Bursa Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, Cilt 27, Sayı 1, 2022 ARAŞTIRMA DOI: 10.17482/uumfd.981723 UV-C AKTİVASYONU İLE ÜRETİLMİŞ SÜLFAT RADİKALLERİNİN BAKTERİ İNAKTİVASYONUNA ETKİSİ Sevil ÇALIŞKAN ELEREN * Gamze ŞENER ** Alınma: 11.08.2021; düzeltme: 30.11.2021; kabul: 03.01.2022 Öz: Geleceğin en büyük küresel risklerinden biri olabilecek su krizleri, kaliteli içme suyuna ulaşabilmede sıkıntıların yaşanmasını da beraberinde getirecektir. İçilebilir nitelikte kaliteli içme suyu temininde en önemli noktalardan biri mikroorganizma dezenfeksiyonudur. Son zamanlarda içme suyu dezenfeksiyonunda ileri oksidasyon prosesleri alternatif olarak uygulanmaya başlanmıştır. İleri oksidasyon yöntemleri içinde son derece reaktif ve seçici olan sülfat radikalleri, giderek ön plana çıkmaktadır. Bu çalışmada, kanalizasyon suyundan izole edilmiş E.coli bakterisinin dezenfeksiyonunda, UV-C ile aktif hale getirilmiş sülfat radikallerinin giderim verimine etkisi incelenmiştir. Sülfat radikali bazlı fotokimyasal ileri oksidasyon prosesinde (UV-C+K2S2O8) dört farklı konsantrasyonda K2S2O8 (0,5, 1, 2 ve 3 mmol/L) kullanılmıştır. UV-C radyasyonu ile aktifleştirilen K2S2O8’in konsantrasyonunun artması ile E.coli inaktivasyonunun arttığı belirlenmiştir. UV-C prosesine, 2 mmol/L K2S2O8 ilave edilmesi ile 30 saniye içinde yaklaşık 2,7 logluk bir bakteri giderim artışı elde edilmiştir. 5,48 log E.coli inaktivasyonu sağlanması için gerekli süre, 1 mmol/L K2S2O8 kullanıldığı durumda 60 saniyede iken, 2 mmol/L K2S2O8 kullanıldığında 30 saniye olarak tespit edilmiştir. K2S2O8 konsantrasyonu 3 mmol/L’ ye çıktığında bu süre 8 saniyeye düşmüştür. Süredeki bu azalma ileri oksidasyon prosesinin elektrik maliyetini önemli ölçüde azaltacaktır. Anahtar Kelimeler: Sülfat radikalleri, UV-C radyasyonu, E.coli, İnaktivasyon Effect of Sulfate Radicals Produced by UV-C Activation on Bacterial Inactivation Abstract: Water crises, which may be one of the biggest global risks of the future, will bring along difficulties in accessing quality drinking water. Microorganism disinfection is one of the most important points in supplying quality drinking water. Advanced oxidation processes have been started to be applied as an alternative in drinking water disinfection recently. Sulfate radicals, which are highly reactive and selective among advanced oxidation methods, are increasingly come into prominance. In this study, the effect of sulfate radicals activated by UV-C on the removal of E.coli isolated from sewage was investigated. Four different concentrations of K2S2O8 (0.5, 1, 2 and 3 mmol/L) were used UV-C+K2S2O8 process. It was determined that E.coli inactivation increased with the increasing the concentration of K2S2O8 activated by UV-C. Addition of 2 mmol/L K2S2O8 to the during UV-C process, an increase of approximately 2.7 log on bacteria removal was obtained within 30 seconds. The time required for 5.48 log E.coli inactivation was determined 60 and 30 seconds when 1 and 2 mmol/L K2S2O8 was used, respectively. This time decreased to 8 seconds when the K2S2O8 concentration increased to 3 mmol/L. This reduction in time will significantly reduce the electricity cost of the advanced oxidation process. Keywords: Sulfate radicals, UV-C radiation, E.coli, Inactivation * İletişim Adresi (Bursa Uludağ Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Bölümü, Görükle Kampüsü,16059, Nilüfer / Bursa) İletişim Yazarı: Sevil ÇALIŞKAN ELEREN (sceleren@uludag.edu.tr) 163 Çalışkan Eleren S., Şener G.: UV-C Aktivas. Üretil. Sülfat Radikal. Bakteri İnaktivas. Etkisi 1. GİRİŞ Hızlı nüfus artışı, yaşam standartlarının yükselmesi ve sanayinin gelişmesi su tüketiminin giderek artmasına sebep olmuştur. Yeryüzünün sahip olduğu su kaynakları, su yönetiminin tüm dünyada bilinçli bir şekilde yapılamamasından dolayı gün geçtikçe daha büyük öneme sahip olmaktadır. Türkiye, su kaynağı potansiyelinin oldukça düşük olduğu yarı kurak iklime sahip ülkelerden biridir. Mevcut şartlarda ülkemizde yeraltı ve yerüstü su potansiyeli yaklaşık 112 milyar m3/yıl iken, kişi başına düşen su miktarı 1519 m³/yıl civarındadır (Tomar, 2009; Kayaer ve Çiftçi, 2018). Bu durumda ülkemiz yıllık 2000 m3 değerinin altında olduğundan dolayı su azlığı yaşayan ülkeler kategorisinde değerlendirilmektedir (DSİ, 2018). Ülkemizin su kıtlığı yaşayan bir ülke