ANAEROBİK ÇÜRÜTME ÇAMURU İLE PB(II) GİDERİMİ

TMMOB Çevre Mühendisleri Odası V. ULUSAL ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ KONGRESİ ANAEROBİK ÇÜRÜTME ÇAMURU İLE PB(II) GİDERİMİ Emre Tokcaer (1) ve Ülkü Yetiş (2) (1) Araş. Gör., Çevre Mühendisi, etokcaer@metu.edu.tr (2) Prof. Dr., Öğretim Üyesi, uyetis@metu.edu.tr Orta Doğu Teknik Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Eskişehir Yolu, Ankara ÖZ Bu çalışmada, anaerobik çürütme çamuru (AÇÇ) ile Pb(II) biyosorpsiyonu incelenmiştir. Deneylerde Ankara Atıksu Arıtma Tesisi nden alınan ham ve susuzlaştırılmış AÇÇ örnekleri kullanılmıştır. Bu iki farklı biyokütle kullanılarak; kesikli reaktörlerde, sorpsiyon dengesi ve sorpsiyon kinetiği deneyleri gerçekleştirilmiştir. Ham AÇÇ ile yapılan deneylerde 1g biyokütlenin 8,5 mmol Pb(II) giderdiği gözlenmiştir. Aynı koşullar altında susuzlaştırılmış AÇÇ kullanılarak yapılan deneylerde ise, 1 g biyokütle için en fazla 2,5 mmol Pb(II) giderimi bulunmuştur. Her iki biyokütle için de, yapılan biyosorpsiyon deneylerinde çözelti sında bir artış belirlenmiş; başlangıç değeri olarak yaklaşık 4, 5, dan başlayan deneylerde, ham AÇÇ ile denge sı 8, a ulaşırken, susuzlaştırılmış AÇÇ ile bu değer 7,5 civarında kalmıştır. AÇÇ nin metal içeren atıksuların arıtımında kullanılmasını destekleyecek bir diğer gözlem ise işlem sonunda oluşan çamurun çok çabuk çökme özelliğine sahip, yoğun ve iri tanecikli bir çamur oluşudur. Bütün bu bulgular, giderim mekanizması içinde biyosorpsiyon dışında kimyasal çökelmenin de önemli rol oynadığını göstermektedir. Anahtar Sözcükler : Biyosorpsiyon, Pb(II) giderimi, anaerobik biyokütle PB(II) REMOVAL USING ANAEROBIC DIGESTER SLUDGE ABSTRACT Biosorption of Pb(II) using anaerobically digested sludge (ADS) is examined. Both raw and dewatered ADS samples taken from the Ankara city wastewater treatment plant have been tested. Batch isotherm and kinetic experiments have been conducted with synthetically produced Pb(II) solutions using both raw and dewatered ADS as biomass. It was found that up to 8.5 mmol of Pb(II) could be removed per gram of MLVSS added if raw ADS were used as the biomass. However, when dewatered ADS was used as biomass under the same experimental conditions, Pb(II) removal considerably decreased down to the level 2.5 mmol of Pb(II)/g of MLVSS. For both samples, there was an increase in the of the solution during biosorption. With raw ADS; the solution increased to an equilibrium value of 8. from an initial value of 4. 5.. However, the increase in the solution for dewatered ADS was relatively low and the equilibrium was 7.5. Another observation that supports the use of ADS in the treatment of heavy metal containing wastewaters was the formation of large floc particles, which tend to settle very fast, especially for raw ADS. Therefore, the major mechanisms involved during the process appeared to be not only biosorption but also precipitation. Keywords : Biosorption, Pb(II) removal, anaerobic biomass

