Bu tez çal mas Devlet Planlama Te kilat taraf ndan desteklenmi tir. Proje No: 2005K120110

OZON ve B YOF LTRASYONLA DO AL ORGAN K MADDE G DER M ve DEZENFEKS YON YAN ÜRÜNLER OLU UM POTANS YELLER N N BEL RLENMES Mutlu U ur AKÇAY Yüksek Lisans Tezi Çevre Mühendisli i Anabilim Dal Kas m 2008 Bu tez çal mas Devlet Planlama Te kilat taraf ndan desteklenmi tir. Proje No: 2005K120110

JÜR VE ENST TÜ ONAYI Mutlu U ur Akçay n Ozon ve Biyofiltrasyonla Do al Organik Madde Giderimi ve Dezenfeksiyon Yan Ürünleri Olu um Potansiyellerinin Belirlenmesi ba l kl Çevre Mühendisli i Anabilim Dal ndaki, Yüksek Lisans Tezi 31.10.2008 tarihinde, a a daki jüri taraf ndan Anadolu Üniversitesi Lisansüstü E itim-ö retim ve S nav Yönetmeli inin ilgili maddeleri uyar nca de erlendirilerek kabul edilmi tir. Ad -Soyad mza Üye (Tez Dan man ): Yard. Doç. Dr. HAT CE NAN.. Üye : Prof. Dr. M RAY BEKBÖLET.. Üye : Doç. Dr. ERDEM A. ALBEK.. Anadolu Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Yönetim Kurulu'nun tarih ve say l karar yla onaylanm t r. Enstitü Müdürü

i ÖZET Yüksek Lisans Tezi OZON ve B YOF LTRASYONLA DO AL ORGAN K MADDE G DER M ve DEZENFEKS YON YAN ÜRÜNLER OLU UM POTANS YELLER N N BEL RLENMES Mutlu U ur AKÇAY Anadolu Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Çevre Mühendisli i Anabilim Dal Dan man : Yard. Doç. Dr. Hatice NAN 2008, 117 sayfa Ozonlama prosesinde farkl ozon dozlar kullan larak hümik asit (HA) çözeltisinden ve Porsuk Baraj suyundan do al organik madde (DOM) giderimlerinin belirlenmesi amaçlanm t r. Laboratuar ölçekli ozonlama reaktöründe 10, 25, 50 mg/l hümik asit çözeltisinde farkl dozlarda deneyler yap lm t r. Ozonlama reaktöründe ayn i lemler Porsuk Baraj suyunda yedi farkl ozon dozunda gerçekle tirilmi tir. Üç farkl dolgu malzemesinden (Kum, granüler aktif karbon ve zeolit) olu turulan biyofiltreler ham porsuk baraj suyu ve ozonlanm porsuk suyu ile beslenerek iki farkl temas süresinde (15, 30 dakika) do al organik madde (DOM) giderimleri ve dezenfeksiyon yan ürünü (DYÜ) olu um potansiyeline etkisi incelenmi tir. UV 254, spesifik ultraviyole absorbans (SUVA), toplam organik karbon (TOK), çözünmü organik karbon (ÇOK), VIS 400, Trihalometan Olu um Potansiyeli (THMOP) ve Haloasetik Asit Olu um Potansiyeli (HAAOP) gibi parametreler ölçülerek kar la t rma yap lm t r. Biyofiltre sisteminde DOM ve DYÜ giderimin de ozonlanm porsuk suyu ozonlanmam porsuk suyuna göre daha iyi sonuç vermi tir. Ancak, aradaki fark n çok küçük olmas ndan dolay, DOM ve DYÜ giderimin de sadece biyofiltrasyon i lemi yeterli olmaktad r. Anahtar Kelimeler :Ozonlama, Biyofiltrasyon, humik asit, DOM, THMOP, HAAOP

ii ABSTRACT Master of Science Thesis EFFECT OF OZONATION AND BIOFILTRATION ON THE NATURAL ORGANIC MATTER REMOVAL AND DETERMINE THE DISINFECTION BY-PRODUCT FORMATION POTENTIAL Mutlu U ur AKÇAY Anadolu University Graduate School Of Sciences Environmental Engineering Program Supervisor : Assist. Prof. Dr. Hatice NAN 2008, 117 pages This study aimed to removal of dissolvel organic matter (DOC) from humic acid (HA) solution and Porsuk Lake Water by ozonation and ozonationbiofiltration processes. Bench scale experimental studies were conducted at different humic acid concentration (10, 25, 50 mg/l) and different ozone dosages in ozonation reactor, aiming humic acid degradation. Same processes were replicated in Porsuk Lake Water at seven ozone dosages. Raw and Ozonated Porsuk lake water were fed to biofitration column which have three different pack material ( sand, granular activated carbon and zeolite) at two different contact times (15, 30 minutes) and were investigated effect on removal of naturel organic matter (NOM) and disinfection by product (DBP). The results were evaluated UV 254, SUVA (Specific Ultraviole Absorbance at 254 nm), DOC that specify organic matter, VIS 400, THMFP (Trihalomethane Formation Potential) and HAAFP (Haloacetic acid Formation Potential). Ozonated porsuk water is better than raw porsuk water at the removal of NOM and DBP in biofiltration system. However, because of the small differences of these system, only biofiltration system is sufficient in removal of NOM and DBP. Keywords : Ozonation, Biofiltration, hümic acid, NOM, THMFP, HAAFP

