AEROBİK VE ANAEROBİK DEPO SAHALARINDA OLUŞAN SIZINTI SUYUNDA AZOT BİLEŞİKLERİNİN KONTROLÜ IN SITU NITROGEN MANAGEMENT IN AEROBIC AND ANAEROBIC LANDFILL LEACHATE Berna BAYRAM*, M. Sinan BİLGİLİ**, Ahmet DEMİR**, Gamze VARANK** *Yıldız Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, IV. Sınıf Öğrencisi, Beşiktaş, İstanbul, **Yıldız Teknik Üniversitesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Öğretim Üyesi, Beşiktaş, İstanbul, ÖZET Bu çalışmada, aerobik ve anaerobik depo sahalarında sızıntı suyundaki toplam Kjeldahl azotu (TKN), amonyak azotu (NH 3 -N) ve nitrat azotu (NO 3 - -N) konsantrasyonlarının zamanla değişimi incelenmiştir. Çalışmada biri aerobik diğeri ise anaerobik olarak işletilen 2 m yüksekliğinde ve 50 cm çapında iki adet reaktör kullanılmıştır. Reaktörlerin tabanında bulunan sızıntı suyu musluklarından haftalık olarak alınan numunelerde azot bileşenleri için yapılan analizler karşılaştırılmış ve aerobik depo sahalarının sızıntı suyundaki azot konsantrasyonlarının sahada azaltılmasında uygulanıp uygulanamayacağı araştırılmıştır. Anahtar kelimeler: Katı atık, depolama, aerobik depolama, azot, amonyak azotu ABSTRACT In this article, the concentrations of Total Kjehdahl Nitrogen (TKN), ammonia nitrogen (NH 3 -N) and nitrate nitrogen (NO 3 -N) through time in landfills are studied. The experiments are worked on an aerobic reactor and an anaerobic reactor, at 2 m high, with 50 cm diameter. Samples are weekly taken from the taps located on the lower side of the reactors. Every week the experiments are repeated in order to observe the nitrate concentrations through time. Thus, research work has been done on removal of leachate in landfill site. Keywords: Solid waste, landfill, aerobic landfill, nitrate, ammonia nitrate 1. Giriş Azot, dünyada gaz formunda en çok bulunan, proteinlerin yapı taşı olan elementtir. Metabolik faaliyetler sonucu kullanılan organik maddelerden son ürün olarak çoğunlukla azotlu bileşikler çıkar. Bu azotlu bileşiklerin bağları kuvvetli veya zayıf olabilir. Katı atık depo sahalarında aerobik veya anaerobik metabolik faaliyetler söz konusudur. Yüksek oranda organik madde içeren katı atıklardan, yüksek konsantrasyonlarda azotlu bileşikler içeren sızıntı suları çıkar. Bu sızıntı suları direkt olarak alıcı ortama verilmemelidir zira çok yoğun ve büyük miktarlarda kirletici madde içeren bu sular doğal yaşama önemli zararlar verir. Aerobik depo sahalarından çıkan sızıntı sularında azot giderimi, anaerobik sahalardakine göre nispeten daha kolaydır, çünkü azot, havalandırmayla büyük ölçüde katı veya sıvı ortamdan ayrılabilen bir yapıya sahiptir. Katı atık depolamada son zamanlarda keşfedilen ve kullanımı yaygınlaşan yöntem, depo sahasını bir biyoreaktör olarak görerek işletmektir. Biyoreaktör depo sahalarında katı atık yığınına nem kazandırılır (bu genellikle sızıntı suyunun geri devriyle gerçekleştirilir) ve/veya hava enjeksiyonuyla katı atık ortamına atığın organik kısmını biyolojik olarak parçalama yetisi kazandırılır. Günümüzde bir çok araştırmacı biyoreaktör teknolojisinin kazançlarını belgelemiştir, [1]-[2]-[3]-[4]-[5]. Bu avantajlardan en önemlileri şu şekilde sıralanabilir: Atık ayrıştırma verimi artar; geleneksel yöntemlerle işletilen depo sahalarına göre daha az alan gerekir; nihai ürünlere daha kısa sürede ulaşılarak atık ayrışımı tamamlanır.
