SULU ÇÖZELTİLERDEN KROM (VI) GİDERİMİNDE BEYAZ ÇÜRÜKÇÜL FUNGUS Lentinus concinnus KULLANIMI. Nazcan KAHRAMAN YÜKSEK LİSANS TEZİ ÇEVRE BİLİMLERİ

Transkript

1 SULU ÇÖZELTİLERDEN KROM (VI) GİDERİMİNDE BEYAZ ÇÜRÜKÇÜL FUNGUS Lentinus concinnus KULLANIMI Nazcan KAHRAMAN YÜKSEK LİSANS TEZİ ÇEVRE BİLİMLERİ GAZİ ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ OCAK 2012 ANKARA

2

3 SULU ÇÖZELTİLERDEN KROM (VI) GİDERİMİNDE BEYAZ ÇÜRÜKÇÜL FUNGUS Lentinus concinnus KULLANIMI Nazcan KAHRAMAN YÜKSEK LİSANS TEZİ ÇEVRE BİLİMLERİ GAZİ ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ OCAK 2012 ANKARA

4 Nazcan KAHRAMAN tarafından hazırlanan SULU ÇÖZELTİLERDEN KROM (VI) GİDERİMİNDE BEYAZ ÇÜRÜKÇÜL FUNGUS Lentinus concinnus KULLANIMI adlı bu tezin Yüksek Lisans tezi olarak uygun olduğunu onaylarım. Yrd. Doç. Dr. Meltem YILMAZ Tez Danışmanı, Çevre Bilimleri Anabilim Dalı.. Bu çalışma, jürimiz tarafından oy birliği ile Çevre Bilimleri Anabilim Dalında Yüksek Lisans tezi olarak kabul edilmiştir. Doç. Dr. Gülay BAYRAMOĞLU Fen Fakültesi, Kimya Bölümü, Gazi Üniversitesi.. Yrd. Doç. Dr. Meltem YILMAZ Çevre Bilimleri Anabilim Dalı, Gazi Üniversitesi.. Yrd. Doç. Dr. Gamze YÜCEL IŞILDAR Çevre Bilimleri Anabilim Dalı, Gazi Üniversitesi.. Tarih: 31/01/2012 Bu tez ile G.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü Yönetim Kurulu Yüksek Lisans derecesini onamıştır. Prof. Dr. Bilal TOKLU Fen Bilimleri Enstitüsü Müdür..

5 TEZ BİLDİRİMİ Tez içindeki bütün bilgilerin etik davranış ve akademik kurallar çerçevesinde elde edilerek sunulduğunu, ayrıca tez yazım kurallarına uygun olarak hazırlanan bu çalışmada bana ait olmayan her türlü ifade ve bilginin kaynağına eksiksiz atıf yapıldığını bildiririm. Nazcan KAHRAMAN

6 iv SULU ÇÖZELTİLERDEN KROM (VI) GİDERİMİNDE BEYAZ ÇÜRÜKÇÜL FUNGUS Lentinus concinnus KULLANIMI (Yüksek Lisans Tezi) Nazcan KAHRAMAN GAZİ ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ Ocak 2012 ÖZET Bu çalışmada, Lentinus concinnus beyaz çürükçül fungus biyokütlesi kullanılarak sulu çözeltiden Cr(VI) metal iyonu biyosorpsiyonu gerçekleştirilmiştir. Kesikli sistemde gerçekleştirilen deneylerde, Cr (VI) giderimi üzerine, ph, biyosorbent dozu, başlangıç metal iyonu konsantrasyonu, sıcaklık ve temas süresi parametrelerinin etkisi incelenmiştir. Asit, baz ve ısı muamelesi olmak üzere, üç farklı şekilde, fungal biyokütlenin inaktivasyonu gerçekleştirilmiştir. Aktif fungal biyosorbent, inaktif biyosorbentlerin tamamından düşük bir Cr (VI) adsorpsiyon kapasitesine sahiptir (36,00 mg/g). İnaktif biyosorbentler arasında Cr (VI) biyosorpsiyon kapasiteleri, düşükten yükseğe doğru, asit uygulanmış biyokütle (54,25 mg/g), baz uygulanmış (62,38 mg/g) ve ısı uygulanmış biyokütle (74,75 mg/g) olarak sıralanmaktadır. Isı uygulaması, Cr (VI) giderimi için, en etkili inaktivasyon yöntemi olarak tespit edilmiştir. Maksimum Cr (VI) giderimi yüzdesi, 100 ml hacimde, 200 mg ısı uygulanan biyokütle ile %80,5 olarak hesaplanmıştır. Elde edilen sonuçlar, literatürde bildirilen sonuçlardan önemli derecede yüksektir. Fungal biyosorbentler üzerine maksimum Cr (VI) iyonları biyosorpsiyonu, ph 1,0 de elde edilmiştir.

7 v Literatürde Lentinus concinnus ile ilgili bildirilmiş herhangi bir çalışma bulunmamaktadır. Deneylerle elde edilen sonuçlara göre, Lentinus concinnus biyokütlesi, endüstriyel atıksulardan Cr (VI) iyonlarının giderimi için kullanılmak üzere yüksek bir potansiyele sahiptir. Bilim Kodu : Anahtar Kelimeler : Beyaz çürükçül fungus, Lentinus concinnus, Cr (VI), Biyosorpsiyon Sayfa Adedi : 69 Tez Yöneticisi : Yrd. Doç. Dr. Meltem YILMAZ

8 vi THE USING OF Lentinus concinnus THE WHITE ROT FUNGUS FOR REMOVAL OF CHROMIUM (VI) FROM AQUEOUS SOLUTIONS (M.Sc.Thesis) Nazcan KAHRAMAN GAZI UNIVERSITY INSTITUTE OF SCIENCE AND TECHNOLGY January 2012 ABSTRACT In this study, biosorption of Cr (VI) metal ions from aqueous solutions onto Lentinus concinnus, the white-rot fungus biomass were studied. The effects of ph, biosorbent dose, initial concentration of metal ions, temperature and contact time parameters on Cr (VI) removal were investigated in a batch system. Inactivation of fungal biomass was carried out by three different ways: acid, base and heat treatments. Active fungal biosorbent has lower Cr (VI) adsorption capacity (36,00 mg/g), than all of the inactivated biosorbents. Cr (VI) adsorption capacities of inactive biosorbents, are ranked from higher to lower as, acid treated (54,25 mg/g), base treated (62,38 mg/g) and heat treated biomass (74,75 mg/g). The heat treatment was evaluated as the most effective inactivation method for Cr (VI) removal. Maximum removal ratio for Cr (VI) was determined as 80,5% for 200 mg of heat treated biomass in 100 ml total volume. This obtained result was significantly higher than the results reported in literature. The maximum biosorption of Cr (VI) ions on the fungal biosorbents were obtained at ph 1.0. There is no any reported study in the literature about Lentinus concinnus. According the results obtained from these experiments, Lentinus concinnus ktkm

9 vii biomass has the high potential to be used for the removal Cr (VI) ions from industrial wastewater. Science Code : Key Words : White rot fungi, Lentinus concinnus, Cr (VI), Biosorption Page Number : 69 Adviser : Assist. Prof. Dr. Meltem YILMAZ

10 viii TEŞEKKÜR Tez çalışması sırasında beni yönlendiren danışman hocam, Sayın Yrd. Doç. Dr. Meltem YILMAZ a teşekkür ederim. Hayatımın her aşamasında yanımda olup beni destekleyen canım annem Candan TEKİNALP e, sevgili ablam İpek KAHRAMAN a ve dayım Sayın Prof. Dr. Ozan TEKİNALP e çok teşekkür ederim.

11 ix İÇİNDEKİLER Sayfa ÖZET... iv ABSTRACT... vi TEŞEKKÜR... viii İÇİNDEKİLER... ix ÇİZELGELERİN LİSTESİ... xii ŞEKİLLERİN LİSTESİ... xiii RESİMLERİN LİSTESİ... xiv SİMGELER VE KISALTMALAR... xv 1. GİRİŞ KURAMSAL TEMELLER Kromun Fiziksel ve Kimyasal Özellikleri Kromun Oksidasyon Basamakları Kromun Kullanım Alanları Krom Toksisitesi Krom Kirliliği Krom Giderim Yöntemleri İndirgenme ve kimyasal çöktürme İyon değiştirme Solvent ekstraksiyonu Buharlaştırma Ters osmoz Adsorpsiyon Biyosorpsiyon... 15

12 x Biyosorpsiyon mekanizması Fungal biyosorbentler Krom (VI) İyonlarının Biyosorpsiyon Mekanizması KAYNAK ARAŞTIRMASI MATERYAL YÖNTEM Kimyasallar Cihazlar Fungus Mikrobiyal Yöntemler Fungusun üretimi Fungal Biyokütlenin Modifikasyonu Fungal Biyokütlenin Karakterizasyon Çalışması Denge su içeriği Yüzey morfolojisi Analitik Yöntemler Biyosorpsiyon Deneyleri Biyosorpsiyon kapasitesine ph etkisi Biyosorpsiyon denge zamanı Biyosorbent dozunun etkisi Biyosorpsiyon kapasitesine sıcaklık etkisi Başlangıç krom (VI) konsantrasyonun etkisi Desorpsiyon ve tekrar kullanılabilirlik Biyokütlenin Denge Su İçeriği Yüzey Morfolojisi Biyosorpsiyon Kapasitesine ph Etkisi... 41

13 xi 5.2. Biyosorpsiyon Hızı ve Denge Zamanı Biyosorbent Dozunun Etkisi Biyosorpsiyon Kapasitesine Sıcaklığın Etkisi Başlangıç Krom (VI) Konsantrasyonunun Etkisi Adsorpsiyon İzotermleri Adsorpsiyon Kinetikleri Desorpsiyon ve Biyosorbentlerin Yeniden Kullanımı TARTIŞMALAR KAYNAKLAR ÖZGEÇMİŞ... 69

14 xii ÇİZELGELERİN LİSTESİ Çizelge Sayfa Çizelge Su kaynaklarının sınıflarına göre kalite kriterlerinde krom için kabul edilen değerler... 9 Çizelge Bazı endüstri alanlarına ait atık sularının krom için ortalama deşarj standartları Çizelge Patates Dekstroz Agar (PDA) katı büyüme ortamının bileşenleri Çizelge Sabouraud Dekstroz (SDB) sıvı büyüme ortamının bileşenleri Çizelge Fungal biyokütlelerle Cr (VI) adsorpsiyonu için elde edilen Langmuir ve Freundlich izoterm sabitleri ve korelasyon katsayıları Çizelge Fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) biyosorpsiyonu için birinci ve ikinci derece kinetik sabitleri... 53

15 xiii ŞEKİLLERİN LİSTESİ Şekil Sayfa Şekil 2.1. Krom için Pourbiax diyagramı [ 23]... 6 Şekil 2.2. Cr (VI) türlerinin dağılım diyagramı [ 23]... 7 Şekil 2.3. Mikrobiyal hücre ve metaller arasındaki etkileşim mekanizmaları [ 48] Şekil Krom(VI) iyonlarının biyosorpsiyon mekanizması [ 82] Şekil 4.1. Cr(VI) iyonları için kalibrasyon eğrisi Şekil 5.1. Aktif ve HCl, NaOH ve ısı uygulanmış fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) iyonlarının biyosorpsiyonuna ph nın etkisi Şekil 5.2. Aktif, HCl, NaOH ve ısı uygulanmış fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) iyonu biyosorpsiyon hızı Şekil 5.3. Aktif, HCl, NaOH ve ısı uygulanmış fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) iyonu biyosorpsiyonuna biyosorbent dozunun etkisi Şekil 5.4. Farklı biyosorbent dozlarında elde edilen Cr (VI) uzaklaştırma oranları Şekil 5.5. Aktif ve HCl, NaOH ve ısı uygulanmış fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) iyonlarının biyosorpsiyonuna sıcaklığın etkisi Şekil 5.6. Biyosorpsiyon kapasitesine başlangıç Cr (VI) konsantrasyonunun etkisi Şekil 5.7. Fungal biyosorbentler ile Cr (VI) biyosorpsiyonu için Langmuir izoterm grafiği Şekil 5.8. Biyosorbentlerin Cr (VI) biyosorpsiyonu için yeniden kullanımı... 54

16 xiv RESİMLERİN LİSTESİ Resim Sayfa Resim 4.1. Katı ve sıvı besiyerinde üretilen Lentinus concinnus miselleri Resim 5.1. Lentinus concinnus fungal biyokütlesinin SEM mikrografları... 40

17 xv SİMGELER VE KISALTMALAR Bu çalışmada kullanılmış bazı simgeler ve kısaltmalar, açıklamaları ile birlikte aşağıda sunulmuştur. Simgeler Açıklama a L C e Adsorpsiyon enerjisi (L/mg) Denge durumunda çözeltide kalan metal konsantrasyonu (mg/l) k 1 Pseudo birinci derece biyosorpsiyonun hız sabiti (dak -1 ) k 2 Pseudo ikinci derece adsorpsiyonun hız sabiti (g mg 1 dak -1 ) K F KL n q e qm q t R 2 Adsorpsiyon kapasitesi (Freundlich sabiti) Adsorpsiyon kapasitesi (L/mg) Adsorpsiyon yoğunluğu (Freundlich sabiti) Denge durumunda adsorplanan metal konsantrasyonu (mg/g) Maksimum adsorpsiyon kapasitesi (mg/g) t anındaki biyosorpsiyon miktarı (mg/g) Korelasyon katsayısı Kısaltmalar Açıklama SEM Taramalı Elektron Mikroskobu