GİRİŞ Endüstriyel faaliyetlerin ve teknolojik gelişmelerin bir sonucu olarak alıcı ortamlara ağır metal deşarjı sürekli artmaktadır. Gerek insan sağlığına, gerekse sudaki yaşama karşı toksik etkilerinden ötürü, ağır metallerin giderimi ve alıcı ortamla etkileşimleri konusunda çok sayıda araştırma gerçekleştirilmektedir. Ağır metal içeren atıksuların arıtımında iyon değiştirici, kimyasal çökeltme, ters osmos ve buharlaştırma gibi konvansiyonel teknolojilerin kullanımı sıklıkla yetersiz ve/veya çok pahalı olmaktadır (Çeribaşı ve diğerleri, 21). Son yıllarda; etkili, basit ve ekonomik bir arıtma teknolojisine yönelik araştırmalar, biyolojik kökenli malzemelerin metal sorplayıcı olarak incelenmesine yol açmıştır (Gonzalez ve diğerleri, 21). Bakteri, suyosunu (alg), mantar ve maya gibi çeşitli biyolojik türler denenmiş ve bazı biyolojik materyallerin çözeltideki metalleri alıkoyabildiği gösterilmiştir (Figueira ve diğerleri, 1999). Bu sonuç, metallerle biyolojik materyallerin hücre yapıları arasında yönlendirilmemiş bir fiziko kimyasal etkileşim olarak tanımlanan biyosorpsiyon prosesinin gelişmesini sağlamıştır (Figueira ve diğerleri, 1999). Ancak, temel olarak biyosorpsiyonun; yüzeyde tutunma ve hücre dışı polimerler ile kompleks oluşturma şeklinde gerçekleştiği düşünülmektedir. Biyosorpsiyon prosesi genelde çok kısa zamanda tamamlanan ve esas metal gideriminin olduğu birinci; ve onu takip eden, birinciye göre daha önemsiz ve yavaş ikinci adsorblama süreçlerinden oluşmaktadır. Birinci fazda katyonlar, hücre yüzeyindeki (-) yüklü bölgelere tutunurken, ikinci fazda metabolik prosesler sonucu metal biyosorplanmaktadır. Adsorblama mekanizmasını etkileyen faktörler: metal, metalin sistemde dağılımı, metal konsantrasyonu, biyokütle çeşidi ve konsantrasyonu ve çamur yaşı olarak bilinmektedir (Battistoni ve diğerleri, 1993). Ortam sı da, adsorbsiyonu etkileyen önemli faktörlerden biri olarak bilinmektedir. Ortamda bulunan hidroksil iyonları, metaller için, ligandlarla; hidrojen iyonları da mikrroorganizmalar üzerindeki adsorblama bölgeleri için metallerle sürekli yarış halindedir (Cheng ve diğerleri, 1975). Aynı zamanda, metalin çözünürlüğünü etkileyen bir faktör oluşu nedeniyle de önem taşımaktadır. Biyosorban olarak incelenmiş biyolojik türler arasında anaerobik çürütücü çamuru (AÇÇ) diğerlerine göre daha az dikkat çekmektedir. Artola vd., 1997 yılındaki çalışmalarında anaerobik çamurun ağır metal tutmasını incelemişlerdir (Artola ve diğerleri, 1997). Yakın geçmişte Haytoğlu vd. (21), Pb(II) gideriminde anaerobik biyokütle kullanımını araştırmış ve AÇÇ nin Pb(II) için çok yüksek bir kapasite gösterdiğini bulmuşlardır (Haytoğlu ve diğerleri, 21). Çalışmalarında laboratuar koşullarında yetiştirilmiş anaerobik çamur kullanan Haytoğlu vd., 125 mg Pb(II)/g biyokütle kapasite değeri bulmuşlardır. Bu değer, daha once literatürde hemen her çeşit biyokütle ile belirtilmiş kapasite değerlerinden çok daha yüksektir. Bu çalışmanın temel amacı AÇÇ nin ağır metal gideriminde kullanımı yönündeki incelemeleri