AEROBİK ÇAMUR STABİLİZASYONUNUN BİYOKÜTLE AKTİVİTESİNE VE TÜR ÇEŞİTLİLİĞİNE ETKİSİ

Transkript

1 İSTANBUL BÜYÜKŞEHİR BELEDİYESİ STRATEJİ GELİŞTİRME DAİRE BAŞKANLIĞI STRATEJİK PLANLAMA MÜDÜRLÜĞÜNE AEROBİK ÇAMUR STABİLİZASYONUNUN BİYOKÜTLE AKTİVİTESİNE VE TÜR ÇEŞİTLİLİĞİNE ETKİSİ SONUÇ RAPORU Doç. Dr. Emine UBAY ÇOKGÖR (Proje Yürütücüsü) Prof. Dr. Orhan İNCE Prof. Dr. Bahar KASAPGİL İNCE Doç. Dr. Güçlü İNSEL Yrd. Doç. Dr. Didem OKUTMAN TAŞ Dr. Gülsüm Emel ZENGİN BALCI Yük. Müh. Mustafa KOLUKIRIK Müh. Ebru AYDINLI İTÜ ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ BÖLÜMÜ MAYIS 2009

2 İÇİNDEKİLER Sayfa No 1. LİTERATÜR ÖZETİ Arıtma Çamurları Çamur Stabilizasyonu Aerobik Çamur Çürütme Konvansiyonel Aerobik Çamur Çürütücü Saf Oksijenli Aerobik Çürütücü Ototermal Termofilik Çamur Çürütücü Aerobik Çamur Çürütme Modelleri Aerobik Çürütme Kinetiği Kesikli Çürütücü Tam Karışımlı-Devirli Besleme Aerobik Çürütücü MATERYAL METOD SONUÇLAR VE DEĞERLENDİRME Konvansiyonel Analiz Sonuçları Moleküler Analiz Sonuçları Respirometrik Sonuçlar GENEL DEĞERLENDİRME...23 KAYNAKLAR

3 TABLO LİSTESİ Sayfa No Tablo 1. Aerobik stabilize olan çamurda ağır metal konsantrasyonları...18 Tablo 2.Toplam hücre ve toplam aktif hücre sayım sonuçları

4 ŞEKİL LİSTESİ Sayfa No Şekil 1.Aerobik stabilize olan çamurda ph'ın zamanla değişimi 15 Şekil 2.Aerobik stabilize olan çamurda katı madde konsantrasyonunun zamanla değişimi 16 Şekil 3.Aerobik stabilize olan çamurda TOK konsantrasyonunun zamanla değişimi 17 Şekil 4. Aerobik stabilize olan çamurda ÇOK konsantrasyonunun zamanla değişimi 18 Şekil 5. Toplam aktif hücre sayılarının ve oranlarının zamanla değişimi. 20 Şekil 6.DAPI ile boyanmış ve EUBmix prob ile hybridize ile edilmiş epiflorasan görüntüler 21 Şekil 7. Oksijen Tüketim Hızı Ölçümleri 22 3

5 1. LİTERATÜR ÖZETİ 1.1 Arıtma Çamurları Atıksu arıtımı sonucu ortaya çıkan sıvı ya da yarı katı halde kokulu atıklar arıtma çamuru olarak adlandırılır. Çamurun sadece küçük bir kısmı katı madde, önemli bir kısmı ise su olduğu için büyük hacimler işgal eder. Arıtma çamurları uygulanan arıtma sistemine bağlı olarak ağırlıkça %0.25 ile %12 arasında katı madde içerir. Büyük hacimlerde çamur oluşumunun yanı sıra, arıtma sonucu giderilen kirleticilere bağlı olarak çamurun işlenmesi ve bertarafı atıksu arıtımının en kompleks problemlerindendir. Biyolojik arıtma sonucu oluşan ve uzaklaştırılması gereken çamur, ham atıksu içerisindeki organik maddelerin bileşimi halinde, ancak farklı bir yapıda olup bozunma ve kokuşma eğilimindedir (İleri R., 2000). Atıksu arıtma tesislerinde üretilen çamurun miktarı ve karakteristikleri atıksuyun bileşimine, kullanılan atıksu arıtımının tipine ve daha sonra çamura uygulanan arıtma tipine bağlıdır. Tesise giren atıksu bileşimindeki değişimlerden ve arıtma proseslerindeki değişimlerden dolayı üretilen çamurun karakteristikleri aynı tesis içinde bile yıllık, mevsimlik ve hatta günlük olarak değişebilmektedir (Ünlü ve Tunç, 2007). Çökebilen katı maddelerin oluşturduğu ön çökeltim çamurları, kimyasal arıtma ve koagülasyon sonucu oluşan kimyasal çamurlar, biyolojik arıtma sonucu oluşan biyolojik çamur ve içme suyu arıtma işlemleri sonucu oluşan çamurlar arıtma çamur türlerini oluştururlar. Ön çökeltim tankı tabanında toplanan maddeler ham ön çökeltim çamuru olarak adlandırılır. Ham ön çökeltim çamurunun su içeriği oldukça yüksektir (İleri R., 2000). Biyolojik arıtma sistemlerinde yaygın olarak kullanılan aktif çamur sisteminde oluşan mikroorganizma miktarı, sistem için gerekli olan miktarı aştığında fazla katı maddelerin sistemden atılması gerekir. Bu biyolojik atık, atık (fazla) aktif çamur olarak bilinir ve arıtma tesisi için problem oluşturur. Aktif çamur proseslerinin ilk çamur çökeltme tanklarından alınan çamurlar organik madde içeriği yüksek katılardan oluşurken, ikinci çökeltme tankı ise, aktif çamur biyolojik tankında gelişen biyolojik kütleden oluşmaktadır. Her iki tür çamurun büyük bir çoğunluğu su olup sadece %0,5-2 oranında katı madde içerir. Bu çamurların yoğunlaşması ve susuzlaşması ilk çamurdan daha zordur. Ayrıca bu çamurların bünyelerinde toksik maddeler de bulunmaktadır (Lawrence ve diğ., 2008). 4