durumuna gelmesinin ise 2030 yılı civarında olacağı ve aynı zaman diliminde ise dünyanın %40’ının küresel su açığına maruz kalacağı öngörülmektedir (Tomar, 2009; Guerra- Rodríguez ve diğ., 2018). Bu bilgiler, dünyada su krizlerinin yaşanması durumunun en büyük küresel risklerden biri olduğunu açıkça göstermektedir. Bununla birlikte kaliteli içme suyuna ulaşamama durumu beraberinde ciddi hastalıkların ortaya çıkmasına sebep olacağından içme suyu olarak kullanılacak suyun kalitesi de önemli problemlerden biridir (Guerra-Rodríguez ve diğ., 2018). İçme suyu olarak kullanılması planlanan suya gerekli arıtma işlemleri uygulandıktan sonra dezenfeksiyon işlemlerine tabii tutulması gerekir. İçme suyu arıtımı, doğal suların içeriğinde bulunan çeşitli organik, inorganik ve kimyasal maddeler ile mikroorganizmaların uzaklaştırılması amacıyla yapılmaktadır. İçme suyunda dezenfeksiyon amaçlı kullanılan yöntemlerin başında gelen klorlama işlemi süresince, klor doğal organik maddelerle reaksiyona girerek trihalometan ve haloasetik asit gibi insan sağlığına zararlı olduğu belirtilen dezenfeksiyon yan ürünlerini meydana getirmektedir. Trihalometanlar suda renk, tat ve koku farklılığı yaratırlar; insan sağlığı açısından akut ve kronik etkilerinin yanında en önemlisi kanserojenik bileşiklerdir (Özyonar ve diğ., 2011; Waller vd., 1998). Yapılan araştırmalar söz konusu bileşiklerin, doğuştan meydana gelen kalp kusurları, kadınlarda düşük yapma ve çocuklarda gelişme geriliği gibi hastalıklar ile ilgili yakından ilişkisi olduğunu göstermiştir (Özyonar ve diğ., 2011; Dodds vd., 1999; Cedergen vd., 2002). İçme sularının dezenfeksiyonunda kullanılan diğer bir yöntem ise ozonlamadır. İçme suyu elde edilecek kaynağın bromür içermesi durumunda ozonlama sonucunda farklı bir dezenfeksiyon yan ürünü olan bromat oluşumu söz konusudur (Kayaoğlu,2003). Bu sebeplerle çeşitli ülkelerde içme suyu güvenliği ve kalitesi ile ilgili yeni düzenlemeler geliştirilmektedir. Söz konusu düzenlemelerde belirtilen limit değerlerinin, içme sularında bulunabilen önemli ölçüde tehlikeye sahip bu zararlı bileşiklerin tercihen tamamen giderilmesi, eğer mümkün değilse belirtilen limit değerlerin altında minimum konsantrasyona indirilmesini sağlayacak nitelikte olması gerektiği belirtilmiştir (Özdemir ve Töröz, 2010). Sudaki ekosistem ve insanlar için toksik olabilen, genotoksik mutajen ve/veya bazıları kanserojen olarak kabul edilen bu dezenfeksiyon yan ürünleri (Zhang ve diğ., 2013; Mohd Zainudin ve diğ., 2018) dolayısı ile son zamanlarda içme sularının arıtılması ve dezenfeksiyonunda birçok alternatif metod geliştirilmiş ve bu amaçla ileri oksidasyon prosesleri de uygulanmaya başlanmıştır (Guerra-Rodríguez ve diğ., 2018; Verma ve diğ., 2016; Anipsitakis ve diğ., 2008; Gosselin ve diğ., 2013; Bianco ve diğ., 2017; Ruales-Lonfat ve diğ., 2016). İleri oksidasyon yöntemleri üzerinde öncelikle hidroksil radikali üzerinde çalışılmıştır. Yapılan araştırmalarda; hidroksil radikaline alternatif olabilecek, son derece reaktif ve seçici olan, oldukça fazla avantajları olan sülfat radikalleri giderek ön plana çıkmaktadır. Bu özellikleri nedeni ile, sülfat radikallerinin (SO •-4 ) oluşumunu sağlayan persülfat (S O -22 8 ) bazlı ileri oksidasyon proseslerine karşı artan bir ilgi görülmüştür. SO •-4 ' nin güçlü oksidatif yapısı, onu potansiyel olarak etkili bir dezenfektan yapsa da, patojenik bakteriler üzerindeki dezenfeksiyon etkinliği hakkında çalışmalar sınırlı sayıdadır ve son yıllarda önemli bir araştırma alanı olmuştur (Wordafa, 2014; Bianco ve diğ., 2017; Wordofa ve diğ., 2017; Garkusheva ve diğ., 2017; Xiao ve diğ., 2018; 164 Bursa Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, Cilt 27, Sayı 1, 2022 Rodríguez-Chueca ve diğ., 2017a; Wen ve diğ., 2017; Qi ve diğ., 2018; Guerra-Rodríguez ve diğ., 2018; Xu ve diğ., 2012). Sülfat radikalleri genellikle peroksimonosülfat (PMS) ve persülfattan (PS) üretilir. Sülfat radikallerine dayalı ileri oksidasyon yöntemlerinde Na2S2O8, K2S2O8 ve KHSO5 (Oxone) gibi persülfat tuzları olarak kullanılan kimyasal oksidanlar ile çalışmalar yürütülmüştür (Wei et al., 2015; Rodríguez-Chueca ve diğ., 2017b). Na2S2O8 ve K2S2O8 tuzları PS, Oxone ise PMS kaynağı olarak kullanılmaktadır. Bununla birlikte, PMS ve PS'nin kirletici maddeler ile doğrudan reaksiyonu çok düşük bir oranda gerçekleşir, bu nedenle