yapılmıştır. (APHA-AWWA-WPCF,
santrasyonu, anaerobik tank çıkışı aktif çamurun
1998).
ve içsel geri devir çamurunun debisine ve

nütrient konsantrasyonlarına bağlıdır (Metcalf
Aktif çamur fosfor içeriğinin analitik olarak
ve Eddy, 2003). Havalandırma tankı girişi den-
belirlenmesi
gelenmiş nütrient konsantrasyonu (S) (3) nolu
Aktif çamur P içeriğinin (F ) belirlenmesi i
p-MLVSS eşitlikte ifade edilmiştir. Bu eşitlikte, Q içsel
amacıyla, havalandırma havuzu çıkışından alı- int
geri devir debisini (m3 s-1), S anaerobik ve
nan numune iki bölüme ayrılmıştır. İlk bölüm an-eff
S aerobik ise ortamdaki çözünmüş formda bu-
numune 0.45 µm gözenekli filtreden geçirilerek ae
lunan nütrient konsantrasyonlarını (mg L-1) ifa-
fosfat konsantrasyonu belirlenmiştir. İkinci kı-
de etmektedir.
sım numune ise mikrodalga tekniği ile ayrıştırı-

larak tüm polifosfor formları çözünmüş faza ge- [(Q+Q )×[S ]+(Q ×[S ])]
çirilerek fosfat konsantrasyonu belirlenmiştir. [S ]= r an−eff int ae (3)
Bu iki numune arasındaki konsantrasyon farkı i [(Q+Q +Q )]
r int
UAKM’ye oranlanarak, (1) nolu formülde ve-
rildiği şekilde yüzdesel olarak ifade edilmiştir. Anaerobik şartlarda depolanmış olan PHA,
Bu formülde [PO -P ] parçalama işlemi sonu- anoksik şartlara maruz bırakıldığında, elektron
4 ad
cundaki; [PO -P ] ise süzüntüdeki fosfat kon- alıcısı olarak nitrat tüketilir. Bu reaksiyonlar so-
4 af
santrasyonunu ifade etmektedir (mg L-1). nucu elde edilen enerji yeni hücre sentezine,
21
T. Tunçal, A. Pala, O. Uslu
hücre bakımına ve anaerobik ortamda boşalan P kültüründeki toplam mikroorganizma üremesi
rezervlerinin tekrar doldurulması için harcanır. aşağıdaki formülle ifade edilmiştir. Bu eşitlikte
Yapılan ölçümler aktif çamur kültürünün, ΣP toplam mikroorganizma üremesini, ΣPx
x FDB:
denitrifikasyon reaksiyonları ile eş zamanlı ola- FDB üremesini ve ΣPx ise KHM üremesini
KHM
rak yüksek miktarlarda fosforu giderdiğini gös- temsil etmektedir.
termiştir. Anoksik FDB hücre sentezi verimi
(Y ) 0.6 g UAKM (g NO -N)-1 olarak alınmış
dn 3
olup üreme ifadesi (4) nolu eşitlik ile gösteril- ΣPx =ΣPx +ΣPx (6)
FDB KHM
miştir (Px ). Bu eşitlikteki [NO -N ]
FDB-anoksik 3 g

parametresi, anoksik ortamda giderilen nitrat
FDB hücre sentezi de kendi içerisinde anoksik
konsantrasyonunu (mg L-1) ifade etmektedir.
FDB (FDB ) ve aerobik (FDB ) olarak
anoksik aerobik
sınıflandırılmaktadır. (Brdjanovic, 1998; Lee
Px =Y ×[NO −N ] (4)
FDB−anoksik dn 3 g vd., 2003).