6 Çamur arıtmanın amacı çamurun hacmini azaltmak, stabilize etmek, su içeriğini azaltmak ve patojen organizmaları gidermektir. Çamur arıtımı için pek çok arıtma metodu vardır. Evsel atıksu arıtma tesislerinde çamur genellikle; yoğunlaştırma, stabilizasyon, şartlandırma, susuzlaştırma ve uzaklaştırma gibi ardışık arıtmadan oluşan kademelerde işlenilmektedir. Atıksu arıtma tesisinde üretilen çamur fazla miktarda su içermektedir. Hacmini azaltmak ve sonraki arıtma kademelerinin maliyetini azaltmak için yoğunlaştırılmalıdır. Birincil çamur %3-5 e kadar yoğunlaşmaktadır (İleri R., 2000). Çamurun stabilizasyonu özellikle hacim azaltılması ve yan ürün olarak gaz üretiminde etkilidir. Özellikle istenmeyen koşulların önlenmesi için çamurun kokuşmasının engellenmesi gerekmektedir. Bu da parçalanabilen organik maddelerin biyolojik, fiziksel ve kimyasal gibi yöntemlerle giderilmesi ile sağlanır (Borowski ve Szopa, 2007). 1.2 Çamur Stabilizasyonu Çamur stabilizasyonu, başlıca patojenlerin azaltılması, istenmeyen kokunun giderilmesi ve kokuşmanın önlenmesi amaçlı gerçekleştirilir. Mikroorganizmaların çamurda aktif kalması durumunda patojenlerin varlığını sürdürmesi, koku açığa çıkması ve bozunmanın oluşması çamur uzaklaştırmasında problem teşkil ederler. Dolayısıyla, çamurun uçucu bileşeninin stabilizasyonu gerekmektedir (Koottatep ve diğ., 2007; Tchobanoglous ve diğ., 2003). Hangi çamur stabilizasyon türünün hangi tesislere uygulanması yönetmeliklerce belirlenmesi gerekmektedir. Ayrıca yönetmeliklerin çamur stabilizasyon proseslerinin etkinliğini nasıl ölçeceği de önemlidir. Çamur stabilizasyonun ölçümü için tek bir ölçüm yoktur. Bazı araştırmalar stabilizasyon prosesinin etkinliğinin tayini için deneysel yöntemle belirlenen uçucu katı madde giderimini baz alır. Ancak dikkat edilmelidir ki, çamur uzaklaştırılmasında problem ne uçucu katı maddedir ne de uçucu katı madde gideriminin hangi stabilizasyonla başarılabileceğidir. Uçucu katı madde giderimi ile sadece çamurun yapısında bulunan patojen organizmaların ve kokunun giderilmesi sağlanır (Spinosa ve Vesilind, 2004). Çürütülmüş çamurun stabilizasyon derecesi genel proses koşullarına (çamur bekletme süresi, sıcaklık, karştırma vb.) göre değerlendirilebilir. Literatürde çürütülmüş çamurun stabilizasyon derecesini belirlemek için çeşitli metodlar önerilmektedir (Dichtl ve Eck- Düpont, 1986) ancak bunlardan sadece birkaçı uygun olmaktadır. Örneğin stabilize çamurdaki spesifik uçucu askıda katı madde üretiminin (g UAKM/KOİ.gün) evsel atıksu arıtma tesislerinde üretilen fazla çamurun stabilizasyon derecesini ölçmede 5

7 önemli bir parametre olduğu düşünülmektedir (Nowak, 2002). Ayrıca aerobik çürütülmüş çamur için spesifik oksijen tüketim hızı (SOUR) çamurun stabilizasyon derecesini değerlendirmede uygun bir parametre olarak düşünülmektedir (Nowak ve diğ., 1999). Stabilizasyon prosesi, uçucu kimyasalların biyolojik olarak parçalanması ve kimyasal oksidasyonu; mikroorganizmaları inhibe etmek üzere çamura kimyasal ilavesi; çamurun sterilizasyonu veya dezenfeksiyonu için ısı uygulaması işlemlerini içerebilir. Dolayısıyla, çamur stabilizasyonunda kullanılan başlıca teknolojiler; - Kireç stabilizasyonu, - Isıl işlem, - Kompostlaştırma - Anaerobik (havasız) çürütme, - Aerobik (havalı) çürütme, olarak sıralanabilir (Lawrence ve diğ., 2008). 1.3 Aerobik Çamur Çürütme Aerobik çamur çürütme prosesi aktif çamur prosesi ile büyük benzerlik göstermektedir. Prosese besi maddesi (substrat) ilavesi kesildiğinde mikrorganizmalar yaşamlarını devam ettirebilmek için kendi sahip oldukları enerji rezervlerini tüketmek zorunda kalmaktadırlar. İçsel solunum olarak adlandırılan bu fazda substrat olmadığı ortamda biyolojik olarak ayrışabilen hücre kütlesi (%75-80) aerobik ortamda karbondioksit, amonyak ve suya oksitlenir. Reaksiyonun ileriki aşamasında amonyak nitrata oksitlenir (Andreoli ve diğ., 2007). - C 5 H 7 NO 2 + 7O 2 + bakteri 5CO 2 + NO 3 + 3H 2 O + H + (1) Aerobik çürüme genellikle daha düşük katı madde konsantrasyonlarındaki arıtma çamurunun stabilizasyonu için kullanılır. Proses temel olarak, üstü açık reaktörlerdeki çamurun havalandırılmasına ve biyolojik olarak parçalanabilir maddelerden yeni hücresel materyallerin oluşmasına ve devamında bu materyallerden bazılarının oksidasyonuna dayanır (Spinosa ve Vesilind, 2004). Aerobik çamur çürütmenin en önemli hedeflerinden biri olan katı madde miktarının azaltılması, çamurun biyolojik olarak ayrışan fraksiyonun giderilmesi ile mümkündür. Aerobik çamur çürütmede günlük bir bekletme süresinde uçucu katı madde giderimi %35-50 arasında değişmektedir. Anaerobik çürütme ile karşılaştırıldığında aerobik çürütmenin avantajları aşağıda verilmiştir (Tchobanoglous ve diğ., 2003; Scheminski, 2000): 6

8 - Üstfazda daha düşük konsantrasyonlarda organik madde vardır. - Çürütmenin son ürünü ekonomik değeri olan kokusuz, humus benzeri, biyolojik olarak kararlı bir malzemedir. - İşletmesi daha kolaydır. - Yatırım maliyeti daha düşüktür. - Nütrient içeriği zengin çamurların arıtımı için uygundur. Anaerobik çürütmeye göre dezavantajları ise aşağıdaki gibidir (Tchobanoglous ve diğ., 2003; Scheminski, 2000): - Enerji geri kazanımı yoktur. - Sürekli havalandırma gerektiren bu proses enerji masraflarından dolayı daha maliyetli olabilir. - Çürümüş çamurun susuzlaştırma karakteri daha zayıf olabilir. - Proses sıcaklık, yer, tank geometrisi, giriş çamurundaki katı madde miktarından, karıştırma/havalandırma ekipmanlarının kalitesinden ve tank yapı malzemesinin türünden büyük bir oranla etkilenir. Uzun havalandırmalı aktif çamur prosesinin kullanıldığı biyolojik arıtma tesislerinde ve biyolojik nütrient gideriminin yapıldığı arıtma tesislerinde aerobik çamur çürütme kullanılmaktadır. Biyolojik nütrient gideren proseslerde çamurda biriken fosfor çözünmüş ortofosfatlar olarak salınacağından, fazla aktif çamur anaerobik çürümeye maruz kalmamalıdır. Bu koşullar için tavsiye edilen proses aerobik çamur çürütmedir (Andreoli ve diğ., 2007). Aerobik çamur çürütücüler, konvansiyonel aerobik çamur çürütücü, saf oksijenli aerobik çürütücü ve ototermal aerobik çamur çürütücü en çok kullanılan aerobik çamur çürütücülerdendir (Andreoli ve diğ., 2007) Konvansiyonel Aerobik Çamur Çürütücü Konvansiyonel aerobik çamur çürütme ile fazla aktif çamurun ısıtılmayan açık çürütücülerde difüzörlerle sağlanan havalandırma veya mekanik havalandırma ile stabilizasyonu sağlanır (Andreoli ve diğ., 2007). Konvansiyonel aerobik çamur çürütücülerinin tasarımında dikkate alınması gereken faktörler hidrolik bekletme süresi, organik yükleme, oksijen gereksinimi, karıştırma için enerji ihtiyacı ve sıcaklıktır. Düşük sıcaklıklar çürümeyi yavaşlatırken, yüksek sıcaklıklar prosesi hızlandırır. Nitrifikasyon dahil hücre dokusunun tam bir oksidasyon için oksijen gereksinimi 2,3 kg O 2 /kg hücre dir (Tchobanoglous ve diğ., 2003). 7