Biyoreaktör depo sahalarının birçok avantajı olmasına rağmen, uzun süre sonra bile sızıntı suyunda yüksek konsantrasyonlarda kirletici tespit edilmesi (örn: amonyak azotu [NH 3 -N]) gibi zorluklarla karşılaşılmaya devam edilmektedir. Amonyak azotunun uzun süreli kirleticilerin arasında en önemlilerinden biri olduğu bilinmektedir. Bu kirletici depo sahasının kapatıldıktan sonra izlenilmesinin ne zaman sona ereceğinin de bir göstergesidir. Biyoreaktör depo alanlarındaki azotun izlediği yol tam olarak anlaşılamamıştır. Depo sahaları biyoreaktörlere dönüştürüldüğünde çok daha dikkatli bir şekilde ele alınmalıdır çünkü biyoreaktörler depo sahasında azotun izlediği yolu değiştirir. Biyoreaktörlerde sorpsiyon, buharlaştırma, nitrifikasyon, denitrifikasyon, anaerobik azot oksidasyonu ve nitrat indirgeme reaksiyonları meydana gelebilir. Depo sahalarında var olan en önemli, varlığı en uzun süreli kirleticinin amonyak azotu olduğu öne sürülmüştür. Amonyak azotu aynı zamanda depo sahasının kararlı hale gelmesinde etkilidir ve kapatıldıktan sonra kontrol altında tutulmasının ne zaman biteceğine de ışık tutar. Yani, biyoreaktörlerde azot döngüsünün ve giderim yollarının anlaşılması, başarılı ve ekonomik bir depo sahası işletilmesinin anahtarıdır. 1.1. Sızıntı Suyunda Amonyak Azotu Sızıntı suyunda amonyak, atığın azot muhtevasından kaynaklanmaktadır. Katı atıkların azot içeriği ıslak bazda %1 in altındadır [6] ve genel olarak park-bahçe artıkları ve yemek artıklarının içerdiği proteinlerden kaynaklanmaktadır [7]. Proteinlerin mikroorganizmalar tarafından hidrolizi ve fermantasyonu sonucu amonyak azotu oluşur. Bu proses Amonifikasyon olarak adlandırılmaktadır. Yapılan çalışmalarda sızıntı suyunda çok düşük konsantrasyonlardan 5000 mg/l ye kadar çok geniş bir aralıkta amonyak azotu konsantrasyonları belirlenmiştir [8]. Sızıntı suyu kompozisyonu atık bileşimi, nem muhtevası ve depo yaşına bağlı olarak önemli değişiklikler göstermektedir. Tablo-1 de depo yaşına bağlı olarak klasik ve biyoreaktör depo sahalarında oluşan sızıntı sularında amonyak konsantrasyonlarının değişimi verilmiştir [1]. Tablo-1: Klasik ve Biyoreaktör depo sahalarında depo yaşına bağlı olarak amonyak konsantrasyonlarının değişimi Konsantrasyon, mg/l Ayrışma Safhası Klasik Depolama Biyoreaktör Geçiş Safhası 120-125 76-125 Asit Oluşum Safhası 2-1030 0-1800 Metan Oluşum Safhası 6-430 32-1850 Olgunlaşma Safhası 6-430 420-580 Sızıntı suyundaki amonyak konsantrasyonlarının düşük değerlere indirilmesi gereklidir. Çünkü amonyak azotu alıcı ortamda oksijen ihtiyacına ve toksisiteye neden olur. Sızıntı suyunda amonyak azotunun büyük bir kısmı amonyum iyonu (NH 4 + ) formunda bulunmaktadır. Çünkü sızıntı suyunun ph değeri genellikle 8 den düşüktür. Şekil-1 de amonyak ve amonyum azotunun ph ya bağlı olarak değişimi verilmiştir. 500 mg/l nin üzerinde amonyak konsantrasyonu depo sahalarında ayrışma prosesleri üzerinde inhibisyon etkisi yapmaktadır. 50-200 mg/l arasında amonyum konsantrasyonlarının atıksuların anaerobik arıtımında faydalı olduğu, 200-1000 mg/l arasındaki konsantrasyonların ise herhangi bir olumsuz etkisinin olmadığı belirlenmiştir. 