18 1 1. GİRİŞ Çağımızın en büyük problemlerinden olan endüstriyel çevre kirliliği, doğal kaynakları sınırsız kabul ederek hareket eden insanoğlunun, endüstriyel faaliyetler sonucunda oluşan atıklarını, yeterli tedbirleri almaksızın, doğal ortamlara kontrolsüzce bırakmasıyla oluşmaktadır. Atıklarla çevreye karışan kirleticilerin miktarları ve çeşitlilikleri, giderek artmaktadır ve bu durum doğal ortamların fiziksel, kimyasal ve biyolojik özelliklerine zarar vermektedir. Alıcı ortamların biyolojik yapısındaki değişiklikler, doğal flora ve faunanın zarar görmesi ya da yok olması boyutunda karşımıza çıkabilir. Söz konusu hasarlar, doğal ortamların kendi kendilerini temizleme kapasitelerinin aşılmasına yol açarak, kirleticilerin biyodegredasyon, biyobirikim ve mineralizasyon gibi hayati süreçlerle arıtılmasını zorlaştırır. Fizikokimyasal özellikleri ve yapıları bakımından büyük bir çeşitlilik gösteren çevresel kirleticiler arasında, yüksek toksisiteleri ve yaygın olarak bulunmaları nedeniyle, metal kirliliği önemli bir rol oynamaktadır. Metaller, iletkenlik, dayanıklılık, işlenebilme gibi birçok üstün özellikleri sayesinde, sayısız teknolojik süreçte, alternatifsiz kullanım alanına sahiptir. Metal kirliliğinin yaygın olmasının başlıca sebebi, hemen her endüstriyel alandaki faaliyetlerle, metal içeren atıkların oluşmasıdır. Ağır metallerin sebep olduğu kirlilik, canlılar üzerinde ağır toksik etkiler göstermektedir ve en önemli, en tehlikeli çevre ve insan sağlığı problemlerinden biri olarak kabul edilmektedir. Ağır metal kirliliğini oluşturan kaynaklar, otomotiv, maden ocakları, demir-çelik endüstrileri, boya sanayi, kimya endüstrisi ve benzeri endüstrilerin atıklarıdır [1]. Sulara bırakılan, alüminyum, bakır, berilyum, civa, çinko, krom, kadmiyum, kurşun ve nikel gibi ağır metaller, besin zincirine karışarak, insan vücuduna ulaşır ve belirli dokularda birikime uğrar. Birikim sonucunda yüksek

19 2 miktarlara ulaştıktan sonra, çok daha büyük sorunlar meydana getirerek toksik etkilerini göstermeye başlarlar [2]. Krom kirliliği, özellikle krom kaplama, otomotiv, deri ve boya sanayi atıklarından kaynaklanır. Krom, doğada, elementel hali dışında çeşitli oksidasyon basamaklarında bulunur. Bunlardan, krom(iii) memelilerin glukoz, lipid ve protein metabolizmasında etkili olan, gerekli bir elementtir, ancak diğer oksidasyon basamaklarındaki türleri toksik etkiler gösterirler. Krom(VI), özellikle deri ve mukozal dokularda hasarlara ve kanserlere yol açabilir [3, 4]. Krom arıtımı için başvurulan geleneksel arıtma yöntemleri, yüksek verimli olmadıkları gibi, bu teknikler fazla miktarda kimyasallara ve enerjiye ihtiyaç duyarlar. Maliyetli olduklarından, kullanımları pratik değildir. İşlem sonucunda oluşan toksik çamur ve diğer atıklar, yeni çevresel problemlere yol açabilir [5,6]. Adsorpsiyon bu bakımlardan üstün özelliklere sahiptir. Krom arıtımında, biyosorbent olarak çok farklı kaynakların, örneğin bitkilerin, hayvansal materyallerin ve çeşitli mikrorganizmaların kullanılabilmesi [7-9] bunların temininin kolay olması, ucuz ve basit yöntemlerle üretilebilmeleri, rejenerasyon kolaylığı ve yüksek giderim verimi, adsorpsiyon yaklaşımının tercih edilmesini sağlayan özelliklerdendir. Ağır metallerin mikroorganizmalarla, metabolik ya da metabolik olmayan şekilde biyobirikimi mümkün olduğundan, biyosorbentin canlı olmadığı durumlarda da giderim sağlanabilmektedir. Metabolik olmayan şekilde, biyosorpsiyon olayında mikroorganizma yüzeyinde yer alan, karboksil, hidroksil, sülfhidril, amino ve fosfat gibi fonksiyonel gruplar rol oynar [10]. Biyosorbentlerin çeşitli yöntemlerle inaktivasyonu, biyosorpsiyon yeteneklerini geliştirebilmektedir.

20 3 Funguslar, yaygın olarak bulunurlar ve ayrıştırıcı organizmalar olarak, organik materyalleri parçalayarak, besin döngüsünde önemli bir rol oynarlar. Beyaz çürükçül funguslar ise, bu organizmalar arasında oldukça özelleşmiş bir gruptur [10,11]. Bu çalışmada, yüksek giderim verimi sağlayan yeni bir fungal biyokütle ile, sulu çözeltilerden krom (VI) uzaklaştırılması üzerinde durulmuştur. Fungal biyokütle, Lentinus concinnus türüne ait bir beyaz çürükçül fungustan hazırlanmıştır. Bu türe ait literatürde herhangi bir çalışma bulunmamaktadır.

21 4 2. KURAMSAL TEMELLER 2.1. Kromun Fiziksel ve Kimyasal Özellikleri Krom elementinin atom numarası 24, nötron sayısı 28 ve atom ağırlığı, 'dır. Kromun atom ağırlığı, 50, 53, 54 olan izotopları mevcuttur. Periyodik cetvelde, d bloğunda, 4. sıra ve 6B grubunda bulunan bir geçiş metalidir. Atomik yarıçapı 1,17 Å, kübik kristal yapıdadır, kristal yapının birim hücresinin kenar uzunluğu 0,2888 nm dir. Parlak metalik gri renklidir. Suda çözünmez, HCl ve seyreltik H 2 SO 4 içinde çözünür. Krom asitlere ve ateşe karşı son derece dirençli, sert bir metaldir. Sadece HCl, H 2 SO 4 ve HF ile reaksiyona girer. Tüm organik çözücü ve korozif maddelere karşı dirençlidir. Erime noktası, 1857 C olup, bulunduğu serinin en yüksek ikinci erime noktasına sahiptir, erime ısısı 14,6 kj mol -1 dur. Kaynama noktası 2672 C dir, buharlaşma entalpisi 339 kj mol -1 dir. 293 Kelvinde yoğunluğu, 7,19 g/cm 3 olup, çok sert yapıdadır, düşük sıcaklıklarda reaksiyona girmez, kinetik olarak inerttir ve erime noktasında sıvı yoğunluğu 6,3 g/cm 3 dir. Isı iletkenliği 0,94 W/cm K, molar ısısı 25 C de 23,9 J mol -1 K -1, elektron ilgisi 64,3 kj/mol dür. Elektron dağılımı 1s 2 2s 2 2p 6 3s 2 3p 6 3d 5 4s 1 şeklindedir. Elektron dağılımından görülebileceği gibi, 4s orbitalinde iki tane elektron bulunması gerekirken, elektronlardan birinin, 3d orbitaline aktarılmasıyla, [Ar] 3d 5 4s 1 haline geçmiştir. 3d ve 4s orbitalleri yarı dolu durumdadır, argondan 6 elektron fazlası vardır, d bloğu özelliği olarak, Cr (III) iyonu oluşurken önce 4s orbitalindeki bir elektron ve sonra 3d orbitalinden iki elektron kaybedilir, krom reaksiyonları bu dağılımın sonucudur [12-16]. Krom toprak yapısında, yerin iç katmanlarında ve tüm canlıların vücudunda bulunan, dünyadaki en yaygın elementlerden biridir. Kromun çoğunluğu, mağmatik çevrede oluşan, demir içeren kromit cevheri halinde bulunur. Kromitin ideal bileşimi FeO.Cr 2 O 3 şeklindedir, ağırlıkça % 68 i Cr 2 O 3 ve % 32 si FeO den oluşur. Kromit ağırlıkça %46 oranında krom içerir. Kromit minerali, kromun tek ticari kaynağıdır ve başta Güney Afrika olmak üzere, Kazakistan, Rusya, Zimbabve, Hindistan ve

22 5 Türkiye den çıkarılmaktadır. Dünya kromit üretiminin %40 ı Güney Afrika dan sağlanmaktadır. Dünyada çıkarılabilecek olan yaklaşık 11 milyar ton krom cevheri bulunduğuu belirtilmiştir [16,17] Kromun Oksidasyon Basamakları Krom, geniş bir yelpazede farklı oksidasyon durumlarında bulunabilir. Krom (I), (IV) ve (V) durumu nadir görülürken, Cr (II) kararsızdır, Cr (III)) ve Cr (VI) ise, en yaygın görülen türlerdir. Cr (II) bileşikleri bazik karakterdedir, Cr r (VI) bileşikleri ise, asidik karakterdedir, Cr (III) bileşikleri amfoterdir. Cr (III), en kararlı türdür ve çoğu durumda hâkim tür olarak karşımıza çıkmaktadır. Cr (III) bileşiklerinin memelilerdeki glukoz metabolizmasında etkisi olması nedeniyle, diyetle alınması gereken temel elementtir. Cr (III) ve Cr (VI) arasındaki ilişki, ph ve oksidatif etkenlere kuvvetle bağlıdır [18, 19]. Cr (VI) türleri, asidik ve nötr ph değerindeki ortamlarda, güçlüü oksidan özelliğine sahiptir. Cr (VI), baskın olarak, dengedeki kromat anyonu, a [CrO 4 ] -2 ve dikromat anyonundan [Cr 2 O 7 ] -2 oluşur. Sarı renkli kromat ve turuncu renkli dikromat arasındaki değişim oldukça kolayy cereyan eder. 2 [CrO 4 ] H + [Cr 2 2O 7 ] -2 + H 2 O Denge reaksiyonundaa Le Chatelier prensibine göre, asidik ortamda denge sağa kayar ve [Cr 2 O 7 7] -2 baskın duruma geçerken, ph 6,5 ve üzerindekii ph koşullarında, dengedeki protonlar, ortamdaki OH - iyonları ile tüketileceğinden, denge sola kayar, [CrO 4 ] -2 baskın duruma geçer. [CrO 4 ] -2 [Cr 2 O 7 ] H 2 O + 3 e - Cr (OH) OH H 3 O e - 2 Cr +3 (ε 0 = V) + 21 H 2 O (ε 0 = 1.33 V)

23 6 Yüksek ph değerlerinde, kromat ve dikromatın, orta derecedee oksitleme gücüne sahip olduğu söylenebilir. Her iki tür, düşük ph değerlerinde, güçlü oksidanlardır [20,21]. Krom türleri için, Pourbaix diyagramı Şekil 2.1 de, ve Cr (VI)) türlerinin dağılım diyagramıı Şekil 2.2 sunulmuştur. Pourbaix diyagramı redoks potansiyeli ve ph a bağlı olarak oluşan iyonları tanımlar. Diyagramdan görüldüğü üzere, yaklaşık olarak ph 3,5 in altında Cr (III) baskındır, üzerinde ise, Cr (III) ün hidroksit türleri (sırasıyla CrOH +2, Crr (OH) + 2, Crr (OH) 3 ve Cr (OH) - 4 ) oluşur o [22,23] Şekil 2.1. Krom için Pourbiax diyagramı [23]

24 7 Şekil 2.2. Cr (VI) türlerinin dağılım diyagramı [23] Şekildeki dağılım grafiğinde, Crr (VI) nın, kromik asit ve kromik asitin iki tuz formu halinde, ph ya bağlı olarak bulunduğu görülmektedir. Kromik asit (H 2 CrO 4 ) ph<1 olduğu durumlarda baskındır. ph 1 in üzerinde, bir protonunu p kaybederek hidrojen kromat iyonunu oluşturur (HCrO 4 ), ph 6 dan yüksek ph değerlerinde ise, tekrar proton kaybeder ve kromat iyonu (CrO -2 4 ) şeklinde bulunur. Dağılım grafiği incelendiğinde, HCr ro 4 iyonuu konsantrasyonunun 1 g/l den yüksek olması durumunda, iki HCrO 4 molekülünün su kaybederekk birleşmesi sonucu dikromat (Cr 2 O 2 7 ) iyonunun oluştuğu görülebilir [22,23] Kromun Kullanım Alanları Cr (VI) tuzları çok daha yoğun olmak üzere, krom bileşikleri, metal kaplamada, kağıt ve kağıt ürünlerinin üretiminde, temizlik malzemelerinde, patlayıcı madde yapımında kullanılır. Kromun yaklaşık %80 i metalurjik uygulamalardaa kullanılmaktadır. KCr(SO 4 ) 2 tuzları, deri ve tekstil sanayinde kullanılmaktadır. Boya sanayinde renklendirici ve mordan olarak,, fotoğraf ve baskı endüstrisinde kullanılırlar. Bazik kurşun bikromat, krom(iii)oksit, kurşun bikromat gibi g bileşikler pigment olarak

25 8 kullanılmaktadır. Kromun erime sıcaklığının yüksek olması ve ateşe dayanıklı olması nedeniyle refrakter tuğla ve çelik alaşımları yapımında, aşınma engelleyici kaplamalar için de krom kullanılmaktadır. İnert ve korozyona dirençli olması nedeniyle de krom laboratuvar ve tıp aletlerinin yapımında, uçak ve otomotiv sanayinde ve birçok malzemenin krom kaplanmasında kullanılır. Ayrıca, krom ile hazırlanan ısıya dayanıklı süper alaşımlar, askeri amaçlı uygulamalar için üretilmektedir. Petrokimya, gübre sanayi ve termik enerji santrallerinin atıkları da krom içermektedir. Kromat ve bikromatlar, yükseltgen olarak kullanılırlar. Bikromatlar sülfirik asitli ortamda oksijen vererek indirgenir. Bu özellikleri nedeniyle, özellikle organik maddelerin eldesinde yükseltgen olarak kullanılırlar [16,24] Krom Toksisitesi Krom bileşiklerinin toksisitesi, ph, sıcaklık, oksidasyon basamağı ve söz konusu organizmanın türüne göre değişiklikler gösterir [25]. Krom(III) bileşiklerine memelilerin vücudunda ihtiyaç duyulmasına karşılık, miktarının yüksek olması, toksik etkilere sebep olabilir. Krom(VI) iyonları, toksisite bakımından, krom(iii) den çok daha toksiktir, EPA nın belirlediği eşik limit değeri, krom(iii) den 10 kat daha düşüktür. Krom(VI) deniz suyuna karıştığında, bazı sucul bitkilerin fotosentez yapmasına engel olur, balıklarda üremeyi azaltır ve balık ölümlerine sebep olabilir. Krom(VI) insanlarda, temas durumunda, deri ve solunum yollarının mukozal dokularında, tahriş, yara ve ülserlere sebep olan yanıklar oluşturur. Krom(III) ve krom(vi) ya karşı hassasiyet, alerjik reaksiyonlara, gözlerde ve burunda kızarıklıklara, kaşıntı ve döküntülere neden olur. Sindirim sistemi ile krom(vi) alınması ise, mide ve bağırsaklarda ülser, nekroz ve ölüme sebep olabilir. Çok yükseltgen bir madde olan krom(vi) nın en önemli etkilerinden biri de akciğer kanserine sebep olmasıdır [26].