9 Aerobik çürütücülerin işletme performansını değerlendirmek işin aşağıdaki parametreler kullanılmaktadır: Uçucu katı giderimi Üstfaz kalitesi Çamurun susuzlaştırılabilirliği Çamurun kokusu ve özellikleri Saf Oksijenli Aerobik Çürütücü Saf oksijenli aerobik çürütücüde konvansiyonel çürütücüden farklı olarak prosese hava yerine saf oksijen verilmektedir (Andreoli ve diğ., 2007). Bu tür çürütücüler büyük arıtma tesislerinde ve özellikle soğuk iklimin hüküm sürdüğü yerlerde uygulanmaktadır. Bu sistemin en önemli dezavantajı yüksek saflıkta oksijen gereksinim ile artan maliyetidir (Tchobanoglous ve diğ., 2003) Ototermal Termofilik Çamur Çürütücü Patojen gideriminin üzerinde artan önem, günümüzde tesislerin çoğunluğunun termofilik işletmeye göre tasarlanmasına neden olmaktadır C sıcaklıklarda işletilen ototermal çamur çürütücülerin en büyük avantajı potansiyel patojenlerin etkin giderimidir. Son yıllarda işletme maliyetlerini düşüren sistem ısısını daha az kaybeden teknolojiler geliştirilmiştir (Spinosa ve Vesilind, 2004) Aerobik Çamur Çürütme Modelleri Aerobik çürüme için geliştirilen ilk modelleme çalışmalarında (Lawrence ve McCarty, 1970), proses uçucu çamur konsantrasyonu ile ilgili birinci derece proses olarak tasarlanmıştır. Ancak bu modeller prosesi uygun olarak tanımlamayı başaramamıştır çünkü çamurun bir fraksiyonu aerobik çürümeden yükümlü değildir. Aktif olmayan bu fraksiyon biyokimyasal olarak işlev görmez. Bir çamur örneğindeki aktif olmayan fraksiyonun büyüklüğü o çamurun oluştuğu sistemin işletme koşullarına bağlıdır. Aerobik çürüme için geliştirilen sonraki modellerde (Marais ve Ekama, 1976; Randall, 1975; Benefıeld ve Randall, 1979) aktif çamur ile aktif olmayan çamur arasında bir ayırım yapılmıştır. Aerobik çürümenin sadece aktif çamur fraksiyonunu etkilediği ve birinci dereceden bir bozunma prosesi olduğu farz edilmiştir. Marais ve Ekama (1976) kendi modellerinde içsel solunumun, aktif çamurun aerobik ortamlarda olması durumunda dışsal solunumun gerçekleşmesinden bağımsız olarak daima gerçekleşeceğini ileri sürmüştür. Marais ve Ekama modelinin geçerliliğini tetkik etmenin bir zorluğu, bir örnekteki aktif çamurun konsantrasyonunun direk olarak tayin edilmesi için bir testin bulunmamasıdır. Ancak Marais 8

10 ve Ekama (1976), iki değişkenin doğrudan ölçülebilen iki parametreye ilintilenebileceğini kanıtlamıştır: oksijen tüketim hızı (OTH) ve uçucu askıda katı maddeler (UAKM) konsantrasyonu. Haandel ve diğ. (1998) ise Marais ve Ekama modelini değerlendirmek için aerobik çürütücülerde başka iki parametrenin varyasyonunu kullanmıştır: nitrat konsantrasyonu ve alkalinite. Bozunan aktif çamurdan mineralleşmiş nitrojen, aerobik çürütücülerde sıcaklığın çok düşük olmadığı durumlarda nitrifiye olursa nitrat üretilmekte ve alkanite tüketilmektedir. Bu nedenle, Haandel ve diğ. (1998), Marais ve Ekama (1976) modelinin geçerliliğini doğrulamak için dört değişken olduğunu belirtmektedirler (Haandel ve diğ. 1998). Kesikli çürütücü, çürüme modelinin geçerliliğini doğrulamak için oldukça uygundur, ancak pratikte aerobik çürüme kesikli çürütücülerde değil bir veya daha fazla tam karışımlı çürütücülerde gerçekleşmektedir. Aerobik çürütücüler, genellikle seri koşullarda işletilmekte ve kesikli beslemeye tabi tutulmaktadır (Haandel ve diğ. 1998) Aerobik Çürütme Kinetiği Atık aktif çamurun aerobik çürümesine uygun bir tanım verebilmek için canlı organizmaların üretimi ve aerobik çürümeden sorumlu aktif çamur fraksiyonu (X a ) ve bunlarla yükümlü olmayan aktif olmayan fraksiyonu (X na ) birbirinden ayırmak gerekmektedir. Aerobik çürümeyi başarıyla öngören modeller (Marais ve Ekama, 1976; Benefield ve Randall, 1978) iki temel varsayıma dayandırılmıştır: Aktif çamur bozunmasının birinci derece proses olması ve bir kısım bozunmuş aktif çamurun mineralize olması, oysa geri kalan kısmın biyolojik olarak ayrışmayan katı madde olarak kalması: içsel kalıntı. Bozunmuş aktif çamurun sabit fraksiyonu içsel kalıntıdır. Bozunmuş aktif çamur; r d = -(dx a /dt) d = b h X a (2) olarak ifade edilebilir. İçsel kalıntının üretimi ise; (dx e /dt) d = -f(dx a /dt) d = fb h X a (3) olarak yazılabilir. Burada; X a : Aktif çamur konsantrasyonu X e : İçsel kalıntı üretimi b h : Bozunma sabiti f: Bozunan aktif çamurun içsel kalıntıya dönüşen fraksiyonu t: Çürüme zamanı 9