sülfat radikalleri oluşturmak için aktive edilmeleri gerekmektedir (Liang ve Bruell 2008; Guerra-Rodríguez ve diğ., 2018). PS aktivasyonu gerçekleştiğinde; yüksek oksidatif yapısı sayesinde çeşitli organik kirleticilerle reaksiyona girebilen serbest sülfat radikallerini üretebilir. Sülfat radikalleri (SO ●-4 ), ısı (termal), UV radyasyonu (fotoliz), iyonlaştırıcı radyasyon (radyolojik) veya kimyasal elektron transferi aktivasyonuyla (kataliz; baz ve metal aktivasyonu) üretilebilir (Wang ve diğ., 2018; Yuan ve diğ., 2014; Hori ve diğ., 2005; Lau ve diğ., 2007; Antoniou ve diğ., 2010; Liang ve Guo, 2010; Liang ve diğ., 2004; Johnson ve diğ., 2008; Wordafa ve diğ., 2017). PS, yer altı suyunun ve toksik organik kirletici maddelerle kirlenmiş toprağın iyileştirilmesi için potansiyel bir alternatif oksidan olarak incelenmiştir. Aynı zamanda, PS, içme suyunun ve atıksuyun arıtılması çalışmalarında da geniş çapta kullanılmaktadır (Xu ve diğ., 2012). Bu çalışmada, kanalizasyon suyundan izole edilmiş E.coli bakterisinin dezenfeksiyonunda, UV-C ile aktif hale getirilmiş sülfat radikallerinin giderim verimine etkisi incelenmiştir. 2. MATERYAL VE YÖNTEM 2.1. E.coli İzolasyonu ve Kültürün Hazırlanması E.coli, kanalizasyon suyundan izole edilmiştir. E.coli, seçici ortam olan ENDO agar (Merck 1.04044) kullanılarak 44,5 °C’ de 2 gün boyunca inkübe edilmiştir. İnkübasyon sonunda seçici besiyerinde oluşan E.coli kültürleri ile aşılama yapılmış olup bakteriyel büyüme eğrisi, inkübasyon süresi boyunca 15 dakikada bir aşılanmış besiyerinden örnek alınarak 590 nm'de optik yoğunluk ölçülerek belirlenmiştir. Bakteri çoğalma eğrisinde durgun fazın başlangıcı 2 saat 45 dakika olarak belirlenmiştir. Tryptic Soy Broth (TSB) (Merck 1.05459) ile aşılama işlemi tekrar yapılmış olup belirlenen inkübasyon süresi boyunca 37,5°C’de orbital inkübatörde inkübe edilmiştir. Daha sonra E. coli' yi kültür ortamından ayırmak için fosfat tampon çözeltisi ile santrifüjleme işlemi yapılmış olup oluşan çökelek ve fosfat tampon çözeltisi süspanse edilerek deney aşaması için kullanılacak stok çözeltisi hazırlanmıştır. E. coli stok çözeltisinin başlangıçta 17,3x108 CFU/mL konsantrasyonuna sahip olduğu belirlenmiştir. 2.2. E.coli Sayısının Belirlenmesi E.coli için seçici ortam olan ENDO agar kullanılarak dökme plak metodu ile deneysel çalışmalar gerçekleştirilmiştir (Feng ve diğ., 2020). Plakalar, 44,5 °C’ de 48 saat süreyle inkübe edilmiştir ve daha sonra oluşan metalik renkli koloniler sayılmıştır. Sonuçlar ml başına CFU olarak hesaplanmıştır. 2.3. Deneysel Prosedür Deneyler 2L hacimli silindirik cam reaktör içerisinde ve oda sıcaklığında gerçekleştirilmiştir. Kullanılan silindirik reaktörün dış çapı 14,7 cm, iç çapı 13,5 cm ve boyu 45 cm’ dir. Çözeltinin yeterli ve sabit bir şekilde karıştırılmasını sağlamak için reaktör manyetik bir karıştırıcı ile sürekli karıştırılmıştır. Bu reaktörün içerisine 254 nm dalga boyundaki UV ışınımı üreten düşük basınçlı civa lambası yerleştirilmiştir (14 W, Lightech). UV reaktörünün şematik bir diyagramı Şekil 1'de 165 Çalışkan Eleren S., Şener G.: UV-C Aktivas. Üretil. Sülfat Radikal. Bakteri İnaktivas. Etkisi gösterilmektedir. Her bir deneysel çalışmadan önce UV lambası, cam reaktörü sterilize etmek için, en az 5 dakika süre ile çalıştırılmıştır. İçerisine saf su konulan 2 L’lik fotoreaktöre, belirlenen miktarda (yaklaşık 106 CFU/mL) E.coli inoküle edilmiştir. UV ışığı çalıştırılmadan önce başlangıç bakteri miktarını belirlemek üzere örnek alınmıştır. Ardından kimyasal ilavesi olmadan sadece UV ışığı çalıştırılarak, UV ışığının bakteri inaktivasyonuna etkisini incelemek üzere 120 saniye boyunca su örnekleri alınmıştır. Alınan su örneklerinin mikrobiyolojik analizi yapılmıştır. Sadece tuz etkisinin bakteri inaktivasyonuna etkisini (şahit deneyleri) incelemek için ise, reaktöre 2 L saf su doldurulmuştur ve suyun içerisine gerekli miktarda bakteri eklenmiştir. Daha sonra suyun içerisine en yüksek konsantrasyonda (3 mmol/L) K2S2O8 ilave edilmiştir ve homojenliğin sağlanması için karıştırılmıştır. 