daha ileri götürmek ve AÇÇ nin metal biyosorplama mekanizmalarının anlaşılmasına katkıda bulunmaktır. Metal olarak, endüstriyel atıksularda sıklıkla bulunan ve gerek ekositemlere gerekse insan sağlığına olumsuz etkileri bilinen Pb(II) seçilmiştir (Suh ve diğerleri, 21). DENEYSEL MATERYAL ve YÖNTEM malzeme Adsorpsiyon deneyleri sırasında kullanılan ham ve susuzlaştırılmış biyokütle örnekleri Ankara Sincan Evsel Atıksu Arıtma Tesisi nden alınmıştır. Tesis, biyolojik arıtma için konvansiyonel aktif çamur, ve çamur özümleme için ise anaerobik çürütme proseslerini kullanmaktadır. Ham AÇÇ örnekleri anaerobik çürütücü çıkışından, susuzlaştırılmış AÇÇ örnekleri ise mekanik susuzlaştırma ünitelerinin sonundan alınmıştır. Arıtma tesisinden laboratuara getirilen AÇÇ örnekleri herhangi bir metabolik aktivite oluşmasını ve dolayısıyla örneklerin özelliklerinin değişmesini önlemek amacıyla 4 C de buzdolabında tutulmuştur. Deneylerde kullanılacak ham AÇÇ yeterli çökme zamanı geçtikten sonra üstte kalan sulu kısım boşaltılarak konsantre edilirken, susulaştırılmış AÇÇ için herhangi bir ön işlem uygulanmamıştır. 444

Deneylerde kullanılan Pb(II) çözeltileri, PANREAC (Montplet and Esteban SL) tarafından üretilmiş Pb(NO 3 ) 2 tuzu ve saf su kullanılarak sentetik bir şekilde hazırlanmıştır. analitik yöntemler Alınan biyokütle örneklerinde; toplam katı madde, toplam organik katı madde ve askıda katı madde ölçümleri Standard Methods for Examination of Water and Wastewater isimli kaynakta verilen yöntemler takip edilerek gerçekleştirilmiştir (APHA, AWWA, 1995). biyosorpsiyon testleri Temel olarak, sorpsiyon kinetiği ve sorpsiyon denge (izoterm) testlerinden oluşan kesitli biyosorpsiyon deneyleri ile AÇÇ nin Pb(II) tutabilirliği incelenmiştir. Bu testlerde hem ham, hem de susuzlaştırılmış AÇÇ örnekleri kullanılmıştır. Ham AÇÇ örnekleriyle yapılan deneylerde kinetik ve izoterm testleri hem başlangıç sını ayarlamadan hem de ayarlayarak gerçekleştirilmiştir. Susuzlaştırılmış AÇÇ örnekleri ile yapılan tüm deneyler başlangıç sı ayarlanmadan gerçekleştirilmiştir. Başlangıç larının ayarlandığı deneylerde istenilen değerini elde etmek için farklı normalitelerde HNO 3 kullanışmıştır. Pb(II) çözeltilerinin hazırlanması için 25 mg/l konsantrasyonu olan stok çözelti kullanılmıştır. Tüm deneylerde sıcaklık 25 o C de sabit tutulmuştur. Tüm biyosorpsiyon testleri eşli setler olarak yapılmıştır. Biyosorpsiyon kapasitesi aşağıdaki formül kullanılarak hesaplanmıştır: V q = M (Formül 1) ( C C ) w m Formül 1 de q mmol/g cinsinden kapasiteyi, V çözelti hacmini (L), C ve C o (mg/l) çözeltideki başlangıç ve bitiş Pb(II) konsantrasyonlarını, M w Pb(II) nin moleküler ağırlığını (27,2 g/mol) ve m biyokütle miktarını (g) göstermektedir. sorpsiyon kinetik testleri Kinetik deneyler hem ham, hem de susuzlaştırılmış AÇÇ ile 25 o C sıcaklıkta yapılmıştır. Tüm kinetik deneylerde başlangıç Pb(II) konsantrasyonu 125 mg/l olarak ayarlanmıştır. 