11 Çürüme anında bu parametrelerdeki değişimi gözleyerek modelin uygunluğu tetkik edilebilir ve bozunma sabitinin (b h ) değeri ile içsel kütle fraksiyonu (f) hesaplanabilir. Aerobik çamur çürüme karakterini belirlemek için dört parametre kullanılabilir: - Uçucu askıda katı madde (UAKM) konsantrasyonu - Oksijen tüketim hızı (OTH) - Nitrat konsantrasyonu - Alkalinite değişimi Kesikli Çürütücü Kesikli atık aktif çamur için, aktif fraksiyonun bozunması doğrudan eşitlik (1) in integrasyonu ile ifade edilebilir: X a = X ai exp(-b h t) (4) Burada; X a : Aktif çamur konsantrasyonu X ai : Başlangıç aktif çamur konsantrasyonu Uçucu çamurun varyasyonu, aktif çamur bozunması ve üretilen içsel kalıntının bir sonucudur: X v = X vi - (X ai - X a ) + f(x ai - X a ) (4a) Uzun bir çürüme periyodundan sonra, bozunma tamamlanır (X a =0 ) ve böylece: X v = X vi - (1-f)X ai X v - X v = X ai (1-f)exp(-b h t) (4b) ya da: log(x v - X v ) = log[x ai (1-f)] - 2.3b h t (5) Burada: X v : uçucu çamur konsantrasyonu (aktif ve aktif olmayan çamur) Xvi: Başlangıç uçucu çamur konsantrasyonu X v : Uzun bir çürüme periyodundan sonra uçucu çamur konsantrasyonu (X a nın tam bozunması) t: Çürüme zamanı Eşitlik (5) bozunma sabitinin deneysel olarak nasıl tayin edilebileceğini göstermektedir. Sabit sıcaklıkta işletilen kesikli aerobik çürüme sisteminden sabit bir değere (X v ) ulaşılıncaya kadar belirli aralıklarla uçucu çamur konsantrasyonu (X v ) tayini yapılır. Yarı logaritmik kağıtta 10

12 çürüme zamanın fonksiyonu olarak değerler ( X v -X v ) işlenir. En uygun doğru eğimi 2.3*b h ı ifade eder. Kesikli çamur sisteminde nitrat konsantrasyonunun varyasyonu aktif çamurun bozunması ile şu şekilde bağlantılı olur: uçucu çamurun f n = 0.1 mgn mg -1 UAKM olarak bir fraksiyonu nitrojendir ve çamur mineralize olduğu zaman, nitrojen sıvı faza geçer ve genellikle aerobik koşullarda nitrifikasyon gerçekleşir. Bu durumda, kesikli çamur siteminde UAKM düşüşü ile nitrat artışı arasında doğrudan bir ilişki vardır: N n - N ni = f n (X vi - X v ) (6) Böylece: log (N n - N n ) = log[f n (1-f)X ai ] - 2.3b h t (7) Benzer olarak, alkalinite değişimi de aktif çamur bozunması ile ilişkilendirilebilir: Nitrojen salındığında ve organik nitrojen nitrata dönüştüğü zaman alkalinite değişimi aşağıda verilen reaksiyon denkliği ile hesaplanabilir: RNH 2 + 2O 2. ROH + NO H + (8) Her bir mol nitrat (14 g N) üretildiğine 50 g CaCO 3 kadar asit üretimi vardır. Böylece, nitrifiye olan mg N başına 50/14 = 3,57 ppm CaCO 3 kadar alkanite tüketimi vardır. Bu nedenle; k ) = log[3,57f n (1-f)X ai ] 2,3b h t (9) Eşitlik (7) ve (9), sırasıyla nitrat konsantrasyonundaki değişim ve alkalinite değişiminden bozunma katsayısını tayin etmek için kullanılabilir. Alternatif olarak, çamurdaki OTH ı da bozunma sabitinin tayini için kullanılabilir. Bu durumda, oksijenin bozunmuş organik maddenin oksidasyonu ve nitrifikasyon için kullanıldığı kabul edilir. Organik maddenin oksidasyon hızı: OUR c = f cv (1-f)(dX a /dt)d = f cv (1-f)b h X a = f cv (1-f)b h X ai exp(-b h t) (10) olarak ifade edilir. Mineralize olmuş (parçalanan) çamur kütlesi başına bir fn nitrojenin salımının olduğunun ve nitrifikasyon prosesinde 4,57 mgo mg -1 N stokiyometrik ihtiyacının bilinmesiyle: OUR n = 4,57f n (dx a /dt)d = 4,57f n (1-f)b h X ai exp(-b h t) (11) bulunabilir. 11

13 Böylece, toplam OTH: logour t = log(our c +OUR n ) = log[(f cv +4.57f n )(1-f)b h X ai ] 2,3 logb h t (12) olarak ifade edilebilir. (6), (7), (9) ve (12) eşitlikleri birbirinden bağımsızdır ver her biri aerobik koşullar altında atık aktif çamurun kesikli sistemdeki bozunma sabitinin tayini için kullanılabilinir Tam Karışımlı-Devirli Besleme Aerobik Çürütücü Pratikte, aerobik çürütücüler genellikle kesikli reaktörler olarak işletilmez. Atık biyolojik çamurun seri olarak bir veya daha fazla reaktörlerden oluşan aerobik çürütücü sistemine günlük olarak deşarjı vardır. Atık aktif çamur seri reaktörlerden geçer ve sıvı-katı madde ayırımı ve katı fraksiyonun nihai bertarafı için stabilize çamur olarak deşarj edilir. Eğer günlük olarak oluşan atık aktif çamurun anında tam karışımlı aerobik çürütücüye verildiği düşünülürse, aktif fraksiyonun bozunan kısmı aşağıda verildiği gibi tespit edilebilir; Kesikli besleme: V r X a0 = (V r -V b )X a1 + V b X ai (13) Bir gün sonra aktif çamur konsantrasyonundaki bozunma; X a1 = X a0 exp(-b h 1) (14) X a0 = başlangıç aktif çamur konsantrasyonu X a1 = 1 gün sonraki aktif çamur konsantrasyonu X ai = reaktördeki aktif çamur konsantrasyonu Çürütücü girişindekii aktif çamur konsantrasyonu: X a0 = (V b /V r )/[1-(1-(V b /V r ))exp(-b h )]*X ai (15) Çürütücü çıkışındaki aktif çamur konsantrasyonu: X a1 = (V b /V r )/[1-(1-(V b /V r ))exp(-b h )]*X ai *exp(-b h ) = X ai /{R d [exp(b h )-1]+1} (16) 12

