BAKTERİ İNAKTİVASYONUNDA GÜNEŞ ENERJİSİ AKTİVASYONU İLE ELDE EDİLEN SÜLFAT RADİKALLERİNİN VERİMLİLİĞİ Gülbiye DEMİRCİ T.C. BURSA ULUDAĞ ÜNİVERSİTESİ FEN BİLİMLERİ ENSTİTÜSÜ BAKTERİ İNAKTİVASYONUNDA GÜNEŞ ENERJİSİ AKTİVASYONU İLE ELDE EDİLEN SÜLFAT RADİKALLERİNİN VERİMLİLİĞİ Gülbiye DEMİRCİ 0000-0002-7830-2119 Dr. Öğr. Üyesi Sevil ÇALIŞKAN ELEREN (Danışman) YÜKSEK LİSANS TEZİ ÇEVRE MÜHENDİSLİĞİ ANABİLİM DALI BURSA – 2022 Her Hakkı Saklıdır. TEZ ONAYI Gülbiye DEMİRCİ tarafından hazırlanan “BAKTERİ İNAKTİVASYONUNDA GÜNEŞ ENERJİSİ AKTİVASYONU İLE ELDE EDİLEN SÜLFAT RADİKALLERİNİN VERİMLİLİĞİ” adlı tez çalışması aşağıdaki jüri tarafından oy birliği ile Bursa Uludağ Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı’nda YÜKSEK LİSANS TEZİ olarak kabul edilmiştir. Danışman : Dr. Öğr. Üyesi Sevil ÇALIŞKAN ELEREN Başkan : Dr. Öğr. Üyesi Sevil ÇALIŞKAN ELEREN İmza 0000-0002-8489-9214 Bursa Uludağ Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı Üye : Doç. Dr. Arzu TEKSOY İmza 0000-0002-0467-7188 Bursa Uludağ Üniversitesi, Mühendislik Fakültesi, Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı Üye : Dr. Öğr. Üyesi Saadet HACISALİHOĞLU İmza 0000-0001-5969-4180 Bursa Teknik Üniversitesi, Mühendislik ve Doğa Bilimleri Fakültesi, Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı Yukarıdaki sonucu onaylarım Prof. Dr. Hüseyin Aksel EREN Enstitü Müdürü ../../…. B.U.Ü. Fen Bilimleri Enstitüsü, tez yazım kurallarına uygun olarak hazırladığım bu tez çalışmasında;  tez içindeki bütün bilgi ve belgeleri akademik kurallar çerçevesinde elde ettiğimi,  görsel, işitsel ve yazılı tüm bilgi ve sonuçları bilimsel ahlak kurallarına uygun olarak sunduğumu,  başkalarının eserlerinden yararlanılması durumunda ilgili eserlere bilimsel normlara uygun olarak atıfta bulunduğumu,  atıfta bulunduğum eserlerin tümünü kaynak olarak gösterdiğimi,  kullanılan verilerde herhangi bir tahrifat yapmadığımı,  ve bu tezin herhangi bir bölümünü bu üniversite veya başka bir üniversitede başka bir tez çalışması olarak sunmadığımı beyan ederim. 28/07/2022 Gülbiye DEMİRCİ ÖZET Yüksek Lisans Tezi BAKTERİ İNAKTİVASYONUNDA GÜNEŞ ENERJİSİ AKTİVASYONU İLE ELDE EDİLEN SÜLFAT RADİKALLERİNİN VERİMLİLİĞİ Gülbiye DEMİRCİ Bursa Uludağ Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı Danışman: Dr. Öğr. Üyesi Sevil ÇALIŞKAN ELEREN Bu çalışmada, solar ışık ve solar ışık ile aktifleştirilmiş persülfatlarla üretilen sülfat (ve hidroksil) radikallerinin E. coli ve P. aeruginosa bakterilerinin inaktivasyonu üzerindeki etkisi incelenmiştir. Sülfat radikali üretmek amacıyla persülfat kaynağı olarak üç farklı konsantrasyondaki (0,05-0,1-0,2 mM) K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone kullanılmıştır. Giderim proseslerinin inaktivasyon katsayıları (k1 ve k2), GInaFiT (Geeraerd ve Van Impe Inactivation Fitting Tool) modelleme aracı kullanılarak elde edilmiştir. Uygulanan inaktivasyon işlemlerinin ardından her iki bakteride de yeniden çoğalma potansiyelleri belirlenmiş ve proseslerin maliyet hesabı yapılmıştır. Solar ışık kullanılarak gerçekleştirilen inaktivasyon prosesine persülfatların eklenmesi ile birlikte E. coli ve P. aeruginosa gideriminde artış olmuştur. Solar+K2S2O8, Solar+Na2S2O8 ve Solar+Oxone proseslerinde oksidan konsantrasyonunun artması bakteri giderimini arttırmış ve her konsantrasyonda en yüksek inaktivasyon Oxone ile elde edilmiştir. Genel olarak tüm inaktivasyon proseslerinde P. aeruginosa, E. coli’ den daha dirençli olduğundan daha uzun inaktivasyon süreleri gerektirmiştir. GInaFiT modelleme aracı kullanılarak farklı inaktivasyon modelleri test edilmiş ve her iki bakterinin de Bifazik modele uyum sağladığı görülmüştür. Bifazik modele göre elde edilen inaktivasyon katsayılarında k1 değerleri k2 değerlerinden yüksek bulunmuş ve konsantrasyonun artması ile birlikte katsayılarda artış görülmüştür. Yeniden çoğalma deneylerinde solar ışık ile gerçekleştirilen inaktivasyonun aksine persülfat tuzlarının eklenmesiyle daha büyük bir hücre hasarının oluştuğu görülmüştür. Oxone ile yapılan prosesler daha fazla kimyasal maliyete neden olmakla ile birlikte inaktivasyon süresini daha da kısaltmıştır ve bu sebeple daha az enerji maliyetine neden olduğu tespit edilmiştir. Sonuç olarak, solar ışık aktivasyonu ile üretilen sülfat radikallerinin bakteri inaktivasyonunda etkili olduğu tespit edilmiştir. Anahtar Kelimeler: Sülfat radikali, güneş ışığı, inaktivasyon, E. coli, P. aeruginosa 2022, viii + 96 sayfa. i ABSTRACT MSc Thesis EFFICIENCY OF SULFATE RADICALS PRODUCED BY SOLAR PHOTO- ACTIVATED ON BACTERIAL INACTIVATION Gülbiye DEMİRCİ Bursa Uludağ University Graduate School of Natural and Applied Sciences Department of Environmental Engineering Supervisor: Asst. Prof. Dr. Sevil ÇALIŞKAN ELEREN In this study, the effect of sulfate (and hydroxyl) radicals produced by solar light and solar light on the inactivation of E. coli and P. aeruginosa bacteria was investigated. In order to generate sulfate radicals, K2S2O8, Na2S2O8 and Oxone at three different concentrations (0,05-0,1-0,2 mM) were used as persulfate source. The inactivation coefficients (k1 and k2) of the removal processes were obtained using the GInaFiT (Geeraerd and Van Impe Inactivation Fitting Tool) modeling tool. After the inactivation processes, it was determined whether there was a re-growth in both bacteria and the cost of the processes was calculated. With the addition of persulfates to the inactivation process using solar light, there was an increase in the removal of E. coli and P. aeruginosa. The increase in oxidant concentration in Solar+K2S2O8, Solar+Na2S2O8 and Solar+Oxone processes increased bacteria removal and the highest inactivation was obtained with Oxone at each concentration. In general, in all inactivation processes, P. aeruginosa was more resistant than E. coli and required longer inactivation times. Different inactivation models were tested using the GInaFiT modeling tool and it was seen that the Biphasic model was suitable for both bacteria. In the inactivation coefficients obtained according to the biphasic model, the k1 values were found to be higher than the k2 values, and the coefficients increased with the increase in concentration. In regrowth experiments, greater cell damage was observed with the addition of persulfate salts, in contrast to inactivation by solar light. The Solar+Oxone processes cause more chemical costs, but also shorten the inactivation time, and therefore it has been determined that it causes less energy cost. As a result, it has been determined that sulfate radicals produced by solar light activation are effective in bacterial inactivation. Key words: Sulfate radical, solar light, inactivation, E. coli, P. aeruginosa 2022, viii + 96 pages ii TEŞEKKÜR Yüksek lisans eğitimim süresince bilgi ve deneyimleri ile bana yol gösteren, her zaman desteğini gördüğüm değerli hocam Dr. Öğr. Üyesi Sevil ÇALIŞKAN ELEREN’ e teşekkürlerimi sunarım. Tez çalışmalarım sırasında yardımcı olan ve beni motive eden aynı laboratuvarı paylaştığım sevgili arkadaşım İzel KENAN’ a, bana destek olan sevgili arkadaşlarım Kübra YILMAZ’ a, Elif YILDIZ’ a, Betül AKSÜT’ e, Gamze ŞENER’ e ve Gürhan ÖZKAN’ a teşekkürlerimi sunarım. Hayatım boyunca maddi ve manevi her türlü desteği veren ve her zaman yanımda olan sevgili annem Remziye DEMİRCİ’ ye, babam Mümin DEMİRCİ’ ye, kardeşim Ferdi DEMİRCİ’ ye, ablam Fatma ÖZCAN’ a ve biricik Öykü Asel ÖZCAN’ a sonsuz teşekkürlerimi sunarım. Gülbiye DEMİRCİ 28/07/2022 iii İÇİNDEKİLER Sayfa ÖZET.................................................................................................................................. i ABSTRACT ...................................................................................................................... ii TEŞEKKÜR ..................................................................................................................... iii SİMGELER ve KISALTMALAR DİZİNİ ....................................................................... v ŞEKİLLER DİZİNİ .......................................................................................................... vi ÇİZELGELER DİZİNİ .................................................................................................. viii 1. GİRİŞ………………………………………………………………………………….1 2. KURAMSAL TEMELLER .......................................................................................... 4 2.1. Dünya ve Türkiye’ deki Su Kaynakları ..................................................................... 4 2.2. İçme ve Kullanma Suyu ile İlgili Mikrobiyolojik Standartlar ................................... 5 2.3. Su Kaynaklı Patojen Mikroorganizmalar ................................................................... 7 2.4. İndikatör Mikroorganizmalar ..................................................................................... 9 2.5. Su Dezenfeksiyonu................................................................................................... 14 2.5.1. Kimyasal dezenfeksiyon yöntemleri ..................................................................... 15 2.5.3. Fiziksel dezenfeksiyon yöntemleri ........................................................................ 16 2.5.4. Diğer dezenfeksiyon yöntemleri ........................................................................... 17 2.6. Güneş Işığı ile Dezenfeksiyon ................................................................................. 20 2.7. Sülfat Radikali Bazlı İleri Oksidasyon ..................................................................... 26 2.7.1. Peroksidisülfat ve peroksimonosülfat kimyası...................................................... 26 2.7.2. Aktivasyon yöntemleri .......................................................................................... 27 2.7.3. Biyomoleküllerde radikallerin oksidasyon süreçleri ............................................. 34 2.8. Fotoreaktivasyon ve Karanlık Onarım ..................................................................... 37 3. MATERYAL ve YÖNTEM ........................................................................................ 40 3.1. Materyal ................................................................................................................... 40 3.1.1. Kullanılan kimyasal maddeler............................................................................... 40 3.1.2. Kullanılan cihazlar ................................................................................................ 40 3.1.3. Solar simülatör ...................................................................................................... 41 3.2. Yöntem ..................................................................................................................... 42 3.2.1. Kullanılan bakterilerin süspansiyonlarının hazırlanması ...................................... 42 3.2.2. Bakteri sayım metodu ........................................................................................... 43 3.2.3. Deneysel yöntem ................................................................................................... 44 3.2.4. Bakteri gideriminin hesaplanması ......................................................................... 46 3.2.5. İnaktivasyon kinetiği hesaplamaları ...................................................................... 47 3.2.6. Enerji maliyetinin hesaplanması……………………..…………………………..49 4. BULGULAR ve TARTIŞMA ..................................................................................... 51 4.1. Sadece K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone’ un Bakteri İnaktivasyununa Etkisi ................ 51 4.2. Solar ve Solar+K2S2O8, Solar+Na2S2O8, Solar+Oxone Proseslerinin Bakteri İnaktivasyununa Etkisi .................................................................................................... 53 4.3. İnaktivasyon Kinetiği Hesaplamaları ....................................................................... 65 4.3.1. Solar ve solar ile aktifleştirilmiş PDS ve PMS proseslerinin inaktivasyon katsayıları……………………………………………………………………………….66 4.3.2. Yeniden çoğalma potansiyelleri.………………………………………………....78 4.3.3. Maliyet hesabı……………………………………………………………………79 5. SONUÇ………………………………………………………………………………85 KAYNAKLAR…………………………………………………………………………87 ÖZGEÇMİŞ…………………………………………………………………………….96 iv SİMGELER ve KISALTMALAR DİZİNİ Simgeler Açıklama Å Angstrom R2 Belirleme katsayısı Fe+2 Demir (II) iyonu H2O2 Hidrojen peroksit OH. Hidroksil radikali S -2O8 Persülfat K2S2O8 Potasyum peroksidisülfat HSO - 5 Peroksimonosülfat Na2S2O8 Sodyum peroksidisülfat SO .-4 Sülfat radikali TiO2 Titanyum dioksit W/m2 Watt/metrekare t4D 4 log’ luk inaktivasyon için gereken süre Kısaltmalar Açıklama ATCC Amerikan tipi kültür koleksiyonu DNA Deoksiribonükleik asit DBP Dezenfeksiyon yan ürünleri PPRI Foto-üretilmiş reaktif ara maddeler RMSE Hata kareler ortalaması CAT Katalaz nm Nanometre PDS Peroksidisülfat PMS Peroksimonosülfat RHS Reaktif halojen türleri ROS Reaktif oksijen türleri SODIS Solar dezenfeksiyon SOD Süperoksit dismutaz UV Ultraviyole v ŞEKİLLER DİZİNİ Sayfa Şekil 2.1. Elektromanyetik spektrum................................................................. 22 Şekil 2.2. Virüslerde ve bakterilerde güneş ışığı inaktivasyon mekanizmalarının kavramsal modeli………………………………. 23 Şekil 2.3. (a) Potasyum/Sodyum PDS ve (b) Oxone’ nun moleküler yapısı..…. 27 Şekil 2.4. Peroksidisülfat (PDS) ve peroksimonosülfatın (PMS) UV ışık ile aktivasyon mekanizması………………………………………….... 31 Şekil 2.5. Sülfat radikallerinin inaktivasyon mekanizması…………………... 35 Şekil 2.6. UV ve UV/PDS inaktivasyonunda bakteri hücrelerinin SEM görüntüleri…………………………………………………………. 36 Şekil 2.7. UV ve UV/PMS inaktivasyonunda mantar sporlarının SEM görüntüleri…………………………………………………………. 