iii TE EKKÜR Yüksek Lisans tez çal mam n her a amas nda, birikimleri ve deneyimleriyle bu çal may gerçekle tirmemde büyük katk s bulunan, bilimsel deste inin yan s ra hiçbir zaman için benden manevi deste ini esirgemeyen dan man hocam Sn. Yard. Doç. Dr. Hatice NAN a, Çal malar m s ras nda gerek deneylerimde gerekse bunalt c laboratuar günlerinde hep yan mda olup maddi ve manevi deste ini hissetti im sevgili arkada m Ara.Gör. Zehra Y T e Deneylerim s ras nda bana yard mc olan; Ara. Gör. Akif ARI, Emre AKSU, Güven SEYD O LU, Volkan ALTU, Tevfik TEZCAN ve mola vaktinin geldi ini hat rlatan Gökhan ÖZTÜRK ve brahim DO AN a Tez çal mam boyunca geç saatlere kadar beni laboratuarda bekleyen, maddi-manevi ve daha da önemlisi her zaman sevgisini hissetti im biricik arkada m Mine O HAN a Burada olmam sa layan ve e itim hayat m boyunca benden maddi ve manevi desteklerini hiçbir zaman esirgemeyen, hayat m boyunca minnettar kalaca m sevgili ailem; annem, babam, ablam ve küçük yi enime en içten sevgi ve te ekkürlerimi sunar m. Mutlu U ur AKÇAY Kas m 2008 Aileme...

iv Ç NDEK LER Sayfa ÖZET... i ABSTRACT... ii TE EKKÜR...iii Ç NDEK LER... iv EK LLER D Z N... vii Ç ZELGELER D Z N... xi S MGELER VE KISALTMALAR D Z N... xii 1. G R... 1 2. DO AL ORGAN K MADDELER (DOM)... 6 2.1. DOM un S n fland r lmas... 7 2.2. Hümik Maddeler... 9 3. KLORLAMA DEZENFEKS YON ÜRÜNLER... 12 3.1. Klorlama... 14 3.2. Trihalometanlar (THM)... 15 3.2.1. Kloroform... 18 3.2.2. Dibromoklorometan... 19 3.2.3. Bromodiklorometan... 19 3.2.4. Bromoform... 19 3.3. Trihalometan Olu umunu Etkileyen Faktörler... 19 3.4. Trihalometanlar n Giderim Metotlar... 21 3.5. Haloasetik Asitler (HAA)... 23 3.5.1. Klor Dozu Etkisi... 24 3.5.2. ph Etkisi... 25 3.5.3. S cakl k ve Mevsimsel Etki... 25 3.5.4. Bromür Konsantrasyonu Etkisi... 26 3.5.5. Temas Süresi Etkisi... 26 3.6. THM ve HAA Aras ndaki li ki... 26

v 3.7. Dezenfeksiyon Yan Ürünlerinin Kontrolü... 27 4. OZONLAMA... 28 4.1. Giri... 28 4.2. Ozonun Tarihçesi... 29 4.3. Ozonun Reaksiyon Kapasitesi... 31 4.4. Ozonun Organik Bile iklere Etkisi... 32 4.5. Ozonun çme Suyu Ar t m ndaki Kullan m... 33 4.6. Ozonun Avantajlar ve Dezavantajlar... 34 4.7. Ozonlama Sonucu Olu an Yan Ürünler... 35 5. ÇME SUYU ARITIMINDA B YOF LTRASYON... 37 5.1. Biyolojik Bozunmaya Biyokütlenin Etkisi... 37 5.2. Temas Süresinin Biyodegredasyon Üzerindeki Etkisi... 39 5.3. Ozonlaman n Biyofiltre Üzerine Etkisi... 41 6. MATERYAL METOD... 43 6.1. Ham Su Özellikleri... 43 6.2. Kullan lan Malzemeler... 44 6.2.1. Biyofiltrasyon Kolonu ve Dolgu Malzemeleri... 44 6.2.2. Hümik Asit... 48 6.3. Deneysel Prosedür... 49 6.3.1. Ozonlama Sistemi... 49 6.3.2. TOK ve ÇOK Ölçümleri... 51 6.3.3. V S 400 ve UV 254 Ölçümleri ve SUVA Hesaplamas... 51 6.3.4. THMOP ve HAAOP Ölçümleri... 52 7. BULGULAR... 55 7.1. Ozonlaman n Hümik Asit Üzerine Etkisi... 55 7.2. Ozonlaman n Porsuk Suyu Üzerine Etkisi... 66 7.3. Biyofiltrasyon ve Ozon+Biyofiltrasyon ile DYÜ De i imi... 72