Anoksik ortamda depolanan hücre içi fosforun
kütlesel oranı (F ) (5) nolu eşitlik ile belir- ΣPx = Px +Px (7)
p-anoksik FDB FDB−anoksik FDB−aerobik
lenmiştir. Bu eşitlikte, [PO -P] anoksik ortamda
4 r
biyolojik depolama mekanizması ile giderilen
Toplam FDB hücre sentezi (anoksik ve aerobik
fosfat konsantrasyonunu (g m-3) ifade
ortamda üreyen), anaerobik ortamda P salımı ile
etmektedir.
sonlanan rbKOİ kullanımına bağlı olarak (8)

nolu eşitlik kullanılarak da belirlenebilmektedir.
[PO - P]  Bu eşitlikte yer alan Y terimi heterotrof hücre
F = 4 r ×100 (5)
p−anoksik  Px  sentez verimini (0.40 g UAKM g KOİ-1), k iç-
FDB−anoksik d
sel solunum reaksiyon sabitini (0.08 gün-1), ÇY
BAFG mekanizmasına göre anaerobik ortamda gün mertebesinde çamur yaşını ifade etmektedir
(Metcalf ve Eddy, 2003). Bu çalışmada, yüksek
giderilen çözünmüş biyolojik ayrışabilir KOİ
hassasiyet elde edilebilmesi için hem FDB mik-
(rbKOİ) miktarı sistemdeki FDB kütle oranının
tarının hesabında hem de FDB hücresi içerisin-
belirlenmesinde kritik bir parametredir. Anaero-
deki P miktarının belirlenmesinde anaerobik or-
bik ortamda çözünmüş oksijen ve nitrat gibi
tamda gerçekleşen denitrifikasyon reaksiyonla-
elektron alıcılarının varlığı durumunda öncelikli
rında harcanan rbKOİ miktarı dikkate alınmıştır.
olarak denitrifikasyon reaksiyonları gerçekleş-

mekte ve bu reaksiyonlarda atıksu içerisindeki
 Y 
UYA’nın bir bölümü harcanmaktadır. Yapılan
ΣPx =  ×rbKOİ (8)
çalışmalar sonucunda bu oranın tipik olarak 5 FDB 1+(k )ÇY
d
mg UYA (mg NO3-N)-1 olduğu belirlenmiştir
(USEPA, 1987). Yukarıdaki stokiyometrik eşitliklerden de görü-
lebileceği gibi atıksu içerisindeki rbKOİ oranı-
BAFG süreçlerinin anaerobik ortamlarındaki nın belirlenmesi sistemdeki FDB türlerinin küt-
hidrolik alıkonma süresi 1-2 saat aralığındadır. lesel oranının belirlenebilmesi için ön zorluluk-
Bu süre partikül maddelerin ayrıştırılarak hücre tur. rbKOİ konsantrasyonunun belirlenmesinde
içerisine alınması için yetersizdir. Bu nedenden respirometrik ve kimyasal çökeltme yöntemleri
dolayı atıksu içerisinde bulunan partikül ve bi- kullanılmakta olup, bu çalışmada çinko sülfat ve
yolojik olarak parçalanabilir KOİ miktarı klasik sodyum hidroksit çökeltme-filtrasyon yöntemi
heterotrof mikroorganizmalar (KHM) tarafından kullanılmıştır. Bu analiz yönteminin temel prensi-
kullanılabilmektedir. Bu mikroorganizmaların bi çıkış atıksuyunda ölçülen rbKOİ nin, çamur ya-
hücre P içeriği tipik olarak %2 olarak belirlen- şı 4 günden büyük olan aktif çamur sistemlerinde
miştir (Metcalf ve Eddy, 2003; Panswad vd., çözünmüş formdaki biyolojik olarak ayrışamayan
2007). Bu teorik bilgiye dayanarak, aktif çamur KOİ’ye eşit olduğu kabulüne dayandırılmıştır.
2202
Biyolojik aşırı fosfor giderimi
KHB hücre sentezi (ΣPx ), pbKOİ (partikül vası bu iki grubunun hücre içi P miktarının ve
KHM
formdaki biyolojik olarak ayrışabilir KOİ) ora- kütlesel ağırlıklarının ortalamasına eşittir. Bu
nının oksijenli ortamda giderilmesine dayandı- temel veri baz alınarak, aktif çamur içeriği (13)
rılmış ve (9) nolu eşitlikte verilmiştir. Bu eşit- nolu eşitlik ile de ifade edilebilmektedir.
likte Y, KHM sentez verimini (0.70 g UAKM g
KOİ-1), kd içsel solunum reaksiyon sabitini (0.08 Px ×Fp +Px ×Fp
gün-1), ÇY (gün) çamur yaşını ifade etmektedir P = KHM KHM FDB FDB (13)
aktifçamur Px +Px
(Metcalf ve Eddy, 2003). KHM FDB