1500-5500 mg/l arasında değişen konsantrasyonlarda yüksek ph değerlerinde inhibisyon etkisi gösterdiği, 5800 mg/l nin üzerindeki konsantrasyonların ise bazı mikroorganizmalar için toksik olduğu belirlenmiştir [8]-[9]-[10]. 1.2. Azot Çevrimi ve Giderim Prosesleri Genel olarak amonyak azotu depo sahasının dışında sızıntı suyu arıtma tesisinde arıtılmaktadır. Amonyak giderim metotları genel olarak kompleks fiziksel, kimyasal ve biyolojik proseslerden oluşmaktadır. Yaygın olarak kullanılan yöntemler kimyasal çöktürme, nanofiltrasyon, hava ile sıyırma ve biyolojik nitrifikasyon-denitrifikasyon prosesleridir. Depo sahalarının biyoreaktör olarak işletilmesi azotun saha içerisinde dönüşümünü ve artımını sağlayabilmektedir. Depo gövdesine hava verildiğinde nitrifikasyon gibi biyolojik prosesler meydana gelerek azot giderimi sağlanabilir. Ayrıca, depo gövdesine nitrifiye olmuş sızıntı suyunun geri devrettirilmesi ile aerobik ve anaerobik depo sahalarında mevcut olan anoksik bölgelerde denitrifikasyon prosesinin gerçekleşmesini sağlar. Şekil-2 de biyoreaktör depo sahalarında azot çevrimi ve giderimi için muhtemel alternatifler verilmiştir. Katı atıkların heterojen yapısı biyoreaktör depo sahalarında azot döngüsünü daha karmaşık hale getirmektedir. Katı atıklar heterojen olduğundan depo gövdesinin farklı bölgeleri farklı miktarlarda nütrient ihtiva edebilir, farklı sıcaklıklara sahip olabilir ve farklı ORP değerlerine sahip olabilir. Azot çevrimi ve giderimi çevresel faktörlerden önemli miktarda etkilenmektedir. Bu nedenle bir depo sahasında birden çok azot çevrim prosesinin aynı anda
gerçekleşmesi mümkündür. Genel olarak atıksu arıtma proseslerinde ve toprakta meydana gelen amonifikasyon, sorpsiyon, buharlaşma, nitrifikasyon, denitrifikasyon, anaerobik amonyum oksidasyonu (ANAMMOX) ve nitrat indirgeme gibi prosesler depo sahalarında da gerçekleşebilir. Şekil-1: Amonyak ve amonyum azotu formlarının ph ya bağlı olarak değişimi 2. Deneysel Yaklaşım Şekil-2: Biyoreaktör depo sahalarında azot çevrimi ve giderimi 2.1. Katı Atık Reaktörleri Katı atıkların depo sahalarında aerobik ve anaerobik ayrışması sonucu ortaya çıkan sızıntı suyunda azot bileşiklerinin değişimlerinin incelenmesi amacıyla yapılan bu çalışmada her biri 2 m yüksekliğinde 50 cm çapında iki adet reaktör kullanılmıştır. Reaktörlere ait detaylar şematik olarak Şekil-3 te verilmiştir. Reaktörler aerobik (R 1 ) ve anaerobik (R 2 ) işletme şartlarında ve sızıntı suyu geri devirli olarak işletilmiştir. Reaktörlerin yapımında 0,5 cm kalınlığında polipropilen malzeme kullanılmıştır. Bu malzemenin tercih edilmesinin nedeni, aerobik ayrışma sırasında ortaya çıkması muhtemel yüksek sıcaklıklara karşı dayanıklı olmasıdır. Reaktörlerin iç çapı 50 cm olarak tasarlanmış, bu tabakanın dışına işletme sırasında dışardan ısı alışverişini önlemek maksadıyla 60 cm çapında ikinci bir tabaka teşkil edilerek iki tabakanın arası ısı yalıtım malzemesi ile doldurulmuştur. Reaktör tabanında oluşan sızıntı sularının drenajını sağlamak için 2.5 cm çaplı delikli borular kullanılmıştır. Bu drenaj borusunun üzeri atıklar reaktörlere doldurulmadan önce 10-15 cm çakıl tabakasıyla örtülmüştür. Oluşan depo gazlarının toplanması maksadıyla 4 cm çapında ve 170 cm yüksekliğinde delikli borular kullanılmıştır. Sızıntı suyu geri devir uygulaması atık yüzeyinden yağmurlama metoduyla gerçekleştirilmiştir. Bu maksatla, reaktörlerin kapaklarına delikli borularla teşkil edilmiş birer T parçası yerleştirilmiştir. Havalandırmalı reaktörde ortama yeterli hava verilebilmesi için kompresör kullanılmıştır. Havalandırma işlemi için aerobik