90 ve 120. saniyelerinde reaktörden su örnekleri alınmıştır. Alınan su örneklerinin mikrobiyolojik analizi yapılmıştır. Şekil 1: Çalışmada kullanılan fotoreaktör UV-C+K2S2O8 deneylerinde; yaklaşık 106 CFU/mL E.coli ilave edilen fotoreaktöre, belirlenen konsantrasyonlarda (0,5, 1, 2 ve 3mmol/L) K2S2O8 ilave edildikten sonra karışımın tamamı 2 litre olacak şekilde tamamlanmıştır. İleri oksidasyon deneyleri boyunca E.coli inaktivasyonunu belirlemek amacıyla, deney süresince örnekler alınmıştır. Uygun şartlarda steril ekipmanlar kullanılarak seyreltme ve ekim işlemleri gerçekleştirilmiş olup E.coli için seçici ortam olan ENDO agar ile mikrobiyolojik analiz yapılmıştır. Deneysel çalışmalar, iki tekrarlı olacak şekilde gerçekleştirilmiştir. 3. BULGULAR VE TARTIŞMA Kanalizasyon suyundan izole edilen E.coli bakterisinin inaktivasyonunda sülfat radikallerinin (SO •-4 ) etkisini belirlemek için, UV-C radyasyonu ve K2S2O8 tuzu ile serbest sülfat radikalleri üretilmiştir. Bu amaçla, sülfat radikali bazlı fotokimyasal ileri oksidasyon prosesinde (UV-C+K2S2O8) dört farklı konsantrasyonda K2S2O8 (0,5, 1, 2 ve 3 mmol/L) kullanılmıştır. Deneylerde bakteri başlangıç konsantrasyonu yaklaşık 106 CFU/mL olarak belirlenmiştir. Deney süresi boyunca farklı temas sürelerinde UV reaktöründen su örnekleri alınarak giderim verimleri tespit edilmiştir. 166 Bursa Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, Cilt 27, Sayı 1, 2022 Farklı temas sürelerinde sadece UV-C radyasyonu uygulanan suda, E. coli’ nin inaktivasyonu sonucu logaritmik giderim verimleri Şekil 2’ de görülmektedir. Sadece UV-C radyasyonu uygulanan suda, E.coli gideriminin 120 sn temas süresi sonunda 5,26 log (%99,999451) olduğu görülmektedir. 300 nm’den daha kısa dalga boylarında DNA absorpsiyonu, daha uzun dalga boylarındakine nazaran çok daha güçlüdür ve bu da DNA’nın bozulmasına sebep olmaktadır (Sutherland ve Griffin 1981). Nyangaresi ve diğ. (2019) UV radyasyonlarında E. coli üzerindeki etkisini incelediklerinde en yüksek giderimin 265 nm dalga boyunda (45 sn’de 4,5 log) olduğunu ortaya koymuşlardır. Şekil 2: UV-C radyasyonu ile elde edilen E.coli giderimi Deneylerde SO •- 4 üretmek için kullanılan PS kaynağı K2S2O8 tuzunun inaktivasyonda tek başına bir etkisi olup olmadığını tespit etmek için en yüksek K2S2O8 konsantrasyonunda (3 mmol/L) dezenfeksiyon deneyleri yapılmış ve deney süresince bakteri inaktivasyonuna herhangi bir etkisi olmadığı tespit edilmiştir. Wordofa ve diğ. (2017) yaptıkları çalışmada persülfat kaynağı olarak kullandıkları K2S2O8’ in tek başına ilk 30 dakikada Escherichia coli O157:H7 hücrelerinin canlılık kaybının ihmal edilebilir düzeyde olduğunu tespit etmişlerdir. Farklı bir persülfat kaynağı olan Na2S2O8 ile yapılan başka bir çalışmada ise Marjanovic ve diğ. (2018), PS anyonlarının (farklı Na2S2O8 konsantrasyonlarında) tek başına (aktivasyon araçları olmadan), 5 saat temas süresi boyunca E. coli sayılarını etkilemediğini belirtmişlerdir. Yapılan bu çalışmada elde edilen bulgular literatür ile uyumlu bulunmuştur. UV-C radyasyonu ile aktifleştirilen K2S2O8’in farklı dozlarının (0,5, 1, 2, 3 mmol/L) E.coli inaktivasyonu üzerindeki etkileri Şekil 3’ de görülmektedir. Şekil 3 incelendiğinde, K2S2O8’ in konsantrasyonunun artması ile E.coli inaktivasyonunun arttığı açıkça görülmektedir. UV-C radyasyonu ile aktifleştirilen K2S2O8’ in en düşük dozunda (0,5 mmol/L), deney sonunda (60. saniye) E.coli giderim veriminde 0,27 log luk (%46,297) bir fark oluşmuştur. K2S2O8’in konsantrasyonu 1 mmol/L’ ye arttırıldığında, E.coli inaktivasyonunda yaklaşık 1,06 log luk (%91,290) bir artış meydana gelmiştir. PS ve PMS tuzlarının UV-C ile aktivasyonunda yüksek verimlilikte bakteri gideriminin artması, sülfat bazlı dezenfeksiyon sistemlerinde üretilen SO ●-4 ’ lerinin, lipidler ve polisakkaritler gibi bakteriyel hücre duvarının biyomolekülleriyle reaksiyona girerek inaktivasyona neden olmasından kaynaklandığı düşünülmektedir (Sun ve diğ., 2016, Marjanovic ve diğ., 2018). UV-C radyasyonu ile aktifleştirilen K2S2O8’nin doz artışının E.coli inaktivasyonu üzerindeki etkisini daha net bir şekilde değerlendirebilmek için UV-C+K2S2O8 proseslerinin 30 saniye temas süresindeki log giderim verimleri karşılaştırıldığında, UV-C prosesine, 2 mmol/L K2S2O8 ilave 167 Çalışkan Eleren S., Şener G.: UV-C Aktivas. Üretil. Sülfat Radikal. Bakteri İnaktivas. Etkisi edilmesi ile 30 saniye içinde yaklaşık 2,7 logluk (%99,8005) bir bakteri giderim artışı elde edildiği görülmektedir (Şekil 3). Yapılan çalışmada 1 mmol/L K2S2O8 kullanıldığı durumda 60 saniyede 5,48 log (%99,99967) giderim görülürken, 2 mmol/L K2S2O8 kullanıldığında 30 saniyede 5,48 log giderim görülmüştür. 