37 Şekil 2.8. SOS yanıtının aktivasyon mekanizması…………………………… 38 Şekil 2.9. Fotoreaktivasyon mekanizması……………………………………. 38 Şekil 3.1. Solar simülatör…………………………………………………….. 41 Şekil 3.2. E. coli büyüme eğrisi………………………………………………. 42 Şekil 3.3. P. aeruginosa büyüme eğrisi………………………………………. 43 Şekil 3.4. E. coli kolonileri (a) ve P. aeruginosa kolonileri (b)……………… 44 Şekil. 3.5. Deneysel yöntem…………………………………………………... 46 Şekil 3.6. GInaFiT modelleme aracının kapsadığı bakteriyel inaktivasyon eğrileri……………………………………………………………… 48 Şekil 4.1. Oxone’ nun E. coli inaktivasyonuna olan etkisi…………………… 52 Şekil 4.2. Oxone’ nun P. aeruginosa inaktivasyonuna olan etkisi…………… 52 Şekil 4.3. Solar ve Solar+K2S2O8 proseslerinin E. coli inaktivasyonuna olan etkisi……………………………………………………………….. 54 Şekil 4.4. Solar ve Solar+Na2S2O8 proseslerinin E. coli inaktivasyonuna olan etkisi……………………………………………………………….. 55 Şekil 4.5. E. coli için Solar+K2S2O8 prosesinin pH değişimi……………….... 55 Şekil 4.6. E. coli için Solar+Na2S2O8 prosesinin pH değişimi……………….. 56 Şekil 4.7. Solar ve Solar+Oxone proseslerinin E. coli inaktivasyonuna olan etkisi……………………………………………………………….. 56 Şekil 4.8. E. coli için Solar+Oxone prosesinin pH değişimi…………………. 57 Şekil 4.9. E. coli için yapılan inaktivasyon deneylerinde 3. dak (a) ve 10. dak (b)’ da elde edilen logaritmik bakteri giderimleri…………………. 58 Şekil 4.10. Solar ve Solar+K2S2O8 proseslerinin P. aeruginosa inaktivasyonuna olan etkisi………………………………………... 59 Şekil 4.11. Solar ve Solar+Na2S2O8 P. aeruginosa proseslerinin inaktivasyonuna olan etkisi………………………………………... 60 Şekil 4.12. P. aeruginosa için Solar+K2S2O8 prosesinin pH değişimi………… 60 Şekil 4.13. P. aeruginosa için Solar+Na2S2O8 prosesinin pH değişimi……….. 61 Şekil 4.14. Solar ve Solar+Oxone proseslerinin P. aeruginosa inaktivasyonuna olan etkisi………………………………………............................... 62 Şekil 4.15. P. aeruginosa için Solar+Oxone prosesindeki pH değişimi………. 62 Şekil 4.16. P. aeruginosa için yapılan inaktivasyon deneylerinde 10. dak (a) ve 30. dak (b)’ da elde edilen logaritmik bakteri giderimleri…………. 64 vi Şekil 4.17. E. coli inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) K2S2O8 ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri…………………………………... 66 Şekil 4.18. E. coli inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) Na2S2O8 ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri……………………………........... 67 Şekil 4.19. E. coli inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) Oxone ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri…………………………………... 68 Şekil 4.20. E. coli için yapılan inaktivasyon deneylerinde elde edilen logaritmik bakteri giderimi ve Bifazik modele göre belirlenen k1 ve k2 katsayıları………………………………………………………….. 69 Şekil 4.21. P. aeruginosa inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) K2S2O8 ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri…………………….. 71 Şekil 4.22. P. aeruginosa inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) Na2S2O8 ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri…………………….. 72 Şekil 4.23. P. aeruginosa inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) Oxone ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri…………………….. 73 Şekil 4.24. P. aeruginosa için yapılan inaktivasyon deneylerinde elde edilen logaritmik bakteri giderimi ve Bifazik modele göre belirlenen k1 ve k2 katsayıları……………………………………………………….. 74 Şekil 4.25. E. coli için Bifazik modele göre belirlenen 4 log’ luk inaktivasyon için gereken süreler (t4D)…………………………………………... 75 Şekil 4.26. P. aeruginosa için Bifazik modele göre belirlenen 4 log’ luk inaktivasyon için gereken süreler (t4D)…………………………….. 76 Şekil 4.27. E. coli ve P. aeruginosa için toplam inaktivasyon sürelerinde kimyasal maliyetlerinin karşılaştırılması………………………….. 81 Şekil. 4.28 E. coli ve P. aeruginosa için 4 log’ luk inaktivasyon sürelerinde kimyasal maliyetlerin karşılaştırılması…………………………….. 82 vii ÇİZELGELER DİZİNİ Sayfa Çizelge 2.1. İçme Suyu Temin Edilen Suların Kalitesi ve Arıtılması Hakkında Yönetmelik Ek-1’ de yer alan mikrobiyolojik parametreler…....... 5 Çizelge 2.2. İnsani Tüketim Amaçlı Sular Hakkında Yönetmelik Ek-1’de yer alan içme suyu için mikrobiyolojik parametreler………………... 6 Çizelge 2.3. TS 266 Tüketim Amaçlı Sular standardında yer alan mikrobiyolojik parametreler……………………………………... 7 Çizelge 2.4. Su kaynaklı potansiyel hastalıklar ve neden olan patojen mikroorganizmalar………………………………………………. 8 Çizelge 2.5. Dışkı, atık su ve ham sudaki bazı indikatörlerin ve patojenlerin miktarları örneği…………………………………………………. 14 Çizelge 2.6. Dezenfeksiyon yöntemlerinin avantaj ve dezavantajları………… 19 Çizelge 2.7. ROS’ ların oksitleme kapasiteleri………………………………... 34 Çizelge 3.1. Solar simülatörle çalışılan yükseklikte elde edilen global radyasyon, UV-A ve UV-B değerleri……………………………. 41 Çizelge 3.2. GInaFiT modelleme aracının kapsadığı model türlerine ait olan denklemler ve parametreler………………………………………. 49 Çizelge 4.1. Bifazik model göre belirlenen inaktivasyon proseslerine ait parametreler……………………………………………………… 77 Çizelge 4.2. E. coli için inaktivasyon proseslerine ait yeniden çoğalma yüzdeleri………………………………………………………….. 78 Çizelge 4.3. P. aeruginosa için inaktivasyon proseslerine ait yeniden çoğalma yüzdeleri………………………………………………………….. 78 Çizelge 4.4. E. coli ve P. aeruginosa için kimyasal maliyetleri………………. 80 Çizelge 4.5. E. coli ve P. aeruginosa için enerji maliyetleri (4 log’ luk inaktivasyon)……………………………………………………... 83 Çizelge 4.6. E. coli ve P. aeruginosa için enerji maliyetleri (Toplam inaktivasyon)……………………………………………………... 84 viii 1. GİRİŞ Su, dünyadaki canlılar için vazgeçilmez doğal kaynaklardan biridir. Tüm canlıların hayatını sürdürebilmesi, sağlıklı ve güvenilir su kaynaklarına erişimin olmasına, suyun yeterli miktar ve istenilen kalitede olmasına bağlıdır. Ancak artan nüfus ve küresel iklim krizi, su ortamlarının çeşitli patojen mikroorganizmalar tarafından kirlenmesine katkıda bulunmakta, su miktarında ve kalitesinde azalmaya ve patojenlerin sebep olduğu su kaynaklı hastalıkların görülme oranının artmasına neden olmaktadır (Venâncio, Rodrigues, Nunes ve Madeira, 2022). Günümüzde güvenli su temini ciddi bir küresel sorun olmakla birlikte bu sorun ileriki yıllarda daha da önemli hale gelecektir (Eleren, 2017). Düşük ve orta gelirli ülkelerde kirli su tüketimini azaltmada kaydedilen önemli ilerlemeye rağmen, 748 milyondan fazla insan hala iyileştirilmiş su kaynağına erişememektedir (Luzi, Tobler, Suter ve Meierhofer, 2016; Tsydenova, Batoev ve Batoeva, 2015). Ayrıca 2030 yılına kadar dünyanın %40’ ının küresel su açığıyla karşı karşıya kalacağı düşünülmektedir (Guerra-Rodríguez, Rodríguez, Singh ve Rodríguez- Chueca, 2018). Pek çok insan, nehirler, göletler, korumasız kaynaklar, kazılmış kuyular veya araçlarla taşınan sular gibi mikrobiyolojik olarak güvenli olmayan kaynakları kullanmak zorunda kalmaktadır (Byrne, Fernandez-Ibañez, Dunlop, Alrousan ve Hamilton, 2011; Luzi ve diğerleri, 2016). Ancak, iyileştirilmiş su kaynaklarına (ev bağlantıları, kamuya ait kuyular, korumalı kaynaklar gibi) erişimi olan birçok insan da hala hijyenik açıdan güvenli olmayan suya maruz kalmaktadır. Bunun sebebi ya kaynakların patojen içermeyen suyu sağlayamaması ya da kaynaktan evlere iletimi sırasında suyun yeniden kirlenmesi, hijyenik olmayan koşullarda depolanması ve taşınması olabilmektedir (Luzi ve diğerleri, 2016). Patojen mikroorganizmalarla kirlenmiş suların kullanımı tifo, hepatit ve kolera dahil olmak üzere su kaynaklı hastalıkların bulaşma riskinin artmasıyla sonuçlanmaktadır (Bryne ve diğerleri, 2011). Her yıl 1,7 milyar ishal vakası meydana gelmekte ve çoğu düşük ve orta gelirli ülkelerde olmak üzere her yıl yaklaşık 760000 çocuk ishal nedeniyle ölmektedir. 1 İshalli hastalıklardan kaynaklanan enfeksiyonların yaklaşık %88’ inin içme ve kullanma suyunun kalitesini ve hijyen uygulamalarını iyileştirmeye yönelik yapılacak müdahalelerle önlenebileceği tahmin edilmektedir (Luzi ve diğerleri, 2016). Bu nedenle, suda bulunan patojen mikroorganizmaların etkin bir şekilde inaktive edilmesi çok önemlidir ve bu da verimli dezenfeksiyon teknolojilerini gerektirmektedir. Su dezenfeksiyonunda klorlama, ozonlama ve UV ışık gibi geleneksel su dezenfeksiyon teknolojileri yaygın olarak kullanılmakla birlikte bu yöntemler, toksik ve kanserojen dezenfeksiyon yan ürünlerinin oluşumu, tüm patojen mikroorganizmaları tamamen inaktive etmekte yetersiz kalma, yüksek enerji girişi ve bakteriyel yeniden çoğalma dahil olmak üzere birçok dezavantaja sahiptir. Bu nedenle düşük enerji tüketimi ve yüksek verimliliğe sahip alternatif “yeşil” ve uygun maliyetli dezenfeksiyon teknolojileri geliştirme ihtiyacı ön plana çıkmaktadır (Wang ve diğerleri, 2019; Wang, Wang, Li, Wong ve An, 2020; Xia ve diğerleri, 2017). Güneş ışığı ile dezenfeksiyon (SODIS), yüzeysel ve içme sularındaki patojen mikroorganizmaları inaktive etmek için verimli, basit, ucuz ve çevre dostu bir yöntemdir (Eleren, 2017; Ghanizadeh, Naseri Ara, Esmaili ve Masoumbeigi, 2015; Rodríguez- Chueca ve diğerleri, 2019) ve özellikle kullanımı kolay ve ucuz olduğundan gelişmekte olan dünya ülkelerinde kabul görmüş olup etkin bir şekilde kullanılmaktadır (Eleren, 2017). Ancak bu avantajlarına rağmen; nispeten uzun dezenfeksiyon süresi (6 saatten iki güne kadar) (Ghanizadeh ve diğerleri, 2015), dezenfeksiyon etkinliğinin sıcaklığa bağımlılığı ve işlemden sonra bakterilerin çoğalma riski gibi sorunları bulunmaktadır (Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2019). Güneş ile dezenfeksiyonun verimliliğini arttıran ve güneş enerjisi ile çalışan ileri oksidasyon yöntemleri bu sorunlara çözüm konusunda büyük bir potansiyel sunmaktadır (Marjanovic, Giannakis, Grandjean, Alencastro ve Pulgarin, 2018; Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2019). İleri oksidasyon prosesleri, güçlü oksitleyici türlerle patojen mikroorganizmaları inaktive eden ve etkili bir su dezenfeksiyonu sağlayan yaklaşımlardır (Garkusheva ve diğerleri, 2017; Marjanovic ve diğerleri, 2018; Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2017a). İleri oksidasyon prosesleri ile ilgili çalışmaların çoğu, fenton/foto-fenton, TiO2 fotokataliz, UV/H2O2 gibi hidroksil radikali bazlı işlemler üzerinde yoğunlaşmaktadır (Berruti, Oller 2 ve Polo-López, 2021; Garkusheva ve diğerleri, 2017; Xia ve diğerleri, 2017). Bununla birlikte, son yıllarda, tipik olarak peroksidisülfat ve peroksimonosülfattan üretilen sülfat radikali bazlı ileri oksidasyon proseslerine artan bir ilgi söz konusudur (Guerra-Rodríguez ve diğerleri, 2018; Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2019; Xia ve diğerleri, 2017) ve özellikle daha ucuz ve verimli olan güneş ışığına dayalı sülfat radikali (SO 4־· ) bazlı inaktivasyon konusunda yapılan çalışmalar ön plana çıkmıştır (Berruti ve diğerleri, 2021; Ferreira ve diğerleri, 2020; Marjanovic ve diğerleri, 2018; Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2019). Bu çalışmada, güneş ışığına dayalı sülfat radikali bazlı ileri oksidasyon prosesinin, su kalitesinin değerlendirilmesinde yaygın olarak kullanılan E. coli ve P. aeruginosa bakterileri üzerindeki inaktivasyon etkisi incelenmiştir. Çalışmanın ilk aşamasında, değişen konsantrasyondaki farklı sülfat tuzlarının solar ışık aktivasyonu ile oluşturulan SO .-4 ‘ nin E. coli ve P. aeruginosa üzerindeki inaktivasyon etkileri değerlendirilmiş ve inaktivasyon katsayıları belirlenmiştir. İkinci aşamada ise uygulanan inaktivasyon proseslerinden sonra yeniden çoğalma olup olmadığı değerlendirilmiş ve proseslerin maliyet hesabı yapılmıştır. 3 2. KURAMSAL TEMELLER 2.1. Dünya ve Türkiye’ deki Su Kaynakları Su, canlılar için en temel doğal kaynaklardan biridir. Dünyanın toplam yüzey alanı 510 milyon km2 ’dir ve bu alanın yaklaşık %71’ ini sular oluşturmaktadır. Toplam su miktarı ise 1,4 milyar km3 olup, %97,5’ i okyanuslarda ve denizlerde, insanların sağlıklı ve ekonomik bir biçimde kullanamayacağı tuzlu su olarak bulunmaktadır. İnsanların evsel, tarımsal ve diğer amaçlar için güvenli olarak kullanabilecekleri su kaynakları dünyadaki toplam su kaynaklarının %2,5’ ini oluşturan nehir ve göllerdeki tatlı sulardır. Ancak bu kadar az olan tatlı su kaynaklarının %90’ ının da kutuplarda ve yeraltında bulunması, insanların kullanabileceği tatlı su miktarının ne kadar kısıtlı olduğunu göstermektedir. Ekosistemlerin devamlılığının sürdürülmesi açısından kullanılabilir tatlı suların varlığı çok büyük önem arz etmektedir. Karalarda bulunan suların %10’ luk kısmı kullanılabilir tatlı su sınıfına girmektedir ve bu da toplam su potansiyelinin %0,3’ lük (5500 km³) kısmını oluşturmaktadır. Bu değer, gelecekte artacak olan su gereksiniminin karşılanmasında büyük problemler olabileceğini ortaya koymaktadır (Karaman ve Gökalp, 2010). Türkiye, 2013 yılı itibarıyla kişi başına düşen 1500 m³ kullanılabilir su miktarı ile su kısıtı bulunan ülkeler arasında yer almaktadır. 2030 yılına gelindiğinde ise kişi başına düşen 1100 m³ kullanılabilir su miktarı ile su sıkıntısı çeken bir ülke durumuna gelebileceği düşünülmektedir (Su Kaynakları Yönetimi, 2018). Dünyadaki duruma bakıldığında, 2030 yılına kadar dünyanın %40’ ının küresel su açığıyla karşı karşıya kalacağı öngörülmektedir (Guerra- Rodríguez ve diğerleri, 2018). Ekonomik büyüme, kentleşme, nüfus artışı, iklim değişikliği ve su kaynaklarının yönetimindeki eksiklikler zaten kısıtlı olan su kaynaklarının üzerindeki baskıyı daha da arttırmakta ve çeşitli patojen mikroorganizmalar tarafından kirlenmesine katkıda bulunmaktadır. Dünyadaki düşük ve orta gelirli ülkelerde kirli su tüketimini azaltmak için yapılan çalışmalara ve kaydedilen önemli ilerlemeye rağmen, hala 748 milyondan fazla insanın iyileştirilmiş su kaynağına erişimi bulunmamaktadır (Luzi ve diğerleri, 2016; 4 Tsydenova ve diğerleri, 2015). Türkiye’ de ise TÜİK verilerine göre 2018 yılında köy nüfusunun %99,4’ üne, belediye nüfusunun %98,6’ sına olmak üzere toplam nüfusun %98,6’ sına içme ve kullanma suyu şebekesi ile iyileştirilmiş suya erişim sağlanmıştır. 