vi 7.3.1. Granüler Aktif Karbon Dolgulu Biyofiltrede DOM ve DYÜ De i imi... 73 7.3.2. Kum Dolgulu Biyofiltrede DOM ve DYÜ De i imi... 80 7.3.3. Zeolit Dolgulu Biyofiltrede DOM ve DYÜ De i imi... 86 7.3.4. Biyofiltrasyon Dolgu Malzemesinin Biyofiltre Verimi ve DYÜ Olu umu Üzerine Etkisi... 92 8. SONUÇ, TARTI MA VE ÖNER LER... 101 KAYNAKLAR... 105

vii EK LLER D Z N 4.1. Sulu çözeltilerde ozon reaktivitesi... 32 6.1. Bir biyofiltre kolonu... 45 6.2. Biyofiltre sistemi... 45 6.3. Kurulan üç farkl malzemeye sahip biyofiltre sistemlerinin ortak emas... 46 6.4. Kum elek analizi... 47 6.5. Zeolit elek analizi... 47 6.6. Ozonlama düzene i... 49 6.7. Ozon jeneratörü ve Reaktörü... 50 7.1. Ozon dozunun farkl hümik asit deri imlerinde renk giderimi üzerine etkisi... 55 7.2 Ozon dozunun farkl hümik asit deri imlerinde UV 254 giderimi üzerine etkisi... 56 7.3. Ozon dozunun farkl hümik asit deri imlerinde TOK giderimi üzerine etkisi tiplerine göre... 57 7.4. Ozon dozunu farkl hümik asit deri imlerinde ÇOK giderimi üzerine etkisi... 58 7.5. Ozon dozunun farkl hümik asit deri imlerinde SUVA giderimi üzerine etkisi... 59 7.6. Ozon dozunun farkl hümik asit deri imlerinde TTHM giderimi üzerine etkisi... 60 7.7. Ozon dozunu farkl hümik asit deri imlerinde THAA giderimi üzerine etkisi... 61 7.8. Ozon dozunun 10 mg/l hümik asit deri iminde THM türleri üzerine etkisi... 62 7.9. Ozon dozunun 10 mg/l hümik asit deri iminde HAA türleri üzerine etkisi... 63 7.10. Ozon dozunun 25 mg/l hümik asit deri iminde THM türleri üzerine etkisi... 64 7.11. Ozon dozunun 25 mg/l hümik asit deri iminde HAA türleri üzerine etkisi... 64

viii 7.12. Ozon dozunun 50 mg/l hümik asit deri iminde THM türleri üzerine etkisi... 65 7.13. Ozon dozunun 50 mg/l hümik asit deri iminde HAA türleri üzerine etkisi... 65 7.14. Ozon dozunun do al sudaki renk giderimi üzerine etkisi... 66 7.15. Ozon dozunun do al sudaki UV 254 giderimi üzerine etkisi... 67 7.16. Ozon dozunun do al sudaki TOK giderimi üzerine etkisi... 68 7.17. Ozon dozunun do al sudaki ÇOK giderimi üzerine etkisi... 68 7.18. Ozon dozunun do al sudaki SUVA giderimi üzerine etkisi... 69 7.19. Ozon dozunun do al sudaki THM türleri giderimi üzerine etkisi... 70 7.20. SUVA, ozon dozu ve THM aras ndaki ili ki... 71 7.21. Ozon dozunun do al sudaki HAA türleri üzerine etkisi... 72 7.22. Ozonlama öncesi ve sonras GAK dolgulu biyofiltrenin TOK giderimi üzerine etkisi... 73 7.23. Ozonlama öncesi ve sonras GAK dolgulu biyofiltrenin ÇOK giderimi üzerine etkisi... 74 7.24. Ozonlama öncesi ve sonras GAK dolgulu biyofiltrenin V S 400 giderimi üzerine etkisi... 75 7.25. Ozonlama öncesi ve sonras GAK dolgulu biyofiltrenin UV 254 giderimi üzerine etkisi... 76 7.26. Ozonlama öncesi GAK dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi... 76 7.27. Ozonlama sonras GAK dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi... 77 7.28. Ozonlama öncesi GAK dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi... 78 7.29. Ozonlama sonras GAK dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi... 80 7.30. Ozonlama öncesi ve sonras kum dolgulu biyofiltrenin TOK giderimi üzerine etkisi... 80 7.31. Ozonlama öncesi ve sonras kum dolgulu biyofiltrenin ÇOK giderimi üzerine etkisi... 81

ix 7.32. Ozonlama öncesi ve sonras kum dolgulu biyofiltrenin V S 400 giderimi üzerine etkisi... 82 7.33. Ozonlama öncesi ve sonras kum dolgulu biyofiltrenin UV 254 giderimi üzerine etkisi... 82 7.34. Ozonlama öncesi kum dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi... 83 7.35. Ozonlama sonras kum dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi... 84 7.36. Ozonlama öncesi kum dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi... 85 7.37. Ozonlama sonras kum dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi... 86 7.38. Ozonlama öncesi ve sonras zeolit dolgulu biyofiltrenin TOK giderimi üzerine etkisi... 86 7.39. Ozonlama öncesi ve sonras zeolit dolgulu biyofiltrenin ÇOK giderimi üzerine etkisi... 87 7.40. Ozonlama öncesi ve sonras zeolit dolgulu biyofiltrenin V S 400 giderimi üzerine etkisi... 88 7.41. Ozonlama öncesi ve sonras zeolit dolgulu biyofiltrenin UV 254 giderimi üzerine etkisi... 88 7.42. Ozonlama öncesi zeolit dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi... 89 7.43. Ozonlama sonras zeolit dolgulu biyofiltrenin THMOP giderimi üzerine etkisi... 90 7.44. Ozonlama öncesi zeolit dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi... 91 7.45. Ozonlama sonras zeolit dolgulu biyofiltrenin HAAOP giderimi üzerine etkisi... 91 7.46. Ozonlama öncesi ve sonras 15 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin TOK giderimi üzerine etkisi... 93 7.47. Ozonlama öncesi ve sonras 15 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin ÇOK giderimi üzerine etkisi... 94