Bu yaklaşım tarzı ile kullanılan hesaplama yön-
 Y 
ΣPx =  × pbKOİ (9) teminin kontrolü mümkündür. Daha önce de a-
KHM 1+(k )ÇY
  çıklandığı gibi aktif çamur P içeriği, mikrodalga
d
parçalanması prensibine göre direk olarak belir-
pbKOİ oranının belirlenebilmesi için atıksu lenmiştir. Bu durumda (13) nolu eşitlik ile elde
BOİ değerinin ve toplam biyolojik olarak ayrı- edilen aktif çamur P içeriği ile doğrudan ölçüm
5
şabilir KOİ oranının (ΣbKOİ) bilinmesi gerek- ile belirlenen P içeriğinin birbirine eşit olması
mektedir (Metacalf ve Eddy, 2003). Bu temel
gerekmektedir.
verilerden yaralanılarak pbKOİ genel olarak a-

şağıda verilen formül ile ifade edilmiştir.
Aktif çamur kültüründe bulunan diğer bir mik-

roorganizma türü olan glikojen depolama yete-
neğine sahip bakteriler de (GDB) anaerobik or-
pbKOİ =ΣbKOİ −ΣrbKOİ (10)
tamda nütrient asimilasyon yeteneğine sahiptir-
ler (Erdal vd., 2002; Panswad vd., 2007). Bu ça-

ΣbKOİ konsantrasyonu BOİ testi verileri kullanı- lışmada GDB varlığı stokiyometrik bağıntılarda
larak aşağıda verilen eşitlikle belirlenebilmektedir. kullanılan verim sabitlerinde göz önünde bulun-
durulmuştur. Bunun ötesinde kullanılan, FDB
hücre sentezi verim sabiti (0.40 mg (g UAKM)
ΣbKOİ UBOİ BOİ
= 5 (11) mg rbKOİ-1, bu alanda daha önce yapılmış ça-
BOİ 1.0−1.42× f ×(Y )
5 d h lışmalar ile uyum göstermiştir (Metcalf ve
Eddy, 2003; Panswad vd., 2007).
Bu eşitlikte içsel sonumu fazından kalan hücre
kalıntısı (fd) 0.15 g g-1, daha önce tanımlandığı Laboratuvar ölçekli çalışmalar
üzere heterotrof hücre sentezi verim sabiti (Y ),
h Laboratuar ölçekli çalışmalarda kullanılan aktif
0.7 g UAKM g KOİ-1 ve nihai BOİ’nin (UBOİ)
çamur numuneleri tesisin geri devir hattından
BOİ ’e oranı 1.5 olarak kabul edilmiştir
5 alınmış olup, numune alımı ile kesikli deneylere
(Metcalf ve Eddy, 2003).
başlama süresi mümkün olduğunca kısa tutul-