14 2. MATERYAL METOD Deneylerde kullanılan çamur numunesi İstanbul da kurulu bir evsel atıksu arıtma tesisinden alınmıştır. İncelenen atıksu arıtma tesisi (AAT) sadece evsel atıksu kabul etmekte ve m 3 /gün lük (ortalama debi) bir kapasite ile çalışmaktadır. AAT, aktif çamur sistemi ve ileri arıtma için biyolojik fosfor gideren bir ünite içermektedir. Sistem 17 günlük çamur yaşı ile çalıştırılmaktadır. Atık çamur çözünmüş oksijen flotasyonu (DAF) tankına, oradan da santrifüjlere alınmaktadır. Çamur numunesi havalandırma havuzundan alınmıştır. Aerobik çamur stabilizasyonu 20 ± 0,5 o C sabit sıcaklıkta 10 L hacminde silindir reaktörde gerçekleştirilmiştir. Çözünmüş oksijen, hava taşları kullanılarak en az 2 mg/l olacak şekilde sağlanmıştır. Ayrıca, reaktörün karışımı için manyetik karıştırıcı kullanılmıştır. Sodyum bikarbonatın (NaHCO 3 ) ilavesi ile ph, 7±0,5 seviyelerinde tutulmuştur. Reaktörde tam karışımdan alınan çamur örneklerinde askıda katı madde (AKM) ve uçucu askıda katı madde (UAKM) parametreleri Standart Metotlar (APHA 2005) uyarınca tayin edilmiştir. Çamur numuneleri, darası önceden alınmış efektif gözenek çapı yaklaşık olarak 1,5 µm olan Milipore AP 40 cam elyafı filtreden süzülmüştür. AKM/UAKM parametreleri 2-3 gün aralıklarla ölçülmüştür. Laboratuar ortamında oluşturulan çamur keki örneklerinde su muhtevası parametresi Standart Metotlar (APHA 2005) uyarınca tayin edilmiştir. ph parametresi, reaktörlerden tam karışımdan alınan çamur örneklerinde ölçülmüştür. Toplam organik karbon (TOK) parametresi reaktörlerden tam karışımdan alınan çamur (reaktör toplam) numunelerinde ölçülmüştür. Çözünmüş organik karbon (ÇOK) ise çamur örneklerinin gözenek çapı 0,45 µm olan membran filtreden süzülmüş numunelerinde (reaktör süzüntü) ölçülmüştür. TOK ve ÇOK ölçümleri yüksek sıcaklıkta yanma sağlayan Shimadzu TOC- 5000A enstrümanı ile Türk Standartları (TS 8195) uyarınca gerçekleştirilmiştir. Aktif biyokütle konsantrasyonlarının respirometrik bazlı ölçümü, Pehlivanoglu-Mantas ve diğ., 2007 tarafından belirtildiği gibi aerobik stabilizasyonun ilk gün ve 30.gününde reaktörden alınan çamurlarda yürütülmüştür. Respirometrik çalışmalar 1,5 L lik beherlerde 100 mgkoi/l başlangıç konsantrasyonunu temsil eden asetat ile aşılanarak başlatılmıştır (Avcıoğlu ve diğ. 1998). OTH verileri Applitek Ra-Combo respirometre ile elde edilmiştir. Applitek RA-Combo respirometre cihazı, 5 litrelik pleksiglastan bir ana reaktör ve oksijen tüketim hızının ölçüldüğü bir hücreden oluşmaktadır. Respirometrenin iç hücresi tamamı ile 13

15 kapalı 0,75 litrelik bir hücre, çözünmüş oksijen ölçüm probu, numune pompası, 4 adet selenoid vana ve kontrol ünitesinden oluşmaktadır. Respirometrik çalışmalarda hava debisi, OTH ölçümleri en az 5-6 mg/l çözünmüş oksijen konsantrasyonu ile başlayacak şekilde ayarlanmıştır. Nitrifikasyon aktivitesini durdurmak için nitrifikasyon inhibitörü (Formula 2533 TM -Hach Company, USA) ilave edilmiştir. Aktif heterotrofik biyokütle tam kararlı simülasyonlar ile Uyarlanmış Aktif Çamur Model No:3 (ASM3) kullanarak belirlenmiştir (Insel ve diğ. 2007). Numuneler alınır alınmaz %98 lik etanol (1:1, h/h) eklenmiştir ve fiksasyon işlemi gerçekleştirilene kadar -20 C de saklanmıştır. Numunelerin fiksasyonu %4 paraformaldehit (PFA) ile yapılmıştır. Fiksasyondan sonra hücreler fosfat tampon çözeltisi (PBS) (130 mm NaCl, 10 mm sodyum fosfat, ph 7.2) ile yıkanıp PBS-Etanol (1:1, h/h) karışımı içerisinde - 20 C de saklanmıştır (Harmsen vd, 1996). Bu çalışmada 4,6-diamidino-2-phenylindole (DAPI) DNA boyası numunelerde mevcut toplam hücre sayılarının, EUBmix probu (Daims vd., 1999) ise numunelerde mevcut toplam aktif bakteri sayılarının belirlenmesi için kullanılmıştır. EUBmix probu Cy3 (5 ) ile işaretli olup, ticari olarak elde edilmiştir (Qiagen Corp., Almanya). Görüntü alanı başına hücre düşecek miktarda (10-30 µl) fikslenmiş hücre jelatinle kaplanmış mikroskop lamı üzerine konmuş ve hava ile kurutulmuştur. Hücrelerin artan etanol konsantrasyonlarında (%50, 80, 100) dehidrasyonları yapılmıştır. Hücreler hibritleşme tamponu (0.9M NaCl, 2mg/ml Ficoll, 2mg/ml Bovine Serum Albumen, 2mg/ml polivinil pirolidon, 5mM EDTA, ph 8.0, 25 mm NaH 2 PO 4, ph 7.0, 0.1% SDS, 10% deiyonize formamit, 2.5 ng/µl hibritleşme probu) içerisinde, 46 ºC de 4 saat inkübe edilmiştir (Amann vd., 1990; Manz vd., 1992). Hibritleşmeden sonra 2 µl DAPI DNA boyası (son konsantrasyonu 3.3 µg/ml olacak şekilde) eklenmiş ve 10 dk oda sıcaklığında inkübe edilmiştir. İnkübasyondan sonra, hücreler 20 mm Tris-HCl (ph 7.2), 0.01% SDS, 0-5 mm EDTA ve Lathe nin (1985) formülüne göre ayarlanmış konsantrasyonlarda NaCl içeren yıkama çözeltisi ile iki defa 48 ºC de yıkanmışlardır (Manz vd., 1992). Bir damla citifluor (Citifluor Ltd., United Kingdom) eklendikten sonra, preparatların üzeri lamelle kapatılmıştır. Görüntüler, CCD (charged coupled device) Spot RT kamera ve özel bir yazılıma sahip floresan ataşmanlı, 100 W lık yüksek basınçlı civa lambalı Olympus BX 50 model epifloresan mikroskobu kullanılarak elde edilmiştir. Her hibridizasyon için 10 rastgele görüntü alınmıştır. Hücre sayımları Image-Pro Plus 5.1 analiz programı (Media Cybernetics, U.S.A.) kullanılarak yapılmıştır. Numuneler üçlü alınmış ve sayım sonuçlarının ortalaması ile standart sapmaları hesaplanmıştır. 14