26 Krom Kirliliği Krom kirliliği, büyük ölçüde, daha önce bahsedilen krom kullanan endüstrilerin atık sularının, doğrudan sucul alıcı ortamlara deşarj edilmesiyle oluşmaktadır. Bunun yanında katı atıkların çözünmesi ve sızması şeklinde de doğal kaynaklara kontamine olmaktadır. Krom kirliliğinin kontrol edilebilmesi amacıyla, endüstriyel atıkların, deşarj edilmeden önce içerebilecekleri krom miktarı için izin verilen sınır değerler, farklı kuruluşlar tarafından belirlenmiştir. Atık sular, deşarj edilmeden önce arıtılarak içerdiği tehlikeli maddeler, belirlenen sınır değerlerinin altına getirilmelidir. Türkiye de endüstriyel atık suların, deniz, kıyı ve haliç sularına deşarjı için toplam kromun maksimum sınır değeri, 0,1 mg/l olarak belirlenmiştir [27]. Çizelge 2.1 de, Türkiye de kıtaiçi su kaynaklarının sınıflarına göre kalite kriterlerinde, farklı su kalite sınıflarındaki krom değerleri verilmiştir [28]. Çizelge 2.1. Su kaynaklarının sınıflarına göre kalite kriterlerinde krom için kabul edilen değerler SU KALİTE SINIFLARI I II III IV Toplam Krom (μg /L) >200 Krom (VI) (μg /L) Ölçülmeyecek kadar az >50 Birleşik Devletler Çevre Koruma Ajansı (US-EPA), toplam krom için, içme suyundaki maksimum kontaminant seviye hedefini, 0,1 mg/l olarak belirlerken, Dünya Sağlık Örgütü (WHO) ise, toplam kromun içme sularında izin verilebilecek maksimum sınırını 0,05 mg/l olarak belirlemiştir [29]. Türk Standartları Enstitüsü nün TS 266 sayılı, İnsani Tüketim Amaçlı Sular Standardında, içme ve kullanma sularındaki toplam krom limiti, 0,05 mg/l olarak belirlenmiştir [30].

27 10 Çizelge 2.2 de, Türkiye de bazı endüstri alanları atık sularının alıcı ortama deşarj standartlarından, krom için belirlenen değerler verilmiştir [28]. Çizelge 2.2. Bazı endüstri alanlarına ait atık sularının krom için ortalama deşarj standartları Birim Kompozit numune 2 saatlik Kompozit numune 24 saatlik Maden Sanayi (Demir ve Demir Dışı Metal Cevherleri ve Endüstrisi) Toplam Krom mg/l 2 1 Maden Sanayi (Çimento, Taş Kırma, Karo, Plaka İmalatı, Mermer İşleme, Toprak Sanayi ve Benzerleri) Krom(VI) mg/l 0,3 - Tekstil Sanayi (Açık Elyaf, İplik Üretimi ve Terbiye) Toplam Krom mg/l 2 1 Petrol Sanayi (Petrol Rafinerileri ve Benzerleri) Krom(VI) mg/l 0,2 0,1 Petrol Sanayi (Hidrokarbon Üretim Tesisleri) Krom(VI) mg/l 0,5 0,2 Deri, Deri Mamulleri ve Benzeri Sanayiler Krom(VI) (mg/l) 0,5 0,3 Toplam Krom (mg/l) 3 2 Kimya Sanayi (Boya, Boya Hammadde ve Yardımcı Madde Üretimi ve Benzerleri) Krom(VI) (mg/l) 0,5 0,3 Toplam Krom (mg/l) 2 1 Kimya Sanayi (Petrokimya ve Hidrokarbon Üretim Tesisleri) Krom(VI) (mg/l) 0,5 0,2 Metal Sanayi (Genelde Metal Hazırlama ve İşleme) Toplam Krom (mg/l) 2 1 Krom(VI) (mg/l) 0,5 0,5 Taşıt Fabrikaları (Otomobil, Kamyon, Traktör, Minibüs, Bisiklet, Motosiklet vb Fabrikalar) Toplam Krom (mg/l) 0,5 - Krom(VI) (mg/l) 0,05 - Tersaneler ve Gemi Söküm Tesisleri Toplam Krom (mg/l) 2 1

28 11 Çizelge 2.2. (Devam) Bazı endüstri alanlarına ait atık sularının krom için ortalama deşarj standartları Katı Artık Değerlendirme ve Bertaraf Tesisleri Toplam Krom (mg/l) 2 1 Krom(VI) (mg/l) 0,5 0, Krom Giderim Yöntemleri Endüstriyel atık suların kromdan arındırılması için kullanılan yöntemler arasında, kimyasal çöktürme, indirgeme, diyaliz, şelatlama, iyon değiştirme, buharlaştırma, solvent ekstraksiyonu, ters osmoz, ultrafiltrasyon, yüzdürme, membran teknolojileri ve adsorpsiyon, öncelikli olarak sayılabilir. Bu yöntemlerin seçiminde, atık suyun asidik ya da bazik karakteri, giderim ve geri kazanma için öngörülen hedef, atıkta bulunan krom bileşiğinin türü ve konsantrasyonu, maliyet, kimyasal ve enerji sarfiyatı, arıtmayla yeni oluşan atıkların yönetimi ve giderim verimi dikkate alınmalıdır İndirgenme ve kimyasal çöktürme Krom giderimi için en yaygın olarak kullanılan yaklaşımlardan biri kimyasal çöktürme yöntemidir. Bu yöntemde, öncelikle atık suda bulunan Cr (VI) iyonları, bir indirgen kullanılarak, termodinamik olarak en kararlı türü olan, Cr (III) e indirgenir. Cr (VI) nın indirgenmesi için kullanılan indirgenler, demir(ii) sülfat (FeSO 4 ), kükürt dioksit (SO 2 ), sodyum sülfit (Na 2 SO 3 ) ve sodyum bisülfit (NaHSO 3 ) gibi tuzlar ve alkali sülfitlerdir. En ucuz indirgen olan demir(ii) sülfat ile, Cr (VI) nın indirgenme reaksiyonu aşağıdaki gibi cereyan eder. -2 Cr 2 O H + + 6e - 2 Cr H 2 O E 0 = 1,33 V 6 Fe +2 6 Fe e - E 0 = -0,771 V Cr 2 O Fe H + 2 Cr Fe H 2 O E 0 pil = 0,559 V

29 12 E 0 pil değeri, pozitif olduğundan, net reaksiyon kendiliğinden gerçekleşir, Cr (VI), Cr (III) e indirgenir. Sadece Cr (III) e indirgenme işlemi, toksik olan Cr (VI) için bir giderim yöntemidir. İndirgen madde olarak demir(ii)sülfat kullanıldığında, reaksiyon sonrasında, demir(iii)hidroksit oluşarak kolloidal bir sulu çamur oluşturur. Çamurun uzaklaştırılması gerekir, bu fazladan işlem gerektiren katı atık oluşumu, yöntemin dezavantajlarından biridir. Yöntemin uygulanması için, atık suyun siyanür içermemek gibi bazı özelliklere sahip olması gerekliliği de yöntemin uygulanabilirliğini kısıtlar. Cr (III) ün de atık sudan uzaklaştırılabilmesi için, atık suya bazik karakter kazandırılarak, atık suda bulunan Cr (III) iyonlarının, hidroksitlerine dönüştürülmesi sağlanır ve bu türlerin çöktürülmesi sonrasında, giderim sağlanmış olur. Bu amaçla kullanılan kimyasallar, kireç, dolomit veya sodyum hidroksittir [16,31] İyon değiştirme İyon değiştirme yönteminde, genellikle aşağı akışlı kolonlarda, anyon ya da katyon değiştirici reçineler kullanılır. Reçinenin yüzeyindeki fonksiyonel gruplarda bağlı olan iyonlarla, atık suda bulunan aynı yükteki iyonların yer değiştirmesi sağlanır. Reçine yüzeyindeki fonksiyonel gruplar negatif yüklü ise, katyonları bağlayacağından, böyle reçinelere katyon değiştirici denir, fonksiyonel gruplar pozitif yüklü olduğunda, bu reçineler anyon değiştirici olarak görev görür. İyon değiştirme ile krom giderimi işlemi için, anyon değiştirici reçineler kullanılır ve krom geri kazanımı ekonomik olarak gerçekleştirilir. Reçinelerin tasarımında ihtiyaca uygun şekilde, reçineye gözenek ve fizikokimyasal nitelik kazandırmak mümkündür. Bu olanaklar, yöntemin etkinliğini arttırır [16,32]. Bununla birlikte, reçinelerin mekanik dayanımı çok yüksek değildir. Reçinelerin saturasyona ulaştıktan sonra, asit ya da bazik kimyasal ajanlarla rejenerasyonu yapılmalıdır.

30 13 Rejenerasyon için kullanılan çözelti, atık sudan uzaklaştırılan iyonları konsantre etmiş olur. Yöntemin kimyasal ihtiyacı yüksek olduğundan, çoğu zaman ekonomik bir seçim olmamaktadır Solvent ekstraksiyonu Bu yöntem, atık sudaki metallerin, bir başka kimyasal reaktif sıvı içine geçmesi ve sonrasında bu iki sıvının ayrılması sonucunda metal giderimi sağlar. Metaller, atık suya ilave edilen organik çözücüde çözünerek, sudan çözücü ortamına geçerler. En çok kullanılan petrol eteri, benzen, kloroform, dietil eter ve diğer bazı organik çözücülerdir. Organik kısım ve atık suyun faz ayrımı gerçekleştikten sonra çözücü kısmı uzaklaştırılır. Metallerin geri kazanımı için, organik çözücülere asit muamelesi yapılarak, metaller sulu faza geri alınır. Bu yöntemin veriminin düşük olması ve gerekli kimyasal ajanların toksik olması önemli dezavantajlarındandır [16] Buharlaştırma Düşük hacimlerde atıksu arıtılacağı durumlarda ya da atıksuyun içerdiği metal derişimi 500 mg/l nin üzerinde olduğunda, geri kazanım amacıyla buharlaştırma yapılabilir. Bu yöntem basit bir buharlaştırma ve deriştirme işleminden ibarettir ancak, işlemin ihtiyaç duyduğu enerji çok fazladır. Bu yüzden oldukça pahalı bir yaklaşımdır, çoğunlukla bir önderiştirme işlemi olarak kullanılır [16,31] Ters osmoz Ters osmoz, atık suyun, yarı geçirgen bir membrandan, yüksek basınç altında geçirilmeye zorlanması sırasında, suyun seyreltik çözelti kısmına geçmesi ve çözünmüş haldeki kirleticilerin membranda alıkonması prensibi ile çalışan bir yöntemdir. Ters osmoz birimleri, birbirlerine seri ya da paralel bağlanarak

31 14 işletilebilir. Kullanılan membranlar iyon ve kolloidleri sıvı ortamdan ayırabilirler. Bütün ağır metaller için uygulanabilen bir yöntemdir [16,31,3333,34,35]. Bu alandaki öncü çalışmayı, Chai ve arkadaşları gerçekleştirmişlerdir, elektrokaplama sanayi atık suyunu ters osmozla arıtmışlardır [33]. Bahsedilen bu geleneksel arıtma yöntemlerinin, giderim etkinliği düşüktür, pahalı cihaz, malzeme, kimyasal ya da enerji gereksinimleri vardır ve toksik madde içeren atık çamurları [35] oluşumuna sebep olabilirler. Bu yöntemlerin ekonomik olması için, akımın ve metal konsantrasyonunun yüksek olması gereklidir [36]. Bu dezavantajların üstesinden gelebilmek için, adsorpsiyon yaklaşımı geliştirilmiştir Adsorpsiyon Adsorpsiyon, giderimi hedeflenen bir maddenin, ucuz ve etkin katı destek materyallerinin yüzeyine, fiziksel ya da kimyasal kuvvetlerle bağlanması prensibine dayanır. Adsorpsiyon metal uzaklaştırılması için kullanılan, yüksek giderim verimi ve düşük maliyet sağlayan bir yöntemdir. Adsorplayıcı destek malzemesine sorbent adı verilir. Adsorpsiyon işleminin etkinliği üzerinde, hedef molekül ve sorbent yüzeyi arasındaki kimyasal ve elektrostatik etkileşimler rol oynar [37]. Adsorpsiyon ısısı bakımından adsorpsiyon işlemi, fiziksel ve kimyasal adsorpsiyon olarak ikiye ayrılır. Fiziksel adsorpsiyonda adsorpsiyon ısısı 10 kcal/mol den düşüktür ve aktivasyon enerjisi gerekmez. Bağlanan moleküller ile sorbent yüzeyinde bulunan fonksiyonel gruplar arasında, zayıf van der Waals kuvvetleri etkindir. Bağlanma kuvveti kimyasal adsorpsiyondan zayıftır. Fiziksel adsorpsiyon, diğer yöntemlere göre ekonomik ve yüksek bir giderim etkinliği sergiler.