3 mmol/L kullanıldığında ise bu süre 8 saniyeye düşmüştür (Şekil 4). Şekil 3. UV-C ve UV-C/K2S2O8 proseslerinin E. coli inaktivasyonuna etkisinin karşılaştırılması K2S2O8 konsantrasyonunun 1 mmol/L’den 3 mmol/L’ ye çıkartılması ile yaklaşık %87 lik bir süre kazancı sağlanmıştır (Şekil 4). Bu da ileri oksidasyon prosesinin elektrik maliyetini önemli ölçüde azaltacaktır. Michael-Kordatou ve diğ. (2015) yaptıkları çalışmada kentsel atıksularda sülfat radikali bazlı UV-C radyasyonu ile eritromisine (ERY) dirençli ve dirençli olmayan E.coli ve inaktivasyonunu incelemişlerdir. E.coli' nin inaktivasyonunu sağlayan UV-C (254 nm) radyasyonuna eklenen sodyumpersülfatın (SPS) E.coli' nin atıksudan giderimini sinerjistik olarak arttırdığını belirtmişlerdir. SPS’ın UV-C radyasyonuna eklenmesi ile giderim süresi eritromisine (ERY) dirençli E.coli için 90 dakikadan 45 dakikaya, ve eritromisine (ERY) dirençli olmayan E.coli için ise 45 dakikadan 30 dakikaya inmiştir. 168 Bursa Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, Cilt 27, Sayı 1, 2022 Şekil 4. Sülfat radikali üretilen proseslerde E. coli bakterisinin 5,48-log inaktivasyonu için gereken süreler İşletme maliyetleri, uygulanan ileri oksidasyon proseslerinin arıtma performansından doğrudan etkilenir. Reaksiyon verimliliğinin karşılaştırılmasına olanak sağlamak için EE/O olarak adlandırılan güç ölçeği parametresi kullanılır (Yasar ve diğ., 2006; Bolton ve diğ.,1996). EE/O, ileri oksidasyon proseslerinin elektrik verimliliği ile doğrudan bağlantılıdır, sistemin doğasından bağımsızdır. Bu nedenle farklı ileri oksidasyon proseslerinin karşılaştırılmasına olanak sağlar. Bu parametre ekonomik analiz ve ölçek büyütme için gerekli verileri de sağlar. Bu çalışma kapsamında, özellikle verimli bir bakteri giderimi ile sürelerde önemli değişimler sağlayan UV-C+1 mmol/L persülfat, UV-C+2 mmol/L persülfat ve UV-C+3 mmol/L persülfat prosesleri için maliyet hesabı yapılmıştır. Hesaplamada 5,48 log giderim verimi için maliyetler değerlendirilmiştir. Prosesler için EE/O değerleri aşağıda belirtilen formülasyon (Yaşar ve diğ., 2006) ile hesaplanmıştır. Hesaplama sonuçları Tablo 1’ de verilmiştir. 𝐸𝐸𝐸𝐸⁄𝑂𝑂 (𝑘𝑘𝑘𝑘ℎ ⁄ 𝑚𝑚3) = 𝑃𝑃.𝑡𝑡.1000 𝑉𝑉.60.log (𝐶𝐶𝑖𝑖𝑖𝑖𝑖𝑖⁄𝐶𝐶𝑒𝑒𝑖𝑖𝑖𝑖) Formülde; P= giriş gücü (kW) (0.014 kW), t= oksidasyon süresi (sa), V= örnek hacmi (m3) şeklindedir. log(Cinf/Ceff)= 5,48 ve 1 kWh = 0,63 TL kabul edilmiştir (EPDK, 2021). 169 Çalışkan Eleren S., Şener G.: UV-C Aktivas. Üretil. Sülfat Radikal. Bakteri İnaktivas. Etkisi Tablo 1. E.coli’nin giderimi için farklı proseslerin enerji gereksinimlerinin ve maliyetlerinin karşılaştırılması PROSESLER BAKTERİ EE/O MALİYET GİDERİM (kWh/m3) (1 kWh = 63 krş kabulü) VERİMİ (log) UV+ 1 mmol/L K2S2O8 5,48 0,354825629 3,73*10-3 UV+ 2 mmol/L K2S2O8 5,48 0,177412814 0,93*10-3 UV+ 3 mmol/L K2S2O8 5,48 0,047310084 6,62*10-5 Tablo 1 incelendiğinde 5,48 log’luk giderim ele alındığında en düşük maliyetin UV-C+3 mmol/L K2S2O8 uygulamasında elde edildiği görülmektedir. E.coli’nin giderimi ve enerji tüketim verileri değerlendirildiğinde en iyi alternatifin UV-C+3 mmol/L K2S2O8 prosesi olduğu görülmüştür. 4. SONUÇ VE ÖNERİLER Bu çalışmada kanalizasyon suyundan izole edilen E.coli bakterisinin dezenfeksiyonunda UV-C ile aktif hale getirilmiş sülfat radikallerinin giderim verimine etkisi incelenmiştir. UV-C ve K2S2O8 ile oluşturulan sülfat radikallerinin E.coli bakterisi giderimi üzerinde önemli ölçüde katkısı olduğu görülmüştür. K2S2O8 tuzunun tek başına bakteri inaktivasyonuna herhangi bir etkisi olmadığı tespit edilmiştir. UV-C ve K2S2O8 ‘in birlikte kullanımı sırasında, kullanılan sülfat tuzunun (K2S2O8) konsantrasyonunun artması ile giderim veriminin arttığı tespit edilmiştir. Sadece UV-C ışınlarının etkisi ile 120. saniyede 5,26 log giderim verimi gözlenirken, 3 mmol/L K2S2O8 ve UV-C ışınları birlikte kullanıldığında yaklaşık aynı verim için sadece 8 saniye gibi bir süre yeterli olmuştur. Uygulanan proseslerde işletme maliyetleri, arıtma performansından doğrudan etkilendiği için reaksiyon verimliliğini karşılaştırılmasına olanak sağlayan güç ölçeği parametresi kullanıldığında; K2S2O8 tuzunun kullanımı sarf maliyetini arttırmasına rağmen enerji gereksinimleri, kazanılan süreden dolayı yaklaşık 56 kat azalmıştır. Bu da prosesin önemli bir alternatif olabileceğini ortaya