muştur (t <1 saat). Tesisin işletme verileri doğ-
k
Aerobik FDB (FDB ) hücre içi P oranı (12)
aerobik rultusunda güncel F/M oranı belirlenmiştir. Geri
nolu eşitlik ile hesaplanmıştır. Bu eşitlikte
devir çamuru UAKM konsantrasyonu kesikli
ΣPO -P , metabolik P giderimi dışında, aşırı
4 L testlerden önce belirlenerek, tesis F/M oranı
miktarda, FDB bünyesine alınan fosfat miktarını
(0.1-0.2 mg BOİ (mg UAKM gün)-1 arası deği-
(g m-3), Px ise aerobik FDB hücre sen- 5
FDB-aerobik şim göstermektedir) elde edilecek şekilde ek-
tezini (g UAKM m-3) ifade etmektedir.
lenmesi gereken asetat miktarı saptanmıştır. Ke-

sikli deneyler için 2 L’lik Woulf düzenekleri
 ΣPO −P 
F =  4 L ×100 (12) (Woulff’sche-Flaschen, DURAN®, Schott) kul-
pFDB−aerobik Px  lanılmıştır. Testler esnasında periyodik olarak
FDB−aerobik
Aktif çamur, hücre içi P oranına bağlı olarak iki alınan tüm aktif çamur numuneleri derhal 0.45
ana grup altında, FDB ve KHM olarak değer- µm gözenekli fitlerlerden geçirilerek
lendirebilir. Bu durumda aktif çamur P muhte- süzülmüştür.
2213
T. Tunçal, A. Pala, O. Uslu
Anaerobik fosfor salım testi larak KNO kullanılmıştır. Reaktöre 10 g L-1
3
Arıtma tesisinin geri devir çamur istasyonundan stok KNO çözeltisinden 6.4 ml eklenerek, baş-
3
alınan aktif çamur numunesi, çıkış atıksuyu ve langıç teorik nitrat konsantrasyonu 12 mg NO -
3
asetat çözeltisi reaktör içerisine konulmuştur. N L-1 olarak ayarlanmıştır. Kullanılan deney dü-
Anaerobik P salım deneyinde kullanılan düze- zeneği Şekil 3’te verilmiştir.
nek Şekil 2’de verilmiştir.

Şekil 3. Anoksik fosfor giderim deneyi

test düzeneği

Şekil 2. Anaerobik fosfor salım deneyi
Reaktör 3.5 saatlik deney süresi boyunca karıştı-
test düzeneği
rılmış ve 0, 1, 30, 60, 90, 120, 180 ve 210. daki-

kalarda numuneler alınmıştır. Elde edilen nu-
Aktif çamur, çıkış atıksuyu ve karbon kaynağı
munelerde PO -P, NO -N ve UAKM parametre-
4 3
olarak kullanılan asetat çözeltisi arasındaki karı-
leri ölçülerek, anoksik P giderim (mg P (g
şım oranı, tesisin F/M oranına göre belirlenmiş- UAKM)-1 dk-1) ve nitrat giderim hızları (mg
tir. Deney süresince reaktör içerisinden azot ga- NO -N (g UAKM)-1 dk-1) belirlenmiştir.
3
zı geçirilerek ortamdan oksijenin sıyrılması ve