32 15 Kimyasal adsorpsiyonda, adsorpsiyon ısısı 40 kcal/mol ün üzerindedir, geri dönüşümsüz olarak bağlanma gerçekleşir. Sorbent yüzeyindeki fonksiyonel gruplar ile adsorplanan moleküller arasında güçlü kovalent ya da iyonik bağlar kurulmaktadır. Bu nedenle moleküllerin yüzeyden desorpsiyonu için daha zorlu şartlar oluşturulması ya da kimyasal ajanlar kullanılması gerekir [38]. En iyi bilinen adsorbentlerden biri, 1700 lerin sonlarından itibaren bazı arıtım ve giderim işlemlerinde uygulamaları olduğu bilinen, aktif karbondur. Aktif karbon karbon bakımından zengin olan, ağaç kabuğu, kömür, kemik ve tohum kabukları gibi birçok biyolojik materyalden üretilebilir. Aktif karbon toz ya da granül halinde kullanılabilir, geniş yüzey alanları ( m 2 /g), mikrogözenekli yapıları sayesinde, yüksek bir giderim verimi sağlarlar. Organik kimyasalların, boyaların, metallerin ve birçok farklı kimyasal yapıya sahip kirleticinin giderimi için uygun olup, çeşitli sanayi atıksularının gideriminde, evsel atıksuların arıtımında, özellikle metallerin geri kazanımında, sıvı ya da buhar fazı adsorpsiyonunda ve tıp alanında kullanılmaktadır. Diğer yöntemlere nispeten, aktif kömür üretiminde kullanılan hammaddelerin (odun, kömür gibi) maliyetinin yüksek olması, daha az kaliteli ürün oluşturmaları, elüsyon ve rejenerasyon sırasında adsorbent kaybı gibi sorunlar da meydana getirir. Hammadelerin elde edilmesinde yaşanan zorluklar üzerine farklı hammaddelerden aktif kömür üretme çalışmaları karşımıza çıkmıştır. Bunlardan dikkat çekici bazı çalışmalar, lastik ve polimerik atıkların, arıtma çamurlarının, bazı petrol kökenli kirleticilerin aktif kömür üretimi için kullanılmasıdır [39] Biyosorpsiyon Pahalı polimerik sentetik sorbentlerin kullanımı, hedef moleküllerin atık sudan ayrılması sırasında, seçicilik ve etkinliğin geliştirilmesi için, ideal olsa da, büyük ölçekli arıtım uygulamalarında kullanımları ekonomik açıdan pratik olmamaktadır.

33 16 Daha ucuz ve kolay ulaşılabilir malzemelerin tercih edilmesi ve bu malzemelerin bazı basit önişlemlerle modifiye edilerek, alternatif yeni destek materyallerinin hazırlanması, son yıllarda birçok araştırmacı tarafından çalışılan bir yaklaşım olmuştur. Alternatif destek materyalleri arasında, bitkisel malzemelerden (örneğin ağaç kabukları, meyve kabukları, tohum örtüleri, yaprak ve diğer bitkisel dokular), hayvansal malzemelere (süngerler, yumuşakçaların kabukları, kemik tozu vs.) ve bakteriler, algler, mayalar gibi mikroorganizmalara kadar pek çok biyolojik malzeme yer almaktadır [40,45]. Biyosorpsiyonun en önemli avantajlarından biri, metal iyonlarının çok büyük oranda giderimini gerçekleştirebilmesi ve biyosorbentlerinin çok ucuz, kolay erişilebilen ve rejenerasyonu yüksek olan malzemeler olmasıdır [46] Biyosorpsiyon özel tasarımlara gerek duyulmadan, büyük ölçekli arıtma işlemlerine uygulanabilmektedir, diğer sistemlerle entegrasyonu kolayca yapılabilmektedir Biyosorpsiyon mekanizması Biyosorpsiyon yaklaşımı, esas olarak, biyodegredasyon ya da oksidasyon haricinde, hücre duvarı üzerinde meydana gelen, adsorpsiyon, şelatlama, iyon değişimi, mikropresipitasyon, koordinasyon, kompleksasyon gibi farklı mekanizmalarla, hücrelere aktif olmayan metal alımının farklı modlarını tarifler [47]. Ancak, biyosorpsiyonun dışında bir metal ve mikrobiyal hücre yapısı arasında meydana gelebilecek çok farklı etkileşimler ve farklı süreçler sözkonusudur. Olası mekanizmalar Şekil 2.3 te özetlenmiştir. Şekilden görüldüğü üzere, biyosorpsiyon olayı hücre yüzeyinde gerçekleşir, aktif olmayan bir işlemdir. Canlı ya da inaktif tüm hücrelerde gerçekleşebilir. Biyobirikim olayı ise, metalin hücre içine alınması ve biriktirilmesidir ve enerji gerektirir, sadece canlı hücreler birikim yapabilir. Birikim olayı hücre içinde olabildiği gibi, hücre dışındaki ekstraselüler salgılar aracılığıyla da

34 17 gerçekleştirilebilir. Biyosentez ve biyodegredasyon metabolik yollardır, sadece canlı hücrede meydana gelebilir. Şekil 2.3. Mikrobiyall hücre ve metaller arasındaki etkileşim mekanizmaları [48] Biyosorpsiyonun aktif olmayan bir mekanizmaya sahip olması, biyosorbent olarak canlı ya da cansız durumdaki bütün materyalin kullanılabileceğini i açıklamaktadır. Biyosorpsiyon işlemi için kullanılan organizmaların,, aktif ve inaktif kullanımları birçok araştırmacı tarafından denenmektedir. İnaktivasyon yöntemi olarak, ısı ile muamele, asit, baz veya başka kimyasallarla muamele etmek mümkündür. İnaktif biyokütlenin, canlı biyokütleye karşı üstün yönlerindenn bazıları, yoğun toksikk madde içeren atık sulardan etkilenmemesi, zorlu işlem şartlarına dayanıklılığı ve besin desteği gerektirmemesidir. Bunun yanında, rejenerasyon için kullanılan ajanlara karşı, canlı biyosorbentlerden n daha dayanıklıdır ve kolayca desorpsiyon ve rejenerasyon uygulanabilir [49-52].

35 18 İşlem görmemiş aktif biyokütlenin doğal olarak yüzeyde açığa vurduğu fonksiyonel gruplar, çeşitli işlemlerden geçirilerek inaktif hale getirilen biyokütlede sayı ya da nitelik açısından değişiklikler gösterir. İşlem görmüş olan biyosorbentler çok düşük konsantrasyonda metal içeren atık sulardan giderim gerçekleştirebilmektedirler. Ayrıca inaktif biyosorbentlerin, oda sıcaklığında saklanabilmesi de bir diğer avantajıdır [53-55] Fungal biyosorbentler Fungusların hücre duvarı, polisakkarit ve proteinlerce zengin bir bileşime sahiptir. Bu biyopolimerler, hücre yüzeyinde, hedeflenen molekül ya da iyonların bağlanabileceği, karboksil, hidroksil, sülfat, fosfat ve amino grupları gibi birçok fonksiyonel grup sergilerler [56,47]. Yapılan birçok çalışmada, fungus hücre duvarındaki bu çok çeşitli fonksiyonel grupların inaktivasyon yöntemlerinin etkisiyle değiştirilmesiyle, canlı biyosorbentlerden çok daha yüksek miktarda metal uzaklaştırdığı belirlenmiştir[57-59]. Biyosorpsiyon işlemi, ortamın sıcaklığından, ph sından, iyonik şiddet ve metalin başlangıç konsantrasyonundan etkilenir. Ortam şartları dışında, biyosorbentlere uygulanan işlemlerden ve biyosorbent kültürünün yaşından da etkilenir. Bu çalışmada, beyaz çürükçül funguslardan Lentinus concinnus biyokütlesinin, aktif, asit, baz ve ısı ile inaktive edilmiş şekilde, sulu çözeltilerden Cr (VI) giderimi potansiyeli, kesikli sistemde araştırılmıştır. Beyaz çürükçül funguslar, hücre duvarlarının yapısı, yüzeylerinde çok çeşitli fonksiyonel gruplar içermeleri, geniş yüzey alanı sağlayan gözenekli yapıları ve enzimleri nedeniyle, çeşitli kimyasal özellikteki kirleticileri uzaklaştırmada etkilidirler. Toksik maddelere ve zorlu çevresel koşullara karşı dayanıklı olmaları, ideal bir biyosorbentte aranan bir diğer

36 19 üstün özelliktir. Çalışmanın çıkış noktası, literatürde diğer beyaz çürükçül fungus türleri ile, metallerin, boyaların ve organik kirleticilerin giderimleri çalışıldığında, çok yüksek giderim oranlarının yakalanmış olmasıdır. Ancak, Lentinus concinnus türü ile henüz hiçbir çalışma literatürde bulunmamaktadır. Bu türün üretimi, ucuz malzemelerle, oldukça basit olan temel inkübasyon yöntemleri ile kolayca gerçekleştirilebildiğinden, maliyeti son derece düşüktür. Yeni bir biyosorbent olarak, Cr (VI) giderim potansiyelinin araştırılması, bunlar gibi bazı üstün özellikleri nedeniyle gereklidir. Bu amaç doğrultusunda, biyokütlenin karakterizasyon çalışmaları yapılmış ve sonrasında fungal biyokütlenin, farklı önişlemlere maruz bırakılmasıyla, Cr (VI) giderim veriminin değişimleri incelenmiştir. Biyosorpsiyon sürecini etkileyen parametreler incelenerek, optimum koşullar belirlenmiştir. Biyosorpsiyonun bazı izoterm ve kinetik modellerine uygunluğu araştırılmıştır Krom (VI) İyonlarının Biyosorpsiyon Mekanizması Biyosorpsiyon işlemleri sırasında kullanılan Cr (VI) iyonları, asidik ortamlarda ve organik materyallerle reaksiyona girerek kolayca Cr (III) e indirgenebilir. Bu nedenle, biyosorpsiyon sonunda, sadece krom (VI) iyonlarının ölçülmesi, doğru sonuç vermeyebilir. Ölçülen Cr (VI) iyonunda, gözlenecek olan azalma, sadece biyosorbe olan kromdan kaynaklanmıyor olabilir, Cr (VI) nın Cr (III) e dönüşmesi ile kaybedilmiş olabilir. [23] Srivastava ve arkadaşlarının, [79] 1986 da gerçekleştirdiği krom uzaklaştırma çalışmasından bu yana, pek çok araştırmacı, bakteriler, algler, funguslar, yosun ve bitkiler gibi çok çeşitli biyomalzemelerin kullanıldığı, Cr (VI) uzaklaştırma çalışması gerçekleştirmiştir. [23,80] Bazı çalışmalarda, sulu çözeltilerden Cr (VI) uzaklaştırmasının, sadece anyonik adsorpsiyona dayandığı iddia edilmişti. Fakat bu durumun, hatalı krom ölçümünden ve dengeye ulaşması için yeterli sürenin verilmemesinden kaynaklandığı ortaya

37 20 konmuştur. Biyokütleye bağlanan kromun, çoğunlukla Cr (III) olduğu gösterilerek, Cr (VI) giderim mekanizmas sının indirgenmeye dayandığı d açıklanmıştır [81] Biyomateryaller tarafından Cr (VI) uzaklaştırılması için önerilenn yeni mekanizma, doğrudan ya da dolaylı indirgenme mekanizmalarıdır, Şekil 2.4 de şematik anlatımı sunulmuştur[82]. Doğrudan indirgenme mekanizmasında, suluu fazdaki Cr (VI) iyonu, biyomateryalin elektron verici gruplarıyla temas ederek, Cr (III) e indirgenir. - Dolaylı indirgenme mekanizmasında ise, HCrO 4 iyonu, fungal hücre duvarı yapısında bulunan, protonlanmı mış aminler gibi pozitif yüklü gruplara bağlanır ve komşu elektron verici gruplar tarafından Cr (III) e indirgenir. Cr (III) ve pozitif yüklü gruplar arasındaki itme ile, Cr (III) iyonları ya sulu çözeltiye bırakılır, ya da komşu gruplarla kompleks oluşturarak tutulur. [58,59,83]. Bu noktadaa dikkat edilmesi gereken husus, eğer biyokütlede elektron verici gruplar az sayıda ise, ya da sulu fazdaa protonlar az miktardaa ise, biyomateryal yüzeyinde bağlanan kromun, +6 yüklü olarak kalabileceğidir[80]. Yapılan çalışmada, ortamdaki Cr (VI) nın indirgenmiş olma ihtimali göz önüne alınarak, ölçümden önce bütün krom iyonları, Cr (VI) ya yükseltgenmiştir. Buu şekilde, indirgenmeden kaynaklanan hatalı sonuçlar engellenmiştir. Şekil 2.4. Krom(VI) iyonlarının i biyosorpsiyon mekanizması [82]