x 7.48. Ozonlama öncesi ve sonras 15 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin UV 254 giderimi üzerine etkisi... 95 7.49. Ozonlama öncesi ve sonras 15 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin THM giderimi üzerine etkisi... 95 7.50. Ozonlama öncesi ve sonras 15 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin HAA giderimi üzerine etkisi... 96 7.51. Ozonlama öncesi ve sonras 30 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin TOK giderimi üzerine etkisi... 97 7.52. Ozonlama öncesi ve sonras 30 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin ÇOK giderimi üzerine etkisi... 98 7.53. Ozonlama öncesi ve sonras 30 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin UV 254 giderimi üzerine etkisi... 98 7.54. Ozonlama öncesi ve sonras 30 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin THM giderimi üzerine etkisi... 99 7.55. Ozonlama öncesi ve sonras 30 dakikal k temas süresinde kum, GAK ve zeolitin HAA giderimi üzerine etkisi... 100

xi Ç ZELGELER D Z N 3.1. Klorlama sonucu olu an önemli dezenfeksiyon yan ürünleri... 15 3.2. Klorlama yan ürünleri... 17 3.3. Trihalometan türleri... 18 3.4. Haloasetik asit yap lar... 23 4.1. Ozonun fizikokimyasal özellikleri... 29 4.2. çme suyu ar tma tesislerinde ozonlama süresince iz organiklerin giderim derecesi... 33 4.3. Ozonlama sonucu olu an yan ürünler... 36 6.1. Ham su özellikleri... 44 6.2. Aktif karbon fiziko-kimyasal özellikleri... 48 6.3. 10, 25 ve 50 mg/l lik hümik asit çözeltileri ba lang ç özellikleri... 48 6.4. THM ve HAA ölçümlerinde kullan lan kolonun özellikleri... 52 6.5. THM ölçümleri için kullan lan s cakl k program... 53 6.6. HAA ölçümleri için kullan lan s cakl k program... 53 6.7. THM ve HAA bile ikleri için hesaplanan LOD ve LOQ de erleri... 54

xii S MGELER VE KISALTMALAR D Z N ABD BDKM BET ÇOK ÇOM DBAA DBKM DCAA DOM DSS DYÜ GK HA HAA HAAOP ICR MBAA MCAA MTHML NTP SUVA THM THMOP TKAA TOK TTHM USEPA UV Amerika Birle ik Devletleri Bromodiklorometan Spesifik Yüzey Alan Çözünmü Organik Karbon Çözünmü Organik Maddeler Dibromoasetik asit Dibromoklorometan Dikloroasetik asit Do al Organik Madde Deiyonize Saf Su Dezenfeksiyon YanÜrünü Gaz Kromotografisi Humik Asit Haloasetik Asit Haloasetik Asit Olu um Potansiyeli Information Collection Rule Monobromoasetik asit Monokloroasetik asit Maksimum Trihalometan Konsantrasyonu Seviyesi National Toxicology Program Spesifik Ultraviyole Absorbans Trihalometan Trihalometan Olu um Potansiyeli Trikloroasetik asit Toplam Organik Karbon Toplam Trihalometan Amerika Birlesik Devletleri Çevre Koruma Örgütü Ultraviyole