oksijen girişinin olmaması sağlanmıştır. Aktif Anaerobik ortama maruz bırakılan diğer aktif
çamur numuneleri periyodik olarak, 1, 5, 10, 15, çamur numunesi ise aerobik ortam koşullarına
20, 30, 60 ve 90 dakika aralıklarla alınmıştır. maruz bırakılmıştır. Sistem için gerekli çözün-
müş oksijen seviyesi (2 - 3 mg L-1), hava pom-
Deney süresince PO -P, UYA ve UAKM kon- pası ve difüzör yardımı ile sağlanmıştır. Çö-
4
santrasyonları ölçülmüştür. Elde edilen veriler zünmüş oksijen konsantrasyonu, manuel prob
kullanılarak P salım hızı (mg P (g UAKM)-1 dk- ile sürekli ölçülerek kontrol altında tutulmuştur.
1) ve UYA giderim hızı (mg UYA (g UAKM)-1 Reaktör 3.5 saatlik deney süresince karıştırılmış
dk-1) olarak belirlenmiştir (Brdjanovic, 1998). olup, herhangi bir kimyasal eklenmemiştir. Ae-
robik P giderim deneyi test düzeneği Şekil 4’te
Anoksik ve aerobik fosfor giderimi testleri verilmiştir.
Geri devir çamurundan alınan aktif çamur örne-
ği, asetat varlığında, 2 saat süresince anaerobik Deney başlangıç anından itibaren 0, 1, 30, 60,
koşullara maruz bırakılarak mikroorganizmala- 90, 120, 180 ve 210. dakikalarda numuneler a-
rın asetatı hücre içerisine almaları ve fosforu lınmıştır. Süzüntü numunelerde PO -P ve
4
hücre içerisinden sıvı ortama salmaları için ge- UAKM ölçülerek, aerobik P giderim hızı (mg P
rekli ortam koşulları oluşturulmuştur. Anaerobik (g UAKM)-1 dk-1) belirlenmiştir.
aşamadan sonra, aktif çamur numunesi eşit iki
kısma bölünmüştür. Bu çözeltilerden bir tanesi İstatistik analizleri
anoksik diğeri ise aerobik ortam koşullarına ma- Çalışmalar sonucunda elde edilen tüm deney
ruz bırakılmıştır. Anoksik P giderimi testlerinde sonuçları istatistik analizleri ile kontrol edilmiş-
elektron alıcısı olarak nitrat kullanılmıştır ve tir. Bu analizler için SPSS v.13 istatistik yazılı-
ortama oksijen verilmemiştir. Nitrat kaynağı o- mı kullanılmıştır. Aktif çamur P içeriği hem öl-
2240
Biyolojik aşırı fosfor giderimi
çüm hem de stokiyemetrik bağıntılar ile hesap- lan %52’si ise çözünmüş formdadır. Çözünmüş
lanmış ve elde edilen sonuçlar t-test’i kullanıla- bileşiklerin %46’sı UYA (asetik asit eşdeğeri)
rak yorumlanmıştır. Bu analizlerde güvenlik a- formunda olup, kalan %54’lük kısım ise fer-
ralığı 0.95 alınmıştır. mente olabilir niteliktedir.

Atıksu içerisinde bulunan diğer önemli nütrient
türleri arasında azotlu ve fosforlu bileşikler
gelmektedir. Tablo 2’ de görülebileceği gibi,
azotlu bileşikler, %67’lik bir oran ile amonyum
(NH -N) formunda bulunmaktadır. Atıksu içer-
4
sindeki organik azotun 2 - 3 mg L-1 arasında ol-
duğu kabul edilir ise kalan %33’lük bölümün

amonyaktan (NH -N) oluştuğu görülmektedir.
3
Ham atıksu içersinde NO formlarının 0.1 mg L-
x
1’den daha düşük olduğu belirlenmiştir. Fosforlu

bileşiklerin %66’lık bölümü fosfat formunda

olup kalan %34’lük bölümü ise polifosfat
Şekil 4. Aerobik fosfor giderim deneyi test düzeneği
formundadır.

Deneysel çalışma sonuçları Tablo 2. Atıksu karakterizasyon sonuçları
Atıksu karakterizasyon sonuçları (azot ve fosfor türleri)
Çalışma kapsamında belirlenen, ön çökeltme
işleminden sonra, biyolojik arıtma süreçlerine Parametre Birim Konsantrasyon
beslenen atıksu içerisinde bulunan karbonlu bi-
Toplam Azot mg L-1 34.5 ± 6.2
leşiklerin ortalamaları ve standart sapmaları
Amonyum Azotu mg L-1 23.1 ± 4.7
Tablo 1’de özetlenmiştir.
NO mg L-1 < 0.1
x
Toplam Fosfor mg L-1 8.9 ± 2.2
Tablo 1. Atıksu karakterizasyon sonuçları
Fosfat Fosforu mg L-1 5.6 ± 1.3
(karbonlu bileşikler)