125 mg/l lik Pb(II) çözeltisi bir beherde hazırlanmış, içine 1g/L biyokütle konsantrasyonu sağlayacak miktarda ham veya susuzlaştırılmış AÇÇ eklenmiştir. Çözelti 5 saat süresince karıştırılırken belirli zaman aralıklarıyla örnekler alınmıştır. Her örnekleme sırasında da ölçülerek sorpsiyon süresince daki değişim izlenmiştir. Beş saat sonunda karıştırma işlemi durdurulmuş ve 1 saatlik çökeltme süreci sonunda son bir örnek daha alınmıştır. Tüm örnekler,45 µm lik filtre kağıdından geçirilmiş ve süzüntü sularının ları 2 ye ayarlanarak Pb(II) konsantrasyonu ölçülmüştür. Pb(II) ölçümleri için alevli atomik absorpsiyon spektrofotometri (AAS) cihazı (ATI Unicam 929) kullanılmıştır. sorpsiyon denge testleri Sorpsiyon denge testlerinde, çalkalamalı inkübatöre yerleştirilen 25 ml lik flasklar kullanılmıştır. Pb(II) derişimi 1 ile 25 mg/l arasında değişen 1 ml çözeltileri 25 ml hacimli flasklara konulmuş, gerekli olduğunda başlangıç ları da HNO 3 ile ayarlanmıştır. Sonra,,1 g biyokütle sağlayacak kadar ham veya susuzlaştırılmış AÇÇ flasklara eklenmiştir. Flasklar 24 saat boyunca 25 C sıcaklık 2 rpm devirde inkübatörde bekletilmiştir. Sorpsiyon kinetiği testlerinde dengeye ulaşmak için gereken zamanın 4 saat olarak belirlenmesi göz önünde bulundurularak, 24 saat gibi uzun bir süre beklenmiştir. Denge halinde flasklardan alınan örnekler,,45 µm filtre kağıdından geçirildikten sonra süzüntüdeki Pb(II) konsantrasyonu AAS tekniği kullanılarak belirlenmiştir. 445

BULGULAR ve TARTIŞMA SORPSİYON KİNETİĞİ Anaerobik biyokütle ile Haytoğlu vd. (21) tarafından yapılan önceki çalışmada sorpsiyon deneyleri için optimum sıcaklık 25 C olarak belirlenmiştir. Bu nedenle sorpsiyon kinetiği deneyleri sırasında sıcaklık 25 C ye ayarlanmış ve deneyler bu sıcaklıkta gerçekleştirilmiştir. Pb(II) başlangıç konsantrasyonu 125 mg/l olarak ayarlanan deneyler, gerek ham, gerekse susuzlaştırılmış AÇÇ örnekleriyle paralel setler halinde yapılmıştır. Deneylerde başlangıç sı 4. 5. arasında değişmektedir. Elde edilen sonuçlar Şekil 1 ve 2 de verilmiştir. Şekil 1 de başlangıç sı 4 e ayarlanarak yapılan deney sonuçları da verilmiştir. Şekil 1 ve 2 de Pb(II) konsantrasyonun zamanla azaldığı ve dengeye ulaştığı görülmüştür. Konsantrasyondaki bu azalma ilk olarak oldukça hızlı gerçekleşirken, sonraları daha yavaş bir azalma görülmüştür. Ham AÇÇ ile ve başlangıç sı 4 e ayarlanarak yapılan deneylerde ilk 1 dakika içinde Pb(II) konsantrasyonu 135 mg/l den 65 mg/l ye kadar düşerken, 2,5 saat sonunda dengeye ulaşmış ve 25 mg/l Pb(II) konsantrasyonu ölçülmüştür. Hesaplanan kapasite değerlerinin ise arttığı ve dengede 5,3 mmol/g olduğu görülmüştür. Buna karşılık başlangıç sı ayarlanmadan ham AÇÇ ile yapılan deneylerde, ilk 1 dakika içinde Pb(II) konsantrasyonu 125 mg/l den 4 mg/l ye kadar düşmüş, sistem 2 saat sonunda dengeye ulaşmış ve Pb(II) konsantrasyonu sürekli 15 mg/l nin altında ölçülmüştür. Sistem dengeye ulaştığında ölçülen kapasite değeri ise 6. mmol/g olarak hesaplanmıştır (Şekil 1). Susuzlaştırılmış AÇÇ ile yapılan deneylerde ise, ilk 1 dakika içinde Pb(II) konsantrasyonu 1 mg/l den 