2020 yılında ise bu değerler köy nüfusunun ise %99,3’ ü, belediye nüfusunun %98,7’ si olmak üzere toplam nüfusun %98,8’ i olarak değişmiştir (Türkiye İstatistik Kurumu [TÜİK], 2021). 2.2. İçme ve Kullanma Suyu ile İlgili Mikrobiyolojik Standartlar Patojen mikroorganizmalarla kontamine olmuş suların çeşitli amaçlarla kullanılması veya içilmesi, tüketicilerin su kaynaklı hastalıklara yakalanmasında önemli rol oynamaktadır. Bu nedenle güvenli içme ve kullanma suyuna erişim halk sağlığı açısından öncelikli kriter ve gereklilik olarak değerlendirilmektedir (Elal Muş ve Çetinkaya, 2017). Ülkemizde yürürlükte olan İçme Suyu Temin Edilen Suların Kalitesi ve Arıtılması Hakkında Yönetmelik, içme suları ile ilgili esasları ve kalite kriterlerini, gereken arıtma sınıflarını ve arıtma veriminin tespitine ilişkin hususları içermektedir. Yönetmeliğin Ek- 1’ inde yer alan kılavuz değerlere göre içme ve kullanma suları üç farklı kategoriye ayrılmakta ve her biri için arıtma sınıfları belirlenmektedir. İçme suyu arıtma tesislerinin giriş suyu ve çıkış suyu burada yer alan parametreler doğrultusunda izlenmekte ve parametrelerin arıtma verimi hesaplanmaktadır. Ekte yer alan mikrobiyolojik parametreler Çizelge 2.1’ de verilmiştir (İçme Suyu Temin, 2019). Çizelge 2.1. İçme Suyu Temin Edilen Suların Kalitesi ve Arıtılması Hakkında Yönetmelik Ek-1’ de yer alan mikrobiyolojik parametreler (İçme Suyu Temin, 2019) Parametre Birim Kılavuz Değerler A1* A2* A3* Cryptosporidium ookist ookist/L 0,075 - 1 Fekal koliform EMS 100 mL 20 2000 20000 Fekal streptokok EMS 100 mL 20 1000 10000 Toplam Koliform (37 oC’ de) EMS 100 mL 50 5000 50000 A1*: Basit fiziksel arıtma ve dezenfeksiyon ardından içilebilir hale gelen sular, A2*: Fiziksel arıtma, kimyasal arıtma ve dezenfeksiyon ardından içilebilir hale gelen sular, A3*: Fiziksel arıtma, kimyasal arıtma, ileri arıtma ve dezenfeksiyon ardından içilebilir hale gelen sular 5 İçme suyu arıtma tesisi çıkış sularının, İnsani Tüketim Amaçlı Sular Hakkında Yönetmelik’ te yer alan içme suyu standartlarına ulaşması gerekmektedir. Standart değerler Çizelge 2.2’ de verilmiştir. Bu değerlere ulaşılamadığı durumlarda tesiste revizyon çalışmaları yapılarak arıtma proseslerinin verimliliği artırılmaktadır (İçme Suyu Temin, 2019). Çizelge 2.2. İnsani Tüketim Amaçlı Sular Hakkında Yönetmelik Ek-1’de yer alan içme suyu için mikrobiyolojik parametreler (İnsani Tüketim Amaçlı, 2016) Parametre Parametrik değer Notlar E. coli 0/250 ml Enterokok 0/250 ml Koliform bakteri 0/250 ml P. aeruginosa 0/250 ml Anaerob sporlu sülfit redükte eden bakteriler 0/50ml Patojen Stafilokoklar 0/100ml Kaynaktan alınan numunede maksimum: 22 °C’de koloni sayımı 20/ml 37 °C’de koloni sayımı 5/ml İmlâhanede ambalajlandıktan sonra alınan numunede; 22 °C’de koloni sayımı 100/ml Not 1 37 °C’de koloni sayımı 20/ml Piyasada satılan ambalajlı sulardan alınan numunede maksimum: 22 °C’de koloni sayımı İmlâhane için 37 °C’de koloni sayımı belirlenen sınır değerin on katıdır. Parazitler 0/5 L Not 1: İzin verilen maksimum sınır değer olmayıp rehber değerdir. Ayrıca Türk Standartları Enstitüsü, İnsanî Tüketim Amaçlı Sular (TS 266) hakkında bir standart yayınlamıştır. Bu standartta, insanî tüketim amaçlı suların tarifi, sınıflandırması ve özellikleri, numune alma, muayene ve deneyleri ile piyasaya arz şekli yer almaktadır. Standartta yer alan mikrobiyolojik standartlar Çizelge 2.3’ te verilmiştir. Kapsama giren sular; Sınıf 1 (kaynak (memba) suları) ve Sınıf 2 (kaynak suları dışındaki insanî tüketim amaçlı sular) olmak üzere ikiye ayrılmıştır. Sınıf 1 sular tek tiptir, Sınıf 2 sular ise Tip 1 6 (işlem görmüş kaynak (memba) suları) ve Tip 2 (içme ve kullanma suları) olmak üzere iki tipten oluşmaktadır (Türk Standartları Enstitüsü [TSE], 2005). Çizelge 2.3. TS 266 Tüketim Amaçlı Sular standardında yer alan mikrobiyolojik parametreler (TSE, 2005) Değer, en çok Özellik Sınıf 1 ve Sınıf 2 Tip 1 Sınıf 2 Tip 2 Eschericha coli (E.coli) 0/250 mL 0/100 mL Enterococci 0/250 mL 0/100 mL Pseudomonas aeruginosa 0/250 mL - Koloni sayısı, 22 oC’ de 100/mL - Koloni sayısı, 37 oC’ de 20/mL - 2.3. Su Kaynaklı Patojen Mikroorganizmalar Hastalığa neden olan organizmalara patojen adı verilmektedir (Alkan, 2010). Bazı patojenler yaşam döngülerinin önemli bir bölümünü doğal yaşam alanları olan su ortamında geçirirler ve tesadüfen bir konak ile karşılaşırlar. Çevresel patojen olarak adlandırılan bu organizmalarda çoğalma hem suda hem de konakta meydana gelebilmektedir ve suda karşılaşılan düşük besin konsantrasyonları ile çeşitli fiziksel, kimyasal ve biyolojik koşullara uyum sağlayabilmektedirler. Legionella spp., Pseudomonas aeruginosa, bazı Mycobacteria türleri ve Naegleria fowleri çevresel patojenler arasında yer almaktadır. Diğer su kaynaklı patojenler ise enterik patojenlerdir ve çevresel patojenlerin aksine suda çoğalmazlar. Çoğalma, enfekte olmuş konakların bağırsak sistemlerinde meydana gelmektedir ve bu patojenler suya fekal kontaminasyon yoluyla girmektedir. Campylobacter, Salmonella spp., Shigella, Cryptosporidium, Giardia ve enterik virüsler enterik patojen türlerindendir (Nocker, Burr ve Camper, 2014). Bu tür patojenlerle kirlenen suların içme veya yemek pişirmede kullanılması, yıkama veya banyo sırasında su ile temas edilmesi, rekreasyon amaçlı kullanılması ve hatta aerosol olarak ince damlacıklarının solunması enfeksiyona neden olabilmektedir (Gadgil, 1998; Magana-Arachchi ve Wanigatunge, 2020). 7 Su yoluyla bulaşmanın neden olduğu insan sağlığı etkileri, hafif gastroenteritten şiddetli ve bazen ölümcül olabilen diare, dizanteri, hepatit ve tifo ateşine kadar çeşitlilik göstermektedir. Ayrıca patojen içeren sular, kolera, dizanteri ve kriptosporidiyoz dahil olmak üzere büyük hastalık salgınlarının kaynağı da olabilmektedir (Çizelge 2.4) (World Health Organization [WHO], 2017). Çizelge 2.4. Su kaynaklı potansiyel hastalıklar ve neden olan patojen mikroorganizmalar (Alkan, 2010; WHO, 2017) Boyut Patojen Başlıca hastalık Enfektivite Birincil kaynak (µm) Bakteri 0.1 - 10 Salmonella typhi Ateşli tifo Düşük İnsan dışkısı Salmonella spp. Gastroenteritis Düşük İnsan/hayvan dışkısı (Salmonellosis) Shigella Dizanteri Yüksek İnsan dışkısı Vibrio chlorae Kolera Düşük İnsan dışkısı, kıyı suları Patojenik E.coli Gastroenteritis Düşük İnsan/hayvan dışkısı Campylobacteria jejuni Gastroenteritis Orta İnsan/hayvan dışkısı Legionellapneumophlia Legionnaires’ Orta Sıcak su hastalığı Pseudomonas aeruginosa Cilt iltihabı Düşük Doğal sular Aeromonas hydrophila Gastroenteritis Doğal sular Helicobacter pylori Peptik ülserler Salya, insan dışkısı Mycobacterium avium Akciğer hastalığı İnsan/hayvan intracellulare dışkısı, toprak, su Virüs 0.05 - Rotavirus Gastroenteritis Yüksek İnsan dışkısı 0.1 Astrovirus Gastroenteritis Yüksek İnsan dışkısı Çocuk felci virüsü Çocuk felci İnsan dışkısı Hepatit A virüsü Bulaşıcı hepatitler Yüksek İnsan dışkısı Hepatit E virüsü Hepatitler Yüksek İnsan dışkısı Enterovirüsler Gastroenteritis Yüksek İnsan Adenovirüsler Solunum Yüksek İnsan hastalıkları 8 Çizelge 2.4. Su kaynaklı potansiyel hastalıklar ve neden olan patojen mikroorganizmalar (Alkan, 2010; WHO, 2017) (devamı) Protozoa 4 - 15 Entamoeba histolytica Amibik dizanteri Yüksek İnsan dışkısı Cryptosporidium parvum Cryptosporidiosis Yüksek İnsan ve hayvan (Gastroenteritis) dışkısı Giardia lamblia Giardiasis Yüksek İnsan ve hayvan (Gastroenteritis) dışkısı Naegleria fowleri Orta Toprak ve su Not: Gönüllü insanlarla yapılan deneylerden, epidemiyolojik kanıtlardan ve hayvan çalışmalarından elde edilen sonuçlara göre enfektif dozlar belirlenmiştir. Buna göre, Yüksek: 1-102 organizma veya partikül; Orta: 102-104 organizma veya partikül; Düşük: >104 organizma veya partiküldür. Ortalama sağlıklı bir yetişkin için minimum enfeksiyon dozu (hastalığa neden olmak için gerekli olan en az sayıdaki patojen), patojen mikroorganizma türüne göre büyük ölçüde farklılık göstermektedir (Gadgil, 1998). Bu doz, Shigella için yaklaşık 10 organizma iken, Campylobacter enfeksiyonları için birkaç yüz organizma, kolera enfeksiyonu için ise yaklaşık 106 organizmaya kadar değişebilmektedir (Schroeder ve Wuertz, 2003). Ancak minimum enfeksiyon dozunda, maruz kalan kişinin yaşı, sağlığı, beslenme ve immünolojik durumu gibi faktörler de söz konusu olabilmektedir (Gadgil, 1998). Bir su mikrobiyolojik olarak incelendiğinde amaç, patojenlerin varlığını endekslemekten ziyade onların sağlık riskini oluşturabilecek sayıda (minimum enfeksiyon dozu) olabilme potansiyelini belirlemektir. Bunun için de indikatör mikroorganizmalar kullanılmaktır (Alkan, 2010). 2.4. İndikatör Mikroorganizmalar Bazı su kaynaklı spesifik patojenlerin konsantrasyonunu belirlemek için yöntemler mevcut olsa da bu yöntemler karmaşık ve zaman alıcı olabilmektedir. Bu nedenle su kalitesinin rutin olarak izlenmesi için kullanılmaları pratik değildir. Daha uygun bir yaklaşım ise, fekal kontaminasyona işaret edecek bir indikatör organizma türünün varlığını test etmektir (Gadgil, 1998). 9 İndikatörlerin su ortamında bulunmaları, suya herhangi bir yolla dışkının bulaştığını ve bağırsak kökenli bir patojen organizmanın bulunabileceğini göstermektedir. Bu bakteriler, belli bir hastalık varlığını direkt olarak kanıtlamamakla birlikte patojenlerle bir arada bulundukları için bunların rutin olarak izlenmesi patojen varlığını ortaya koymada kolay bir yol sunmaktadır (Alkan, 2010). Sularda fekal kirliliğin göstergesi olacak indikatör organizma şu özelliklere sahip olmalıdır:  Patojenler mevcut olduğunda atık sularda ve kirli sularda bulunmalı,  Tüm kategorilerdeki sulara uygulanabilir olmalı,  Patojenlere göre daha fazla sayıda mevcut olmalı,  Sularda patojenlerle benzer hayatta kalma özelliklerine sahip olmalı ve dezenfeksiyona karşı aynı direnci göstermeli,  Patojenlerin çoğalamadığı çevre koşullarında çoğalmamalı,  Patojenik özellikte olmamalı,  Kararlı özelliklere sahip olmalı, sürekli değişmemeli ve basit yöntemlerle kolayca belirlenebilmelidir (Bartram ve Howard, 2003; Horan, 2003). Aslında hiçbir indikatör organizma yukarıda sıralanmış olan özelliklerin tümüne tam olarak uymamaktadır. Fakat mikrobiyolojik su analizlerinde bu özelliklerin çoğuna uyan organizma indikatör olarak kullanılır. Bunlar da genellikle toplam koliformlar, termotoleran koliformlar, enterokoklar, Clostridium perfringens, Pseudomonas aeruginosa olmaktadır. Toplam koliformlar: Toplam koliformlar, aerobik ve fakültatif anaerobik olan, gram negatif, spor oluşturmayan, çubuk şeklinde, 35–37 °C’ de 24-48 saat içinde laktoz fermantasyonu ile asit, gaz ve aldehit üreten bakterilerdir. Genel olarak, toplam koliformların Escherichia, Citrobacter, Klebsiella ve Enterobacter cinslerinden oluştuğu kabul edilmektedir. Ancak grup daha heterojendir ve Serratia ve Hafnia gibi cinsleri de içermektedir (Payment, Waite ve Dufour, 2003; WHO, 2017). Toplam koliform grubunun bazı türleri fekal orijinli değildir ve suda hayatta kalabilen ve büyüyebilen çevresel türleri de barındırmaktadır. Bu nedenle fekal patojenlerin spesifik 10 bir göstergesi değillerdir. Dağıtım sistemlerinin kalite kontrolü ve biyofilmlerin varlığını değerlendirmek için kullanılabilmektedirler ancak bu amaçlar için kullanılabilecek daha iyi indikatörler bulunmaktadır. Toplam koliformların dezenfeksiyon indikatörü olarak kullanılabileceği öne sürülmekle birlikte, dezenfeksiyona enterik virüsler ve protozoalardan çok daha duyarlı olabildiklerinden bu organizmaların varlığını göstermede yetersiz kalmaktadırlar (WHO, 2017). Önemli ölçüde suda tespit edilmeleri ve sayımları kolay olduğu için içme suyu kalitesi ile ilgili olarak kullanımlarına devam edilmektedir (Alkan, 2010; Payment ve diğerleri, 2003). Escherichia coli ve termotoleran koliform bakteri: Termotoleran koliformlar, 44–45 °C’ de çoğalma yeteneğine sahip olan, laktozdan asit ve gaz üreten toplam koliform bakterilerdir. Ayrıca fekal indikatör rolleri nedeniyle fekal koliformlar olarak da bilinmektedir (Ashbolt, Grabow ve Snozzi, 2001). Baskın cins Escherichia’ dır ancak bazı Citrobacter, Klebsiella ve Enterobacter türlerini de barındırmaktadır. Escherichia coli (E.coli), insan ve sıcakkanlı hayvanların dışkısında çok sayıda bulunmaktadır ve fekal kirliliğinin olmadığı durumlarda suda nadiren görülmektedir. E. coli dışındaki termotoleran koliformlar, organik olarak zenginleştirilmiş sulardaki çevresel organizmaları da içerebilmektedir. Bu nedenle E. coli, dışkı kaynaklı kirliliğin en uygun indikatörü olarak kabul edilmekle birlikte (Payment ve diğerleri, 2003; WHO, 2017) birçok ülkede toplam ve fekal koliformlar yerine tercih edilmektedir (Alkan, 2010). Çoğu durumda, E. coli (veya alternatif olarak termotoleran koliformlar), içme suyu kalitesinin izlenmesinde ilk tercih edilen fekal koliform olabilmektedir. Aynı zamanda E. coli, diğer koliformlar gibi dezenfeksiyona karşı bazı patojen organizmalardan (enterik virüsler ve protozoalar) daha duyarlı olabilmesine rağmen dezenfeksiyon indikatörü olarak yaygın bir şekilde kullanılmaktadır (WHO, 2017). Heterotrofik bakteri sayısı (HBS): HBS, karbon ve enerji kaynağı olarak organik bileşikleri kullanan aerobik ve fakültatif anaerobik bakterilerin sayısının değerlendirilmesi için kullanılmaktadır. Aeromonas, Klebsiella, Enterobacter, Citrobacter, Pseudomonas, Serratia, Acinetobacter, Proteus, Alcaligenes, Flavobacterium ve Moraxella cinslerine ait gram-negatif bakterileri içermektedir (Gerba, 11 2009). Heterotrofik mikroorganizmalar, su ortamlarının hem doğal üyelerini hem de birçok kirlilik kaynağında bulunan organizmaları kapsamakla birlikte özellikle ham su kaynaklarında çok sayıda bulunurlar (WHO, 2017). Koloni