16 3. SONUÇLAR VE DEĞERLENDİRME Paşaköy İleri Biyolojik Arıtma Tesisi havalandırma tankından alınan çamur üzerinde laboratuvar ölçekli reaktörde aerobik stabilizasyon deneyleri gerçekleştirilmiştir. Aerobik stabilizasyon deney sonuçları aşağıda verilmiştir. 3.1 Konvansiyonel Analiz Sonuçları Şekil 1 de aerobik stabilizasyon deneyi süresince çamur ph ının zamanla değişimi verilmiştir. Aerobik stabilizasyon deneyi süresince çamur ph ı 7 ile 7.8 arasında salınım göstermiştir. Stabilizasyon deneyi esnasında reaktör içindeki ph, materyal metod bölümünde de belirtildiği gibi sodyum bikarbonat ilavesi ile 7-8 aralığında tutulmuştur. Şekil 1 de de görüldüğü üzere çamurun ph ı deney süresince biyolojik arıtma için literatürde verilen en elverişli değer olan 7-8 aralığında seyretmiştir ph Zaman (gün) Şekil 1.Aerobik stabilize olan çamurda ph'ın zamanla değişimi Şekil 2 de aerobik stabilizasyon deneyi süresince çamurdaki katı madde konsantrasyonunun zamanla değişimi verilmiştir. Çamurda giriş AKM ve UAKM değerleri sırasıyla mg/l ve 5250 mg/l olarak ölçülmüştür. Deneyin 25. gününde AKM ve UAKM konsantrasyonları sırasıyla 7920 mg/l ve 3800 mg/l değerlerinde sabitlenmiş ve deneyin devam eden 15

17 günlerinde bu değerlerde herhangi bir düşüş görülmemiştir. Aerobik stabilizasyon sonrasında çamurda 10. günde AKM giderim verimi %7 olarak hesaplanmıştır; 30. günün sonunda ise AKM giderim verimi %22 ye çıkmıştır. Çamurda UAKM giderim verimi ise 10. günde %15 iken 30. günde UAKM giderim verimi %28 e çıkmıştır. Sonuçlardan da görüldüğü gibi aerobik stabilizasyon sonrasında UAKM giderim verimi AKM giderim veriminden daha yüksektir. Havalandırma havuzundan alınan numunede stabilizasyon başlangıcındaki UAKM/AKM oranı 0.52 olarak belirlenmiştir. Bu değer daha önceden evsel nitelikli çamurlar için literatürde verilen oranlarla uyum içindedir (Sözen ve diğ., 2008). Çamurda UAKM/AKM oranı aerobik stabilizasyon deneyleri sonucunda 0.52 den 0.48 e düşmüştür ve bu değerde sabitlenmiştir. Bu orandaki düşüş aerobik stabilizasyon sonrasında toplam katı maddeye oranla biyolojik olarak ayrışabilen kısmın daha fazla oranda giderilebildiğinin bir göstergesidir AKM UAKM Katı Madde (mg/l) Zaman (gün) Şekil 2.Aerobik stabilize olan çamurda katı madde konsantrasyonunun zamanla değişimi Şekil 3 de aerobik stabilizasyon deneyi süresince çamurdaki toplam organik karbon (TOK) konsantrasyonunun zamanla değişimi verilmiştir. Çamurda giriş TOK değeri 2200 mg/l olarak ölçülmüştür. Deneyin 10. gününde TOK konsantrasyonu 1400 mg/l değerine düşmüştür. Deneyin 25. gününde ise TOK konsantrasyonu 1000 mg/l değerlerinde sabitlenmiş ve deneyin devam eden günlerinde bu değerlerde herhangi bir düşüş görülmemiştir. Aerobik stabilizasyonun 10. gününde TOK giderim verimi %36 olarak belirlenmiştir. Bu giderim verimi 25. günde %55 olarak hesaplanmıştır. 16

18 Çamurdaki toplam organik karbon ile UAKM ve AKM giderim verimleri karşılaştırıldığında, aerobik stabilizasyon sonrasında TOK giderim veriminin daha yüksek olduğu gözlenmiştir. Bunun başlıca nedeni çamurun stabilizasyonu sonucunda kolay ayrışabilir yapıya geçen organik karbonun reaktörde mikroorganizmalar tarafından tüketilmesi şeklinde açıklanabilir TOK (mg/l) Zaman (gün) Şekil 3.Aerobik stabilize olan çamurda TOK konsantrasyonunun zamanla değişimi Şekil 4 de aerobik stabilizasyon deneyi süresince çamurdaki çözünmüş organik karbon (ÇOK) konsantrasyonunun zamanla değişimi verilmiştir. Çamurda giriş ÇOK değeri 4.5 mg/l olarak ölçülmüştür. Aerobik stabilizasyon sonunda ÇOK konsantrasyonu 20 mg/l değerine ulaşmıştır. Stabilizasyon esnasında oluşan çözünmüş organik karbonun bir kısmı çamurdaki aktif biyokütle tarafından tüketilmektedir. Bu nedenle toplam organik karbon giderimindeki verim ile çözünmüş organik karbon oluşumu arasında doğrudan bir ilişki kurmak mümkün değildir. 17

19 ÇOK (mg/l) Zaman (gün) Şekil 4. Aerobik stabilize olan çamurda ÇOK konsantrasyonunun zamanla değişimi Çamur numunesinde ağır metal analizleri, aerobik stabilizasyon deneyinin başlangıcında ve sonunda gerçekleştirilmiştir. Tablo 1 de ağır metal ölçüm sonuçları verilmiştir. Ağır metal analizleri kapsamında çamur numunesinde hem toplam hem de süzülmüş numunelerde ölçümler yapılmıştır. Deney esnasında ölçülen parametreler Fe, Mn, Cd, Cu, Cr, Pb ve Ni dir. Tablo 1. Aerobik stabilize olan çamurda ağır metal konsantrasyonları Çamur numunesi Zaman (gün) Fe (mg/l) Mn (mg/l) Cd (mg/l) Cu (mg/l) Cr (mg/l) Pb (mg/l) Ni (mg/l) Toplam < <0.25 Toplam Deney < <0.25 <0.25 Sonu Süzülmüş <0.1 <0.25 <0.25 <0.25 <0.25 Süzülmüş Deney <0.05 <0.05 <0.1 <0.25 <0.25 <0.25 <0.25 Sonu Aerobik stabilizasyon sonunda, toplam çamurun Fe konsantrasyonunun 119 mg/l değerinden 74 mg/l değerine düştüğü gözlenmiştir. Deney sonunda aerobik stabilizasyon sonrasında, toplam çamurda Mn, Cu, Cr ve Pb konsantrasyonlarında belirgin bir düşüş görülmüştür. Cd ve Ni değerleri, deneyin başlangıcında ve sonunda ölçüm limitlerinin altında 18