75 mg/l ye kadar düşerken, 1 saat sonunda dengeye ulaşan sistemde Pb(II) konsantrasyonu 7 mg/l olarak ölçülmüş ve kapasite değeri de 1,4 mmol/g olarak hesaplanmıştır (Şekil 2). Sorpsiyon kinetiği testleri sırasında ayrıca çözelti sındaki değişim de izlenmiştir. Başlangıç sı 4 olarak ayarlanmış Pb(II) çözeltisine ham AÇÇ atılır atılmaz nın 5,3 olduğu daha sonra 1 dakika boyunca düştüğü ve 4,75 değerine ulaştıktan sonra deneyin sonuna kadar tekrar ve sürekli olarak arttığı ve 5,5 seviyesine geldiği görülmüştür. Başlangıç sı ayarlanmadan ham AÇÇ kullanılarak yapılan deneylerde ise, biyokütle atılır atılmaz nın 5,24 seviyesine kadar yükseldiği daha sonra 5 dakika boyunca düştüğü ve 4,7 değerine ulaştıktan sonra deneyin sonuna kadar tekrar ve sürekli olarak arttığı ve 6,73 seviyesine geldiği görülmüştür (Şekil 3). Susuzlaştırılmış AÇÇ kullanılan deneylerde ise biyokütle atıldığında nın 5,47 değerine çıktığı daha sonra sürekli azalarak, yaklaşık 2 saat sonra 4,97 değerine ulaşarak dengelendiği görülmüştür (Şekil 4). 14 7 12 6 1 5 C (mg/l 8 6 C (Başlangıç =4) C ( ayarlanmadan) q (Başlangıç =4) 4 3 q (mmol/g q ( ayarlanmadan) 4 2 2 1 5 1 15 2 25 3 35 4 Zaman (dak) Şekil 1. Ham AÇÇ ile zamana bağlı Pb(II) giderimi. 446

14 3,5 12 1 C q 3, 2,5 C (mg/ 8 6 2, 1,5 q (mmol/ 4 1, 2,5, 5 1 15 2 25 3 35 4 Zaman (dak) Şekil 2. Susuzlaştırılmış AÇÇ ile zamana bağlı Pb(II) giderimi. 7, 6,5 6, 5,5 5, 4,5 (Başlangıç =4) ( ayarlanmadan) 4, 5 1 15 2 25 3 35 4 Zaman (dak) Şekil 3. Ham AÇÇ ile Pb(II) gideriminde zamana bağlı değişimi. 5,6 5,4 5,2 5, 4,8 4,6 4,4 4,2 4, 5 1 15 2 25 3 35 4 Zaman (dak) Şekil 4. Susuzlaştırılmış AÇÇ ile Pb(II) gideriminde zamana bağlı değişimi. 447

SORPSİYON DENGESİ AÇÇ nin Pb(II) biyosorplama kapasitesini ölçmek üzere yapılan sorpsiyon denge testlerinde; başlangıç sı 4 e ayarlandığında ham AÇÇ için maksimum biyosorpsiyon kapasite değeri 7 mmol/g olarak hesaplanırken, başlangıç sı ayarlanmadan yapılan deneylerde bu değer 8,5 mmol/g olarak bulunmuştur (Şekil 5). Başlangıç sı 4 e ayarlanarak yapılan deneylerde bulunan bu yüksek kapasite değerleri (7mmol/g =145 mg/g), laboratuar ölçeğinde büyütülen anaerobik çamur ile Haytoğlu vd. (21) tarafından belirlenmiş değerlerle çok yakın sonuçlar vermiştir. Susuzlaştırılmış AÇÇ ile elde edilen biyosorpsiyon kapasitesi ise sadece 2,5 mmol/g olarak hesaplanmış, bu değerin ham AÇÇ için elde edilen değerlerden daha düşük olduğu gözlenmiştir (Şekil 6). Farklı biyolojik çamurların Zn(II) giderimi üzerine etkisinin incelendiği bir çalışmada, Artola vd. (1992) bir arıtma tesisinden aldıkları farklı çamur örneklerini kullanmış ve Zn(II) biyosorpsiyonu için en iyi çamur türlerini yoğunlaştırılmış, anaerobik ve susuzlaştırılmış çamur olarak belirlemişlerdir. (Artola ve diğerleri, 1992) 1 9 8 7 q (mmol/g 6 5 4 3 2 1 q (Başlangıç =4) q ( ayarlanmadan) 2 4 6 8 1 12 Ce (mg/l) Şekil 5. Ham AÇÇ izoterm eğrileri. 