38 21 3. KAYNAK ARAŞTIRMASI Geleneksel arıtma yöntemlerinin olumsuz özellikleri nedeniyle, biyosorpsiyon yöntemi araştırmacılar tarafından oldukça yoğun olarak çalışılmaktadır. Düşük maliyetli, yeni atıklar oluşturmayan, yüksek giderim verimi ve geri kazanım sağlayan, basit ve hızlı işlemlerle hazırlanarak, büyük ölçekli arıtım sistemlerinde kullanılabilen ve adsorban kaybı olmaksızın rejenere edilebilen yeni biyosorbentlerin geliştirilmesi, esas olarak üzerinde durulan hedeflerdir. Cr (VI) giderimi için gerçekleştirilen çalışmalarda kullanılan biyosorbentler, bakteriler, funguslar, algler, mayalar ve tarım ürünleri olarak sınıflandırılabilir. Ağır metal gideriminde, biyolojik yapılarla metal iyonları arasındaki etkileşim, başlıca hücre yüzeyinde gerçekleşen biyosorpsiyon, hücre içinde gerçekleşen biyobirikim ve hücre dışı birikim olarak incelenebilir. Aktif olmayan işlemler, hem canlı hem de inaktif biyokütlelerde cereyan edebilir. Hücre içinde ya da dışındaki birikim ise aktif alımlardır ve enerji gerektirir, sadece canlı biyokütlelerde gerçekleşir [60]. Elde edilen pek çok deneysel sonuç ise, inaktif biyokütlelerin, hemen her türlü kirleticiyi hedef alan giderim çalışmasında çok daha etkili olduğunu ortaya koymuştur. Örnek olarak, bakterilerin biyosorbent olarak kullanıldığı bir çalışma, Srinath ve arkadaşları tarafından, 2002 yılında gerçekleştirilmiştir. Araştırmacılar, çalışmalarında, 0,96 mg/l Cr (VI) içeren endüstriyel atıksuyun arıtımı için, kesikli sistemde, Bacillus circulans, Bacillus megaterium (cansız), Bacillus coagulans (cansız), Bacillus coagulans (canlı) kullanmışlar ve sırasıyla, 34,5 mg/g, 30,7 mg/g, 39,9 mg/g ve 23,8 mg/g maksimum sorpsiyon kapasitelerine ulaşmışlardır. Cansız bakteriyel biyokütlelerin daha yüksek sorpsiyon kapasitesi verdiği görülmektedir. Araştırmacılar bu durumu, cansız biyosorbentlere uygulanan ph 2,5 taki H 2 SO 4 muamelesinin, biyokütlelerin Cr (VI) giderimini arttırmasına dayandırmışlardır. [61]

39 22 Bir başka çalışma, Zhou ve arkadaşları tarafından yapılmıştır. Biyokütle olarak inaktif hale getirilmiş Bacillus licheniformis bakterisi kullanılmış ve sulu çözeltisinden Cr (VI) iyonlarının giderimi için, kesikli sistemde, mg/g sorpsiyon kapasitesi elde edilmiştir. En yüksek Cr (VI) giderimi için optimum ph değerini 2,5 ve sıcaklık değerini ise 50 C olarak tespit etmişlerdir. Adsorpsiyon izotermi olarak Langmuir modelinin daha uygun olduğunu ve pseudo-ikinci derece kinetik modeli ile tanımlanabileceğini açıklamışlardır [62]. Canlı olarak kullanılan bakterilerle yapılan çalışmalarda, sonuçlar nispeten düşük görünse de, Ziagova ve arkadaşları 2007 yılında yaptıkları çalışmada, Pseudomonas sp. ve Staphylococcus xylosus kullanarak, Cd(II) ve Cr (VI) gideriminde oldukça yüksek sonuçlara ulaşmışlardır. Pseudomonas sp. için 278 mg/g Cd (II) ve 95 mg/g Cr (VI) ve Staphylococcus xylosus için 250 mg/g Cd (II) ve 143 mg/g Cr (VI) sorpsiyon kapasitesi elde etmişlerdir. Bu sonuçlar literatürde verilen en yüksek sorpsiyon kapasitelerindendir [63]. Cr (VI) gideriminde, biyosorbent olarak küfler, mayalar ve funguslar da yoğun olarak kullanılmaktadır. Fungal hücre duvarı, kimyasal bileşim olarak çok çeşitli biyopolimerik zincir yapıları ve bunlara bağlı farklı karakterde yan gruplar barındırır. Hücre duvarı bileşenleri, her bir taksonomik grup için ayrı özelliklere sahiptir. Örneğin, su küfü olarak da bilinen Acrasiales ve Ooomycetes in, hücre duvarının ana bileşeni selüloz-glikojen zincirlerinden oluşur. Hyphochytridiomycetes küfü selülozglukan ağırlıklı bir yapıya sahipken, Zygomycetes ve Chytridiomycetes selüloz-kitin ağırlıklıdır. Bu çalışmamızda kullandığımız beyaz çürükçül fungusun dahil olduğu Basidiomycetes üyelerinin hücre duvarı, kitin-glukan ağırlıklıdır [63]. Bu nedenlerle uygulanan önişlemler, her bir biyokütlede paralel sonuçlar vermeyebilir. Her hücre duvarının yapısı farklı olduğundan, önişlemlerle meydana gelecek olan değişiklikler de birbirinden farklılık arz edecektir. Bu farklılıklar da, araştırılan giderim verimlerine yansıyacaktır.

40 23 Bu konuya örnek teşkil edebilecek olan çalışmalardan biri, Mungasavalli ve arkadaşlarının 2007 tarihli çalışmasıdır. Bu çalışmada, kolon içinde polisülfonda immobilize edilmiş ve farklı önişlemlerden geçirilmiş Aspergillus niger biyokütlesi kullanmışlardır. Önişlemlerin sorpsiyon kapasitesine olan etkilerini, ph 2.0 de aşağıdaki şekilde belirlemişlerdir. Biyokütle tipi Biyosorpsiyon kapasitesi (mg/g) Otoklavlama 1.5 Asit uygulama 2.0 Alkali uygulama 1.9 Aseton uygulama 1.8 Formaldehit uygulama 2.2 CTAB uygulama 3.1 PEI uygulama 2.5 APTS uygulama 1.8 Görüldüğü üzere, en yüksek sorpsiyon kapasitesini, setil trimetil amonyum bromid (CTAB) uygulması ile elde etmişlerdir. Bunu, polietilen imin (PEI), formaldehit, asit ve baz uygulaması takip etmiştir. En düşük kapasite ise, otoklavlanan biyokütle ile elde edilmiştir. Desorpsiyon ajanı olarak NaOH kullanmışlar ve kromun %90 ını desorbe etmişlerdir. Kolon ve kesikli sistemin etkisini karşılaştırmışlar ve kesikli sistemde sorpsiyonun daha yüksek olduğunu belirlemişlerdir (15,2mg/g) [65]. Bayramoğlu ve arkadaşlarının çalışmasında ise, canlı ve asit, baz ve ısı uygulanmış Lentinus sajor-caju kullanılarak, Cr (VI) gideriminde, kesikli sistemde, optimum ph 2,0 de, sırasıyla, 0,363 mmol/g, 0,478 mmol/g, 0,513 mmol/g ve 0,613 mmol/g sorpsiyon sağlanmıştır. Biyosorpsiyonun Langmuir izotermi ve birinci derece kinetik modeli ile açıklanabileceği gösterilmiştir. 0,1M NaOH çözeltisi ile desorpsiyon işlemi yapılarak, adsorplanan kromun büyük yüzdesinin (%91-97) uzaklaştırılabileceği gösterilmiştir [47].

41 24 Bu çalışmada bir öncekinden farklı olarak, baz uygulaması asit uygulamasından daha yüksek sorpsiyon kapasitesi vermiştir ve ısı uygulaması ise en yüksek sorpsiyon kapasitesini sağlamıştır. Deepa ve arkadaşları, dilüe çözeltilerinden Cr (VI) uzaklaştırmak için, kolonda ve kesikli sistemde, canlı ve önişlemden geçirilmiş Aspergillus flavus biyokütlesini kullanmışlardır. Otoklavlanmış biyokütle ile kolon çalışmalarında maksimum 0,335 mg/g sorpsiyon elde etmişlerdir [57]. Sanghi ve arkadaşlarının oldukça ilgi çekici olan çalışmasında ise, krom biyoremediasyonu için, bir beyaz çürükçül fungus olan Coriolus versicolor biyokütlesi kompleksleştirici ve indirgeyici bir ajan olarak kullanılmıştır. Yüzeyde Cr (VI) bağlayıcı olarak işlev gören fonksiyonel grupların, amino, karboksilat ve tiyol grupları olduğunu FTIR çalışmalarıyla belirlemişlerdir. Adsorpsiyon mekanizmasının, kromun gruplara bağlanmasının ardından, indirgenme ile devam ettiğini ileri sürmüşlerdir [66]. Sen ve arkadaşları, 2005 te yaptıkları bir çalışmada, topraktan izole ettikleri kuru Fusarium sp. biyokütlesi ile, kesikli sistemde Cr (VI) giderimi çalışmışlardır. Maksimum giderim koşullarını, ph 2,0, 500 mg/l Cr (VI) başlangıç konsantrasyonu olarak tespit etmişlerdir ve elde ettikleri sorpsiyon kapasitesi, 47,5 mg/g dır. 50 mg/l konsantrasyonda, ph nın 2 den 6 ya arttırılmasıyla adsorpsiyonun 12,5 tan 2,2 mg/g a kadar azaldığını tespit etmişlerdir [67]. Prakasham ve arkadaşları, Rhizopus arrhizus kullanarak, serbest ve immobilize biyokütleler hazırlamışlar ve kesikli sistemde Cr (VI) giderimini çalışmışlardır. Serbest biyokütlenin daha yüksek krom uzaklaştırdığını tespit etmişlerdir. Maksimum biyosorpsiyonu 100 ppm de, 1:10 biyokütle: sıvı oranında elde etmişlerdir [68].

42 25 Arıca ve arkadaşlarının çalışmasında, Chlamydomonas reinhardtii mikroalg biyokütlesi, doğal, ısı ve asit uygulanarak hazırlanmış ve sulu çözeltisinden Cr (VI) biyosorpsiyonu çalışılmıştır. Optimum ph değeri 2,0 ve maksimum biyosorpsiyon kapasiteleri, doğal, ısı ve asit uygulanan biyosorbentler için sırasıyla, 18,2, 25,6 ve 21,2 mg Cr (VI)/g olarak bulunmuştur. Biyosorpsiyonun Langmuir izotermi ve ikinci derece kinetiği ile açıklanabileceği belirtilmiştir. Biyokütlelerin rejenerasyonu 0,1 M NaOH ile yapılmış ve geri kazanım oranı %96 olarak bulunmuştur [69].

43 26 4. MATERYAL YÖNTEM 4.1. Kimyasallar Potasyum dikromat, hidroklorik asit, sodyum hidroksit, sülfürik asit, 1,5-difenil karbazit, amonyum hidroksit ve potasyum permanganat Merck AG (Darmstadt, Almanya) firmasından temin edilmiştir. Maya özütü, malt özütü, pepton ve patates dektroz agar, Sigma Chem. Co. (St. Louis.MO, ABD) firmasından temin edilmiştir. Deneylerde, Millipore DirectQ UV (Fransa) cihazı ile elde edilen ultra saf su kullanılmıştır. Kullanılan diğer bütün kimyasallar, analitik derece saflıkta kullanılmıştır Cihazlar Biyosorpsiyon ortamında deney öncesinde bulunan başlangıç ve biyosorpsiyon sonrasında çözeltide kalan krom konsantrasyonları, spektrofotometrik bir yöntem kullanılarak, UV-VIS spektrofotometre (Shimadzu, Tokyo, Japonya, Model 1601) ile belirlendi. Spektrofotometrenin ölçüm aralığı nm olup, dalga boyu göstergesi 0.1 nm ve fotometrik doğruluğu ise 1.0 Abs için ± Abs dır. Çözeltilerin ph sı, Orion Model 230 A+ masa üstü tipi ph metre ile (Thermo Electron Corporation, ABD) ölçülmüştür. Çalkalamalı inkübatör olarak, sıcaklığı minimum 4ºC, maksimum 60ºC sıcaklığa kadar ayarlanabilen devir/dakika çalkalama aralığında çalıştırılabilen, zaman kontrollü Biosan marka (Model OS-10, Letonya) orbital çalkalamalı inkübatör kullanılmıştır. Cihazın hareketli platformu üzerinde, 6 adet 250 ml lik erlen taşıma kapasitesi mevcuttur. Malzemelerin kütle ölçümleri için, 0.001g hassasiyetinde, Precisa marka hassas terazi (Model 310 M, İsviçre) kullanılmıştır.