20 seyretmiştir. Süzülmüş çamurda yürütülen ağır metal analizleri sonucunda, Cd, Cu, Cr, Pb ve Ni değerleri deneyin başlangıcında ve sonunda ölçüm limitlerinin altında olduğu için stabilizasyon sonrasındaki değişim bu parametrelerde belirlenememiştir. Süzülmüş çamur numunesinde Fe ve Mn değerlerinde belli oranda düşüş görülmüştür. 3.2 Moleküler Analiz Sonuçları Hücre ölümünden sonra DNA hem bütünlüğünü yitirmemiş hücrelerin içinde hem de hücre parçalanmasından sonra hücre dışında zarar görmeden kalabilmektedir (Naviaux vd., 2005). Bu nedenle, DNA hedefli moleküler yöntemler bir ekosistemde mevcut mikrobiyal türlerin varlık ve miktarlarını tespit etmekte yeterli olup, tespit edilen türlerin aktif olup olmadıkları hakkında bilgi vermemektedir. RNA yı hedef alan moleküler teknikler ise ekosistemde mevcut aktif türler hakkında bilgi verebilmektedir (Sørensen ve Teske, 2006), çünkü RNA moleküllerinin miktarı ve çeşidi hücre içerisinde sürekli değişmektedir ve toplam RNA miktarı hücrenin büyüme hızı ile ilişkilidir (Kerkhof ve Kemp, 1999). Bu çalışmada, numunelerde mevcut toplam hücre sayıları hücrelerin genomik DNA sını hedef alan DAPI boyası ile, numunelerde mevcut toplam aktif bakteri sayısı ise hücrelerin rrna içeriğini hedef alan, floresanla işaretli bir oligonükleotid probuyla belirlenmiştir. Sayım sonuçları Tablo 2 de verilmiştir. Tablo 2.Toplam hücre ve toplam aktif hücre sayım sonuçları Zaman Toplam Hücre Sayısı Toplam Aktif Hücre Sayısı Aktif Hücrelerin Verdiği Toplam Florasan Şiddeti Florasan Şiddetine Göre Aktif Biyokütle Gün # ± # ± # ± % 0 1,17E+09 1,10E+08 1,07E+09 1,00E ,65E+09 1,80E+08 1,21E+09 1,30E ,26E+09 9,00E+07 4,20E+08 3,00E Şekil 5 de ise reaktörlerde mevcut toplam aktif hücre sayılarının ve oranlarının zamanla değişimi gösterilmiştir. Şekil 5 de de görüldüğü gibi aerobik reaktörde aktif hücre oranı giderek azalmaktadır. 19

21 1.60E hücre/ ml 1.40E E E E E E E E+00 Toplam Aktif Hücre Sayısı Aktif Hücre % % gün Şekil 5. Toplam aktif hücre sayılarının ve oranlarının zamanla değişimi. Şekil 6 da ise DAPI ile boyanmış ve EUBmix probu ile hybridize edilmiş mikroskopik görüntüler verilmiştir. Aktif çamur örneklerinde hücreler dışındaki biyolojik olarak ayrıştırılabilir organik karbonun ilk 15 gün içerisinde tüketilmesi nedeniyle bu süre zarfında reaktörde toplam hücre sayısında artış olmuş olabilir. Bu süre zarfında aktif hücre oranındaki düşüşe ise hücrelerin biyolojik olarak ayrıştırılabilir organik karbon açısından zengin bir ortamdan çok daha fakir bir ortama alınması neden olmuş olabilir. İlk 15 günden sonra ise hücreler dışındaki biyolojik olarak ayrıştırılabilir organik karbon tükendiği için hücreler içsel solunuma geçmiş ve bu durum hem toplam hücre sayısında hem de aktif hücre oranında önemli bir düşüşle sonuçlanmış olabilir. 20

22 Aşı Çamuru, DAPI Aşı Çamuru, EUBmix Aerobik, gün 15, DAPI Aerobik, gün 15, EUBmix Aerobik, gün 30, DAPI Aerobik, gün 30, EUBmix Şekil 6.DAPI ile boyanmış ve EUBmix prob ile hybridize ile edilmiş epiflorasan görüntüler 3.3 Respirometrik Sonuçlar Aerobik stabilizasyon çalışması sırasında 0, 17 ve 30. günlerde sistemden 400 ml biyokütle alınarak ve 340 mgkoi/l olacak şekilde 24 ml sodyum asetat çözeltisi eklenerek toplamda 2 L olan kesikli bir deneysel çalışma ile OTH ölçümleri gerçekleştirilmiştir. Deneysel çalışma koşulları Tablo 3 de verilmektedir. 21

23 Tablo 3. Respirometrik Analiz İçin Deneysel Koşullar Deney Zamanı Biyokütle Miktarı Substrat Miktarı S0/X0 gün mguakm /L mg KOİ/L mg KOİ/mg UAKM.gün Deneysel çalışma ile elde edilen verilerin Şekil 7 de sunulmuştur. ASM3 modeli yardımıyla modelleme çalışması yürütülmüş ve aktif biyokütle oranlarının başlangıca göre kıyaslandığında 17. ve 30.gün için sırasıyla %35 ve 21 e düştüğü bulunmuştur. Bu sonuçlar moleküler analiz sonuçları ile uyumludur. OTH, (mg/l.sa) Zaman (gün) o.gün 17.gün 30.gün Şekil 7. Oksijen Tüketim Hızı Ölçümleri 22