sayıları, genellikle fekal kirlilikle alakalı olmayan bakterileri değerlendirmek için 22-37 °C’de birkaç saat ile 7 gün süren inkübasyonun ardından belirlenmektedir (Payment ve diğerleri, 2003; WHO, 2017). HBS, suda bulunan mikroorganizmaların sadece küçük bir kısmını tespit edebilmektedir ve patojen varlığının indikatörü olarak çok az bir öneme sahiptir. Bu yöntem ile tespit edilen organizmalar, koliform bakteriler gibi dezenfeksiyon işlemlerine duyarlıdırlar. Arıtma verimliliğinin uzun vadeli değerlendirilmesinde ve amacın mikroorganizma sayılarını mümkün olduğunca az tutmak olduğu arıtma ve dezenfeksiyon proseslerinde indikatör olarak izlenmesi faydalı olabilmektedir. Ayrıca arıtma ve dağıtım sistemlerinin yüzeylerindeki biyofilmlerin varlığını değerlendirmede kullanılabilmektedir (Payment ve diğerleri, 2003; WHO, 2017). Enterococci ve Fekal streptococci: Fekal streptococci, Lancefield grup D antijenine sahip olan, 45 °C'de çoğalabilen, gram-pozitif streptokok grubudur. Enterococci ise pH 9,6’ da, 10 °C ve 45 °C’ de ve %6,5 sodyum klorürde çoğalabilen streptokokları kapsayan bir gruptur. Fekal streoptococci grubu, çeşitli Enterococcus spp. ve S. bovis ve S. equinus türlerinden oluşmaktadır. Fekal streptococci’ nin Enterococci grubu fekal kirliliğin tercih edilen indikatörleridir ve baskın fekal enterokoklar arasında E. faecalis, E. faecium, E. durans, E. hirae türleri yer almaktadır (Ashbolt ve diğerleri, 2001). S. bovis ve S. equinus türleri çoğunlukla hayvanlarda bulunurken E. faecalis ve E. faecium türleri daha çok insanlara özgüdür (Gerba, 2009). İnsan dışkısında bulunan bağırsak enterokoklarının sayısı genellikle E. coli’ den daha az olmaktadır. Öte yandan su ortamlarında E. coli’ den (veya termotoleran koliformlardan) daha uzun süre hayatta kalabilirler ve klorlamaya karşı daha dirençlidirler. E. coli’ den daha uzun süre hayatta kalan fekal patojenlerin bir indikatörü olarak içme suyu analizlerinde kullanılmaktadırlar. Ayrıca, dağıtım sistemlerindeki onarımlardan sonra ve yeni şebekeler döşendikten sonra su kalitesini değerlendirmek için veya yüzeysel suların kirlenmesini tespit etmek için kullanılabilmektedirler (Payment ve diğerleri 2003; WHO, 2017). 12 Clostridium perfringens: Clostridium perfringens gram-pozitif, spor oluşturan, anaerobik, sülfit indirgeyen çubuk şeklindeki bir bakteridir ve yalnızca fekal kaynaklıdır (Gerba, 2009). Dışkıda E. coli’ den daha düşük sayıda bulunmakla birlikte E. coli gibi su ortamlarında çoğalmaz ve fekal kirliliğin oldukça spesifik bir indikatörüdür (WHO, 2017). C. perfringens sporları suda uzun süre canlı kalabilmektedir ve yoğun UV ışık, sıcaklık, pH ve klorlama gibi dezenfeksiyon işlemlerine son derece dayanıklı olabilmektedirler (Gerba, 2009; Payment ve diğerleri, 2003; WHO, 2017). Sporların gösterdiği dayanıklılık nedeniyle C. perfringens’ in arıtılmış içme suyu kaynaklarında protozoanın bir indikatörü olarak kullanımı önerilmektedir. Ayrıca daha önce meydana gelen fekal kirliliğin bir indikatörü olarak kullanılarak aralıklı kontaminasyona yatkın kaynakların belirlenmesine yardımcı olabilmektedir (WHO, 2017). Fakat canlı kalma süreleri nedeniyle kirlilik olayından çok sonra (ve uzakta) tespit edilerek yanlış alarmlara yol açabileceğinden, dağıtım sistemlerinin rutin izlenmesinde kullanımı önerilmemektedir (Payment ve diğerleri, 2003). Pseudomonas aeruginosa ve Aeromonas spp.: Aeromonas ve Pseudomonas spp.’ lerin bazıları fırsatçı patojenler olmakla birlikte, çevrede yaygın olarak bulunan gram-negatif, spor oluşturmayan, çubuk şeklindeki bakterilerdir (Gerba, 2009; Payment ve diğerleri, 2003). P. aeruginosa, yoğun şekilde kirlenmiş sular ile temas edilmesi sonucunda çeşitli yüzeysel enfeksiyonlara yol açan fırsatçı bir patojendir. Aeromonas spp.’ ler ise enterik enfeksiyonlara sebep olmaktadır. Ancak su dağıtım sistemlerinde bulunan suşların enterik enfeksiyona yol açtığına dair güçlü bir kanıt bulunmamaktadır (Payment ve diğerleri, 2003). P. aeruginosa doğada (toprak ve suda) her yerde yaygın bir şekilde bulunabilmekte ve doğal şartlarda çoğalabilmektedir (Gerba, 2009). Dışkıda ve kanalizasyonda her zaman bulunmadığından fekal kirlilik indeksi olarak kullanılamamaktadır. İçme suyu dağıtım sistemlerinin genel temizliğinin değerlendirilmesinde dikkate alınabilmektedir. Ayrıca P. aeruginosa bulunduğu sularda bakteriyolojik kalitede bozulmaya neden olabilmektedir. Özellikle su sıcaklığındaki artış ve dağıtım sistemindeki düşük akış hızı sonucunda oluşan tat, koku ve bulanıklık şikayetleri ile ilişkilendirilmektedir. Aeromonas, P. aeruginosa gibi fekal kirlilik indeksi olarak kullanılamamaktadır. Dağıtım sistemlerinde yeniden 13 büyümeyi değerlendirmede kullanımı faydalı olabilmektedir (Payment ve diğerleri, 2003). 2.5. Su Dezenfeksiyonu Suların fekal kirliliğine, atık suların alıcı su ortamına deşarjı gibi noktasal kirlilik kaynakları, kanalizasyon sızıntıları, kanalizasyon taşmaları, evcil ve vahşi hayvan dışkıları, yağmur suyu akışları, hatalı septik tanklar, kentsel alanlardan veya tarım alanlarından gelen akış gibi noktasal olmayan kaynaklar sebep olmaktadır (Ahmed, Neller ve Katouli, 2005; Tran, Gin ve Ngo, 2015). Özellikle atık sular yüksek düzeyde fekal kaynaklı mikroorganizma içermektedir (Çizelge 2.5) ve atık su deşarjları su ekosisteminin fekal kirliliğinin temel kaynağını oluşturmaktadır (Cabral, 2010). Fekal olarak kirlenmiş suların, çeşitli amaçlarla kullanılması (içme, banyo, yıkama, rekreasyon, sulama vb.) pek çok hastalığa (tifo, dizanteri, gastroenteritis vb.) sebep olduğundan, su dezenfeksiyonu büyük bir önem taşımaktadır. Çizelge 2.5. Dışkı, atık su ve ham sudaki bazı indikatörlerin ve patojenlerin miktarları örneği (Gerba, 2009; WHO, 2017) Mikroorganizma Gram dışkı başına sayı Arıtılmamış atık Ham suda litre sularda litre başına başına sayı sayı Fekal koliformlar (E.coli ve 107 (çoğunlukla non- 106-1010 100-100000 Klebsiella) patojenik) Campylobacter spp. 106 100-106 100-10000 Vibrio cholerae* 106 100-106 100-108 Enterovirüsler 106 1-1000 0,01-10 Rotavirüsler 109 50-5000 0,01-100 Cryptosporidium 107 1-10000 0-1000 Giardia intestinalis 107 1-10000 0-1000 100 mL’ deki sayı Clostridium perfingens 104 Pseudomonas aeruginosa 105 *Vibrio su ortamında büyüyebilmektedir. Not: Yerel veriler değişiklik gösterecektir. 14 Dezenfeksiyon, su kaynaklı hastalıkların yayılmasını önlemek için suda bulunan patojenik mikroorganizmaların uzaklaştırılması veya inaktive edilmesi işlemidir (Ngwenya, Ncube ve Parsons, 2013; Zăbavă ve diğerleri, 2018). Su içerisindeki canlı mikroorganizma sayısını önemli ölçüde azaltan çeşitli dezenfeksiyon yöntemleri mevcuttur. Geleneksel dezenfeksiyon teknolojileri, flokülasyon ve çökeltme, filtrasyon, pastörizasyon, ultraviyole (UV) ve güneş ışığı gibi fiziksel yöntemleri ve kimyasalların eklenmesinden oluşan klorlama, kloraminasyon, klor dioksitleme ve ozonlama gibi kimyasal yöntemleri içermektedir. Ayrıca geleneksel yöntemlerin yanı sıra kavitasyon, fotokataliz, fenton, elektrokimyasal ve sülfat bazlı ileri oksidasyon gibi dezenfeksiyon yöntemleri de mevcuttur. Herhangi bir dezenfeksiyon teknolojisinin uygunluğu, su kaynaklı patojenlere karşı olan etkinliğine, kalıntı aktivitesine, dezenfeksiyon yan ürünlerinin (DBP’ ler) oluşumuna, maliyetine (inşaat, işletme ve bakım), büyük ölçekli uygulamalara uygulanabilirliğine ve dezenfekte edilmiş suyun nihai kullanım alanına göre değerlendirilebilmektedir (Pichel, Vivar ve Fuentes, 2019). 2.5.1. Kimyasal dezenfeksiyon yöntemleri Klorlama: Klorlama, su kaynaklı patojenlerin inaktivasyonunda en yaygın kullanılan yöntemdir. Suya klor veya klor yan ürünlerinin (sodyum hipoklorit veya kalsiyum hipoklorit) eklenmesinden oluşmaktadır. Burada klor, genellikle serbest klor olarak adlandırılan hipokloröz asit (HOCl) ve hipoklorit iyonu (OCl-) oluşturmakta ve her iki ürün de patojenik mikroorganizmaların inaktive edilmesini sağlamaktadır (Pichel ve diğerleri, 2019). Yöntem etkinliğine rağmen, tat ve koku problemlerine yol açma ve suda bulunan organik ve inorganik bileşiklerle reaksiyona girerek trihalometanlar (THM’ ler) ve haloasetik asitler (HAA’ lar) gibi 40’ tan fazla dezenfeksiyon yan ürünü oluşturma gibi dezavantajlara sahiptir (Alkan, 2010; Pichel ve diğerleri, 2019). Oluşan bu yan ürünler, toksik ve kanserojen olmakta aynı zamanda genetik mutasyonlara sebep olmaktadırlar (Şengül ve Alkan, 2018). 15 Klor dioksit: Klor dioksit, klordan daha güçlü bir dezenfektandır ve hümik maddelerle reaksiyona girerek THM oluşturmamaktadır. Genellikle sodyum hipoklorit ve hidroklorik asit arasındaki reaksiyonla üretilmektedir (Environmental Protection Agency [EPA], 2011). Kloraminasyon: Kloraminasyon işleminde, amonyak ve klor kontrollü bir şekilde dozlanarak reaksiyona girmekte ve monokloraminler (NH2Cl) oluşturulmaktadır. Klorlamadan daha az etkili olmakla birlikte daha az tat ve koku sorunları üretmekte ve THM oluşturmamaktadır (Pichel ve diğerleri, 2019). Ozonlama: Ozon, yüksek voltajlı elektrotlardan (on binlerce volt) oluşan bir sistemden kuru oksijen veya hava geçirilerek üretilmektedir. Klor ile dezenfeksiyondan daha yüksek bir dezenfeksiyon verimliliğine sahiptir (Collivignarelli, Abbà, Benigna, Sorlini ve Torretta, 2018) ve klordan sonra en yaygın kullanılan dezenfektandır (Pichel ve diğerleri, 2019). Dağıtım sistemlerinde dezenfeksiyon sürekliliğini sağlayamadığından sadece primer dezenfektan olarak tercih edilmektedir (Alkan, 2010). Ayrıca ozonun, doğal organik maddeler ve bromür iyonu (Br-) ile reaksiyona girerek bromat, aldehitler, ketonlar ve kinonlar dahil olmak üzere bir dizi yan ürün ürettiği bilinmektedir (Pichel ve diğerleri, 2019). 2.5.3. Fiziksel dezenfeksiyon yöntemleri UV ışık: UV dezenfeksiyonu, suyun UV lambalarıyla (genellikle 254 nm) kaplı tüplerden geçirilmesiyle sağlanmaktadır. Işık, mikroorganizmaların hücre duvarına nüfuz ederek doğrudan mikroorganizmaların DNA’ sına etki etmektedir. Birçok kimyasal dezenfektanın aksine, UV dezenfeksiyonu suya tat ve koku vermemekte ve aşırı doz veya zararlı yan ürün oluşumu nedeniyle risk oluşturmamaktadır. UV ışığın nitrat ile reaksiyonundan sadece nitrit oluşabilmektedir. Ancak arıtılmış suda kalıntı bırakmamakta ve bu nedenle dağıtım şebekesinde olabilecek bir kontaminasyona karşı koruma sağlamamaktadır. Ayrıca suda bulunan bileşikler, lambaların dış yüzeylerini kirleterek uygulanan UV yoğunluğunu ve dolayısıyla dezenfeksiyon etkinliğini 16 azaltabilmektedir. Lamba yüzeyindeki kirlenme ve biyolojik film oluşumu periyodik temizlik gerektirebilmektedir (Pichel ve diğerleri, 2019). Pastörizasyon (kaynatma): Kaynatma, güvenilir içme suyu elde etmenin en eski yöntemidir ve çoğunlukla gelişmekte olan ülkelerde kullanılmaktadır. Dezenfeksiyon için suyu kaynama noktasına (100 oC) kadar ısıtmak kesinlikle gerekli değildir; su sıcaklığının altı dakika boyunca 70 oC’ de tutulması yeterli olmaktadır. Bu yöntem çok fazla yakıt gerektirmektedir (Pichel ve diğerleri, 2019). Daha çok debisi düşük olan içme suyu arıtma ünitelerinde kullanılmaktadır (Alkan, 2010). Filtrasyon: Filtrasyon, mikroorganizmaların sudan fiziksel olarak uzaklaştırılması işlemidir. Filtrasyon sırasında su, farklı yatak malzemelerinden oluşan gözenekli bir yapıdan veya ince bir filmden (membran filtrasyonu) geçirilmektedir. Filtre, gözenek boyutuna bağlı olarak suda bulunan askıda partikül maddeleri ve buna bağlı olarak bazı mikroorganizmaları tutmaktadır. Basit kullanımları olan filtreler arasında seramik filtreler, taş filtreler ve kum filtreleri bulunmaktadır. Bu filtrelerin verimliliği çok değişken olabilmektedir. Özellikle küçük topluluklar için, yavaş veya hızlı kum filtreleri, su temini için daha uygun bir yöntemdir (Pichel ve diğerleri, 2019). Gözenek boyutuna göre membran filtrasyon türleri; mikrofiltrasyon, ultrafiltrasyon, nanofiltrasyon ve ters osmoz olarak sınıflandırılmaktadır. Membran filtrasyon, içme suyu ve atık sulardan mikroorganizmaları, organik ve partikül maddeleri uzaklaştırmada etkili bir yöntemdir (Collivignarelli ve diğerleri, 2018). Ters osmoz kullanılarak mikroorganizmaların uzaklaştırılması, bakterilerin membran yüzeyinde biyofilmler oluşturması nedeniyle önerilmemektedir. Ayrıca membran sistemlerinin kimyasal temizleme, membran değişimi ve yüksek bir enerji gereksinimleri söz konusudur (Pichel ve diğerleri, 2019). 