Atıksu pH’ı ve sıcaklığı biyolojik arıtma süreç-
Parametre Birim Konsantrasyon leri için son derece önemlidir. Yapılan çalışma-
lar sonucunda ham atıksu pH’ının BAFG süreç-
BOİ mg L-1 210 ± 65
5
lerinde hem anaerobik hem de aerobik biyokim-
KOİ mg L-1 475 ± 172 yasal reaksiyonlar için son derece önemli oldu-
ğunu göstermiştir. Bunun ötesinde anaerobik P
bKOİ mg L-1 310 ± 108
salım ve aerobik P alım hızlarının nötral pH ci-
pbKOİ mg L-1 150 ± 51 varında optimum olduğu bulunmuştur (Liu WT.
vd., 1996; Liu Y., vd., 2007). BAFG süreç per-
rbKOİ mg L-1 160 ± 62
formansını olumsuz yönde etkileyen bir diğer
faktör olan GDB baskınlığının ise pH<7 değer-
UYA mg L-1 74 ± 23
lerinde gerçekleşebileceği belirlenmiştir
(Scruggs vd., 2003). Ölçülen atıksu sıcaklık ve
2006 - 2007 yılları arasında yapılan detaylı pH değerleri Tablo 3’te verilmiş olup, analizler
atıksu karakterizasyonu sonucunda atıksu içeri-
neticesinde ortalama ham atıksu pH’sının 7.7
sinde bulunan biyolojik olarak parçalanabilir
olduğu bulunmuştur. Bu sonuç ise FDG’lerin
KOİ konsantrasyonun, toplam KOİ’nin %65’i
aktif çamur sistemi içersinde baskın hale gelme-
mertebesinde olduğu belirlenmiştir. Bu biyolo-
leri için atıksu pH’sının ideal olduğunu
jik ayrışabilir kısmın %48’i partikül formda, ka-
göstermiştir.
2215
T. Tunçal, A. Pala, O. Uslu
Tablo 3. Atıksu sıcaklık ve pH değerleri relerinin biyolojik arıtma verimliliği açısından
uygun olduğunu göstermektedir.
Parametre Birim Ölçüm Sonucu
Saha ölçekli çalışma sonuçları
Sıcaklık ˚C 20.8 ± 4.3
Saha ölçekli çalışmalarda, anaerobik, anoksik ve
pH - 7.7 ± 0.3 aerobik bölgelerde, tüm ana ve yan akımlar dik-
kate alınarak kütle dengeleri oluşturulmuştur.
Atıksu sıcaklığı sadece BAFG için değil, Bölge giriş ve çıkış nütrient seviyeleri oluşturu-
nitrifikasyon ve denitrifikasyon gibi temel lan kütle dengesi eşitlikleri ile belirlenerek
atıksu arıtma süreçlerini de önemli ölçüde etki- nütrient giderim hızları, mikroorganizmaların
leyebilmektedir. Genel olarak yüksek atıksu sı- kütlesel oranları ve hücrenin P içeriği belirlen-
miştir. Elde edilen sonuçlar neticesinde, anaero-
caklık değerlerinde oluşan biyokimyasal reaksi-
bik ortam girişi ortalama toplam PO -P yükü
yon hızları daha yüksektir. Ancak yapılan ça- 4
1,391 kg gün-1 olarak belirlenmiştir. Bu yükün
lışmalar GDB’lerin, yüksek sıcaklıklarda
%69’u ham atıksudan, %31’i ise geri devir ça-
(T>20–25 ˚C) FDB’lere karşı yaşam avantajı
murunda bulunan fosfattan oluşmaktadır. Orta-
sağladığı ve bunun neticesinde ise sistemde
lama anaerobik tank fosfat çıkış yükü 3.633 kg
baskın hale gelebildiklerini göstermiştir (Erdal
gün-1 olarak bulunmuştur. Bu durumda net ola-
vd., 2002; Scruggs vd., 2003). Yapılan ölçümler
rak salınan günlük ortalama fosfat yükü 2.242
ortalama atıksu sıcaklığının 20 ˚C olduğu bu
kg’dır. Bu salım oranı tipik bir BAFG süreci
değerin mevsimlere bağlı olarak 16-25 ˚C ara-
profiline uygundur ve sistemdeki FDB varlığı-
sında değişebileceğini göstermiştir. Yapılan ke-
nın bir göstergesidir.
sikli testler, mg UYA mg P -1 oranının mev-
salım
simsel değişiklik göstermediği ve ortalama 4.1
Kesikli deneyler, salınan her bir mg fosfat için
olduğunu göstermiştir.
yaklaşık 4 mg UYA gerektiğini göstermiştir. Bu