24 4. GENEL DEĞERLENDİRME Aerobik stabilizasyon deneyi süresince çamurun ph ı biyolojik arıtma için literatürde verilen en elverişli değer olarak verilen arasında değişmiştir. Aerobik stabilizasyonun sonrasında çamurda 30. günde AKM giderim verimi %22 ye, UAKM giderim verimi ise %28 e çıkmıştır. Sonuçlardan da görüldüğü gibi aerobik stabilizasyon sonrasında UAKM giderim verimi AKM giderim veriminden daha yüksektir. Çamurda UAKM/AKM oranı aerobik stabilizasyon deneyleri sonucunda 0.52 den 0.48 e düşmüş ve bu değerde sabitlenmiştir. Bu orandaki düşüş aerobik stabilizasyon sonrasında toplam katı maddeye oranla biyolojik olarak ayrışabilen kısmın daha fazla oranda giderilebildiğinin bir göstergesidir. Çamurda giriş TOK değeri 2200 mg/l olarak ölçülmüş ve aerobik stabilizasyonun 25. gününde TOK giderim verimi %55 olarak hesaplanmıştır. TOK ile UAKM ve AKM giderim verimleri karşılaştırıldığında, aerobik stabilizasyon sonrasında TOK giderim veriminin daha yüksek olduğu gözlenmiştir. Bunun başlıca nedeni çamurun stabilizasyonu sonucunda kolay ayrışabilir yapıya geçen organik karbonun reaktörde mikroorganizmalar tarafından tüketilmesi şeklinde açıklanabilir. Çamurda giriş ÇOK değeri ise 4.5 mg/l olarak ölçülmüş ve aerobik stabilizasyon sonunda ÇOK konsantrasyonu 20 mg/l değerine ulaşmıştır. Stabilizasyon esnasında oluşan çözünmüş organik karbonun bir kısmı çamurdaki aktif biyokütle tarafından tüketilmektedir. Bu nedenle toplam organik karbon giderimindeki verim ile çözünmüş organik karbon oluşumu arasında doğrudan bir ilişki kurmak mümkün değildir. Aerobik stabilizasyon ile hem moleküler analiz hem de respirometrik ölçüm sonuçlarına baz alındığında başlangıca göre aktif biyokütle miktarları 17. ve 30. günlerde sırasıyla yaklaşık %35 ve %22 değerlerine düşmüştür. Bu durum aktif biyokütle miktarını belirlenmesinde her iki metodun da kullanılabilirliğinin bir göstergesidir. 23

25 KAYNAKLAR Amann, R. I., L. Krumholz, and D. A. Stahl Fluorescentoligonucleotide probing of whole cells for determinative, phylogenetic, and environmental studies in microbiology. J. Bacteriol. 172: Andreoli C.V., Sperling M., Fernandes F Sludge Treatment and Disposal APHA, AWWA and WEF, Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 20 th Edition, American Public Health Association / American Water Works Association / Water Environment Federation, Washington, DC, USA. Benefıeld LD and Randall CW Design relationships for aerobic digestion. J. Water Pollut. Contr. Fed Borowski S., Szopa J. S Experiences with the dual digestion of municipal sewage sludge. Bioresource Technology Daims, H., Bruhl, A., Amann, R., Schleifer, K.-H. and Wagner, M The domain-specific probe EUB338 is insufficient for the detection of all bacteria: development and evaluation of a more comprehensive probe set. Syst. Appl. Microbiol., 22: Dichtl, N. and Eck-Düpont, M Characteristics for rating the degree of stabilization of biologicallytreated sludge (in German). Korrespondenz Abwasser, 33(11), Haandel Adrianus van C, Catunda FC P. and Araújo de S. L Biological Sludge Stabilization, Part 1: Kinetics of Aerobic Sludge Digestion. Harmsen, H. J. M., Kengen, H. M. P., Akkermans, A. D. L., Stams, A. J. M. and de Vos, W. M., Detection and localization of syntrophic propionate-oxidizing bacteria in granular sludge by in situ hybridization using 16S rrna-based oligonucleotide probes. Appl. Environ. Microbiol. 62: İleri R Çevre Biyoteknolojisi, Değişim Yayınları. Insel G, Celikyilmaz G, Ucisik-Akkaya E, Yesiladali K, Cakar ZP, Tamerler C, Orhon D Respirometric evaluation and modeling of glucose utilization by Escherichia coli under aerobic and mesophilic cultivation conditions, BIOTECHNOLOGY AND BIOENGINEERING, 96, 1, Kerkhof, L., and P. Kemp Small ribosomal RNA content in marine ProteoBacteria during non-steady-state growth. FEMS Microbiol. Ecol. 30: Koottatep T, Polprasert C, Oanh N T K, Heinss U, Montangero A, Strauss M Septage dewatering in vertical-flow constructed wetlands located in the tropics. Wat Sci Tech, 44: Lawrence AW and McCarty PL Unified basic for biological treatment design and operation. J. Sanit. Eng. Div., ASCE. 96 SA Lawrence K.,W., Nazih K. S., Yung-Tse H Biosolids Engineering and Mangement. 24

26 Manz, W., Amann, R., Ludwig, W., Wagner, M. and Schleifer, K-H Phylogenetic oligodeoxynucleotide probes for the major subclasses of Proteobacteria: problems and solutions. Systematic and Applied Microbiology. 15: Marais GvR and Ekama GA The activated sludge process part I: Steady state behaviour. Water SA Naviaux, R. K., B. Good, J. D. McPherson, D. L. Steffen, D. Markusic, B. Ransom, and J. Corbeil Sand DNA a genetic library of life at the water s edge. Mar. Ecol. Prog. Ser. 301:9 22. Nowak, O Sewage sludge stabilisation at treatment plants without mesophilic digestion (in German). Presented at the ÖWAV/TU Workshop Sewage sludge, Vienna University of Technology, September 2000, Vienna, published in Wiener Mitteilungen 177, 2002, Nowak, O., Svardal, K., Franz, A. and Kühn, V. (1999). Degradation of particulate organic matter A comparison of different models concepts. Wat. Sci. Tech., 39(1), Pehlivanoglu-Mantas E, Tas DO, Insel G, Aydin E, Ozturk DC, Olmez T, Gorgun E, Cokgor EU, Orhon D Evaluation of municipal and industrial wastewater treatment sludge stabilization in Istanbul, CLEAN-SOIL AIR WATER, 35, 6, Randall CW Temperature effects on aerobic digestion. J. Environ. Eng. Div. ASCE Scheminski, A Partial oxidation of anaerobically digested sludge using ozone. Ph.D. Thesis, Institute for Biotechnology, Technical University of Brauscheig, Germany. Sørensen Ketil B. and Teske Andreas Stratified Communities of Active Archaea in Deep Marine Subsurface Sediments. Appl Environ Microbiol 72: Sözen S., Orhon D., Çokgör E.U., Görgün E., İnsel G., Karahan Ö., Yağcı Ö.N., Taş O.D., Dülekgürgen E., Doğruel S., Ölmez T., Zengin G., Çığgın A., Pala İ., Katipoğlu T., Eldem N., Ünal A İSKİ Tuzla ve Paşaköy İleri Biyolojik Atıksu Arıtma Tesislerinin Tasarım Kriterlerinin İncelenmesi: Tuzla Atıksu Arıtma Tesisi Sonuç Raporu, Eylül 2008, 191 sayfa, İTÜ, Türkiye Spinosa L., and Vesilind P. A Sludge into Biosolids. Tchobanoglous, G., Burton, F.L. and Stensel, H.D Wastewater engineering: Treatment and reuse, Mc Graw Hill Press, New York, US. Ünlü A. ve Tunç M.S Elazığ Kenti Atıksu Arıtma Tesisi Çamur İşleme Birimlerinin İşletiminin Değerlendirilmesi, Fırat Üniv. Fen ve Mühendislik Bilimi Dergisi, sayı 19 (1),