2.5.4. Diğer dezenfeksiyon yöntemleri Kavitasyon: Kavitasyon, bir sıvı içinde hücresel hasar meydana getiren, yüksek basınç ve sıcaklık oluşturan mikro kabarcıkların oluşumu, büyümesi ve çökmesi olarak bilinmektedir. Kavitasyon, toksik yan ürünlerin oluşumuna neden olmamakla birlikte kimyasal dezenfektanlara göre pahalı bir yöntemdir. Ayrıca büyük hacimlerde suyu 17 arıtma kapasitesine sahip değildir ve sürekli bir enerji gereksinimi vardır (Pichel ve diğerleri, 2019). Elekrokimyasal dezenfeksiyon: Elektrokimyasal dezenfeksiyon, elektrotlar vasıtasıyla sudan elektrik akımı geçirilerek mikroorganizmaların inaktive edilmesi işlemidir (Kraft, 2008, Pichel ve diğerleri, 2019). Elektrokimyasal dezenfeksiyon mekanizması doğrudan ve dolaylı oksidasyonu içermektedir. Doğrudan oksidasyonda, mikroorganizmaların doğrudan anot ile reaksiyona girmesi sonucu elektron kaybederek, dolaylı oksidasyonda ise üretilen reaktif oksijen türleri (hidroksil radikali (HO·), klor radikali (Cl·) vb.) ile reaksiyona girerek inaktivasyon gerçekleşmektedir (Chen ve diğerleri, 2021). Bu yöntemde, yerinde üretimin olması nedeniyle dezenfektanların taşınması, depolanması ve dozajı gerekmez (Kraft, 2008). Ancak değişken elektrot ömürleri, kireçli tortu oluşumu, zararlı DBP’ lerin oluşumu ve sürekli elektrik beslemesi gerekliliği gibi dezavantajlar söz konusudur (Pichel ve diğerleri, 2019). Fotokataliz: Fotokataliz işlemi sırasında, katalitik yarı iletken parçacıklar uygun dalga boyundaki ışığa (UV lambaları veya güneş ışığı (λ < 400 nm)) maruz kaldığında elektron boşluğu çiftleri (e-/h+) üretilir ve bu çiftler, inaktivasyon sağlayan oksitleyici türler (HO·) oluşturur (Pichel ve diğerleri, 2019). TiO2, düşük maliyeti, kimyasal kararlılığı, toksik olmaması nedeniyle en yaygın kullanılan fotokatalizördür (Dalrymple, Stefanakos, Trotz ve Goswami, 2010; Guo, Zhou, Ma ve Yang, 2019). Fotokataliz yöntemi mikroorganizma inaktivasyonunda etkili olmakla birlikte bazı zorlukları mevcuttur. Süspansiyon TiO2 sistemlerinde, hem katalizör kaybını hem de arıtılan suya yeni kirletici girişini engellemek için arıtılmış sudan katalizör parçacıklarının geri kazanımı için ek bir işlem gerekebilmektedir. Bununla birlikte, katalizör bir yüzeye tutturulabilir ancak hem katalitik aktif alanlar azalır hem de foton penetrasyonu, her bir yüzey bölgesine ulaşamayabilir ve bu da dezenfeksiyon etkinliğini azaltabilmektedir. Katalizör aktivasyonu için düşük dalga boyundaki UV’ nin kullanılması, yüksek işletme maliyetlerine neden olmaktadır (Pichel ve diğerleri, 2019). Fenton ve fenton benzeri proses: Fenton prosesi, asidik şartlarda Fe+2’ nin hidrojen peroksit (H2O2) ile reaksiyonu sonucu hidroksil radikallerinin (HO ·) oluşmasına 18 dayanmaktadır. Katalitik verim, sıcaklık, H O ve Fe+22 2 konsantrasyonu gibi parametrelerden etkilenmektedir. Fenton prosesi, yüksek bozunma verimliliği ve kolay kullanım gibi avantajlara sahiptir. Bununla birlikte, asidik çalışma koşulu (pH=3) ve büyük miktarda demir içeren çamur üretimi söz konusudur, bu da yüksek işletme maliyetine ve ek bir kirliliğe neden olmaktadır. Ayrıca heterojen fenton proseslerinde, demir mineralleri, sıfır değerlikli demir (ZVI), metal oksitler (MnO2, PdO, ZnO vb.) gibi metal katalizörler kullanılmaktadır. Su dezenfeksiyonunda, HO· radikali üretimine dayanan fenton/fenton benzeri proseslerini iyileştirmek için ek enerji girdisi (ısı, ışık, elektrik ve ultrasound) ve birleştirilmiş teknikler uygulanmaktadır (Chen ve diğerleri, 2021). Çizelge 2.6. Dezenfeksiyon yöntemlerinin avantaj ve dezavantajları (Pichel ve diğerleri, 2019) Dezenfeksiyon Avantaj Dezavantaj/Sınırlama Yöntemi Klorlama -Bakteri ve virüs inaktivasyonunda -Dezenfeksiyon yan ürünleri oluşur. oldukça etkilidir. -Cryptosporidium ve Giardia kistlerine karşı -Yeniden kontaminasyona karşı koruma etkisizdir. sağlar. -İstenmeyen tat ve koku oluşur. -Kalsiyum ve sodyum hipoklorit, basit -Bulanık ve organik madde açısından zengin ekipman ve donanım gerektirir. sularda daha az etkilidir. -Klor gazı tehlikelidir ve aşırı derecede aşındırıcıdır. -Kimyasal ihtiyacı vardır. Kloraminasyon -Klordan daha az dezenfeksiyon yan ürünü -Diğer yöntemlere göre daha az oluşur. dezenfeksiyon yeteneği söz konusudur. -Yeniden kontaminasyona karşı koruma -Yerinde üretim gerektirir. sağlar. -Kimyasal ihtiyacı vardır. -Dağıtım sisteminde biyofilm oluşumuna karşı etkilidir. -Daha az tat ve koku problemi oluşur. Klordioksit - Kalıntı aktivite sağlar. -Yerinde üretim gerektirir. - Giardia’ ya karşı etkilidir. -Klordan daha pahalıdır. -Kloritler ve kloratlar oluşur. -Düşük bir Cryptosporidium inaktivasyonu sağlar. -İstenmeyen tat ve koku oluşur. -Kimyasal ihtiyacı vardır. Ozonlama -Bakterilere, virüslere ve protozoalara -Yerinde üretim gerektirir. karşı etkilidir (Giardia ve - Kalıntı aktivite sağlamaz. Cryptosporidium). -Diğer kimyasal dezenfektanlara kıyasla -Kimyasal ihtiyacı yoktur. maliyeti daha yüksektir. -Yüksek enerji girişi gereklidir. -Dezenfeksiyon yan ürünü (bromat) oluşur. 19 Çizelge 2.6. Dezenfeksiyon yöntemlerinin avantaj ve dezavantajları (Pichel ve diğerleri, 2019) (devamı) Uv ışık -Virüs, spor ve kistlere karşı etkilidir. -Kalıntı aktivite sağlamaz. -Tat ve koku problemi yoktur. -Lambalar her 6-12 ayda bir değiştirilmelidir. -Zararlı yan ürün oluşumu yoktur. -Atılan lambalar atık yönetimi sorunu yaratır. -Kimyasal ihtiyacı yoktur. -Kimyasal kirlenme, biyofilm oluşumu ve yetersiz su geçirgenliği nedeniyle dezenfeksiyonun etkinliği azalır. Pastörizasyon -Basit bir yöntemdir. -Fazla yakıt gerektirir. -Kimyasal ihtiyacı yoktur. -Ekonomik ve çevresel olarak sürdürülebilir değildir. Filtrasyon -Suyun bulanıklığını ve mikroorganizma -Patojenlerin elimine edilmesi filtrenin içeriğini azaltır. gözenek boyutuna bağlıdır. -Kimyasal ihtiyacı yoktur. -Filtrelerin düzenli olarak temizlenmesi gereklidir. -Ters osmozda yüksek enerji tüketimi, yüksek maliyetler ve membran temizliği için kimyasal ihtiyacı söz konusudur. Kavitasyon -Zararlı yan ürün oluşturmaz. -Kimyasal dezenfektanlara göre pahalıdır. -Kimyasal ihtiyacı yoktur. -Sürekli enerji girişi gerekir. Elektrokimyasal -Doğrudan elektrolizör için kimyasal -Sürekli enerji girişi gerekir. ihtiyacı yoktur. -Karışık oksitleyici üreteci için kimyasal ihtiyacı vardır. -Elektrotlarda kireçli tortular oluşabilir. Fotokataliz -Güçlü bakteri inaktivasyonu sağlar. -Kimyasal ihtiyacı vardır. -UV lambaları kullanılıyorsa, onların dezavantajları söz konusudur. -Güneş ışığı kullanılıyorsa, iklim koşullarına bağlılık söz konusudur. Fenton -Güçlü bakteri inaktivasyonu sağlar. -Kimyasal ihtiyacı vardır. -Çamur üretimi söz konusudur. -Yüksek işletme maliyetleri vardır. Güneş ışığı (Solar) -Kullanımı basit ve ucuzdur. -İklim koşullarına bağlılık söz konusudur. -Elektrik ve kimyasal ihtiyacı yoktur. -Dezenfeksiyon için nispeten uzun zaman -Zararlı yan ürün oluşumu yoktur. gereklidir. -Bakterilere, virüslere ve protozoalara -Çok bulanık sularda ön arıtma gereklidir. karşı etkilidir. -Kalıntı aktivite sağlamaz. 2.6. Güneş Işığı ile Dezenfeksiyon Güneş ışığı ile dezenfeksiyon (SODIS), patojenlerle kontamine olmuş suları dezenfekte etmek için kullanılan basit ve düşük maliyetli bir yöntemdir. SODIS ile patojenlerin inaktive edilmesinde, termal ve optik inaktivasyonun sinerjistik etkisinden yararlanılmaktadır. Termal etki, su tarafından kırmızı ve kızılötesi fotonların yüksek absorpsiyonuna bağlı oluşmaktadır. 40 °C’ nin altındaki sıcaklıklarda, UV-A inaktivasyon mekanizmalarının, inaktivasyon sürecine hakim olması nedeniyle termal etki ihmal edilebilir düzeyde olmaktadır. Belirgin bir bakteri inaktivasyonundaki 20 sinerjistik etki 45 oC’ nin üzerindeki sıcaklıklarda gözlemlenmektedir (Byrne ve diğerleri, 2011). Termal inaktivasyonda, belli bir sıcaklığın üzerinde, birçok mikroorganizma hücresi tahrip olup ölmektedir. Bunun sebebi yüksek sıcaklıkların, mikroorganizmalarda bulunan ve yaşam için gerekli olan proteinleri denatüre etmesidir. Güneşe ışığına maruz bırakılan suyun sıcaklığı 30-50 oC’ ye kadar artabilmektedir. Patojen mikroorganizmalar bu aralıktaki sıcaklıklara hassas olan temel proteinleri içeriyorsa, termal olarak inaktive olabilmekte ve bu proteinler patojen için termal eşiği oluşturmaktır. Örneğin, E. coli’ deki hücresel fonksiyon bozulmaları, lipit membranların erime noktası nedeniyle 40 °C’ de başlamaktadır. T. thermophilus bakteri proteinleri ise 70 °C’ ye kadar etkilenmemektedir. Protozoa türü olan C. parvum’ un canlılığının, ookist duvarında bulunan yağ asitleri ve hidrokarbonların erime noktası nedeniyle 30-50 oC aralığındaki sıcaklıklarda giderek azaldığı bilinmektedir. MS2 virüsü, 50 oC’ nin üzerindeki sıcaklıklarda inaktive olmaktadır (García-Gil, García-Muñoz, McGuigan ve Marugán, 2021). Dünya yüzeyine ulaşan güneş ışığı spektrumu, farklı dalga boylarına sahip olan ultraviyole, görünür ve kızılötesi gibi radyasyonlardan meydana gelmektedir. Optik inaktivasyon, güneş ışığı spektrumundaki UV ve görünür ışık ile sağlanmaktadır (Luzi ve diğerleri, 2016) (Şekil 2.1). UV ışık (200–400 nm), UV-A (320–400 nm), UV-B (280- 320 nm) ve UV-C (200–280 nm) olarak sınıflandırılabilmektedir (Bryne ve diğerleri, 2011). UV-C ve UV-B aralığının %95’ i ozon tabakası tarafından absorbe edilmektedir. Bu nedenle UV-B, mikroorganizmaların SODIS inaktivasyonunda yalnızca küçük bir katkı sağlamaktadır. Ayrıca kullanılan kapların malzemeleri de UV-B geçirgenliğini daha da azaltabilmektedir. Sonuç olarak, güneş ışığının UV-A kısmı, SODIS’ in ana inaktivasyon faktörünü temsil etmektedir (Bryne ve diğerleri, 2011; Moreno-Andrés, Rios Quintero, Acevedo-Merino ve Nebot, 2019). 21 Şekil 2.1. Elektromanyetik spektrum (Giannakis ve diğerleri, 2016) Güneş spektrumunun farklı bölümleri, optik inaktivasyonun üç ana hasar mekanizmasına katkıda bulunmaktadır. Bu dalga boylarına bağlı olarak oluşan hasar mekanizmaları, farklı duyarlılıklara ve absorpsiyon spektrumlarına sahip olan farklı kromoforlardan kaynaklanmaktadır (García-Gil ve diğerleri, 2021). Mikroorganizmada, endojen bir kromofor (nükleik asitler, proteinler veya diğer makromoleküller) bir fotonu absorbe ettiğinde, kromoforun kimyasal yapısında değişikliklere neden olan doğrudan fotoinaktivasyon meydana gelmektedir (Nelson ve diğerleri, 2018). Dolaylı fotoinaktivasyonda, bir kromofor bir fotonu absorbe ettiğinde, mikroorganizmanın bileşenlerine zarar veren foto-üretilmiş reaktif ara maddeler (PPRI) üretilmektedir. Burada, kromofor, duyarlılaştırıcı olarak adlandırılmaktadır. Duyarlılaştırıcının bulunduğu yere göre dolaylı fotoinaktivasyon, eksojen veya endojen olarak sınıflandırılmaktadır. Eğer PPRI, dahili duyarlılaştırıcılardan üretiliyorsa endojen dolaylı inaktivasyon, harici duyarlılaştırıcılardan üretiliyorsa eksojen dolaylı inaktivasyon gerçekleşir. Endojen duyarlılaştırıcılar, hidrojen peroksit, hidroksil radikalleri, singlet oksijen veya süperoksit radikalleri gibi reaktif oksijen türleri (ROS) üreten amino asitler, koenzimler ve vitaminlerdir. Eksojen duyarlılaştırıcılar ise çözünmüş organik maddeler, nitratlar, nitritler ve metal kompleksleridir (Şekil 2.2). Su kalitesine göre farklılık göstermekle birlikte deniz suyunda ROS, karbonat radikalleri (CO .-3 ) ve reaktif halojen türleri (RHS) gibi çeşitli PPRI’ lar harici olarak oluşturulabilmektedir. PPRI’ ların oluşturulması ancak hücre dışı su matrisinin bu hassaslaştırıcıları içermesi durumunda mümkün olmaktadır. Bu nedenle, saf suda eksojen dolaylı inaktivasyon oluşmamaktadır (García-Gil ve diğerleri, 2021). 22 Şekil 2.2. Virüslerde ve bakterilerde güneş ışığı inaktivasyon mekanizmalarının kavramsal modeli (Nelson ve diğerleri, 2018) Endojen doğrudan hasar, UV-B aralığındaki (280 -320 nm) fotonlar tarafından başlatılırken, endojen dolaylı hasar UV-B ve UV-A (320–400 nm) aralığındaki fotonları içerebilmektedir. Eksojen hasara ise UV-B, UV-A ve görünür (400-700 nm) ışık bölgelerindeki fotonlar neden olabilmektedir (Şekil 2.2) (Nelson ve diğerleri, 2018). Virüsler endojen doğrudan ve eksojen dolaylı mekanizmalar yoluyla hasara uğrarken, üç mekanizmanın tümü bakteri hasarına katkı sağlamaktadır (Nelson ve diğerleri, 2018). Bakterilerin genomu endojen hasara neden olan UV-B ışığına oldukça hassastır. DNA, UV-B ışığına maruz kaldığında ışığın bir kısmı DNA’ daki timin ve sitozin bazlarının pirimidin halkaları tarafından emilir, bu da DNA replikasyonunu inhibe eden pirimidin dimerlerinin oluşumuna yol açar ve böylece mikroorganizmanın üremesi engellenmiş olur. Dolaylı fotoinaktivasyonda duyarlılaştırıcılar aracılığı ile üretilen oldukça reaktif oksijen molekülleri, DNA’ ya zarar vermekte, proteinlerdeki amino asitleri ve lipitlerdeki çoklu doymamış yağ asitlerini oksitleyerek hücre zarı hasarını meydana getirmektedir (Pichel ve diğerleri, 2019). Virüslerde endojen fotoinaktivasyon, genom UV-B ışığına maruz kaldığında doğrudan hasar yoluyla meydana gelmektedir. Virüslerin hücre zarı yoktur ve bir protein kapsidi ile çevrili bir genomdan oluşan basit yapıları nedeniyle, dolaylı endojen hasar genellikle ihmal edilebilir düzeyde olmaktadır (García-Gil ve diğerleri, 2021). Eksojen duyarlılaştırıcılar aracılığı ile üretilen reaktif oksijen türleri ise 23 virüslerin genomuna ve/veya kapsid kabuğuna zarar verebilmektedir (Luzi ve diğerleri, 2016). Kist veya spor oluşturabilen birçok protozoa, güneş ışığı da dahil olmak üzere pek çok çevresel strese karşı dirençlidir (Luzi ve diğerleri, 2016). C. parvum’ un solar inaktivasyonunda, genomun UV-B ışığı absorpsiyonunun neden olduğu doğrudan endojen hasar baskın olmakla birlikte dolaylı endojen hasar ihmal edilebilir düzeydedir. Eksojen duyarlılaştırıcılardan biri olan doğal organik maddenin mevcudiyeti, büyük olasılıkla yüksek dirençli kalın ookist duvarı nedeniyle C. parvum canlılığı üzerinde herhangi bir etkiye neden olmadığından, eksojen hasar da ihmal edilebilmektedir (García- Gil ve diğerleri, 2021). Güneş ışığı ile dezenfeksiyonu etkileyen birçok parametre bulunmaktadır. Bunlar genel olarak, sudaki organik ve inorganik bileşikler, sudaki çözünmüş oksijenin varlığı, ışık yoğunluğu, sıcaklık, reaktör tipi, mikrobiyal özellikler şeklinde sıralanabilmektedir (Eleren, 2017, Luzi ve diğerleri, 2016). Organik ve inorganik bileşikler: Suda bulunan çözünmüş maddeler güneş ışığı ile dezenfeksiyon sürecinde iki kritik rol oynayabilmektedir; ya radyasyon zayıflatıcı olarak ve/veya duyarlılaştırıcı olarak etki etmektedirler (García-Gil ve diğerleri, 2021). Işık absorplayan çözünmüş maddelerin ana bileşenini oluşturan hümik maddeler (Eleren, 2017), dahili bir UV filtresi görevi görerek UV-A radyasyonunu doğrudan absorplayabilmekte ve dezenfeksiyon etkinliğini azaltabilmektedirler (Luzi ve diğerleri, 2016). Nitratlar (NO -3 ), nitritler (NO - 2 ) (bi)karbonatlar (HCO - - 3 /CO3 ) ve renkli çözünmüş organik maddeler duyarlılaştırıcı olarak görev gördüklerinde ise ROS üretiminden dolayı güneş ışığı ile dezenfeksiyonu arttırabilmektedirler (Eleren, 2017; García-Gil ve diğerleri, 2021). Bulanıklık: Suda bulunan askıda katı maddeler UV ışığını bloke ettiğinden, 30 NTU’ nun (nefelometrik bulanıklık birimi) üzerindeki bir bulanıklık inaktivasyonu azaltmaktadır (Chaúque ve Rott, 2021; Meierhofer ve Landolt, 2009). Su bulanıklığı 30 NTU’ dan yüksekse, bulanıklığı gidermek veya azaltmak için ön işlem uygulanması gerekmektedir (Chaúque ve Rott, 2021; Meierhofer ve Wegelin, 2002). Ancak