koymuştur. Günümüz şartlarında içme sularının arıtılması aşamasında kullanılan yöntemler yan ürünlerin ve kanserojen nitelikli ürünlerin oluşması yönünden eleştirilmektedir. Bu durumda ileri oksidasyon yöntemlerinden olan UV-C+K2S2O8 prosesinin olumlu etkileri gözlenmiş olup iyi bir alternatif olarak karşımıza çıkmaktadır. Ancak, yapılacak çalışmalarda farklı mikroorganizma türleri, farklı sülfat tuzlarının etkisi, farklı aktivasyon metotlarının karşılaştırılması ve uygulanan sulardaki pH değişimleri gibi etkenler mutlaka değerlendirilmelidir. ÇIKAR ÇATIŞMASI Yazarlar, bilinen herhangi bir çıkar çatışması veya herhangi bir kurum/kuruluş ya da kişi ile ortak çıkar bulunmadığını onaylamaktadırlar. YAZAR KATKISI Sevil ÇALIŞKAN ELEREN, çalışmanın kavramsal ve tasarım süreçlerinin belirlenmesi, deneysel yöntemin oluşturulması ve tasarlanması, veri analizi ve yorumlama, makale taslağının oluşturulması ve fikirsel içeriğin eleştirel incelemesi ile son onay ve tam sorumluluk, Gamze ŞENER, deneysel veri toplama, veri analizi, makale taslağının oluşturulması ile son onay ve tam sorumluluk kısımlarına katkı sağlamıştır. 170 Bursa Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, Cilt 27, Sayı 1, 2022 KAYNAKLAR 1. Anipsitakis, G.P., Tufano, T.P., Dionysiou, D.D. (2008) Chemical and microbial decontamination of pool water using activated potassium peroxymonosulfate, Water Research, 42(12), 2899-2910. https://doi.org/10.1016/j.watres.2008.03.002 2. Antoniou, M.G., de la Cruz, A.A., Dionysiou, D.D. (2010) Intermediates and reaction pathways from the degradation of microcystin-LR with sulfateradicals, Environmental Science & Technology, 44 (19), 7238-7244. https://doi.org/10.1021/es1000243 3. Bianco, A., Polo-López, M.I., Fernández-Ibáñez, P., Brigante, M., Mailhot, G. (2017) Disinfection of water inoculated with Enterococcus faecalis using solar/Fe(III)EDDS-H2O2 or S 2−2O8 process, Water Research, 118, 249-260. https://doi.org/10.1016/j.watres.2017.03.061 4. Bolton, J.R., Bırcher, K.G., Tumas, C.A., Tolman, C.A. (1996) Figures of merit for the technical development and application of advanced oxidation processes, Journal of Advanced Oxidation Technologies, 1(1), 13-17. https://doi.org/10.1515/jaots-1996-0104 5. Cedergren, M.I., Selbing, A.J., Löfman, O., Bengt, A.J. (2002) Chlorination by products and nitrate in drinking water and risk for congenital cardiac defects, Environmental Research, 89(2),124-130. doi:10.1006/enrs.2001.4362 6. Dodds, L., King, W., Woolcott, C., Pole, J. (1999) Trihalomethanes in public water supplies and adverse birth outcomes, Epidemiology, 10(3), 233-237. PMID: 10230830. http://www.jstor.org/stable/3703588 7. DSİ, (2018). T.C. Tarım ve Orman Bakanlığı Devlet Su İşleri Genel Müdürlüğü, Stratejik Plan 2019-2023. Erişim Adresi: http://www.sp.gov.tr/upload/xSPStratejikPlan/files/GUagq+DSI_2019- 2023_Donemi_Stratejik_Plani.pdf (Erişim Tarihi: 29.07.2021) 8. EPDK, (2021). Elektrik Piyasası Tarifeler Listesi. Erişim Adresi: https://www.epdk.gov.tr/Detay/Icerik/3-0-1/tarifeler (Erişim Tarihi: 29.07.2021) 9. Feng, P.(ret.), Weagant, S.D.(ret.), Grant M.A.(dec.), Burkhardt, W. (2020) Chapter 4: Enumeration of Escherichia coli and the Coliform Bacteria, Bacteriological Analytical Manual (BAM), Content current as of: 10/09/2020 Regulated Product(s) Food & Beverages, Erişim Adresi:https://www.fda.gov/food/laboratory-methods- food/bacteriological-analytical-manual-bam (Erişim Tarihi: 26.07.2021) 10. Garkusheva, N., Matafonova, G., Tsenter, I., Beck, S., Batoev, V., Linden, K. (2017) Simultaneous atrazine degradation and E. coli inactivation by simulated solar photo-Fenton- like process using persulfate, Journal of Environmental Science and Health, Part A, 52(9), 849-855. doi: 10.1080/10934529.2017.1312188 11. Gosselin, F., Madeira, L.M., Juhna, T., Block, J.C. (2013) Drinking water and biofilm disinfection by Fenton-like reaction, Water Research, 47(15), 5631-5638. https://doi.org/10.1016/j.watres.2013.06.036 12. Guerra-Rodríguez, S., Rodríguez, E., Singh, D.N., Rodríguez-Chueca, J. (2018) Assessment of Sulfate Radical-Based Advanced Oxidation Processes for Water and Wastewater Treatment: A Review, Water, 10(12),1828. https://doi.org/10.3390/w10121828 13. Hori, H., Yamamoto, A., Hayakawa, E., Taniyasu, S., Yamashita, N., Kutsuna, S., Arakawa, R. (2005) Efficient decomposition