44 27 Kullanılan diğer cihazlar, manyetik karıştırıcı (Şimşek Labortek, MK-200, Türkiye), otoklav (Nüve, OT 032, Türkiye) ve vakum filtredir (Nüve, EV018, Türkiye) Fungus Çalışmada krom uzaklaştırması için biyosorbent olarak, Lentinus concinnus türü beyaz çürükçül fungus biyokütlesi kullanılmıştır. Lentinus concinnus, Basidiomycetes (Basidyumlu mantarlar) sınıfında yer almaktadır. Japonya Tarım, Orman ve Balıkçılık Bakanlığı, Kültür Koleksiyonları kodu, MAFF olup, Japonya Gen Bankası ndan (National Institute of Agrobiological Sciences (NIAS), Kannondai, Tsukuba, Ibaraki, Japonya) temin edilmiştir. Lentinus concinnus fungusunun taksonomik sınıflandırılması aşağıda verilmiştir [70]. Üst Alem (Domain) : Eukaryota Alem (Kingdom) : Fungi Alt Alem (Subkingdom) : Dikarya Şube (Phylum) : Basidiomycota Alt Şube (Subphylum) : Agaricomycotina Sınıf (Class) : Basidiomycetes Alt sınıf (Subclass) : Agaricomycetidae Takım (Order) : Polyporales Aile (Family) : Polyporaceae Cins (Genus) : Lentinus Tür adı (Species) : Lentinus concinnus Pat. 1892

45 Mikrobiyal Yöntemler Fungusun üretimi Mantar gelişimi için en tutarlı ve en yüksek büyüme hızını sağlayan standart yöntem, patates dekstroz besiyeridir. Lentinus concinnus, patates dekstroz agar (PDA) yatık katı besiyerine inoküle edildi ve 30 C de 5 gün inkübe edildi, misel oluşumu sağlandı. PDA besiyeri aynı zamanda, fungusların uzun süreli saklanması için uygun bir ortam sağlar. Fungus kültür stokları, PDA ortamında hazırlandı, her on beş günde bir, kültürler yenilendi ve inkübasyona bırakıldı. Misel gelişimi gözlendikten sonra, kültür stokları, kullanılana kadar, buzdolabında, 4 o C de muhafaza edildi. Patates dekstroz agar besiyerinde üretilen Lentinus concinnus kültürlerine, 10 ml steril, pepton ve dekstroz içeren Sabouroud Dekstroz sıvı büyüme ortamı (SDB) eklendi. Misellerin toplanması için, alkolde yakılarak steril hale getirilmiş cam bagetle, miseller ezilerek ortamdan ayrıldı. Sıvı besi ortamı içinde süspanse hale getirilen miseller, SDB sıvı besi ortamı içeren 250 ml lik erlenlere aktarıldı ve orbital çalkalamalı inkübatörde, 30 o C de 3 gün süre ile, 150 devir/dakika çalkalama hızında inkübe edilerek büyümeleri sağlandı. Fungal biyokütle, steril fizyolojik çözeltiyle yıkanarak, deneylerde kullanıldı. Kullanılan tüm besiyerleri, 121 C de, 1 atm basınçta, 15 dakika boyunca otoklavda steril edildi. Biyosorpsiyon deneylerinde kullanılmak üzere, fungal biyokütle, Whatman 388 kağıdı ile filtre edilerek sıvı besiyerinden uzaklaştırıldı. Biyokütlelerin yaş ağırlıkları, hassas terazi ile ölçüldü. Fungal biyokütleler, 50 C de etüvde kurutularak, kuru ağırlıkları belirlendi. Lentinus concinnus üretiminde kullanılan besi ortamlarının bileşimi, Çizelge 4.1 ve 4.2 de verilmiştir. Resim 4.1 de katı ve sıvı besiyerinde üretilmiş olan fungus miselleri görülmektedir.

46 29 Çizelge 4.1. Patates Dekstroz Agar (PDA) katı büyüme ortamının bileşenleri Madde Patates Dektroz Agar Miktar 39,0 g/l Ticari olarak elde edilen besiyerinden 39 g tartılarak alındı ve 1 litre distile suda çözüldü ve 121 C de, 1 atm basınçta, 15 dakika boyunca otoklavda steril edildi. Yatık agar şeklinde, cam tüplerin içinde hazırlandı. Fungusun misel oluşumunun sağlanması için kullanıldı. Çizelge 4.2. Sabouraud Dekstroz (SDB) sıvı büyüme ortamının bileşenleri Madde Pepton Dekstroz Miktar 10,0 g/l 20,0 g/l Ticari olarak elde edilen besiyerinden 30 g tartılarak alındı ve 1 litre distile suda çözüldü ve 121 C de, 1 atm basınçta, 15 dakika boyunca otoklavda steril edildi. Fungusun orbital çalkalayıcıda, sıvı besiyeri ortamı içinde, küresel formda büyütülmesi için kullanıldı.

47 Resim 4.1. Katı ve sıvı besiyerinde üretilen Lentinus concinnus miselleri 30

48 Fungal Biyokütlenin Modifikasyonu Krom (VI) uzaklaştırılması için fungal biyokütle kullanımında, biyosorpsiyon kapasitesi üzerine, biyokütlenin aktif ya da inaktif halde olmasının etkisi araştırıldı. Biyosorpsiyon işlemi, krom (VI) iyonları ile biyokütle üzerinde yüzeyde açığa vurulan grupların arasındaki etkileşimin bir sonucu olarak gerçekleşmektedir. Biyosorbentin yüzeyindeki fonksiyonel grupların, kimyasal ve fiziksel faktörler kullanılarak değiştirilmesi ya da canlı biyokütlenin öldürülmesi, biyosorpsiyon işleminin mekanizmasını açıklamakta yardımcı olacaktır. Bu çalışmada fungal biyokütle, kimyasal (asit ve baz) ve ısı uygulanarak inaktif hale getirilmiştir. Asit uygulaması için fungal biyokütle 0,1 M hidroklorik asit ile, baz uygulaması için ise, 0,1 M sodyum hidroksit ile 30 o C de 1 saat muamele edildi. Fungal biyokütle, her iki işlem sonrasında, steril fizyolojik tuz çözeltisi (% 0.85 NaCl) ile yıkanarak, nötr ph değerine gelmesi sağlandı ve biyosorpsiyon deneylerinde kullanıldı. Isı muamelesi ise, fungal biyokütlenin 100 o C de fizyolojik tuz çözeltisi (% 0.85 NaCl) içerisinde 10 dakika süre bekletilmesi ile gerçekleştirildi. Elde edilen biyosorbentler, deneylerde kullanılıncaya kadar 4 o C de saklandı Fungal Biyokütlenin Karakterizasyon Çalışması Denge su içeriği Biyokütlenin denge su içeriği, gravimetrik yöntemle % 0.85 lik NaCl içeren fizyolojik tuz çözeltisinde oda sıcaklığında belirlendi. Fungal biyokütlenin denge su içeriği aşağıdaki formüle göre (Eşitlik 4.1) hesaplandı [71]. % Denge su içeriği ş k 100 (4.1) k

49 32 Burada, W k kuru biyokütlenin ağırlığı, W ş ise denge su içeriğine ulaşmış biyokütlenin ağırlığıdır Yüzey morfolojisi Fungal biyokütlenin taramalı elektron mikroskobu ile yüzey mikrografları elde edildi. Biyokütle, vakum fırınında 40 C de kurutuldu. Düşük basınç altında, mantar örneğinin yüzeyi altın ile kaplandı ve biyokütlenin elektron mikrografları, Zeiss EVO 40 (Almanya) taramalı elektron mikroskobu kullanılarak elde edildi Analitik Yöntemler Krom Tayini Krom (VI) tayini için, spektrofotometrik 1,5-difenil karbazit yöntemi uygulanmıştır. Yöntemin prensibi, numune içindeki krom ile 1,5-difenil karbazitin renkli bir kompleks oluşturarak, 540 nm dalga boyunda spektrofotometre ile absorbans değerinin okunmasına dayanmaktadır. Uygulanan prosedür aşağıda anlatılmıştır [20,72,73] Stok krom çözeltisi: 141,4 mg K 2 Cr 2 O 7 tartılarak, ultra saf su içinde çözüldü, son hacim 100 ml ye tamamlandı ve 500 mg.l 1 Cr (VI) içeren stok çözeltisi hazırlandı. Deneylerde kullanılan tüm Cr (VI) çözeltileri, bu stok çözeltisinin uygun seyreltmeleri ile hazırlanmıştır. Standart krom çözeltisi: 1,00 ml stok krom çözeltisi, 100 ml ye tamamlanarak, 5 mg.l 1 Cr (VI) içeren standart çözelti hazırlandı.

50 33 1,5-difenil karbazit çözeltisi: 250 mg 1,5-difenil karbazit (1,5-difenil karbohidrazid) tartılarak, 50 ml aseton içinde çözüldü. Hazırlanan çözelti, tıpalı kapaklı kahverengi cam şişede saklandı. Potasyum permanganat çözeltisi: 4 g KMnO 4, 100 ml suda çözülerek hazırlandı. Krom (III) iyonlarının krom (VI) ya oksidasyonu: Standart krom çözeltisinden (5 mg.l 1 ), 2-20 ml alınarak 250 ml lik erlenlere dağıtıldı. Erlenlere birkaç damla metil oranj indikatörü eklendi, çözelti rengi sarıya dönene kadar, derişik NH 4 OH eklendi. Asidik olması için H 2 SO 4 damla damla eklendi ve devamında 1 ml daha H 2 SO 4 eklendi. Son hacim, 40 ml ye tamamlandı ve kaynayana kadar ısıtıldı. 2 damla KMnO 4 eklendi ve koyu kırmızı rengin oluşumu sağlandı. 1 ml NaN 3 çözeltisi eklendi ve kaynatılmaya devam edildi, rengin yok olması sağlandı ve soğutuldu. 0,25 ml H 3 PO 4 ilave edildi. Renk oluşumu ve ölçümü: Erlenlerdeki çözeltilerin son hacmi, 0,2 N H 2 SO 4 ile 100 ml ye tamamlandı ve ph değerinin 1,0 ± 0,3 olması sağlandı. Bu şekilde elde edilen seri 0,01-0,1 mg Cr (VI) içermektedir. Erlenlere 2 ml 1,5-difenil karbazit çözeltisi ilave edildi, karıştırıldı ve renk oluşumunun tamamlanması için 5-10 dakika bekletildi. Çözeltilerin absorbansı, 540 nm de UV-VIS spektrofotometrede, distile su referans olarak kullanılarak okundu. Krom çözeltisi yerine distile su kullanılarak, aynı işlemden geçirilen kör numunenin absorbansı okundu ve seriden elde edilen absorbans değerlerinden çıkarılarak, düzeltilmiş absorbanslar elde edildi. Kalibrasyon eğrisinin oluşturulması için düzeltilmiş absorbanslar kullanıldı. Kalibrasyon eğrisi, Şekil 4.1 de sunulmuştur.

51 34 Şekil 4.1. Cr(VI) iyonları için kalibrasyon eğrisi 4.8. Biyosorpsiyon Deneyleri Biyosorpsiyon deneylerinde kullanılan krom çözeltileri, 500 mg.l 1 Cr (VI) içeren ana stoktan, ultra saf suyla seyreltme yapılarak hazırlanmıştır. Aktif ve inaktif Lentinus concinnus biyokütlesi ile, sulu çözeltiden Crr (VI) uzaklaştırması deneyleri kesikli sistemde çalışılmıştır. Biyosorpsiyon deneylerinde, toplam biyosorpsiyon hacmi 100 ml, başlangıç krom konsantrasyonu 100 mg.l 1 Cr (VI), biyokütle miktarıı 100 mg vee ph değerii 1.0 dir. Deneyler, 25 C sıcaklıkta ve orbital çalkalayıcıda, 150 devir/dakika karıştırma hızında gerçekleştirilmiştir.

52 35 Deney sonunda funguslar ortamdan uzaklaştırıldı. Deney başlangıcında ve sonunda, reaksiyon ortamında bulunan Cr (VI) iyonu konsantrasyonunun bulunması için, çözeltideki Cr (III) ve Cr (II) iyonları, KMnO 4 ile, Cr (VI) ya yükseltgendi ve daha sonra toplam Cr (VI) miktarı, yukarıda bahsedilen spektrofotometrik yöntemle belirlendi. Canlı ve inaktive edilmiş fungal biyokütlelerin, Cr (VI) biyosorpsiyonu kapasitesi, Eşitlik 4.2. nin kullanılması ile hesaplandı. q (4.2) Burada q, fungal biyokütle tarafından uzaklaştırılan Cr (VI) miktarını (mg/g); C o ve C, sırası ile başlangıç ve biyosorpsiyon işleminden sonra ortamda kalan Cr (VI) konsantrasyonunu (mg/l); V s, çözelti hacmini (L) ve m, fungal biyokütlenin kütlesini (g) ifade etmektedir [47]. Bütün deneyler iki kez tekrarlanmış ve ortalama değerleri sunulmuştur. Biyosorbentlerin krom uzaklaştırma yüzdesi, Eşitlik 4.3 kullanılarak hesaplandı. % Cr VI uzaklaştırma x100 (4.3) Burada, C o ve C, sırası ile başlangıç ve biyosorpsiyon işleminden sonra ortamda kalan Cr (VI) konsantrasyonunu (mg/l) göstermektedir [47] Biyosorpsiyon kapasitesine ph etkisi Ortam ph sının krom biyosorpsiyonu üzerine etkisinin araştırılması için, krom çözeltilerinin ph sı, 1.0, 1.5, 2.0, 2.5, 3.0, 4.0, 5.0, 6.0, 7.0 değerlerine, derişik H 2 SO 4 ve derişik NaOH ile ayarlandı. Spektrofotometrik krom analizlerinde, kör ve

53 36 referans olarak, aynı ph değerine ayarlanan ultra saf su kullanıldı. ph deneylerinde, her bir ph değeri için, deney ortamı toplam 100 ml hacminde, 100 mg.l 1 Cr (VI) konsantrasyonunda ve 100 mg biyokütle kullanılarak, 25 C de, 150 devir/dakika karıştırma hızında gerçekleştirildi Biyosorpsiyon denge zamanı Fungal biyokütle üzerine, sulu çözeltilerden krom biyosorpsiyonu kapasitesinin, dengeye ulaşma zamanı belirlenmiştir. Denge zamanı, biyosorpsiyon ortamında spektrofotometrik olarak ölçülen krom (VI) konsantrasyonu azalmasının durduğu zamandır. Biyosorbent üzerine krom (VI) biyosorpsiyonu kapasitesinin değişimi, 5 saat boyunca izlenmiştir. Deney başlangıcında ve 10, 20, 30, 45, 60, 90, 120, 150, 180, 210, 240, 270 ve 300. dakika sonunda, biyosorpsiyon ortamından örnek alınarak, spektrofotometrik olarak analiz edilmiştir ve deney ortamında kalan krom (VI) konsantrasyonu hesaplanarak, biyosorpsiyon kapasitesinin değişimi incelenmiştir. Biyosorpsiyon işleminin, en yüksek biyosorpsiyon kapasitesine ulaştığı ve denge değerine geldiği zaman belirlenerek, devam eden tüm deneyler, bu süre sonunda sonlandırılmıştır Biyosorbent dozunun etkisi Belirlenen optimum ph değerinde, 100 mg.l 1 Cr (VI) başlangıç konsantrasyonu ve 25 C de, 150 devir/dakika karıştırma hızında gerçekleştirilen biyosorpsiyon deneylerinde, 100 ml krom çözeltisi içinde, biyosorbent dozu, 10, 25, 50, 75, 100, 150 ve 200 mg olarak değiştirilerek, biyosorpsiyon kapasitesi dört saat boyunca izlendi.