3,5 3, 2,5 q (mmol/ 2, 1,5 1, q,5, 2 4 6 8 1 12 14 16 18 Ce (mg/l) 448 Şekil 6. Susuzlaştırılmış AÇÇ izoterm eğrisi. Ağır metallerin biyosorpsiyonu üzerine daha önce yapılan çalışmalarda çözelti sının biyosorpsiyonu etkileyen önemli bir parametre olduğu belirtilmiştir (Artola ve diğerleri, 1997, Matheickal ve diğerleri, 1999). Çözeltideki metal matrisi ve biyosorban olarak kullanılan malzemenin hücre duvarındaki asidik fonksiyonel gruplar, biyokütlenin çözelti sına göre farklı davranışlarını açıklayan nedenler olarak gösterilmiştir (Artola ve diğerleri, 1997, Haytoğlu ve diğerleri, 21). Yapılan sorpsiyon izoterm deneylerinin tümünde denge

larının başlangıç larından daha yüksek olduğu gözlenmiş ve başlangıç Pb(II) konsantrasyonu ile denge sı arasında bir ilişki olduğu belirlenmiştir (Şekil 7). Buna göre ham ve susuzlaştırılmış AÇÇ kullanılan deneylerde benzer biyosorpsiyon mekanizmalarının etkili olduğu düşünülmektedir.ham AÇÇ kullanılarak yapılan sorpsiyon testleri sonuçları, başlangıç sı ayarlanmadığı koşullarda, yüksek başlangıç derişimleri için, başlangıç sının 4. e ayarlandığı koşullara göre daha iyi Pb(II) gideriminin gerçekleştiğini göstermiştir. Yaklaşık 14 mg/l den daha düşük başlangıç Pb(II) konsantrasyonlarında ise, Pb(II) giderim kapasitesinin her iki koşulda da aynı olduğu gözlenmiştir (Şekil 8). Yüksek başlangıç Pb(II) derişimlerinde, düşük başlangıç sı ayarlandığı koşullarda; daha düşük denge sına paralel olarak, daha düşük kapasite ve giderim değerleri elde edilmesi, Pb(II) tutulması neticesinde gerçekleştiği düşünülen OH salınımının yüksek Pb(II) giderimi sağlayabilen mekanizmanın düşük değerlerinde etkin olamaması şeklinde speküle edilmiştir. Nitekim, Pb(II) içeren atıksu ile biyokütlenin temas ettirilmesi sonrasında oluştuğu gözlenen bulanıklık ya da çökelme, precipitasyonun etkin bir mekanizma olduğunu işaret etmiştir. Pb(II) nin çökebildiği olan yaklaşık 5.5 sonrasında özellikle biyokütle yüzeyinde ve devamında süspansiyon içerisinde bu oluşumun söz konusu olduğu düşünülmüştür. 8,5 8, 7,5 7, 6,5 e (Başlangıç =4) i (Başlangıç =4) e ( ayarlanmadan) i ( ayarlanmadan) 6, 5,5 5, 4,5 4, (a) 3,5 5 1 15 2 25 3 Ci (mg/l) 8,5 8, 7,5 7, e i 6,5 6, 5,5 5, 4,5 (b) 4, 5 1 15 2 25 Ci (mg/l) Şekil 7. Ham (a) ve Susuzlaştırılmış (b) AÇÇ kullanılan izoterm deneylerinde değişimi. 449

Sorpsiyon dengesinin, hem Freundlich hem de Langmuir modellerine uyumu test edilmiş, ancak yapılan hesaplamalar, bu modellerin genel olarak AÇÇ ile Pb(II) giderimini tarif edemediğini göstermiştir. Freundlich adsorpsiyon modelinin her koşulda sistemi tanımlamadığı; Langmuir modelinin ise yüksek korelasyon katsayıları verdiği görülmektedir (Tablo 1). Ancak, kimyasal çökelme mekanizmasının etkin olduğunun düşünüldüğü Pb(II) gideriminde, bu modellerin geçerli olmaması beklenmelidir. 