of environmentally persistent perfluorocarboxylic acids by use of persulfate as a photochemical oxidant, Environmental Science & Technology, 39(7): 2383-2388. doi: 10.1021/es0484754 171 Çalışkan Eleren S., Şener G.: UV-C Aktivas. Üretil. Sülfat Radikal. Bakteri İnaktivas. Etkisi 14. Johnson, R.L., Tratnyek, P.G., Johnson, R.O. (2008) Persulfate persistence under thermal activation conditions, Environmental Science & Technology, 42(24), 9350-9356. https://doi.org/10.1021/es8019462 15. Kayaer, M., ve Çiftçi, S. (2018) ‘Su Sorunu’ ve Türkiye'nin Tatlısu Potansiyeli Çerçevesinde Türkiye’nin Sınıraşan Sularının Stratejik, Etik ve Hukuki Boyutlarının Değerlendirilmesi, Pesa International Journal of Social Studies, 4(3), 386-404. https://doi.org/10.25272/j.2149- 8385.2018.4.3.02 16. Kayaoğlu, S. (2003). İçme sularında ozonlamanın organik madde giderimi üzerine etkileri ve bromat kontrolü, Yüksek Lisans Tezi, İstanbul Teknik Üniversitesi, Fen Bilimleri Enstitüsü, İstanbul. 17. Lau, T.K., Chu, W., Graham, N.J.D. (2007) The aqueous degradation of butylated hydroxyanisole by UV/S 22O8( -): study of reaction mechanisms via dimerization and mineralization, Environmental Science & Technology, 41(2), 613-619. https://doi.org/10.1021/es061395a 18. Liang, C., Bruell, C. J., Marley, M. C., Sperry, K. L. (2004) Persulfate oxidation for in situ remediation of TCE. II. Activated by chelated ferrous ion, Chemosphere, 55 (9), 1225-1233. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2004.01.030 19. Liang, C., Bruell, C.J. (2008) Thermally activated persulfate oxidation of trichloroethylene: Experimental investigation of reaction orders, Industrial & Engineering Chemistry Research, 47, 2912–2918. https://doi.org/10.1021/ie070820l 20. Liang, C., Guo, Y. (2010) Mass transfer and chemical oxidation of naphthalene particles with zerovalent iron activated persulfate, Environmental Science & Technology, 44 (21), 8203- 8208. https://doi.org/10.1021/es903411a 21. Marjanovic, M., Giannakis, S., Grandjean, D., de Alencastro, L.F., Pulgarin, C. (2018) Effect of μM Fe addition, mild heat and solar UV on sulfate radical-mediated inactivation of bacteria, viruses, and micropollutant degradation in water, Water Research, 140, 220-231. https://doi.org/10.1016/j.watres.2018.04.054 22. Michael-Kordatou, I., Iacovou, M., Frontistis, Z., Hapeshi, E., Dionysiou, D.D., Fatta- Kassinos, D. (2015) Erythromycin oxidation and ERY-resistant Escherichia coli inactivation in urban wastewater by sulfate radical-based oxidation process under UV-C irradiation, Water Research, 85, 346-358. https://doi.org/10.1016/j.watres.2015.08.050 23. Mohd Zainudin, F., Abu Hasan, H., Sheikh Abdullah, S.R. (2018) An overview of the technology used to remove trihalomethane (THM), trihalomethane precursors, and trihalomethane formation potential (THMFP) from water and wastewater, Journal of Industrial and Engineering Chemistry, 57, 1-14. https://doi.org/10.1016/j.jiec.2017.08.022 24. Nyangaresi, P.O., Qin, Y., Chen, G., Zhang, B., Lu, Y., Shen, L. (2019) Comparison of UV- LED photolytic and UV-LED/TiO2 photocatalytic disinfection for Escherichia coli in water, Catalysis Today, 335, 200-207. https://doi.org/10.1016/j.cattod.2018.11.015 25. Özdemir, K., Toröz, İ. (2010) İçme suyu kaynaklarında klorlama yan ürünlerinin diferansiyel UV spektroskopi yöntemi ile izlenmesi, İTÜ Dergisi Su Kirlenmesi Kontrolü, 20(2), 59-69. 26. Özyonar, F., Karagözoğlu, B., Atmaca, E. (2011) İçme Suyundan Elektrokoagülasyon Prosesi ile Doğal Organik Madde Giderimi, Erciyes Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Dergisi, 27(4), 309-316. https://dergipark.org.tr/tr/pub/erciyesfen/issue/25568/269711 172 Bursa Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, Cilt 27, Sayı 1, 2022 27. Qi, H., Huang, Q., Hung, Y.C. (2018) Efficacy of activated persulfate in inactivating Escherichia coli O157:H7 and Listeria monocytogenes, International Journal of Food Microbiology, 284, 40-47. doi: 10.1016/j.ijfoodmicro.2018.06.021 28. Rodríguez-Chueca, J., Amor, C., Silva, T., Dionysiou, D.D., Puma, G.L., Lucas, M.S., Peres, J.A. (2017b) Treatment of winery wastewater by sulphate radicals: HSO −5 /transition metal/UV-A LEDs, Chemical Engineering Journal, 310(2), 473-483. https://doi.org/10.1016/j.cej.2016.04.135 