durumda, günde ortalama 8,968 kg UYA anae-
Saf FDB kültürleri üzerinde, P kısıtlı koşullarda robik ortamda hücre içersinde depolanmaktadır.
yapılan bilimsel çalışmalar, mg UYA mg Psalım-1 Elektron alcıları göz önüne alındığında (1 g
oranının 1.5 düzeyine kadar inebildiğini gös- elektron alıcı 5 g UYA-1), günde ortalama 9,000
termiştir (Scruggs vd., 2003). Bu veri doğrultu- kg UYA, denitrifikasyon reaksiyonları sonucu,
sunda sistemdeki FDB GDB-1 oranının eşit ol- anaerobik ortamda giderilmektedir. Bu hesap-
duğu sonucuna varılabilmektedir. Yaz aylarında lamalar ham atıksu içersinde bulanan tüm basit
25 ˚C ve üzerine çıkabilen atıksu sıcaklığına nütrient formlarının (rbKOİ veya UYA) anaero-
bik ortamda giderildiğini göstermektedir.
rağmen GDB baskınlığına rastlanmamıştır. Bu

durumun P kısıtlı koşullarda olduğu dikkate alı-
Anoksik ortamda kurulan kütle dengeleri, anae-
nırsa, atıksuyun KOİ kısıtlı tarafa daha yakın
robik tanktan anoksik ortama ortalama 3.633 kg
olduğu ortaya çıkmaktadır.
gün-1 fosfat yüklemesi gerçekleştiğini göster-

miştir. İçsel geri devirden kaynaklanan ortalama
Biyolojik arıtma süreçleri açısından önemli pa-
fosfat geri yüklemesi ise 679 kg olarak belir-
rametreler arasında sistemde oluşan UAKM
lenmiştir. Yapılan ölçümler neticesinde, günde
konsantrasyonu ve çamur yaşı gelmektedir. İz-
ortalama 866 kg fosfatın anoksik ortamda gide-
leme süresince, belirlenen çamur yaşı 15 ± 2 gün
rildiği belirlenmiştir. Bu süreci takip eden aero-
ve UAKM konsantrasyonu 2.5 ± 0.4 g L-1 merte- bik bölgede ise ortalama fosfat giderim hızı
belerinde değişim göstermiştir. Metcalf ve Eddy 2,492 kg gün-1 olarak belirlenmiştir. Şekil 5’te
(2003), bu tip biyolojik arıtma süreçleri için uy- izleme süresi boyunca kütle dengeleri ile belir-
gun UAKM konsantrasyonunun 2.5-3.0 g L-1 ve lenen, ham atıksu, havalandırma tankı girişi fos
çamur yaşının 10-15 gün mertebesinde olması fat yükleri ve anoksik-aerobik ortamlarda gide-
gerektiğini rapor etmiştir. Elde edilen bu sonuç- rilen fosfat yükleri grafiksel olarak ifade
lar, atıksu karakteristiğinin ve işletme paramet- edilmiştir.
2206