bazı durumlarda yüksek derecede bulanık sularda yüksek dezenfeksiyon etkinliği gözlemlenebilmektedir. Bu durumun infrared radyasyonu (IR) absorpsiyonunun bir 24 sonucu olarak suyun sıcaklığının artması (termal inaktivasyon) nedeniyle meydana geldiği belirtilmiştir (Luzi ve diğerleri, 2016). Sıcaklık: Su sıcaklığı 45 °C’ yi aştığında optik ve termal inaktivasyonun sinerjistik etkisi gözlenmektedir (Byrne ve diğerleri, 2011; McGuigan, Joyce, Conroy, Gillespie ve Elmore-Meegan, 1998). Çözünmüş oksijen: Çözünmüş oksijen içeren suyun güneş ışığı ile dezenfeksiyonu, reaktif oksijen türleri (oksijen serbest radikalleri ve hidrojen peroksitler) üretimi nedeniyle daha verimli olmaktadır (Eleren, 2017; Meierhofer ve Wegelin, 2002). Reaktör (kap) malzemesi: Güneş ışığı dezenfeksiyonunda, güneş ışığının malzemeye nüfuz etmesi gerektiğinden UV-saydam bir kap veya reaktör kullanılması gerekmektedir. PET şişeler, güneş ışığı ile dezenfeksiyonda en sık kullanılan kaplardır. Ayrıca polipropilen, polistiren, polietilen torbalar ve cam reaktörler (bileşik parabolik toplayıcılarla donatılmış) gibi alternatif kaplar ve malzemeler de kullanılmaktadır. Dezenfeksiyonda kullanılan kapların sadece optik özellikleri değil, aynı zamanda mekanik özellikleri, uzun vadeli dayanıklılıkları ve kullanılabilirlikleri de önemlidir (García-Gil ve diğerleri, 2021). Mikroorganizma türü: Güneş ışığı ile dezenfeksiyonda birçok mikroorganizma türü inaktive edilebilmekle birlikte inaktivasyon verimleri ve dezenfeksiyona gösterdikleri direnç türlere göre değişiklik göstermektedir (Eleren, 2017). Genel olarak, patojenik bakteriler, çoğu virüs ve spor/kist oluşturan protozoalar ile karşılaştırıldığında güneşin UV ışığının etkilerine daha az dayanıklı oldukları görülmektedir. Birçok virüs, güneş ışığı ile dezenfeksiyon sürecinde küçük bir rol oynayan UV-B ışığından oldukça etkilenir (Luzi ve diğerleri, 2016) ancak bakterilere göre iki kat fazla güneş ışığı dozu gereklidir (Eleren, 2017). Virüs ve protozoalara göre daha az olsa da, patojenik bakteri türleri arasında da güneş ışığına direnç açısından farklılıklar söz konusudur (Luzi ve diğerleri, 2016). Mikroorganizma türünün yanı sıra büyüme safhası da inaktivasyon verimini etkilemektedir. Ayrıca saf kültür ve doğal olarak ortamda bulunan mikroorganizmalar arasında direnç farklılıklarının olduğu belirtilmiştir (Eleren, 2017). 25 Işık yoğunluğu ve konum: SODIS verimliliği, mevcut güneş ışığı miktarına bağlı olarak değişmektedir. Güneş ışığı yoğunluğu enlem, mevsim ve günün saatine bağlı olarak farklı coğrafi konumlarda değişiklik göstermektedir (Meierhofer ve Wegelin, 2002). En uygun bölgeler 15 °K ve 35 °K (aynı zamanda 15 °G ve 35 °G) enlemleri arasında yer almaktadır (Eleren, 2017; Meierhofer ve Wegelin, 2002). 2.7. Sülfat Radikali Bazlı İleri Oksidasyon 2.7.1. Peroksidisülfat ve peroksimonosülfat kimyası Peroksidisülfat (PDS), potasyum, sodyum ve amonyak olmak üzere üç tuz şeklinde bulunabilmektedir (Wacławek ve diğerleri, 2017). Deneysel çalışmalarda yaygın olarak sodyum peroksidisülfat (Na2S2O8) ve potasyum peroksidisülfat (K2S2O8) kullanılmaktadır. PDS, renksiz veya beyaz kristaldir ayrıca yüksek bir stabiliteye sahiptir. 730 g/L çözünürlüğü ile suda kolayca çözünebilmektedir. Simetrik bir yapıya sahip olan PDS’ nin O-O bağı mesafesi 1.497 Å ve bağ enerjisi 140 kJ/mol’ dür (Şekil 2.3 (a) ) (Wang ve Wang, 2018). Peroksimonosülfat (PMS) genellikle daha kararlı bir beyaz üçlü tuz formunda (2 KHSO5·KHSO4·K2SO4) (potasyum peroksimonosülfat) bulunur ve ticari olarak Oxone ® şeklinde adlandırılır (Wacławek ve diğerleri, 2017). PMS, beyaz katı formda bir tozdur ve pH 6’ dan küçük veya pH 12 olduğunda stabildir. pH 9’da en zayıf stabilite (HSO -5 ’ in yarısının SO -25 ’ ye ayrışmasından) görülmektedir. PMS > 250 g/L çözünürlüğü ile suda kolayca çözünebilmektedir (Wang ve Wang, 2018). Asimetrik bir yapıya sahip olan PMS’ nin O-O bağı mesafesi 1.460 Å ve bağ enerjisi 377 kJ/mol’ dür (Şekil 2.3 (b)) (Wacławek ve diğerleri, 2017). PMS, PDS’ ye göre daha kısa bir bağ uzunluğuna sahiptir ve bu da daha yüksek bir bağ ayrışma enerjisine karşılık gelmektedir. Yani PMS, peroksit bağının homolitik bölünmesinde radikaller üretmek için daha fazla enerjiye ihtiyaç duymaktadır (Wacławek ve diğerleri, 2017). 26 Şekil 2.3. (a) Potasyum/Sodyum PDS ve (b) Oxone’ nun moleküler yapısı (Wacławek ve diğerleri, 2017) PDS ve PMS çevresel uygulamalarda kullanılan en güçlü oksitleyici maddeler arasında yer almaktadır. PDS’ nin indirgenmesi (Denklem 2.1) için yükseltgeme-indirgeme potansiyeli (ORP), 2,01 V, PMS’ nin ise 1,4 V’ tur (Denklem 2.2) (Wacławek ve diğerleri, 2017). S O -2 + 2H+ + 2e- → 2HSO - 2 8 4 (2.1) HSO - 5 + 2H + + 2e- → HSO - 4 + H2O (2.2) Ancak bu bileşikler organik kirleticilerle düşük reaksiyon hızı ile doğrudan reaksiyona girmektedirler. Bu nedenle güçlü oksitleyiciler olan sülfat ve hidroksil radikalleri oluşturmak için PDS ve PMS’ ye uygun bir aktivasyon yöntemi uygulanmalıdır (Wang ve Wang, 2018). Aktivasyon ile, PDS tipik olarak sülfat radikalleri, PMS ise sülfat ve hidroksil radikali oluşturabilmektedir (Wacławek ve diğerleri, 2017). 2.7.2. Aktivasyon yöntemleri Termal aktivasyon: Isı, PDS ve PMS' i aktive etmenin etkili bir yoludur. Ultrasonik aktivasyon da termal aktivasyonu olarak kabul edilmektedir. Çünkü kavitasyon kabarcıklarının çökmesi gerçekleştiğinde yüksek sıcaklıklar meydana gelmektedir. PDS 27 ve PMS’ nin termal aktivasyonunun temel mekanizması, PDS ve PMS’ nin yapısında bulunan O-O bağının fisyonudur (Wang ve Wang, 2018). Yüksek sıcaklıkla (>50 °C) (Wang ve Wang, 2018) sağlanan enerji girişi, O-O bağının fisyonuna neden olabilir, bu da sülfat ve hidroksil radikalleri ile sonuçlanır (Denklem 2.3 ve 2.4 ) (Guerra-Rodríguez ve diğerleri, 2018). S O -22 8 → ısı 2SO 4־· (2.3) HSO − →ısı SO HO· 5 + ־· 4 (2.4) PDS’ nin aktivasyonu sırasında, Denklem 2.5’ e dayalı olarak sülfat radikalleri hidroksil radikallerine dönüşebilmektedir (Wang ve Wang, 2018). SO H + ־· O → SO -2 + HO· 4 2 4 + H + (2.5) Sülfat radikallerinin su ile reaksiyonu, çoğu reaksiyonda önemli olamayacak kadar yavaş gerçekleşir. Ancak daha yüksek sıcaklıkta reaksiyon hızlı bir şekilde ilerlemektedir. Bu da sıcaklığın reaksiyon hızını önemli ölçüde arttırabileceğini göstermektedir. Ayrıca belirli bir sıcaklıkta sülfat radikallerinin hidroksil radikallerine dönüşümü üzerinde pH’ ın da etkisi söz konusudur. pH < 7’ de SO 4־· baskın iken, pH = 9’ da hem SO ־· 4 hem de HO·, pH = 12’ de ise HO· baskındır. PDS’ nin ısı aktivasyonu ile karşılaştırıldığında, PMS’ nin ısı aktivasyonu üzerine daha az çalışma yapılmıştır. PDS ve PMS’ nin ısı ile aktivasyonu etkili bir yol olmakla birlikte enerji ihtiyacı yüksektir, bu da termal aktivasyonu büyük ölçekli uygulamalar için uygulanamaz hale getirmektedir (Wang ve Wang, 2018). Alkali aktivasyonu: pH, PDS ve PMS’ nin aktivasyonunda önemli bir role sahiptir. PDS’ nin alkali aktivasyonunun temel mekanizması, O-O bağına gerçekleşen nükleofilik bir saldırıya dayanmaktadır (Denklem 2.6 ve 2.7) (Wang ve Wang, 2018). Yöntemde öncelikle PDS hidrojen peroksit anyonuna (HO -2 ) hidroliz olmaktadır ve ardından bu anyon tarafından PDS’ nin indirgenmesi ile sülfat ve süperoksit radikallerinin (O ·-2 ) üretimi gerçekleşmektedir (Wacławek ve diğerleri, 2017). 28 S O -2 2 8 + H2O → 2SO -2 4 + HO - 2 + H + (2.6) S O -2 + HO - → SO -22 8 2 4 + SO ־· 4 + O ־· 2 + H + (2.7) Süperoksit radikalleri ile perhidroksil radikalleri arasında pH’ a bağlı bir denge söz konusudur. Asidik şartlarda, süperoksit radikalleri hidrojen iyonu ile reaksiyona girerek perhidroksil radikalleri oluşturma eğilimindeyken, alkali şartlarda, perhidroksil radikalleri süperoksit radikallerine ayrışma eğilimindedir. Ayrıca alkali şartlarda, sülfat radikalleri hidroksil radikallerine dönüşmektedir (Denklem 2.8) (Wang ve Wang, 2018). SO OH- → SO + ־· -2 4 4 + HO · (2.8) PMS’ nin alkali aktivasyonunda benzer mekanizma ancak farklı bir yol görülmektedir (Denklem 2.9-2.19) ( Wang ve Wang, 2018). HSO − + H O → H O + HSO - 5 2 2 2 4 (2.9) HSO −5 → H + + SO -25 (2.10) SO -2 + H O → H O + SO -2 5 2 2 2 4 (2.11) H O → H+ + HO - 2 2 2 (2.12) H2O2 + OH - → H O + HO - 2 2 (2.13) HSO − 5 + HO - 2 → H2O + SO ־· 4 + 1O2 (2.14) H2O2 → 2HO · (2.15) HO· + H2O2 → HO . 2 + H2O (2.16) HO . → H+ + O 2 ־· 2 (2.17) HO· + O 1O → ־· + OH- 2 2 (2.18) O 2 ־· + H + → 1O2 + H2O2 (2.19) PDS ve PMS’ nin alkali aktivasyonu etkili olsa da düşünülmesi gereken birkaç nokta vardır. Öncelikle arıtılmış su pH nötr duruma getirilmelidir. Ayrıca proseste kullanılan yüksek pH, metallerin türleşmesini ve organik kirletici formlarını etkileyebilmektedir (Wang ve Wang, 2018). 29 Metal aktivasyonu: PDS ve PMS, geçiş metalleri tarafından verimli bir şekilde aktive edilebilmektedir. Metal katalizörler, homojen katalizörler (geçiş metal iyonları) ve heterojen katalizörler (metal oksitler, sentezlenmiş nanomalzemeler, doğal mineraller vb.) olmak üzere iki grupta sınıflandırılabilmektedir (Guerra-Rodríguez ve diğerleri, 2018). PDS ve PMS’ nin metal iyonları ve metal oksit ile aktivasyonunun temel mekanizması, indirgemeye dayanmaktadır (Denklem 2.20 ve 2.21-2.23) (Wang ve Wang, 2018, Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2017a). S O -2 + Mn → Mn+1 + SO SO + ־· -2 2 8 4 4 (2.20) HSO − 5 + M n → Mn+1 + SO OH- 4 +־· (2.21) M= Co+2, Fe+2 ve Ru+3 HSO − 5 + M n → [Mn+1 + (SO · n -4 )] + OH (2.22) M= Ce+3, Fe+3, Ni+2 HSO − + Mn+1 → SO ·- + Mn + H+ 5 5 (2.23) M= Ce+3, Fe+3, Mn+3 PDS’ nin aktive edilmesinde Fe, Co ve Mn gibi geçiş metalleri kullanılmaktadır ve etkinlikleri şu şekildedir: Mn+2 < V+3 < Ce+3 < Fe+2 < Ru+3 < Co+2 (Marjanovic ve diğerleri, 2018). Kobalt iyonu (Co+2), PMS için de iyi bir aktivasyon performansı göstermektedir. Ancak demir ve oksidi, diğer geçiş metallerine kıyasla nispeten toksik olmamaları, çevre dostu ve uygun maliyetli olmaları nedeniyle en çok çalışılan metal olmuşlardır (Guerra-Rodríguez ve diğerleri, 2018). Homojen sistemlerde, çözünmüş metal iyonları PDS ve PMS ile serbestçe reaksiyona girebilmekle birlikte metal iyonlarını geri kazanmak zordur ve suyun pH’ ından ve bileşiminden oldukça etkilenirler. Heterojen sistemlerde performans, malzemenin özelliklerine ve malzemenin yüzey özelliklerine göre önemli ölçüde değişmektedir (Wang ve Wang, 2018). Işık aktivasyonu: Güneş ışığı, ultraviyole, gama ışını ve ultrasonik radyasyon, PDS ve PMS’ yi aktif hale getirebilmektedir. Ultraviyole ile PDS ve PMS’ nin aktivasyonu için iki mekanizma söz konusu olabilmektedir. Bunlardan biri, UV enerjisi ile termal 30 aktivasyonda olduğu gibi, O-O bağının fisyonudur (Şekil 2.4) (Denklem 2.24 ve 2.25) (Rodriguez-Chueca ve diğerleri, 2019). S O -2 2 8 ı→şık 2SO 4־· (2.24) ışık HSO −/ SO -2 → SO HO· 5 + ־· 5 4 (2.25) SO ־· -4 + H2O → HSO4 + HO · (2.26) SO OH- → SO +־· -2 + HO· 4 4 (2.27) SO HSO +־· -→ SO HSO + ־· - 4 5 5 4 (2.28) PMS’ nin UV aktivasyonunda, sülfat radikallerine kıyasla biyomoleküllerle 10 kat daha yüksek reaktiviteye sahip hidroksil radikalleri de üretilmektedir. Bu da PMS’ nin verimliliğinin daha fazla olduğunu göstermektedir. HO·, ayrıca, su ile SO 4־· reaksiyonunun veya OH- ile nötralizasyonun (Denklem 2.26 ve 2.27) bir sonucu olarak PDS reaksiyonları içinde de oluşmaktadır. Ayrıca SO 4־· ortamdaki PMS ile reaksiyona girerek kükürt pentoksit radikallerini (SO 5־· ) (Denklem 2.28) oluşturmaktadır. Üretilen SO 5 ־· , HO · ve SO 4־· ’ den (Eº = 1,1 V) daha düşük bir redoks potansiyeline sahip olmakla birlikte termodinamik olarak bakteri hücre duvarını okside edebilmektedir (Rodriguez- Chueca ve diğerleri, 2019). Şekil 2.4. Peroksidisülfat (PDS) ve peroksimonosülfatın (PMS) UV ışık ile aktivasyon mekanizması (Yang, Zhu ve Dionysiou, 2021) Sülfat radikali aktivasyonu için en çok kullanılan dalga boyu, ultraviyole aralığında yer alan 254 nm’ dir (Guerra-Rodríguez ve diğerleri, 2018; Matzek ve Carter, 2016; Wang 31 ve Wang, 2018). UV aktivasyonunda dalga boyu ve UV akış hızı, persülfat aktivasyonu ve organik bozunmada önemli bir rol oynamaktadır (Matzek ve Carter, 2016). Ayrıca, kuantum verimi, PDS ve PMS’ nin aktivasyonunu karakterize etmek için kullanılan bir faktördür. Kuantum verimi, birim zamanda moleküllerin absorbe edilen foton başına belirli bir olaya girme hızı olarak tanımlanmaktadır (Li ve Li, 2017). UV dalga boyunun kuantum verimleri üzerinde önemli bir etkisi bulunmaktadır. 