29. Rodríguez-Chueca, J., Silva, T., Fernandes, J.R., Lucas, M.S., Puma, G. L., Peres, J.A., Sampaio, A. (2017a) Inactivation of pathogenic microorganisms in freshwater using HSO -5 / UV-A LED and HSO - +5 / Mn /UV-A LED oxidation processes, Water Research, 123, 113-123. https://doi.org/10.1016/j.watres.2017.06.021 30. Ruales-Lonfat, C., Barona, J.F., Sienkiewicz, A., Vélez, J., Benítez, L.N., Pulgarín, C. (2016) Bacterial inactivation with iron citrate complex: A new source of dissolved iron in solar photo-Fenton process at near-neutral and alkaline pH, Applied Catalysis B: Environmental, 180, 379-390. https://doi.org/10.1016/j.apcatb.2015.06.030 31. Sun, P., Tyree, C., Huang, C. H. (2016) Inactivation of Escherichia coli, bacteriophage MS2, and Bacillus spores under UV/H2O2 and UV/peroxydisulfate advanced disinfection conditions, Environmental Science & Technology, 50(8), 4448-4458. doi: 10.1021/acs.est.5b06097 32. Sutherland, J. C., Griffin, K. P. (1981) Absorption spectrum of DNA for wavelengths greater than 300 nm. Radiation Research, 86(3), 399-410. doi:10.2307/3575456 33. Tomar, A. (2009) Toprak ve Su Kirliliği ve Su Havzalarının Korunması, TMMOB İzmir Kent Sempozyumu. 8-10 Ocak, İzmir, 333-345. 34. Verma, K., Gupta, D., Gupta, A.B. (2016) Optimization of ozone disinfection and its effect on trihalomethanes, Journal of Environmental Chemical Engineering, 4(3), 3021-3032. https://doi.org/10.1016/j.jece.2016.06.017 35. Waller, K., Swan, S.H., De Lorenzo, G., Hopkins, B. (1998). Trihalomethanes in drinking water and spontotion abortion, Epidemiology, 9(2), 134-140. PMID: 9504280. 36. Wang, D., Cheng, L., Wang, M., Zhang, X., Xue, D., Zhuo, W., Zheng, L., Ding, A. (2018) The performance of a sulfate-radical mediated advanced oxidation process in the degradation of organic matter from secondary effluents. Environmental Science, Water Research & Technology, 4(6), 773-782. http://dx.doi.org/10.1039/C7EW00346C 37. Wei, G., Liang, X., He, Z., Liao, Y., Xie, Z., Liu, P., Ji, S., He, H., Li, D., Zhang, J. (2015) Heterogeneous activation of Oxone by substituted magnetites Fe3-xMxO4 (Cr, Mn, Co, Ni) for degradation of Acid Orange II at neutral pH, Journal of Molecular Catalysis A: Chemical, 398, 86-94. https://doi.org/10.1016/j.molcata.2014.11.024 38. Wen, G., Xu, X., Zhu, H., Huang, T., Ma, J. (2017) Inactivation of four genera of dominant fungal spores in groundwater using UV and UV/PMS: Efficiency and mechanisms, Chemical Engineering Journal, 328, 619–628. https://doi.org/10.1016/j.cej.2017.07.055 39. Wordofa, D. N., Walker, S. L., Liu, H. (2017) Sulfate radical-induced disinfection of pathogenic Escherichia coli O157: H7 via iron-activated persulfate, Environmental Science & Technology Letters, 4(4), 154-160. DOI: 10.1021/acs.estlett.7b00035 40. Wordofa, D.N. (2014). Application of Iron Activated Persulfate for Disinfection in Water Treatment. Master Thesis. University of California, Riverside, Chemical and Environmental Engineering, USA. 173 Çalışkan Eleren S., Şener G.: UV-C Aktivas. Üretil. Sülfat Radikal. Bakteri İnaktivas. Etkisi 41. Xiao, R., Luo, Z., Wei, Z., Luo, S., Spinney, R., Yang, W., Dionysiou, D.D. (2018) Activation of peroxymonosulfate/persulfate by nanomaterials for sulfate radical-based advanced oxidation technologies, Current Opinion in Chemical Engineering, 19, 51-58. https://doi.org/10.1016/j.coche.2017.12.005 42. Xu, X.R., Li,S., Hao, Q., Liu, J.L., Yu,Y.Y., Li, H.B. (2012) Activation of Persulfate and Its Environmental Application, International Journal of Environment and Bioenergy, 1(1), 60- 81. 43. Yasar, A., Nasır, A., Khan, A.A.A. (2006) Energy requirement of ultraviolet and AOPs for the post-treatment of treated combined industrial effluent, Coloration Technology, 122(4), 201-206. https://doi.org/10.1111/j.1478-4408.2006.00028.x 44. Yuan, S., Liao, P., Alshawabkeh, A.N. (2014). Electrolytic manipulation of persulfate reactivity by iron electrodes for trichloroethylene degradation in groundwater. Environmental Science & Technology, 48 (1), 656-663. https://doi.org/10.1021/es404535q 45. Zhang, F., Wang, Y., Chu, ., Gao, B., Yue, Q., Yang, Z., Li, Q. (2013) Reduction of organic matter and trihalomethane formation potential in reclaimed water from treated municipal wastewater by coagulation and adsorption, Chemical Engineering Journal, 223, 696-703. https://doi.org/10.1016/j.cej.2013.03.059 174