54 Biyosorpsiyon kapasitesine sıcaklık etkisi Sıcaklığın biyosorpsiyon üzerine etkisinin araştırılması için, krom (VI) biyosorpsiyonu deneyleri, aktif ve inaktif fungal biyokütleler ile, beş farklı sıcaklık değerinde (4, 15, 25, 30 ve 40 C) gerçekleştirilmiştir. Biyosorpsiyon ortamının sıcaklığı değiştirilirken, başlangıç krom konsantrasyonu 100 mg.l 1 Cr (VI), biyokütle miktarı 100 mg ve biyosorpsiyon ortamının ph değeri 1.0 olarak ayarlanmıştır Başlangıç krom (VI) konsantrasyonun etkisi Biyosorpsiyon kapasitesine, başlangıç krom (VI) konsantrasyonunun etkisini belirlemek için, mg.l 1 Cr (VI) arasındaki çözeltiler kullanılmıştır. Toplam biyosorpsiyon hacmi 100 ml olup, çözelti ph sı, ph 1.0 e ayarlanmıştır. Deneyler, aktif ve inaktif L. concinnus biyosorbentlerinden, 100 mg tartılarak, 25 C de, 150 devir/dakika karıştırma hızında gerçekleştirilmiştir Desorpsiyon ve tekrar kullanılabilirlik Metal adsorpsiyonundan sonra, biyokütleden krom iyonlarını ayırmak ve biyokütlenin yeniden kullanılmasını sağlamak için, desorpsiyon işlemi gerçekleştirilmelidir. Adsorplanan Cr (VI) iyonlarının, biyokütleden desorpsiyonu, 0,1 M NaOH çözeltisi ile gerçekleştirildi. Aynı biyokütle, adsorpsiyon-desorpsiyon döngüsünde beş defa kullanılarak, adsorpsiyon kapasitesindeki değişim, oda sıcaklığında, 150 devir/dakika çalkalama hızında incelendi. Yüzde desorpsiyon oranı, Eşitlik 4.4 kullanılarak hesaplandı [741]. % Desorpsiyon oranı x100 (4.4)

55 38 5. ARAŞTIRMA BULGULARI VE TARTIŞMA 5.1. Biyokütlenin Denge Su İçeriği Lentinus concinnus biyokütlesinin denge su içeriği, fizyolojik tuz çözeltisinde, %185 olarak belirlenmiştir. Denge su içeriğinin yüksek olmasının, biyokütlenin yapısında su ve suda çözünen maddelerin daha kolay tutulmasını sağladığı düşünülmektedir [75]. Basidiomycetes sınıfına ait fungal misel yapısının, hücre duvarı içeriği, en yoğun olarak polisakkarit olmak üzere, protein ve lipid türevi çeşitli moleküller içerir. Hücre duvarları ksilomannoproteinler ve β(1-6)-glukanlar bulundurur. Hücre duvarının sağlamlığını sağlayan temel polimer, fibrilsi yapıdaki kitindir. Hücre duvarının orta ve alt kısımlarında kitin, kitosan, kitin-glukan kompleksleri, protein ve poliuronid gibi çeşitli moleküller bulunmaktadır. Bu moleküller, hidrofilik özellik gösteren bazı fonksiyonel gruplar (-COOH, -CHO, -OH, -NH 2, -SO 4 ve H 3 PO 3 ) taşımaktadırlar. Hidrofilik grupların varlığı, fungal yapının su alımını arttıran bir özelliktir [76] Yüzey Morfolojisi Biyokütlenin yüzey morfolojisinin incelenmesi için, taramalı elektron mikroskobu ile yüzey mikrografları elde edildi. Resim 5.1. den görüldüğü üzere, Lentinus concinnus hiflerinin, yaklaşık 3 µm çapında, uzun silindirik tüpler şeklinde olduğu görülmektedir. Hiflerin oluşturduğu, boşluklu, karmaşık ağ yapısına misel adı verilmektedir. Fungusların hif ve misel oluşturarak gelişim göstermeleri, yüzey alanını arttırarak, biyosorpsiyon çalışmaları için üstünlük sağlayan bir özelliktir. Fibrilli ve gözenekli yüzey yapısı, yüksek iç alandan dolayı, difüzyon direncini düşürür, kütle transferini kolaylaştırır [77]. SEM mikrografları ile yapılan gözlemlere dayanarak, biyosorbent boyunca uzanan, ağırlıkla kitinden oluşan mantar iskeleti malzemesinin, iç içe girmiş şekildeki fibrillerinin, metal emilimi için uygun bölgeler sağladığı düşünülebilir [78].

56 Resim 5.1. Lentinus concinnus fungal biyokütlesinin SEM mikrografları 39

57 40 Resim 5.1. (Devam) Lentinus concinnus fungal biyokütlesinin SEM mikrografları

58 Biyosorpsiyon Kapasitesin ne ph Etkisi Ortam ph sının krom biyosorpsiyonu üzerine etkisinin araştırılması için, krom çözeltilerinin ph sı, 1.0, 1.5, 2.0, 2.5, 3.0, 4.0, 5.0, 6.0, 7.0 değerlerinde araştırıldı, sonuçlar Şekil 5.1 de sunuldu. Şekil 5.1. Aktif ve HCl, NaOH ve ısı uygulanmış fungal biyokütleler üzerinee Cr (VI) iyonlarının biyosorpsiyonuna ph nın etkisi. Çözeltininn ph sı, kromun ve biyosorbent üzerindeki fonksiyonel grupların proton kazanmalarına ya da proton kaybetmelerine sebep olur, bu şekilde iyonlaşma durumları değişir. Bu nedenle ph krom biyosorpsiyonunda önemli bir parametredir. Şekilden görüldüğü üzere, aktif ve inaktif tüm fungal biyosorbentler için, ph değeri 1,0-2,0 arasında iken, krom biyosorpsiyon kapasitesi yüksektir, maksimum biyosorpsiyon ph 1,0 de elde e edilmiştir. ph nın 2,52 değerine yükseltilmesiyle biyosorpsiyon miktarının azalma eğiliminee girdiği vee ph 4,0 tenn yüksek ph larda, biyosorpsiyon düzeyinin düştüğüü ve fazla değişme olmadığı görülmüştür. En yüksek biyosorpsiyon miktarı ısı uygulanmış fungal biyosorbent ile elde edilmiştir (74,75 mg/g).

59 42 Literatürde verilen bazı sonuçlarla karşılaştırıldığında, elde ettiğimiz biyosorpsiyon kapasitesinin çok yüksek olduğu görülmektedir [10,86,87]. Aktif, HCl uygulanmış ve NaOH uygulanmış fungal biyokütleler için, ph 1,0 de elde edilen, maksimum biyosorpsiyon kapasiteleri sırasıyla, 36,0 mg/g, 54,25 mg/g ve 62,38 mg/g olarak bulunmuştur. Düşük ph değerlerinde, Cr (VI) biyosorpsiyonun arttığını bildiren birçok çalışma literatürde sunulmuştur [88,89]. ph değeri düştükçe, biyosorbent yüzeyindeki fonksiyonel grupların protonlanmasına sebep olur ve grupları pozitif yükler. Cr (VI) iyonu, ph 1,0-6,0 arasındaki çözeltilerinde anyonik türler halinde (Cr 2 O -2 7 ve ağırlıklı olarak HCrO - 4 ) bulunur. Biyosorbentin pozitif yüklü grupları, bu anyonik türleri, kuvvetle bağlar, böylece asidik ortamda krom biyosorpsiyonu artar. Yüksek ph değerlerinde, fonksiyonel gruplar proton kaybederek negatif yüklenmekte ve anyonik krom (VI) türleri ile birbirlerini iterek biyosorpsiyonun azalmasına sebep olmaktadır [89] Biyosorpsiyon Hızı ve Denge Zamanı Aktif ve asit, baz ve ısı uygulanarak inaktive edilmiş Lentinus concinnus biyokütlelerinin üzerine, Cr(VI) iyonlarının biyosorpsiyonunun, zamanla değişimi takip edildi. Biyosorpsiyon deneyinde, toplam biyosorpsiyon hacmi 100 ml, başlangıç krom konsantrasyonu 100 mg.l 1 Cr (VI), biyokütle miktarı 100 mg ve ph değeri 1.0 dir. Deneyler, 25 C sıcaklıkta ve 150 devir/dakika karıştırma hızında gerçekleştirilmiştir. Biyosorbent üzerine krom (VI) biyosorpsiyonu kapasitesinin değişimi, 5 saat boyunca izlenmiştir (Şekil 5.2).

60 43 Şekil 5.2. Aktif, HCl, NaOH vee ısı uygulanmış fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) iyonu biyosorpsiyon hızı Şekil 5.2 den görüldüğü üzere,, biyosorpsiyon başlangıçta yüksek hızdadır. Krom biyosorpsiyonunun, büyük bir kısmının ilk 40 dakika içindee lineer bir artışla gerçekleştiği görülmektedir. Bu hızlı biyosorpsiyon kinetiği, sistemin ölçeklendirilmesinde kolaylık sağlayan önemli bir faktördür. Biyosorpsiyon her dört fungal biyosorbent için, yaklaşıkk olarak, 150 dakikadaa dengeye ulaşmış, 240 dakika içinde tamamlanmış ve biyosorpsiyon kapasiteleri sabitlenmiştir. Fungal biyokütle yüzeyindee sergilenenn fonksiyonel grupların, zamanlaa krom iyonlarını bağlayarak işgal edildiğini düşünülmektedir r [77] Biyosorbent Dozunun Etkisi ph 1,0 değerinde, 100 mg.l 1 Cr (VI) başlangıç konsantrasyonu ve 25 C de, 150 devir/dakika karıştırma hızında gerçekleştirilen biyosorpsiyon deneylerinde,

61 44 biyosorbent dozu, 10, 25, 50,, 75, 100, 150 ve 2002 mg olarak değiştirilerek, biyosorpsiyon kapasitesi dört saat boyunca izlendi ( Şekil 5.3). Farklı biyosorbent dozlarındaa hesaplanann Cr (VI) uzaklaştırmaa yüzdeleri ise, i Şekil 5.4 te sunulmuştur. Şekil 5.3. Aktif, HCl, NaOH vee ısı uygulanmış fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) iyonu biyosorpsiyonuna biyosorbent dozunun etkisi Şekil 5.4. Farklı biyosorbent dozlarında eldee edilen Cr (VI) uzaklaştırma oranları

62 45 Şekil 5.3. ve Şekil 5.4. te görüldüğü üzere, tüm inaktif biyosorbentler, aktif biyosorbentten daha yüksek biyosorpsiyon kapasitesi sağlamışlardır. Isı uygulanmış olan fungal biyokütle, diğer bütün inaktif biyokütlelerden daha yüksek biyosorpsiyon kapasitesine sahiptir. Biyosorpsiyon deneylerinde toplam çözelti hacmi sabit tutulurken, biyosorbent dozunun 10 mg dan 100mg a arttırılmasıyla, Cr (VI) giderim oranlarında, tüm fungal biyosorbentler için bir artış görülmüştür. Biyosorbent dozunun, 150 ve 200 mg a yükseltilmesi ile, sulu ortamda bulunan kromun, ısı uygulanan biyokütle için %80,5 i biyosorbe edilmiştir. Şekil 5.3. te yüksek biyosorbent dozlarına gidildikçe, biyosorpsiyon kapasitelerinde düşüş var gibi görülmekle birlikte, bu durum, deneydeki başlangıç krom konsantrasyonu ve biyosorpsiyon hacmi sabit tutulurken, biyosorbent miktarının arttırılması ile, ulaşılabilecek en yüksek biyosorpsiyon kapasitelerinin azalmasından kaynaklanmaktadır. Biyosorpsiyon kapasiteleri düşmüş görünmesine rağmen, Şekil 5.4. te görüldüğü üzere, Cr (VI) giderimi artmıştır. Biyokütle dozunun arttırılması ile giderim oranının arttığını belirten çalışmalar literatürde mevcuttur [84,85] Biyosorpsiyon Kapasitesine Sıcaklığın Etkisi Biyosorpsiyonun gerçekleşmesinde sıcaklık etkin bir değişken olarak karşımıza çıkmaktadır. Sıcaklığın etkisi, beş farklı sıcaklık değerinde (4, 15, 25, 30 ve 40 C) araştırılmış ve sonuçlar Şekil 5.5 de sunulmuştur.