8,5 9 8, 8 7,5 7 7, 6,5 6, 5,5 e (Başlangıç =4) e ( ayarlanmadan) q (Başlangıç =4) q ( ayarlanmadan) 6 5 4 3 q (mmol 5, 2 4,5 1 4, 5 1 15 2 25 3 Ci (mg/l) Şekil 8. Ham AÇÇ kullanılan izoterm deneylerinde denge sı ve kapasitenin başlangıç Pb(II) konsantrasyonuna göre değişimi. Tablo 1. İzoterm deneylerinde Freundlich ve Langmuir modelleri için hesaplanmış katsayılar. Freundlich Langmuir BİYOKÜTLE K n (mg/g)(l/mg) 1/n R 2 q max b R 2 (mg/g) (L/mg) Ham AÇÇ (Baş. = 4.) Ham AÇÇ (Baş. ayarlanmamış) Susuzlaştırılmış AÇÇ (Baş. ayarlanmamış) 7.553 598.721 1429.7.9977 6.477 651.5911 1667.2.9991-17.513 58.322 294 -.15.6286 SONUÇ Su içeriği oldukça düşük, neredeyse katı halde olduğu için sürekli metal giderim sistemi uygulamalarında kolaylık sağlayacağı düşünülen, susuzlaştırılmış AÇÇ nin, sıvı halde olan ham AÇÇ ye oranla, Pb(II) gideriminde daha az etkili olduğu görülmüştür. Ham AÇÇ ile 8,5 mmol/g Pb(II) biyosorpsiyon kapasitesine ulaşılırken, susuzlaştırılmış AÇÇ ile ancak 2,5 mmol/g biyosorpsiyon kapasitesine ulaşılmıştır. Ham AÇÇ ile tespit edilen değer, bugüne kadar ulaşılmış en yüksek değerdir. Bununla birlikte, ham AÇÇ için çok daha yüksek bir Pb(II) giderim hızı gözlenmiş, gerçek uygulamalarda susuzlaştırılmış AÇÇ ye göre bu açıdan daha etkili olacağı düşünülmüştür. Ham AÇÇ ile elde edilen yüksek Pb(II) giderim değerleri, çözeltideki artışıyla da ilişkilendirilmiş, dengede ölçülen değerlerinin hem başlangıç 45

çözelti sından, hem de Pb(II) nin çökelme sından yüksek çıktığı gözlenmiştir. Dolayısıyla Pb(II) gideriminde biyosorpsiyonun yanısıra kimyasal çökelmenin de etkili olduğu düşünülmüştür. Ayrıca, deneyler sonunda oluşan çamurun yoğun ve çabuk çöken bir çamur olduğu gözlenmiştir. KAYNAKLAR APHA, AWWA, WEP, 1995. Standard Methods for Examination of Water and Wastewater. 19th edition. United Book Press. Baltimore. Artola A., Rigola M., 1992. Selection of Optimum Biological Sludge for Zinc Removal from Wastewater by a Biosorption, Process. Biotech. Letters. 14(12), 1199-124 Artola A., Balaguer M D., Rigola M., 1997. Heavy Metal Binding to Anaerobic Sludge. Wat. Res. 31(5), 997-14 Battistoni P., Fava G., Ruello M. L., 1993. Heavy Metal Shock Load in Activated Sludge Uptake and Toxic Effects, Wat. Res. 27(5), 821-827 Ceribasi H I., Yetis U., 21. Biosorption of Ni(II) and Pb(II) by Phanerochaete chrysosporium from a binary metal system Kinetics. Water SA. 27(1), 1-6 Cheng M.H., Patterson J.W., Minear R.A., 1975. Heavy Metals Uptake by Activated Sludge, Journal WPCF Figueira M M., Volesky B., Mathieu H J., 1999. Instrumental Analysis Study of Iron Species Biosorption by Sargassum Biomass. Environ. Sci. Tecnol. 33(11), 184-1846 Gonzalez M. E. R., Williams C., Gardiner P. H. E., 21. Study of Mechanisms of Cadmium Biosorption by Dealginated Seaweed Waste. Environ. Sci. Technol. 35(14), 325-33 Haytoglu B., Demirer G N., Yetis U., 21. Effectiveness of Anaerobic Biomass in Adsorbing Heavy Metals. Wat. Sci. Tech. 44(1), 245-252 Matheickal J. T., Yu Q., Woodburn G. M., 1999. Biosorption of Cd(II) from Aqueous Solutions by Pre-treated Biomass of Marine Algae Durvillaea Potatorum. Wat. Res., 33(2), 335-342 Suh J. H., Kim S. S., Song S. K., 21. Inhibition effect of initial Pb(II) concentration on Pb(II) Accumulation by Saccharomyces cerevisia and Aureobacidium pullulans. Bioresource Tech., 79, 99-12 451