248 ile 351 nm aralığındaki UV dalga boyunun artmasıyla sülfat radikallerinin kuantum verimleri azalmaktadır (Wang ve Wang, 2018). Aktivasyon mekanizmalarından diğeri ise, su molekülünün UV ile elektron üretebilmesidir, bu sayede PDS ve PMS elektron aktarımı ile aktive edilmektedir (Eşitlik 2.29-2.31) (Wang ve Wang, 2018). H2O → HO · + H· (2.29) S O -2 + H·2 8 → SO ־· 4 + SO -2 4 + H + (2.30) HSO − ·5 + H → SO ־· 4 + H2O (2.31) Bu mekanizmada, UV-C (254 nm)’ nin son derece kısa penetrasyon derinliği nedeniyle radikallerin yayılması sınırlı olmaktadır. Bu nedenle, UV-C (254 nm) için, gerçek uygulamalarda, bu aktivasyon mekanizması küçük bir öneme sahiptir (Wang ve Wang, 2018). Işık aktivasyonunda farklı radyasyon teknolojileri arasında güneş ışığı da kullanılmaktadır. Ferreira ve diğerleri (2020) yaptıkları çalışmada, güneş enerjisiyle aktifleştirilmiş persülfat oksidasyonunun (PDS/güneş) su dezenfeksiyonu üzerindeki etkisini, hem izotonik sudaki hem de sentetik kentsel atık sudaki E. coli ve E. faecalis’ in inaktivasyonu ile değerlendirmişlerdir. Çalışmada güneş ultraviyolesinin (UV) ve termal artışın bakteri inaktivasyonu üzerindeki etkisi ayrı ayrı incelenmiştir. PDS ve güneş ışığının, termal ve UVA etkileri bakteri inaktivasyon sürecini hızlandırmıştır. İzotonik suda E. coli ve E. faecalis’ te 6 log’ luk azalma, 20 dakikalık güneş ışığı maruziyetinden sonra sırasıyla 0,5 ve 0,7 mM PDS kullanılarak sağlanmıştır. Sentetik kentsel atık suda ise aynı giderim E. coli ve E. faecalis için sırasıyla 80 ve 100 dakika maruziyetten sonra sağlanmıştır. PDS/güneş prosesinde, atık suyun arıtılması için düşük maliyetli kimyasal reaktifler (0,5 mM PDS) ve serbest bir enerji kaynağı (güneş ışığı) kullanılarak iki fekal 32 indikatörün yüksek giderimleri (6 log) elde edilmiştir. Bu da güneş ışığı ile aktifleştirilmiş PDS prosesinin, organik madde ve patojenlerle kirlenmiş suyu arıtmada iyi bir alternatif sunduğunu göstermiştir. Berruti ve diğerleri (2021) ise çalışmalarında, su arıtımında doğal güneş ışığı ile aktive edilmiş peroksimonosülfatın (PMS) etkinliğini araştırmışlardır. Üç patojenin (E. coli, E. faecalis ve P. aeruginosa) inaktivasyonu, geniş bir PMS konsantrasyonu aralığında (0,0001 ila 0,01 mM) test edilmiştir. Bakterilerin azaltılmasında PMS (karanlıkta)’ nin oksidatif etkisi görülmekle birlikte güneş ışığı ile birleştiğinde, tüm bakteriyel kinetik hızlarında (0,005 mM PMS ile 30 dakikada >5 log azalma (1,5 kJ/L, QUV)) büyük bir artış görülmüştür. Rodriguez-Chueca ve diğerleri (2019), farklı aktivasyon yöntemlerini kullanarak peroksimonosülfat (PMS) ve peroksidisülfat (PDS)’ ın dezenfeksiyon etkisini incelemişlerdir. Çalışmada aktivatör olarak güneş ışığı, hafif ısı (40 °C) ve Fe+2 kullanılmış olup bunların ayrı ayrı, çiftler halinde ve birleşik olarak etkileri değerlendirilmiştir. Tüm durumlarda, PMS, E. coli’ nin inaktivasyonunda PDS’ den daha yüksek bir verim göstermiştir. Kombine aktivasyonda (Oksidan/Fe+2/Güneş ışığı/40 °C), PMS kullanıldığında 30 dakikada toplam bakteri inaktivasyonuna (6 log) ulaşılırken, PDS ile iki kat daha uzun sürmüştür. Proseste güneş ışığının UV ışık ve hafif su ısıtması sağlayabilmesi önemli bir katkı sağlamıştır. Ayrıca yapılan ekonomik analiz de, bu oksidanların kullanımını oldukça desteklemektedir. Karbon bazlı aktivasyon: PDS ve PMS aktivasyonu için karbon bazlı malzemeler de araştırılmaktadır. Karbon nanotüpler, grafen oksit, nanoelmaslar ve aktif karbon en çok kullanılan malzemelerdendir (Guerra-Rodríguez ve diğerleri, 2018). Karbon bazlı malzemeler reaktif radikalleri oluşturmak için PDS ve PMS’ ye bir elektron vermektedir (Denklem 2.32 ve 2.33) (Wang ve Wang, 2018). S O -22 8 + e - → SO 4־· + SO -2 4 (2.32) HSO − 5 + e - → SO 4־· + OH - (2.33) 33 Karbonlu malzemeler, göreceli olarak büyük spesifik yüzey alanına ve yüksek gözenek hacmine sahiptir (Wang ve Wang, 2018), ancak bazı malzemelerin karmaşık sentez yöntemi maliyeti yükseltmektedir (Guerra-Rodríguez ve diğerleri, 2018). 2.7.3. Biyomoleküllerde radikallerin oksidasyon süreçleri PDS ve PMS’ nin aktivasyonu ile üretilen ROS’ lar farklı redoks potansiyellerine sahiptir ve dezenfeksiyon işlemleri sırasında farklı oksidasyon yollarını indüklemektedir (Çizelge 2.7) (Chen ve diğerleri, 2021). Çizelge 2.7. ROS’ ların oksitleme kapasiteleri (Chen ve diğerleri, 2021) Reaktif türler Redoks potansiyeli (V) HO· 1,8-2,7 SO 4־· 2,5-3,1 O 2 ־· 2,4 1O2 2,2 O3 2,1 Hidroksil radikali (HO·) Hidroksil radikalleri, lipidler, karbonhidratlar, proteinler ve nükleik asit gibi biyolojik moleküllerin yapısına zarar veren, güçlü, seçici olmayan reaktif oksijen türlerinden biridir. Güçlü elektrofilikliğe sahip olan HO·, lizozim ve ribonükleaz gibi birçok enzimle reaksiyona girebilmektedir. Proteinler, inaktivasyon prosesi sırasında ilk hedeflerden biridir ve HO·’ leri, normal protein yapısı üzerinde çeşitli etkilere (amino asitlerin oksidasyonu, kükürt gruplarının modifikasyonu, çapraz bağlanma) neden olmaktadır. Bu da hücrelerde geri dönüşü olmayan hasarlara yol açmaktadır. Bir diğer hedef olan doymamış yağ asitleri ise, bir oto-oksidasyon sürecini başlatan lipid-peroksil radikallerini oluşturmak için, HO· tarafından oksitlenebilmektedir. Ayrıca, HO·, DNA’ daki baz ve riboz kısımlarının oksidasyonuna ve lezyonuna sebep olabilmektedir (Chen ve diğerleri, 2021). 34 Sülfat radikali (SO 4־· ) SO 4־· ’ lerinin yüksek bir oksidasyon kapasitesi vardır ancak seçicilikleri, elektronca zengin organiklerle tek bir elektron transfer yolu vasıtasıyla reaksiyona girmesine neden olmaktadır. Elektronötral olan HO·’ nin mikroorganizmaların yüzeyine daha erişebilir olmasının aksine SO 4־· negatif yükü, mikroorganizma ile SO ־· 4 arasındaki elektrostatik itmeyi indüklemektedir (Chen ve diğerleri, 2021). Mikroorganizmalar, SO 4־· ’ ne maruz kaldıklarında oksidatif strese uğrarlar ve SO 4־· hücre zarı/duvarı, enzimleri ve genetik materyalleri tahrip ederek inaktivasyona neden olur (Şekil 2.5) (Xiao ve 2019). Şekil 2.5. Sülfat radikallerinin inaktivasyon mekanizması (Gmurek, Borowska, Schwartz ve Horn, 2022) Yapılan bir UV/PDS bakteri inaktivasyonu çalışmasında, işlemden önce E. coli ve S. agalactiae hücrelerinin, sağlam ve pürüzsüz dış hücre zarlarına sahip olduğu görülmüştür. UV maruziyetinden sonra, E. coli ve S. agalactiae hücre yüzeyleri değişmeden kalmıştır. Bununla birlikte, UV/PDS işleminden sonra, hücre duvarının dış zarı kırışmaya başlamış ve hafifçe pürüzlü hale gelmiştir. Bu durum bakterilerin dış oksidatif stresten muzdarip olduğunu düşündürmüştür. Yani UV/PDS prosesinde üretilen ROS’ lar, bakterileri etkisiz hale getirmek için hücre duvarını tahrip edebilmekte ve bu da hücre içi malzemelerin salınmasına neden olabilmektedir (Şekil 2.6). Ayrıca yapılan çalışmada UV ve UV/PDS inaktivasyon reaksiyonlarında genomik DNA’ nın tahribatının da meydana geldiği gözlemlenmiştir. 35 Şekil 2.6. UV ve UV/PDS inaktivasyonunda bakteri hücrelerinin SEM görüntüleri (Zhang ve diğerleri, 2022) Ek olarak aktif proteinler ekstrakte edilerek süperoksit dismutaz (SOD) ve katalaz (CAT) aktiviteleri incelenmiştir. Tek başına PDS maruziyetinde bakteriyel enzim aktivitesinde önemli bir değişiklik olmamakla birlikte PDS’ siz UV maruziyetinde de ihmal edilebilir düzeyde olmuştur. UV/PDS maruziyetinde ise artan zamanla birlikte SOD ve CAT aktiviteleri keskin bir şekilde artış göstermiştir. Bu artış bakteriye zarar vermekte ve savunma fonksiyonlarını yok etmektedir. Kısaca çalışmada, radikallerin, hücre zarı/duvar yıkımı, SOD ve CAT enzimlerinin stres tepkisi ve DNA hasarı yoluyla E. coli ve S. agalactiae hücrelerini etkisiz hale getirebileceği gösterilmiştir (Zhang ve diğerleri, 2022). Yapılan bir diğer çalışmada ise mantar sporlarının UV/PMS prosesi ile inaktivasyon mekanizması araştırılmıştır. Elde edilen sonuçlar, önceki çalışma ile benzerdir. Sadece UV maruziyetinden sonra mantar spor numunelerinin hiçbirinde hücre dışı DNA gözlenmemiştir, ancak UV/PMS maruziyetinden sonra hücre dışı DNA seviyesi önemli ölçüde artmıştır. UV sadece DNA üzerinde etkili olmaktadır ve morfolojik olarak kayda değer değişikliklere neden olmamaktadır. Buna karşılık, UV/PMS, hücre duvarı ve sitomembran yüzeylerine zarar vererek hücre içi içeriklerin salınmasına yol açmaktadır (Şekil 2.7) (Wen, Xu, Zhu, Huang ve Ma, 2017). 36 Şekil 2.7. UV ve UV/PMS inaktivasyonunda mantar sporlarının SEM görüntüleri (Wen ve diğerleri, 2017) 2.8. Fotoreaktivasyon ve Karanlık Onarım Bakteriler, UV ışığın neden olduğu hasara yanıt olarak çeşitli onarım mekanizmaları geliştirmektedir. Bu mekanizmalar genel olarak, karanlık onarım ve fotoreaktivasyon olarak sınıflandırılabilmektedir (Fernández Zenoff, Siñeriz ve Farías, 2006). Bakterilerde karanlık onarım mekanizmalarından biri olan SOS yanıtı, DNA hasarının fazla olduğu ve diğer onarım mekanizmalarının etkili olmadığı durumlarda oluşan acil yanıt sistemidir (Onur, Tuğrul ve Bozyiğit, 2009). SOS yanıtı, UV ışınlaması dahil olmak üzere DNA’ ya zarar veren ajanlar tarafından aktive edilmektedir. SOS yanıtının aktivasyonu, DNA onarımı ve hücre bölünmesinin düzenlenmesinde önemli olan genlerin transkripsiyonunu sağlamaktadır. Bu onarım mekanizmasında, DNA hasarı ile karşılaşıldığında, Rec A proteini, UV maruziyetinden kaynaklanan tek iplikli DNA’ ya bağlanmakta ve DNA ile Rec A kompleksi oluşmaktadır. Rec A, DNA’ ya bağlandıktan sonra SOS yanıtını baskılayan Lex A proteininin bölünmesini aktive eder. SOS yanıtının aktivasyonu, LexA’ nın inaktivasyonunu gerektirmektedir, bu da aktive edilmiş gen transkripsiyonu ile sonuçlanmaktadır (Şekil 2.8) (Burby ve Simmons, 2020; Jungfer, Schwartz ve Obst, 2007). 37 Şekil 2.8. SOS yanıtının aktivasyon mekanizması (Burby ve Simmons, 2020) İkinci mekanizma olan fotoreaktivasyonun iki aşamalı bir reaksiyon şeması vardır. İlk adım, bir fotoreaktivasyon enzimi ile onarılacak dimer arasında bir kompleksin oluşmasıdır. Bu adım ışık gerektirmemekle birlikte sıcaklığa, pH’ a ve iyonik güce bağlıdır. İkinci adım ise, enzim ve onarılan DNA’ nın serbest bırakılmasıdır (Şekil 2.9). Dimerin orijinal monomerize formuna geri döndürülmesi, kesinlikle ışık enerjisi yoğunluğuna bağlı gerçekleşir (Salcedo, Andrade, Quiroga ve Nebot, 2007). Fotoreaktivasyon, UV-A (315 ile 340 nm) ve fotosentetik aktif radyasyon (400 ile 700 nm) gibi farklı dalga boylarında etkinleştirilebilmektedir (Fernández Zenoff ve diğerleri, 2006). Şekil 2.9. Fotoreaktivasyon mekanizması (Kciuk, Marciniak, Mojzych ve Kontek, 2020) 38 Rincon ve Pulgarin (2004) yaptıkları çalışmada, 15, 30, 45 ve 60 dakika boyunca ışık (400 W/m2) ile inaktive edilen E. coli popülasyonunun değişimini incelemişlerdir. E. coli konsantrasyonu ışık altında azalmakla birlikte sonraki uygulanan karanlık dönemde yeniden artış göstermiştir. Karanlıkta, 3 saat sonra bakteri sayısı, önceki aydınlatma periyodundan bağımsız olarak deneyin başlangıcındakiyle aynı olmuştur. Bakteriler sadece hayatta kalmamış ayrıca karanlıkta 60 saatlik gözlem süresi boyunca çoğalmaya devam etmiştir. Ayrıca 150 dakikalık ışık maruziyetinden sonra E. coli <1 CFU/mL olduğunda, karanlıkta sadece 2 saat içinde 2 log’ luk bir hücre konsantrasyonuna ulaşıldığı görülmüştür. Çalışmanın devamında aynı işlemler TiO2 eklenerek gerçekleştirilmiştir. 400 W/m2’ lik ışık maruziyetinin durdurulduğu anda ve sonrasında E. coli popülasyonunda bir azalma görülmüştür. 15, 30, 45 ve 60 dakikalık uygulamadan sonra, bakteri sayısı karanlıkta (60 saat karıştırdıktan sonra) zamanla 1 CFU/mL’ ye ulaşmıştır. Elde edilen bu sonuç fotokatalitik dezenfeksiyonun ölümcül bakteri hasarlarına neden olduğunu göstermiştir. Moreno-Andrés, Rios Quintero, Acevedo-Merino ve Nebot (2019) çalışmalarında, UV/PDS inaktivasyon prosesinin ardından meydana gelen bakteriyel yeniden büyümeyi incelemişlerdir. İnaktivasyon deneylerinden sonra su numuneleri, ortam sıcaklığında karanlıkta 48 saat boyunca bekletilmiştir. Çalışmada, E. faecalis, 1 mM PDS, 40 mJ cm−2’ lik UV dozu ve distile su kullanılmıştır. UV için 3, 24 ve 48 saat sonra elde edilen yeniden büyüme yüzdeleri sırasıyla, %1,20, %4,35, %4,69 iken; UV/PDS için elde edilen yüzdeler, %0,08, %−0,08, %0,29 şeklinde olmuştur. Yeniden büyüme deneyleri, UV/PDS inaktivasyon prosesinin daha yüksek hücre hasarı meydana getirdiğini göstermiştir. 39 3. MATERYAL ve YÖNTEM 3.1. Materyal Çalışmada iyonların veya moleküllerin herhangi bir girişimini önlemek için su matrisi olarak saf su kullanılmıştır. Kullanılan saf su steril ve oda sıcaklığındadır (21±2 oC). Mikroorganizma olarak gram negatif bakteriler olan Escherichia coli (ATCC 25922) ve Pseudomonas aeruginosa (ATCC 15442) kullanılmıştır. E. coli yaygın olarak fekal kontaminasyonun indikatörü olarak ve P. aeruginosa ise su ve atık su analizinde ek indikatör olarak önerildiği için seçilmiştir (Berruti ve diğerleri, 2021). 3.1.1. Kullanılan kimyasal maddeler Bakteri inaktivasyon deneylerinde radikal üretimi için oksidan olarak potasyum peroksidisülfat (K2S2O8) (Fluka, ≥99.0%, 60489), sodyum peroksidisülfat (Na2S2O8) (Merck, 106609) ve potasyum peroksimonosülfat (oxone, KHSO5.0,5KHSO4.0,5K2SO4) (Sigma-Aldrich, 228036) kullanılmıştır. Bakteriyolojik çalışmalarda kültür ortamı olarak plate count agar (PCA) (Merck, 105463) (Çalışkan Eleren, Alkan ve Teksoy, 2014; Maes ve diğerleri, 2019; Rincon ve Pulgarin, 2004), mikrobiyal kültür hazırlığı için tryptic soy broth (Merck, 105459) ve ringer tabletleri (Merck, 115525) kullanılmıştır. Fosfat tamponu hazırlamak için ise KH2PO4 (Merck, 104873), NaOH (1 N), MgCl2.6H2O kullanılmıştır. 3.1.2. Kullanılan cihazlar Deneysel çalışmalarda etüv (Elektromag M6 Philip Harris Ltd.), otoklav (Systec VE75), orbital inkübatör (Gallenkamp INR200), manyetik karıştırıcı (Chiltern HS31), saf su cihazı (Gfl 2001/4), santrifüj (Beckman Coulter Allegra 25R), su banyosu (Nübe NB 20), spektrofotometre (Hach Lange DR5000), terazi (Gec Avery CB53), pH metre (Adwa AD 12), ışık ölçüm cihazı (Delta Ohm DO9847K / UV-A ve UV-B problarıyla), piranometre (Delta Ohm LP PYRA02), mikropipet (Rainin Pipet-Lite XLS), vorteks karıştırıcı (WiseMix WM-10), buzdolabı ve derin dondurucu kullanılmıştır. 40 3.1.3. Solar simülatör İnaktivasyon deneylerinde ışık kaynağı olarak solar simülatör (Honle UV technology SOL-2000) kullanılmıştır. Solar simülatör, laboratuvar ortamında doğal güneş ışığının simüle edilmesini sağlamıştır. 34 cm derinlik, 30 cm genişlik ve 40 cm yüksekliğindeki simülatör, 2000 W kapasiteli bir metal halojen lambaya sahiptir. Lamba, 295-3000 nm (UV-A+UV-B+VIS+IR) aralığında spektral bir dağılım göstermektedir (Şekil 3.1). Şekil 3.1. Solar simülatör Işık yoğunluğunu belirlemek için çalışılacak yükseklikte piranometre, UV-A ve UV-B probları ile ölçümler yapılmıştır. Elde edilen ölçüm sonuçları Çizelge 3.1’ de verilmiştir. Çizelge 3.1. Solar simülatörle çalışılan yükseklikte elde edilen global radyasyon, UV-A ve UV-B değerleri Ortalama global radyasyon (W/m2) 431,67 Ortalama UV-A (W/m2) 35,17 Ortalama UV-B (W/m2) 6,37 41 3.2. Yöntem 3.2.1. Kullanılan bakterilerin süspansiyonlarının hazırlanması E. coli (ATCC 25922) ve P. aeruginosa (ATCC 15442) liyofilize suşları ATCC talimatlarına göre sulandırılıp kullanılmıştır. Bakterilerin stok süspansiyonları için yüzer mL’ lik Tryptic Soy Broth çözeltisi hazırlanmış ve otoklavlanarak (120 oC, 1,5 atm, 15 dak) steril edilmiştir. Steril edilen Tryptic Soy Broth besiyerlerinin içerisine bakteri aşılaması yapılıp 37,5 oC’ de 18 saat orbital inkübatörde inkübe edilmiştir. İnkübasyon sonunda bakteri kültürlerinden bir miktar alınarak yüzer mL’lik steril Tryptic Soy Broth’ a aktarılmıştır. Aşılanan besiyerleri 37,5 oC’ de inkübatörde inkübe olurken kültürlerden 15 dakikada bir örnek alınarak spektrofotometrede 590 nm dalga boyunda optik yoğunluk (OY590) değerleri ölçülmüştür. Elde edilen değerlerle her bir bakterinin büyüme eğrisi oluşturulmuştur (Şekil 3.2 ve 3.3). 