reaktörün alt kısmından atık gövdesine 60 ve 120 cm yüksekliklere kadar uzanan 2.5 cm çaplı delikli borular yerleştirilmiştir. Reaktörler doldurulduktan sonra atık gövdesinde sıcaklık değişimlerinin izlenmesi için her bir reaktörün iki farklı noktasına (atık yüzeyinden 60 ve 120 cm derinlikte) sıcaklık probları yerleştirilmiştir. Reaktörlerin üst kapağında gaz çıkışı, sızıntı suyu geri devir borusu ve sıcaklık probu yerleştirilmesi için gerekli düzenekler hazırlanmıştır. Ayrıca, tabandan 1 m yükseklikte depo gövdesinden atık numunesi alınması maksadıyla bir numune alma noktası da teşkil edilmiştir. Şekil-3: Çalışmada kullanılan reaktörler ve ölçüm noktaları 2.2. Reaktörlere depolanan atıkların bileşimi Katı atıklar, bileşenleri bakımından çok büyük farklılıklar gösteren heterojen karışımlardır. Katı atık bileşenlerinde gözlenen büyük farklılıklara rağmen, atıkları oluşturan en büyük bileşenin organik maddeler olduğu söylenebilir. Atık bileşenleri katı atık depo sahalarında ayrışmayı etkileyen en önemli faktörlerden biri olup atık stabilizasyon hızı üzerinde de önemli etkileri vardır. Bu çalışmada İstanbul un Avrupa yakasında oluşan katı atıklar kullanılmış olup, atıklar Odayeri Düzenli Depolama Sahası ndan temin edilmiştir. Reaktörlere depolanan atıkların bileşimi Tablo-2 de verilmiştir. 2.3. Sızıntı suyu geri devri ve havalandırma R 1 reaktöründe atıkların aerobik stabilizasyonunun gerçekleşmesi için gerekli olan hava basınçlı kompresörle temin edilmiştir. Havalandırma işlemi reaktör işletmeye alındıktan sonra ortamda mevcut O 2 nin tükenmesi ile başlatılmış aynı tarihte R 1 reaktöründe sızıntı suyu geri devir uygulaması da başlatılmıştır. Anaerobik sızıntı suyu geri devirli reaktörde (R 2 ) geri devir uygulamasının başlatılması, reaktördeki O 2 nin tükenerek CH 4 oluşumunun başlamasından sonra gerçekleştirilmiştir. Geri devir oranı, anaerobik ayrışmanın olumsuz yönde etkilenmesini önlemek maksadıyla başlangıçta düşük tutulmuş, metan oluşum safhasının başlamasıyla birlikte geri devrettirilen sızıntı suyu miktarı da arttırılmıştır. Tablo-2: Katı atık reaktörlerine depolanan atıkların bileşimi (Bilgili, 2006) Atık Bileşeni Yaş Ağırlık (%) Kuru Ağırlık (%) Organik madde 44 32 Kağıt 8 6 Cam 6 10 Metal 6 10 Plastik 5 8 Tekstil 5 5 Naylon 9 15 Kül 9 7 Çocuk bezi 8 7 TOPLAM 100 100
2.4. Yapılan Analizler Katı atıkların aerobik ve anaerobik ayrışması sonucu oluşan sızıntı suyunda azot bileşiklerinin konsantrasyonlarının değişiminin incelenmesi amacıyla gerçekleştirilen bu çalışmada her bir reaktörün tabanında oluşturulan numune alma noktasından haftalık olarak alınan numunelerde toplam Kjehdahl azotu (TKN), amonyak azotu (NH 3 -N) ve nitrat azotu (NO 3 - N) analizleri gerçekleştirilmiştir. Tüm analizler APHA (1995) de verilen metotlara göre yapılmıştır. Reaktörlerden 150 gün boyunca alınan sızıntı suyu numunelerinde bu analizler gerçekleştirilmiş ve sonuçlar aşağıda verilmiştir. 