63 46 Şekil 5.5. Aktif ve HCl, NaOH ve ısı uygulanmış fungal biyokütleler üzerinee Cr (VI) iyonlarınınn biyosorpsiyonuna sıcaklığın etkisi Şekil 5.5. den görüleceği gibi, sıcaklık artışıyla birlikte, aktif vee inaktif tüm fungal biyosorbentlerin Cr (VI) biyosorpsiyon kapasiteleri artış göstermiştir. Sıcaklığın 4 C den 40 C ye yükseltilmesiyle, biyosorpsiyon miktarında 1,3-1,6 kat arasında artışlar kaydedilmiştir. Adsorpsiyon genellikle ekzotermik olarak yürüyen bir işlemdir, bu nedenle sıcaklıkk artışıyla birlikte, adsorpsiyonun azalması söz konusudur. Bununla birlikte endotermik olarak devam eden adsorpsiyon örnekleri de bildirilmiştir. Sıcaklık, adsorpsiyonun ekzotermik ya da endotermik oluşuna bağlı olarak, adsorpsiyon reaksiyonunr nun dengesini ve hızınıı etkiler. Sıcaklığın artmasıyla, krom biyosorpsiyonunun artış göstermesi, sıcaklığın krom iyonlarının çözünürlüğünü arttırması ve çözeltinin viskozitesini düşürmesiyle birlikte, iyonların difüzyon hızını yükseltmesiyle açıklanabilir. Buu şekilde, iyonların biyosorbentin fungal hücre duvarı yapısında bulunan gözeneklere, daha kolay ulaşması ve bu kısımlarda utulması mümkün olacaktır [84].[ Sıcaklık artışı biyosorbent yüzeyindeki krom bağlayan fonksiyonel grupların krom iyonlarına olan afinitesini arttırabilir veya grupların yeniden düzenlenmesi ile yeni bağlanma bölgeleri açığa çıkabilir [10]. Literatürde

64 47 sıcaklığın etkisi ile ilgili i benzer sonuçlar 9192]. elde edildiğine rastlanmaktadır [74, Başlangıç Krom (VI) Konsantrasyonunun Etkisi Sorpsiyon işleminin açıklanması ve değerlendirilmesinde, adsorpsiyon dengesi ve kinetik önemli fizikokimyasal özelliklerdir. Biyosorpsiyon dengesi, çözeltideki metal konsantrasyonu ile arayüzdeki metal konsantrasyonu dinamik dengeye ulaştığında kurulur [10,93,94]. Biyosorpsiyon işleminin ortamdaki kromm konsantrasyonuna bağlı olarak değişimi, mg.l 1 Cr (VI) aralığında incelendi ve sonuçlar Şekil 5.6 da sunuldu. Şekil 5.6. Biyosorpsiyon kapasitesine başlangıç Cr (VI) konsantrasyonunun etkisi Şekilden görüldüğü üzere, ortamdaki Cr (VI) konsantrasyonununn artmasıyla, bütün fungal biyosorbentlerin biyosorpsiyon kapasitelerindee artış kaydedilmiştir. Cr (VI) konsantrasyonunun 100 mg.l 1 den dahaa yüksekte,, biyosorpsiyon kapasitesinde önemli bir artış görülmemiştir.

65 48 Başlangıç Cr (VI) iyonu konsantrasyonunun arttırılmasının, biyosorpsiyon kapasitesini arttırdığını belirten çalışmalar literatürde mevcuttur. Söz konusu artışın, kütle transfer direncinin aşılmasında, sıvı ve katı faz arasındaki iyon konsantrasyonu farkının yüksek olmasının, transfer hızını arttırmasından ve böylece adsorpsiyon işlemini kolaylaştırmasından kaynaklandığı düşünülmektedir [95-97] Adsorpsiyon İzotermleri Adsorpsiyon süreci, kütle transferi, partikül içi difüzyon ve adsorpsiyon işlemleri gibi mekanizmalarla gerçekleşir ve çözeltide çözünmüş halde bulunan hedef molekül ya da iyonların, biyosorbentin yüzeyinde sunulan gruplara bağlanmış hale geçmesi arasındaki denge işlemi matematiksel olarak tanımlanabilir. Adsorpsiyonun dengeye ulaşma koşullarını tanımlayabilmek için, çeşitli değişkenlerin dengeye etkisi araştırılmalı ve yeterli ölçüde bilgi edinilmelidir. Adsorpsiyon işleminin karakterizasyonu için en ideal yöntem adsorpsiyon izoterm modelleridir [98]. İzoterm modelleri kullanılarak adsorpsiyonun gerçekleşmesinde rolü olan etkileşimler açıklanabilir ve karakterize edilebilir. İzoterm modelleri ile, adsorpsiyon sisteminin optimum verimle çalıştırılması için gereken bilgiler elde edilir [10, 97, 99]. Bu çalışmada, sulu çözeltilerde gerçekleşen adsorpsiyonlar için sıklıkla kullanılan, Langmuir ve Freundlich izoterm modelleri ile, elde ettiğimiz deneysel sonuçları inceledik. Langmuir izoterm modeli, Irving Langmuir tarafından geliştirilmiştir ve yüzeyin homojen olduğunu varsayar. Adsorpsiyon bölgelerinin hedef molekül ya da iyonlar için, eşit erişilebilir durumda olduğunu, adsorplanan türler arasında etkileşimin olmadığını ve adsorpsiyonun tek tabakalı olduğunu kabul eder. Adsorplanan moleküller yüzey üzerinde sabittir, hareket etmezler. Tek tabakalı adsorpsiyon kabulüne göre, adsorpsiyon kapasitesi belli bir noktaya geldiğinde, adsorpsiyon bölgelerinin tamamı, adsorplanan molekül ya da iyonlar tarafından işgal edilmiş

66 49 olacağından, adsorpsiyon doygunluğa ulaşır [99-102]. Langmuir izoterm modelinin matematiksel denklemi, Eşitlik 5.1 de verilmiştir [103]. (5.1) Bu denklemin doğrusal hale getirilmesi ile Eşitlik 5.2 teki denklem elde edilir. (5.2) Burada C e ve q e, sırasıyla denge durumunda, çözeltide kalan metal konsantrasyonunu (mg/l) ve biyosorbent üzerinde adsorplanan metal konsantrasyonunu (mg/g) göstermektedir, q m maksimum adsorpsiyon kapasitesini (mg/g), a L adsorpsiyon enerjisini (L/mg), K L adsorpsiyon kapasitesini (L/mg) göstermektedir. C e ye karşılık C e /q e nin grafiğe geçirilmesiyle elde edilen doğrunun eğimi, a L /K L değerini ve doğrunun kayma noktası 1/K L değerini verir [97]. Farklı biyokütleler ile gerçekleştirilen biyosorpsiyon deneylerinden elde edilen deneysel verilerin Langmuir izoterm modeline uygunluğunun araştırılması için oluşturulan, C e /q e ye karşı C e eğrileri Şekil 5.7 de sunulmuştur.

67 50 Şekil 5.7. Fungal biyosorbentlerr ile Cr (VI) biyosorpsiyonu içinn Langmuir grafiği izoterm Biyosorpsiyon deneylerinden elde ettiğimiz deneysel sonuçların, s Freundlich izoterm modeli ile uyumu araştırıldı. Freundlich izoterm modeli, Langmuir modelininn aksine, adsorpsiyon olayının, çok tabakalı olarak gerçekleştiğini kabul l eder. Adsorbentin yüzeyinin heterojen olduğunu ve adsorplanan türler arasında etkileşimin meydana gelebileceğini varsayar. Freundlich izoterm modeli, metal iyonunun adsorbent üzerindekii bir yeree bağlanmasındaki adsorpsiyon enerjisinin, o yerin komşu bölgelerinin zaten işgal edilip edilmediğine bağlı olduğunu ilerii süren ampirik bir ilişkidir. Freundlich izoterm modelinin matematiksel ifadesi Eşitlik 5.3 te sunulmuşturr [104]. q e = K F (C e ) 1/n (5.3)

68 51 Burada, q e denge durumunda biyosorbentin adsorpsiyon kapasitesini (mg/g), K F ve n, Freundlich sabitlerini ve C e dengede çözeltideki metal iyonu konsantrasyonunu (mg/l) göstermektedir. K F değeri, adsorpsiyon kapasitesinin, n ise adsorpsiyon yoğunluğunun göstergesidir. Freundlich denkleminin doğrusal hale getirilmesi için eşitliğin her iki tarafının logaritması alınır (Eşitlik 5.4). log log K log (5.4) Doğrusal Freundlich grafiği, log q e ye karşı log C e çizilerek oluşturulur ve doğrunun eğimi, 1/n, kayma noktası ise log K F değerini verir [97] Elde edilen deneysel sonuçlar ve hesaplanan Langmuir ve Freundlich izotermlerinin sabitleri, Çizelge 5.1 de sunulmuştur. Çizelge 5.1. Fungal biyokütlelerle Cr (VI) adsorpsiyonu için elde edilen Langmuir ve Freundlich izoterm sabitleri ve korelasyon katsayıları Biyokütle Langmuir İzoterm Sabitleri Freundlich İzoterm Sabitleri q e (mg/g) q m (mg/g) a L (L/mg) R 2 K F n R 2 Aktif biyokütle 36,00 39,53 0,074 0,9972 8,18 3,28 0,8275 HCl uygulanmış 54,25 58,48 0,184 0, ,35 4,18 0,7857 NaOH uygulanmış 62,38 64,94 0,362 0, ,04 4,91 0,7782 Isı uygulanmış 74,75 76,92 0,647 0, ,82 4,90 0,8197 Tablodan görüldüğü üzere, fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) adsorpsiyonu için, deneysel olarak elde edilen adsorpsiyon kapasiteleri ile, Langmuir izoterm modeline göre hesaplanan q m değerleri birbirine yakındır. Freundlich izoterm modeli ile karşılaştırıldığında, Langmuir modelinin korelasyon katsayıları oldukça yüksektir. Bu sonuçlara dayanarak, Cr (VI) iyonu adsorpsiyonunun Langmuir izoterm modeline çok daha uygun olduğu ve adsorpsiyonun Langmuir izotermi ile daha iyi açıklanabileceği görülmektedir.

69 Adsorpsiyon Kinetikleri Bu çalışmada, Lentinus concinnus fungal biyokütlesi üzerine Cr (VI) biyosorpsiyonunun kontrol mekanizması, farklı kinetik modelleri kullanılarak belirlendi. Kinetik modeller, ölçülen konsantrasyonun, hücre yüzey konsantrasyonuna eşit olduğu var sayılan durumda kullanılır. Lagergren birinci derece hız eşitliği, sıvı çözeltilerden sorpsiyon için en yaygın olarak kullanılan modeldir, Eşitlik 5.5 te sunulmuştur [105] (5.5) Burada k 1, pseudo birinci derece biyosorpsiyonun hız sabitidir (dak -1 ) ve q e ve q t ise sırasıyla, denge ve t anındaki biyosorpsiyon miktarını (mg/g) göstermektedir. t=0 için q t =0 ve t=t için q t =q t sınır şartlarının uygulanmasıyla entegresyondan sonra, Eşitlik 5.6. elde edilir. log. (5.6) Kinetik modelinin uygulanabilirliğini onaylamak için çizilen log(q e -q t ) ye karşı t grafiği, bir doğru vermelidir. Gerçek birinci derece işlemde, log(q e q t ) ye karşı t grafiğinde, kayma değeri, log q e ye eşit olmalıdır. Ritchie, gazların katılara adsorpsiyonu için bir kinetik modeli önermiştir [105]. Eğer metal iyonu adsorpsiyonu, ikinci derece reaksiyonu olarak düşünülürse, Ritchie eşitliği, Eşitlik 5.7 teki gibidir: = (5.7)

70 53 Burada, k 2 (g mg 1 dak -1 ) pseudo ikinci derece adsorpsiyonun hız sabitidir. İkinci derece kinetiğinin uygulanabilirliği için, 1/qt ye karşı 1/t grafiği, lineer bir ilişki vermelidir [10]. Lentinus concinnus fungal biyokütleleri ile Cr (VI) biyosorpsiyonu için kinetik modelleri uygulanarak elde edilen sonuçlar, Çizelge 5.2 te sunulmuştur. Çizelge 5.2. Fungal biyokütleler üzerine Cr (VI) biyosorpsiyonu için birinci ve ikinci derece kinetik sabitleri Deneysel Birinci derece kinetik İkinci derece kinetik q e (mg/g) k 1 (dak -1 ) q e (mg/g) R 2 k 2 (g.mg -1.dak -1 ) q e (mg/g) Aktif biyokütle 36,00 0,023 23,72 0,9640 0,047 37,31 0,9985 HCl uygulanmış 54,25 0,023 39,09 0,9811 0,051 54,64 0,9874 NaOH uygulanmış 62,38 0,024 54,31 0,9614 0,055 62,11 0,9693 Isı uygulanmış 74,75 0,026 66,63 0,9620 0,054 76,34 0,9742 R 2 Tablodan görüldüğü gibi, deneysel olarak elde edilen adsorpsiyon kapasitesi ile, birinci dereceden kinetik model ile hesaplanan teorik adsorpsiyon miktarları, birbirlerinden önemli ölçüde farklıdır. Buna karşılık, ikinci dereceden kinetik model ile hesaplanan adsorpsiyon kapasiteleri, deneysel q e değerlerine oldukça yakın olarak bulunmuştur. İkinci dereceden kinetik için hesaplanan korelasyon sabitleri ise 0,9693 ve 0,9985 arasında değişmektedir ve karşılaştırıldığında, birinci dereceden kinetik için elde edilen korelasyon katsayılarından daha yüksektir. Biyosorpsiyon işleminin, ikinci dereceden kinetik ile açıklanabileceği düşünülmektedir Desorpsiyon ve Biyosorbentlerin Yeniden Kullanımı Biyosorbentlerin, adsorpsiyon kapasitesinde düşüş olamaksızın, tekrar kullanılması, maliyetleri azaltması bakımından önemlidir. Adsorpsiyon işleminden sonra,

71 54 adsorplanan metal iyonlarının i biyokütleden ayrılması ve biyokütlenin yeniden kullanılabilmesi için,, desorpsiyon işlemi, 0,1 M NaOHH çözeltisi ile gerçekleştirildi. Aynı biyokütle, beş adsorpsiyon-desorpsiyon döngüsünde tekrar kullanıldı. Biyosorbentlerin tekrar kulanılması ile adsorpsiyon kapasitesindk deki değişim, Şekil 5.8 de gösterilmiştir. Şekil 5.8. Biyosorbentlerin Cr (VI) biyosorpsiyonu için yeniden kullanımı Adsorplanan Cr (VI)) iyonlarınınn yaklaşık %80 i biyosorbentten desorbe edilmiştir. Her desorpsiyondan sonra, adsorpsiyon kapasitesinde bir miktar kayıp olduğu görülmüştür. Adsorpsiyon kapasitesindeki düşüş oranlarının, %66 ve %11 arasında değiştiği tespit edilmiştir. Biyosorbentlerin tekrar kullanılabilir olması, Cr (VI) iyonu biyosorpsiyonunun geri dönüşümlü olduğunu gösterir.