1. G R Tüm dünyada artan nüfus yo unlu u, içme ve kullanma suyuna olan ihtiyac nda artmas na neden olmaktad r. Nüfus yo unlu undaki bu art beraberinde sanayi kurulu lar n n ve tar msal faaliyetlerin de artmas na yol açm ve buda su kaynaklar n kirleten unsurlar n artmas na neden olmu tur. Bu geli meler neticesinde sular n ar t m devletlerin politikalar nda önemli bir rol almaya ba lam ve yeni ar t m teknikleri geli tirilmeye ba lanm t r. çme ve kullanma suyu ar t m n n en önemli proseslerinden birisi, suda salg n hastal k yapma riski olan mikrobiyal kirlili in giderimi için kullan lan dezenfeksiyon basama d r. Dezenfeksiyon prosesi ile kaynaktan al nan ham su içerisindeki tüm patojen mikroorganizmalar n giderimi hedeflenmektedir. Ancak kullan lan dezenfektan suda sadece patojen mikroorganizmalar ile etkile imde bulunmaz ve su içerisinde bulunan di er baz organikler ve zarars z mikroorganizmalar ile de reaksiyon verebilmektedir. Bu sebeple dezenfektan olarak en yayg n kullan ma sahip klorun dezenfeksiyon süreci sonunda sudaki di er bile ikler ile yapt reaksiyonlar ve olu turdu u yeni ürünler üzerine birçok ara t rma vard r. Bu ara t rmalar sularda özellikle do al organik madde (DOM) bulunmas durumunda klorun bu bile ikler ile reaksiyona girerek halk sa l n olumsuz yönde etkileyecek birçok yeni bile i in olu tu unu ortaya koymu lard r. Dezenfeksiyon, içme ve kullanma sular nda muhtemel bula c hastal klar önleyerek halk sa l n koruyabilmek için gerekli su ar t m sürecidir. Bu amaçla dünyada ilk olarak ucuz ve mikroorganizmalar üzerinde oldukça etkili olan klor kullan lmaya ba lanm t r. Ancak ilerleyen zamanlarda klorun Giardia ve Crystropodium gibi hastal k yapan tüm mikroorganizmalar üzerinde etkili olamad ve klorlama süreci sonras nda kanserojen oldu u varsay lan Trihalometan (THM), Haloasetikasit (HAA) gibi insan sa l aç s ndan çok tehlikeli dezenfeksiyon yan ürünleri (DYÜ) lerin olu tu u saptanm t r. 1

Günümüzde birçok geli mi ülkeler DYÜ lerin halk sa l üzerindeki etkilerini en aza indirmek için bu konuda mevzuatlar daha da s k hale getirilmektedir. Örne in; THM ler ve HAA ler için maksimum kirletici seviyesi (MKS) s ras yla USA de 80 μg/l ve 60 μg/l, ço u Avrupa Birli i Ülkeleri nde 30-100 μg/l iken Türkiye de Sa l k Bakanl çok yeni olarak 150 μg/l THM standard n uygulamaya koymu ancak henüz HAA standard belirlenmemi tir ( TATS, 2005). Ayr ca, önümüzdeki y llarda yap lacak mevzuat düzenlemelerinde DYÜ gruplar yerine her bir DYÜ türü için bireysel olarak ç k suyu standartlar konulmas planlanmaktad r. Çünkü yap lan yeni toksikolojik çal malar DYÜ türlerinin her birinin sa l k üzerinde etkisinin farkl oldu unu göstermektedir. Do al organik madde (DOM), makro-moleküler hümik yap lar, küçük molekül a rl kl hidrofilik asitler, proteinler, ya lar, karboksilik asitler, amino asitler, karbonhidratlar, ve hidrokarbonlar gibi organik maddeleri içeren heterojen bir kar md r (Aiken ve ark., 1985). Sulardaki DOM un varl içme suyu ar tma i lemlerinde birçok probleme neden olur. Örne in, DOM lar koagülant ve oksidant ihtiyac n art r rlar, filtre ömrünü k salt rlar, suya renk verirler ve ebeke sistemlerinde bakterilerin tekrar büyümesine yard mc olurlar. Ayr ca, halk sa l aç s ndan en önemli husus, DOM lar n klor gibi oksidantlar/dezenfektanlar ile reaksiyonu sonucu mutajenik ve karsinojenik olmalar ndan üphelenilen THM ve HAA gibi dezenfeksiyon yan ürünlerini (DYÜ) olu turmas d r. (Bellar ve ark., 1974; Reckhow ve ark., 1990; Oxenford, 1996). Daha da s k la t r lmakta olan içme suyu DYÜ mevzuatlar n n bask s yla, DOM giderimi ve DYÜ azalt lmas konusundaki ara t rma çal malar son y llarda h zlanm t r. Artan bu etkin çal malara ra men ço u içme suyu ar tma tesislerinde ç k suyu DYÜ mevzuatlar na uyum sorunu devam etmektedir. Ülkemizde de yeni uygulamaya konulan ve koyulacak DYÜ mevzuatlar yla su ar tma tesislerimiz benzer problemlerle kar kar ya kalabilecektir. Dolay s yla, ham içme suyu kaynaklar ndaki çe itli DOM türlerini etkin ve fizibil olarak giderecek ve dezenfeksiyon sonucu olu an DYÜ leri en aza indirecek yeni ar tma teknolojilerinin ara t r lmas na ihtiyaç vard r. 2