3. Sonuçlar 3.1. Toplam Kjeldahl Azotu ve Amonyak Azotu Amonyak, depo sahalarında genellikle proteinlerin ve aminoasitlerin ayrışması sonucu ortaya çıkar. Atıkların ayrışması sırasında sızıntı suyunda ortaya çıkan azotun büyük bir kısmını amonyak azotu oluşturmaktadır. Yapılan çalışmalarda amonyak konsantrasyonlarının sızıntı suyunda 500-1000 mg/l arasında değiştiği ve bu konsantrasyonlarda zamanla önemli bir değişimin meydana gelmediği belirlenmiştir[12]. Bu nedenle bazı araştırmacılar amonyağı, sızıntı suyunun en önemli bileşeni olarak göstermişlerdir[13]. Kruempelbeck ve Ehrig (1999) tarafından yapılan çalışmada, Almanya da bulunan 50 depo sahasında, sahaların kapatılmasından yaklaşık 30 yıl sonra dahi amonyak konsantrasyonlarında önemli bir azalma meydana gelmediği tespit edilmiştir. Aerobik ve anaerobik reaktörlerde oluşan sızıntı suyunda TKN konsantrasyonlarının depo yaşına bağlı olarak değişimi Şekil-4 te, amonyak konsantrasyonlarının değişimi ise Hata! Başvuru kaynağı bulunamadı. te verilmiştir. TKN, mg/l 3500 R1 3000 2500 R2 2000 1500 1000 500 0 0 50 100 150 200 250 Zaman, gün NH3-N, mg/l 2500 2000 R1 1500 R2 1000 500 0 0 50 100 150 200 250 Zaman, gün Şekil-4: R 1 ve R 2 reaktörlerinde TKN ve NH 3 -N konsantrasyonlarının zamanla değişimi Çalışma süresince (200 gün) aerobik ve anaerobik reaktörlerde belirlenen maksimum amonyak konsantrasyonları yaklaşık olarak sırasıyla 1800 ve 2200 mg/l civarındadır. Aerobik reaktörde amonyak konsantrasyonlarının anaerobik reaktörlerden daha düşük olduğu tespit edilmiştir. Çalışma sonunda aerobik ve anaerobik reaktörlerde ölçülen nihai amonyak konsantrasyonları için sırasıyla 180 ve 2100 mg/l olarak tespit edilmiştir. Amonyağın metanojenik şartlar altında giderimi mümkün olmadığından, atıkların anaerobik depo sahalarında ayrışması sonucu oluşan sızıntı suyunda amonyak konsantrasyonlarının zamanla çok önemli bir şekilde azalmadığı söylenebilir. Aerobik reaktörde amonyak konsantrasyonlarının daha düşük olmasının sebebi, ortamda oksijenin mevcut olması dolayısı ile amonyağın nitrifikasyon yoluyla nitrata dönüşmesidir. 3.2. Nitrat Azotu NH 3 -N, anorganik azot bileşiklerinin en fazla redüklenmiş halidir. Aerobik şartlarda Nitrosomonas grubu bakterilerin etkisiyle amonyak nitrite oksitlenir ve oluşan nitrit Nitrobakter grubu bakterilerin etkisiyle, çok daha hızlı bir reaksiyonla nitrata okside edilir. Aerobik reaktörde NH 3 -N konsantrasyonlarının ve buna bağlı olarak NH 3 -N ile organik azotun toplamından oluşan TKN konsantrasyonlarının azalmasının sebebi, nitrifikasyon prosesidir. R 1 reaktöründe NO 3 - konsantrasyonlarının zamanla değişimi Şekil-5 da verilmiştir. R 1 reaktöründe oluşan sızıntı sularında başlangıçta 50 mg/l seviyelerindeki NO 3 - konsantrasyonları 30 gün sonunda maksimum değerlerine ulaşmıştır. Bu süre sonunda R 1 reaktöründe ölçülen değerler yaklaşık 350 mg/l olarak tespit edilmiştir. Bundan sonra NO 3 - konsantrasyonları zamanla azalmaya başlamış ve 200 gün sonunda R 1 reaktöründe 150 mg/l olarak tespit edilmiştir. Nitrat konsantrasyonlarındaki azalma, kesikli olarak uygulanan havalandırma işlemi sırasında reaktörlerin bazı bölümlerde meydana gelen kısmi denitrifikasyondan kaynaklanmaktadır.