Bu geli meler nda son y llarda alternatif dezenfektan olarak ozon kullan lmaya ba lanm t r. Ozon, klora nazaran daha pahal ve i letiminin daha zor olmas na kar n hastal k yap c Giardia, ve Cryptosporadium protaozoalar na kar n etkin olmas ve THM, HAA bile iklerinin kontrolünü sa lamas ndaki ba ar s ndan dolay tercih edilmeye ba lanm t r. Buna kar l k ozon kullan m s ras nda suda bromür varl nda da bromat gibi kanserojen ba ka bir DYÜ olu umu söz konusudur. Her bir dezenfeksiyon yönteminin kendine has yan ürünleri olu makta ve bu nedenle de DYÜ kontrolü büyük önem ta maktad r. Ozonlaman n, klorlama ve di er dezenfektanlara kar dirençli mikroorganizmalar üzerinde etkili olmas ve klorlama yan ürünlerini azaltmas n n yan s ra, içme suyu ar t m tesislerinde organik maddeleri parçalayarak bu organiklerin kurulacak bir biyofiltre sistemi ile organik madde giderimin de etkili olabilmesi bir di er avantaj d r. Ozonlaman n birincil dezenfektan olarak kullan m nda, oksitleme kapasitesinin yüksek olmas ndan dolay, büyük moleküler a rl kl organiklerdeki ba lar k r l r ve daha küçük moleküler a rl a sahip organikler olu ur. Ön ozonlamadan sonra kurulacak bir biyolojik ar t m, biyofiltre, prosesi ile bu küçük boyutlu organiklerin kontrolü daha etkin bir ekilde sa lanabilir. Çünkü ozonlama sonras organiklerin biyolojik olarak bozundurulabilen k s mlar artar ve bu durum da ebekede mikroorganizma üremesinin önüne geçilmesi ve de DYÜ kontrolü için biyofiltre uygulamas su kalitesinin artt r lmas için uygun bir yöntem olabilmektedir. Bunlara ek olarak biyofiltre sistemindeki filtre malzemesinin yüzey alan n n daha etkin biçimde kullan lmas, ozonlama ile sa lanabilir. Geleneksel olarak biyofiltre malzemesi için kullan lan granüler aktif karbon (GAK), kum, ve antrasit malzemeler yüzey alan bak m ndan farkl özellikler gösteriler. GAK sahip oldu u yüksek yüzey alan nedeniyle di er malzemelere göre daha avantajl d r. Ancak bu yüzey alan n n etkin bir ekilde kullan labilmesi için bu aral klara hem susbstrat n (organik madde), hem de mikroorganizmalar n geçebilmesi gerekir. Ozonlama büyük moleküler yap lar daha küçük boyutlara 3

parçalayarak malzeme yüzeyinde tutunan mikroorganizmalar n bu organikleri daha kolay parçalamas n, DOM giderimini artt rmaktad r. Yukar da aç kland gibi klorlama DYÜ lerinin olu abilmesindeki en büyük rol DYÜ öncüsü olan organik maddelerdir. letmeye kurulabilecek bir ön ozonlama-biyofiltrasyon sistemiyle nihai klorlama sonras nda olu abilecek DYÜ ler, hem do al organik maddelerin giderimi sa lanarak elde edilebilinir. Yap lan çal ma basamaklar halinde; Ozonlaman n hümik asit çözeltisi ile haz rlanm model çözeltide DOM giderimi ve klorlama sonras DYÜ olu um potansiyelleri üzerine etkisinin incelenmesi, Ozonlaman n Eski ehir ili içme ve kullanma suyu kayna olarak kullan lan Porsuk nehri suyunda DOM giderimi ve klorlama sonras DYÜ olu um potansiyelleri üzerine etkisinin incelenmesi, Tek ba na biyofiltre sisteminin Porsuk suyundan DOM giderimi ve klorlama sonras DYÜ olu um potansiyellerine etkisinin incelenmesi, Ozonlama+biyofiltre sisteminin Porsuk suyundan DOM giderimi ve klorlama sonras DYÜ olu um potansiyellerine etkisinin incelenmesi, olarak s ralanabilinir. Bu çal mada ozonlaman n DOM giderimi üzerine tek ba na etkisi, DOM un fraksiyonlar ndan olan ve DYÜ ile direk olarak ili kilendirilen hümik maddeler üzerindeki etkisi incelenmi tir. Ayr ca bu çal malara ek olarak ozonlaman n, üç farkl filtrasyon malzemesi ile kurulmu olan 3 adet biyofiltre sisteminin verimlili i üzerine etkisi ve bu ozonlama+biyofiltre sisteminin DYÜ olu umuna etkisi gözlemlenmi tir. Ayr ca bu çal ma Eski ehir içme ve kullanma suyu ar t m tesisin de DOM giderimi ve DYÜ olu umunun azalt lmas aç s ndan bir alternatif olup olamayaca bak m ndan irdelenmi tir. Ozonlama çal malar hem model suda, hem de Eski ehir ili içme ve kullanma suyu kayna olarak kullan lan Porsuk baraj gölü suyunda tekrarlanm t r. Çal mada önce tek ba na biyofiltre denemesi yap lm, daha sonra ise ozonlama+biyofiltrasyon sistemi 4

birlikte denenerek hangi sistemin mevcut tesise eklenmesi ile DOM giderimi DYÜ olu umunun önüne geçilebilece inin hem ekonomik aç dan hem de su kalitesi aç s ndan optimum sistem olaca irdelenmi tir. Bu çal malar mevcut tesise alternatif olabilecek ve do al su üzerindeki etkisinin görülebilmesi amac ile sadece do al su kayna ile gerçekle tirilmi tir. Amaca yönelik olarak, DOM miktar tayini için toplam organik karbon (TOK), çözünmü organik karbon (ÇOK), UV 254 (254 nm deki absorbans) ölçümleri yap lm, DYÜ miktarlar için trihalometan olu um potansiyel (THMOP) ve haloasetik asit olu um potansiyeli (HAAOP) deneyleri yap lm t r. Ozonlaman n renk-koku-tad giderimi üzerine etkisi bilindi i için renk giderimindeki yüzdeyi belirleyebilmek amac yla V S 400 (400 nm deki absorbans) ölçümleri yap lm t r. 5

2. DO AL ORGAN K MADDELER Tüm yüzeysel ve yeralt sular nda hatta ya mur suyunda bile bulunabilen DOM lar, kompleks biyotik ve abiyotik reaksiyonlar sonucu olu ur. DOM, makro moleküler hümik yap lar, küçük molekül a rl kl hidrofilik asitler, proteinler, ya lar, karboksilik asitler, amino asitler, karbonhidratlar ve hidrokarbonlar gibi organik maddeleri içeren heterojen bir kar md r (Aiken ve ark.,1985). DOM un kompozisyonu ve fizikokimyasal karakteri hem zamansal hem de yersel aç dan çok çe itlilik gösterebilir. DOM un do al sularda en çok bulunan bile eni 0.45-μm filtreden geçen çözünmü ve koloidal k sm d r (di er bir deyimle çözünmü organik madde: ÇOM) (Malcolm, 1991; Gaffney ve ark., 1996). DOM un fizikokimyasal kompozisyonu su ortam nda meydana gelen baz biyojeokimyasal süreçlerden etkilenir. Örne in, karbonun alg ve sudaki bitkiler taraf ndan ba lanmas, organik maddelerin biyolojik olarak bozunmas ve dönü ümü, s v ve kat fazlar aras ndaki da l m, kullanarak bozunma (fotodegredasyon) ve oksidasyon gibi süreçler etkilidir (Aiken ve Cotsaris, 1995). Bunlara ilaveten, toprak ve bitki kal nt lar ndaki organik maddelerin ya mur ve yüzeysel ak m ile ta n m, sedimentden difüzyon, ve canl veya çürümü bitkilerde do al sulardaki organik madde içeri ine katk da bulunurlar ( Krasner ve ark., 1996b). DOM un biyolojik olarak parçalanabilen k sm organizmalar n büyüme ihtiyaçlar için h zla tüketildi inden, su ortam nda bulunan DOM lar n ço u daha ziyade farkl kaynakl kararl bile enlerden olu maktad r (Krasner ve ark., 1996b). Ancak, mikrobiyal prosesler ve fotokimyasal reaksiyonlar gibi baz mekanizmalarda yava ta olsa DOM un kimyasal reaktivitesi ve yap s de i ebilir. DOM lar n varl, do ada ve mühendislik sistemlerindeki su kalitesi üzerinde önemli etkilere sahiptir. DOM lar n proton al c ve/veya verici olmas, ph tamponlay c olmas, kirleticilerin bozunmas ve ta n mlar 6

üzerindeki etkileri, çökelme reaksiyonlar ve minerallerin çözünmesinde yer almas ndan dolay, su sistemlerindeki jeokimyasal reaksiyonlar DOM lar taraf ndan kontrol edilir. DOM lar, yüzeysel sularda k bölgesinin derinli ini kontrol eder, besin maddelerinin biyolojik kullan labilirli ini etkiler, ve mikrobiyal büyüme için karbon kayna sa lar (Thurman, 1985a; Aiken ve Cotsaris, 1995). DOM lar, karbonhidratlar ve proteinler gibi önemli mikrobiyal substratlar da yap lar na ba layabilir, hidrofobik organiklerin (örn., pestisitler), metallerin (örn., kur un, kadmiyum, bak r ve civa ), radyonükleoitlerin (örn., plutonyum ve uranyum) hareketini ve ta n m n art r rlar. Böylece, su ortam nda hemen hemen hareketsiz kabul edilen bu kimyasallar, yap ve aktivite ili kileri kullan larak tahmin edilen mesafelerden daha uzaklara ta nabilir (Aiken ve Cotsaris, 1995). Ayr ca, DOM ile kompleks olu turduktan sonra bu kimyasallar n biyolojik kullan labilirlikleri ve jeokimyasal dönü ümleri de de i ebilir (Steinberg ve Muenster, 1985). Do al sularda DOM lar n bulunmas içme suyu ar t m nda ve da t m sistemlerinde oldukça fazla problemler olu turur. DOM un sebep oldu u problemler aras nda; DYÜ olu turabilmesi, da t m sistemlerinde substrat olarak mikrobiyolojik yeniden büyümeye sebep olabilmesi, metalleri ve hidrofobik sentetik organikleri yap s na ba layarak onlar ar t lmas zor hale getirmesi, içme suyunda tat ve koku olu turmas, ar tma proseslerinin etkinli ine zarar vermesi (örn; membranlar n ve aktif karbonlar n t kanmas ), ve daha fazla koagülant ve dezenfektan/oksidant gereksinimine sebep olmas say labilir (Owen ve ark., 1995; Krasner ve ark., 1996b, Kitis, 2001). 2.1. DOM un S n fland r lmas DOM lar kompleks organik maddelerin heterojen bir kar m oldu u için, s n fland r lmas nda çe itli yakla mlar önerilmi ve kullan lm t r. Yakla mlar n birinde, DOM hümik fraksiyon ve hümik olmayan fraksiyon 7