Nitrat, mg/l 400 R1 350 300 250 200 150 100 50 0 0 50 100 150 200 250 Zaman, gün Şekil-5: R 1 reaktöründe nitrat konsantrasyonlarının zamanla değişimi 4. Değerlendirme Yapılan çalışmalar sırasında ve sonucunda elde edilen en önemli veri, sızıntı suyunun geri devriyle, katı atık depo sahasının, çok yüksek konsantrasyonlarda kirleticiyi saha içinde büyük oranda bertaraf edebilme yeteneğinin gözlemlenmesidir. Ancak amonyak azotu ve TKN anaerobik reaktörde giderilememiştir çünkü aerobik reaktörde görüldüğü gibi havalandırmayla uçucu özelliğiyle uçurulan bu azotlu bileşikler anaerobik ortamda birikerek artar. Oluşumunun sebebi metabolik faaliyetler olduğu göz önünde bulundurulursa, anaerobik depo sahalarındaki amonyaklı bileşiklerin saha kapatıldıktan sonra azalmaya başlayacağı söylenebilir. Azot element veya bileşik olarak uçucu bir madde olduğu dolayısıyla saha kapatıldıktan sonra havalandırma teçhizatının sorunsuz yapılandırılması gerekir, aksi takdirde azot giderimi için ek maliyet ve işgücü gerekebilir. 5. Kaynaklar [1]Murphy, R.J., Jones, D.E., Stessel, R.I., Relationship of microbial mass and activity in biodegradation of solid waste, Waste Manaement and. Research, 13, s.485 497, 1995. [2] Pohland, F.G., Landfill bioreactors: Historical perspective, fundamental principles and new horizons in design and operations, EPA Seminar: Landfill Bioreactor Design and Operation, Wilmington, DE, 1995. [3] Reinhart, D.R., Full-scale experiences with leachate recirculating landfills: Case Studies, Waste Management and. Reearch, 14, s.347 365, 1996. [4] Reinhart, D.R., Townsend, T.G., Landfill Bioreactor Design and Operation, CRC Press, Boca Raton, 1998. [5] Warith, M., Sharma, R., Technical review of methods to enhance biological degradation in sanitary landfills, Water Quality and Research, 33(3), s.417 437, 1998. [6] Tchobanoglous, F., Theisen, H., and Vigil, S.A., Integrated Solid Waste Management: Engineering Principles and Management Issues, McGraw-Hill, NewYork, 1993. [7] Burton, S.A.Q., Watson-Craik, I.A., Ammonia and nitrogen fluxes in landfill sites: Applicability to sustainable landfilling, Waste Management and Research, 16, s.41 53,1998. [8] Ehrig, H.J., Leachate Quality, In Sanitary Landfilling: Process, Technology, and Environmental Impact, Academic Press, New York, s.285 297, 1989. [9] Grosh, C., Analysis of Florida MSW Leachates, MSc, Civil and Environmental Engineering, University of Central Florida, Orlando, 1996. [10] Lay, J.J., Li, Y.Y., Noike, T., Endo, J., Ishimoto, S., Analysis of environmental factors affecting methane production from high-solids organic waste, Water Science and Technology, 36(6 7), s.493 500, 1997. [11] Kjeldsen, P., Barlaz, M.A., Rooker, A.P., Baun, A., Ledin, A., Christensen, T.H., Present and Long Term Composition of MSW Landfill Leachate: A Review, Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 32 (4), s.297-336, 2002. [12] Kruempelbeck, I., Ehrig, J.G., Long-term behaviour of municipal solid waste landfills in Germany, Proceedings Sardinia 99, Seventh International Waste Management and Landfill Symposium, 4-8 October 1999. S. Margherita di Pula, Cagliari, Italy. [13]. Christensen, J.B., Jensen, D.L., Filip, Z., Gron, C., Christensen, T.H., Characterization of the dissolved organic carbon in landfill polluted groundwater, Water Research, 32, s.125-135, 1998.