olarak ikiye ayr lm t r. Hümik fraksiyon daha hidrofobiktir ve fenolik ve karboksilik bile ikler içeren fulvik asit ve hümik asitten olu maktad r. Di er taraftan hümik olmayan fraksiyon daha hidrofiliktir ve polisakkaritler, proteinler, peptitler, amino asitler, daha dü ük molekül a rl kl asitler, ya lar ve karbonhidratlar gibi biyokimyasal olarak iyi belirlenmi bile ikleri içerir (Thurman ve Malcolm, 1983; Amy, 1993; Owen ve ark., 1995). Hümik maddeler belirli (özgün) veya genel bir yap ya sahip olmad klar için, ph fonksiyonlar na ba l sudaki çözünürlükleri temel al narak u ekilde s n fland r l rlar: (Aiken ve ark., 1985; MacCarthy ve Suffet, 1989; Gaffney ve ark., 1996) 1. Fulvik asit fraksiyonu tüm ph aral klar nda çözünürdür. 2. Hümik asit fraksiyonu alkali-çözünürdür ve çok dü ük ph de erlerinde (ph=1-2) p ht la r ve çöker. 3. Hümin fraksiyonu tüm ph de erleri için çözünmezdir ve asit veya baz ile ekstraksiyonu yap lamaz. Ayr ca hümik fraksiyonlar kaynaklar na ba l olarak iki gruba da ay rmak mümkündür: (Thurman, 1985a) 4. Pedojenik (toprak) kararl organik madde (PKOM) toprak ve karasal bitki kaynakl d rlar ve yüksek derecede aromatik bile iklerin (lignin gibi) bir kar m d r. Su ortam na vejetasyonca zengin karasal su havzas ndan girerler (Aiken ve Cotsaris, 1995). Do al sulardaki DOM lar n ço u su havzalar ndaki topraktan kaynaklan r, ak nt ve s yeralt suyu ile yüzey sular na ta n r. 5. Akuajenik (sucul kaynakl ) kararl organik madde (AKOM), su kaynakl d r ve ço unlukla alifatik organik maddeleri içerir. Genellikle alifatik yap da, ve fenolik ve aromatik içerikleri az olan alg ve cyanobakteri türleri ve bunlar n bozunmas sonucu aç a ç kan hücre içi bile enleri AKOM un temel kaynaklar d r (Rashid, 1985; Aiken ve Cotsaris, 1995). AKOM un alglerden kaynaklanan k sm algojenik madde olarak tan mlan r. Akuajenik hümik maddelerin üretimi, genellikle enzimler (fenolaz gibi) ile koordine edilen oksidasyon tepkimeleriyle 8

olu ur (Martin ve Pierce, 1975). Akuajenik hümik maddelerin olu mas n sa layabilecek di er bir mekanizma, ekerlerle amino asitler aras ndaki Brownian reaksiyonlar d r (Stuermer, 1975). Su ortam ndaki DOM lar boyutlar na göre de s n fland r labilir. Partiküler k s m toplam organik karbonun (TOK) yakla k %10-20 si, çözünmü fraksiyon (ÇOM) ise, TOK un kalan %80-90 d r (Malcolm, 1991; Gaffney ve ark., 1996). Çözünmü fraksiyon, DOM bile enlerinin 0.45-μm lik filtreden geçen k sm olarak tan mlan r. Do al sularda ise, bu iki fraksiyon aras nda bir ay r m yap lamaz. Çözünmü ve partiküler fraksiyonlar n kesi imi kolloidal fraksiyondur. Kolloidal fraksiyon, canl ya da bozunmu organizmalardan kaynakl ask da kat maddeler ve hücresel salg lardan olu ur, ve minerallerle ba l olarak bulunabilir (Ranville ve ark., 1991; Aiken ve Cotsaris, 1995). 2.2. Hümik Maddeler Hümik yap lar genel olarak u ekilde tan mlan r: Do al olarak meydana gelen, biyojenik, renk olarak sar dan siyaha de i ebilen, yüksek molekül a rl kl ve kararl heterojen organik yap lard r (Aiken ve ark., 1985). Hümik maddelerin kompozisyonunun son derece kompleks ve de i ken olmas ve günümüzde mevcut analitik tekniklerin hümik maddelerin tam olarak tan mlanmas nda yetersiz kalmas ndan dolay yap lan bu tan m çok geneldir ve aç k de ildir. Ayr ca, onlarca y ld r çal lmas na ra men hümik maddelerin olu umundaki mekanizmalar n ço u tam olarak bilinememektedir (Malcolm, 1985; Gaffney ve ark., 1996). Geçmi te yap lan çal malarda, akuatik hümik maddelerin bask n yap lar n n esas olarak aromatik oldu unun kabul edilmesine ra men, son zamanlarda yap lan 13 C NMR çal malar fark edilir miktarda alifatik yap lar n da mevcut oldu unu göstermi tir (Malcolm, 1985; Frimmel ve Abbt-Braun, 1989; Hayes ve ark., 1989). 9