1,4 1,2 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 0 50 100 150 200 250 300 Zaman (dak) Şekil 3.2. E. coli büyüme eğrisi 42 OY590 2,1 1,8 1,5 1,2 0,9 0,6 0,3 0 0 100 200 300 400 500 600 700 Zaman (dak) Şekil 3.3. P. aeruginosa büyüme eğrisi Durgun fazdaki bakteriler, lag ve eksponansiyel fazlarındakine göre daha dirençli olduklarından (Cherchi ve Gu, 2011; Rincon ve Pulgarin, 2004) inaktivasyon çalışmalarında eksponansiyel fazın sonu durgun fazın başlangıcındaki bakteriler kullanılmıştır. Bakterilerin durgun faza gelme süresi E. coli için 4 saat, P. aeruginosa için 10 saat olarak belirlenmiştir. Durgun faza ulaşma süresi belirlendikten sonra aşılanan kültürlerden alınıp tekrar yüzer mL’lik Tryptic Soy Broth besiyerlerine eklenmiş ve 37,5 oC’ de E. coli 4 saat, P. aeruginosa ise 10 saat orbital inkübatörde inkübe edilmiştir. Ardından bakteri kültürleri santrifüj tüplerine paylaştırılıp 8000 rpm’ de 10 dakika santrifüjlenmiştir. Oluşan çökelekler dağılmayacak şekilde üst sıvıları dökülmüştür ve çökelekler hazırlanan steril fosfat tamponu çözeltisi (Standard methods 9050C) ile 2 kez yıkanmıştır. En son elde edilen çökeleklerin üstüne yeniden tampon çözeltisi eklenmiştir ve bakteri çökeleklerinin dağılması için bir süre çalkalanmıştır. Oluşan stok bakteri süspansiyonları yaklaşık 109 CFU/mL konsantrasyona sahiptir ve süspansiyonlar 4 oC’ de saklanmıştır. 3.2.2. Bakteri sayım metodu Bakteri inaktivasyonu çalışmaları sırasında E. coli ve P. aeruginosa sayılarını belirlemek için dökme plak (pour-plate) yöntemi kullanılmıştır. Besiyeri olarak seçici olmayan bir ortam olduğundan PCA tercih edilmiştir (Çalışkan Eleren ve diğerleri, 2014; Maes ve diğerleri, 2019; Rincón ve Pulgarin, 2004; Valero, Giannakis, Mosteo, Ormad ve 43 OY590 Pulgarin, 2017). Bakteri sayımı yapılacak örnek karıştırılarak homojen hale getirilmiş ve ringer çözeltisi ile gerekli seyreltmeleri yapılmıştır. Çalışmalar iki paralelli ve ardışık üç seyreltmeli olacak şekilde yapılmıştır. Ekim yapılan petriler inkübatöre yerleştirilmiştir. E. coli 37 ºC’ de 24 saat, P. aeruginosa 35 ºC’ de 48 saat inkübe edilmiştir (Berruti ve diğerleri, 2021). İnkübasyondan sonra oluşan krem renkli koloniler sayılmıştır (Şekil 3.4). a) b) Şekil 3.4. E. coli kolonileri (a) ve P. aeruginosa kolonileri (b) Sayılan koloniler seyreltme faktörü ile çarpılarak CFU/mL olarak ifade edilmiştir (Denklem 3.1) (Gerek, 2008). Koloni oluşturan birim (CFU)/mL = sayım sonucu x seyreltme faktörü (3.1) 3.2.3. Deneysel yöntem Solar bakteri inaktivasyonu deneyleri, su hacmi 200 mL, su yüksekliği 6,5 cm olacak şekilde 7,5 cm çapındaki 250 mL’ lik borosilikat cam beherlerde gerçekleştirilmiştir. Beher, solar simülatörün altına, belirli bir yükseklikteki beyaz bir zemin üzerine yerleştirilmiştir (Şekil 3.5). Solar simülatör, homojen bir ışık çıkışı sağlamak için her bir deneyden en az 10 dakika önce çalıştırılmıştır. Tüm inaktivasyon deneyleri oda sıcaklığında (23±2 oC) yapılmıştır. 44 Sadece solar deneyleri Sadece solar ışığın bakteri inaktivasyonuna olan etkisini belirlemek için herhangi bir oksidan eklemeden E. coli ve P. aeruginosa için deneyler yapılmıştır. 200 mL saf su içerisine başlangıç bakteri konsantrasyonu 106 CFU/mL olacak şekilde bakteri süspansiyonundan eklenmiş ve 60 dakika boyunca solar ışığa maruz bırakılmıştır. Örnek alma süreleri E. coli için 0, 1, 2, 3, 5, 7, 10, 13, 17, 20 ve 30. dakika, P. aeruginosa için ise 0, 1, 3, 5, 10, 20, 30, 45 ve 60. dakika olarak belirlenmiş ve bu sürelerde alınan örneklerin pH ve sıcaklık değerleri ölçülüp, bakteri sayımları gerçekleştirilmiştir. Deneyler iki tekrarlı olacak şekilde yapılmıştır. Sadece K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone (kontrol) deneyleri Kontrol (şahit) deneyleri, eklenen farklı oksidanların karanlıkta bakteri canlılığı üzerindeki etkilerini incelemek için yapılmıştır. Deneyler E. coli ve P. aeruginosa için 0,05-0,1-0,2 mM konsantrasyonlarında K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone kullanılarak gerçekleştirilmiştir. 200 mL saf su içerisine başlangıç bakteri konsantrasyonu 106 CFU/mL olacak şekilde bakteri ve oksidan eklenmiş, beher karanlık bir ortama koyulmuştur. Karanlıkta bekletilen beherden 0, 5, 10, 20, 30 ve 60. dakikalarda örnekler alınmış ve alınan örneklerin bakteri sayımları gerçekleştirilmiştir. Solar+K2S2O8, Solar+Na2S2O8 ve Solar+Oxone deneyleri Solarla aktive edilen farklı oksidanların E. coli ve P. aeruginosa bakterilerinin inaktivasyonuna olan etkilerini belirlemek için deneyler yapılmıştır. 200 mL saf su içerisine başlangıç bakteri konsantrasyonu 106 CFU/mL olacak şekilde bakteri süspansiyonundan eklenmiş ve üzerine 0,05-0,1-0,2 mM konsantrasyonundaki K2S2O8, Na2S2O8 veya Oxone eklenmiştir. Ardından hazırlanan karışım 60 dakika boyunca solar ışığa maruz bırakılmıştır. Örnek alma süreleri E. coli için 0, 1, 2, 3, 5, 7, 10, 13, 17, 20 ve 30. dakika, P. aeruginosa için ise 0, 1, 3, 5, 10, 20, 30, 45 ve 60. dakika olup, bu sürelerde alınan örneklerin pH ve sıcaklık değerleri ölçülmüş ve bakteri sayımları gerçekleştirilmiştir. Deneyler iki tekrarlı olacak şekilde yapılmıştır. 45 Şekil. 3.5. Deneysel yöntem Yeniden çoğalma deneyleri İnaktivasyon deneylerinden sonra E. coli ve P. aeruginosa’ nın yeniden çoğalma potansiyellerini değerlendirmek için deneyler yapılmıştır. Sadece solar ışık ve Solar+K2S2O8, Solar+Na2S2O8, Solar+Oxone inaktivasyon proseslerinden elde edilen tam giderimin ardından su, oda sıcaklığındaki karanlık bir ortama koyulmuştur. Karanlıkta bekletilen sudan 48 saat sonra örnek alınarak bakteri sayımları gerçekleştirilmiştir. Sayımlardan elde edilen değerler kullanılarak yeniden çoğalma yüzdeleri aşağıdaki formülle hesaplanmıştır (Denklem 3.2) (Moreno-Andrés ve diğerleri, 2019). 𝑁𝑟−𝑁 %yeniden çoğalma = .100% (3.2) 𝑁0−𝑁 Nr: reaktive olan bakteri sayısı (CFU/mL), N0: inaktivasyondan önceki bakteri sayısı (CFU/mL), N: inaktivasyondan sonraki bakteri sayısı (CFU/mL) 3.2.4. Bakteri gideriminin hesaplanması Bakteri gideriminin hesaplanmasında aşağıdaki formül kullanılmıştır (Denklem 3.3) (Şengül Topaç, 2016). 46 𝑁 R = -log( 𝑡) (3.3) 𝑁0 R: bakteri giderimi, N0: başlangıçtaki bakteri sayısı (CFU/mL), Nt: belirli bir zamandaki (t) bakteri sayısı (CFU/mL) 3.2.5. İnaktivasyon kinetiği hesaplamaları Dezenfeksiyon proseslerinde zamana karşı mikrobiyal inaktivasyonun değerlendirilmesi kinetik modellerle yapılmaktadır. Bu çalışmada, çalışılan bakterilerin inaktivasyon kinetiği hesaplamaları için çeşitli matematiksel inaktivasyon modelleri kapsayan, Microsoft® Excel eklentisi olan GInaFiT (Geeraerd ve Van Impe Inactivation Fitting Tool) modelleme aracı kullanılmıştır (Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2017b). Araç, mikrobiyal popülasyonun zamanla gerçekleşen değişimini on farklı türde mikrobiyal hayatta kalma modelini test ederek ortaya koymaktadır. Bu on model türü şunlardır: (i) klasik log-lineer eğriler, (ii) log-lineer azalma belirginleşmeden önce bir omuz gösteren eğriler, (iii) log-lineer bir azalmadan sonra kuyruk gösteren eğriler, (iv) hem omuz hem de kuyruk davranışını gösteren eğriler, (v) içbükey eğriler, (vi) dışbükey eğriler, (vii) ardından bir kuyruk gelen dışbükey/içbükey eğriler, (viii) bifazik inaktivasyon kinetiği, (ix) bir omuzdan sonra gelen bifazik inaktivasyon kinetiği ve (x) çift içbükey/dışbükey şekilli eğriler (Geeraerd, Valdramidis ve van Impe, 2005; GInaFit A user guide, 2015). GInaFiT modelleme aracı kullanılırken öncelikle uygulanan inaktivasyon prosesinden zarar görmüş hücrelerin log-konsantrasyonunu (log10N, CFU/mL) inaktivasyon zamanı (dak) ile ilişkilendiren bir eğri oluşturulmuştur. Ardından oluşturulan eğri, Şekil 3.6’ da yer alan on farklı bakteriyel inaktivasyon eğrisi ile karşılaştırılarak hangi kinetik modelin uygun olduğuna karar verilmiştir. 47 Şekil 3.6. GInaFiT modelleme aracının kapsadığı bakteriyel inaktivasyon eğrileri (GInaFit A user guide, 2015) Araç, on model türü için farklı denklemler kullanarak bu model türlerine göre bazı parametre değerlerini hesaplayıp sunmaktadır. Bu model türlerine ait olan denklemler ve parametreler Çizelge 3.2’ de gösterilmiştir (Rodriguez-Chueca ve diğerleri, 2017a). Ayrıca elde edilen parametre değerlerinin yanında, bazı istatistiksel değerler de (belirleme katsayısı (R2), ortalama hata kare kökü (RMSE)) rapor edilmektedir. Ek 48 olarak, başlangıç mikrobiyal popülasyonun 4 log azaltılması için gereken süre olan t4D ‘de verilmektedir. Çizelge 3.2. GInaFiT modelleme aracının kapsadığı model türlerine ait olan denklemler ve parametreler (Rodriguez-Chueca ve diğerleri, 2017a) Modeller Denklemler Parametreler Referanslar Log-lineer N = N × e -k × t0 k Bigelow ve Esty, 1920 Log-lineer+omuz ek × Sl–k × t k, Sl Geeraerd, N = N0 × e × (1+(ek ×Sl−1)×e−k×t ) Herremans ve Van Impe, 2000 Log-lineer+kuyruk N = (N0+ N ) × e−k×t res + Nres k, Nres Geeraerd ve diğerleri, 2000 Log-lineer+omuz e−k×t × ek × Sl k, N Sl Geeraerd ve N = (N0+ Nres)× + N res, res ve kuyruk (1+ek ×Sl−1)×e−k×t diğerleri, 2000 Hom NLog t = -k × Cn × tm = -K × tm k, n, m Hom, 1972 N0 Weibull N tLog t = - ( )p 𝛿, p Mafart, Couvert, N0 δ Gaillard ve Legurinel, 2002 Weibull+kuyruk t p10− ( ) 𝛿, p, Nres Albert ve Mafart, N = (N0 - Nres) × δ + Nres 2005 Çift Weibull t p1+α tN −( ) −( )p2 𝛿1, 𝛿2, p1, p2, 𝛼 Coroller ve N(t) = 0 × (10 δ1 + 10 δ2 ) 1+10α diğerleri, 2006 Bifazik NLog t = Log(P × e−k1×t+(1- P) × e−k2×t) P, k1, k2 Cerf, 1977 N0 Bifazik+omuz NLog t = Log (f × e−k1× t × P, k1, k2, Sl Geeraerd ve N0 diğerleri, 2006 ek1×Sl k ×SI −k ×t +(1-f) × 1+(e 1 −1)× e 1 ek1 ×SI k1 e−k2×t×( k2 1+(ek1×Sl−1)×e−k1×t ) ) k: inaktivasyon katsayısı, Nt: belirli bir zamandaki mikrobiyal popülasyon, N0: başlangıçtaki mikrobiyal popülasyon, Nres: kalıntı popülasyon yoğunluğu, Sl: omuz uzunluğu; p: bir şekil parametresi, 𝛿: bir ölçü parametresi; 𝛼: fizyolojik bir parametre, C: dezenfektan konsantrasyonu, m ve n: ampirik bir katsayısı, k1 ve k2: iki alt popülasyonun inaktivasyon katsayıları; f: bir ana alt popülasyonda başlangıç popülasyonunun fraksiyonu; t: zaman 3.2.4. Enerji maliyetinin hesaplanması İleri oksidasyon prosesleri, geleneksel dezenfeksiyon yöntemlerine göre dezenfeksiyon yan ürün oluşturmaması gibi avantajlara sahipken, yüksek işletme maliyetleri dezavantaj gibi gözükmektedir (Collivignarelli ve diğerleri, 2018). Bu nedenle ileri oksidasyon 49 proseslerinin inaktivasyon verimliliğini değerlendirirken maliyet hesaplarının da yapılması önem arz etmektedir. Solar simülatör ile gerçekleştirilen inaktivasyon proseslerinin enerji hesaplanmasında aşağıdaki formül kullanılmıştır (Denklem 3.4) (Çalışkan Eleren ve Şener, 2022). 𝑃.𝑡.1000 𝐸𝐸/𝑂(𝑘Wℎ/𝑚3)= 𝐶𝑖𝑛𝑓 (3.4) 𝑉.60.log ( ) 𝐶𝑒𝑓𝑓 EE/O: güç ölçeği parametresi, P: giriş gücü (kW), t: oksidasyon süresi (sa), V: örnek hacmi (m3), log(Cinf/Ceff): logaritmik bakteri giderimi 50 4. BULGULAR ve TARTIŞMA Yapılan bu çalışmada, su dezenfeksiyonunda alternatif olarak görülen güneş ışığına dayalı sülfat radikali bazlı ileri oksidasyon prosesinin bakteri inaktivasyonu üzerindeki etkisi incelenmiştir. İnaktivasyon çalışmaları, indikatör bakteri olarak seçilen E. coli ve P. aeruginosa (başlangıç konsantrasyonları yaklaşık 106 CFU/mL) kullanılarak yürütülmüş ve güneş ışığını sağlamak için solar simülatörden (~431,7 W/m2) faydalanılmıştır. Ayrıca SO 4־· oluşturmak için yapılan deneylerde üç farklı dozda (0,05- 0,1-0,2 mM) K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone kullanılmıştır. Gerçekleştirilen deneylerde, farklı temas sürelerinde su örnekleri alınarak giderim verimleri belirlenmiştir. 4.1. Sadece K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone’ un Bakteri İnaktivasyonuna Etkisi PDS ve PMS’ nin E. coli ve P. aeruginosa inaktivasyonunda bir etkisinin olup olmadığını belirlemek için farklı konsantrasyonlarda K2S2O8 (0,2 mM), Na2S2O8 (0,2 mM), Oxone (0,05-0,1-0,2 mM) kullanılarak karanlıkta ve oda sıcaklığında deneyler yapılmıştır. PDS kaynağı olarak kullanılan K2S2O8 ve Na2S2O8’ ın en yüksek konsantrasyonunda (0,2 mM) gerçekleştirilen 60 dakikalık maruziyet sonucunda bakterilerin popülasyonunda önemli bir değişim (P. aeruginosa için 0,12 log, E. coli için 0,6 log azalma) gözlenmemiştir. Bu da, PDS’ nin tek başına E. coli ve P. aeruginosa inaktivasyonunda etkili olmadığını göstermiştir. Benzer şekilde Ferreira ve diğerleri (2020) çalışmalarında tek başına K2S2O8 (0,7 mM)’ in E. coli ve E. faecalis bakterilerinin, Rodríguez-Chueca ve diğerleri (2019) ve Marjanovic ve diğerleri (2018) da yaptıkları çalışmalarında tek başına Na S -52 2O8 (9x10 mM)’ in E. coli K12 bakteri popülasyonunda değişim meydana getirmediğini ve giderimde etkili olmadıklarını belirtmişlerdir. PMS kaynağı olarak kullanılan Oxone’ nun 0,05-0,1-0,2 mM konsantrasyonlarında gerçekleştirilen 60 dakikalık maruziyet sonucunda E. coli için sırasıyla 2,92-4,90-5,07 log’ luk inaktivasyon sağladığı gözlenmiştir (Şekil 4.1). P. aeruginosa için Oxone’ nun aynı konsantrasyonlarında (0,05-0,1-0,2 mM) gerçekleştirilen 60 dakikalık maruziyet sonucunda ise sırasıyla 2,33- 2,95-3,00 log’ luk inaktivasyon elde edilmiştir (Şekil 4.2). 51 6 5 4 3 0,05 mM Oxone 2 0,1 mM Oxone 0,2 mM Oxone 1 0 0 10 20 30 40 50 60 70 Zaman (dak) Şekil 4.1. Oxone’ nun E. coli inaktivasyonuna olan etkisi 6 5 4 3 0,05 mM Oxone 2 0,1 mM Oxone 0,2 mM Oxone 1 0 0 10 20 30 40 50 60 70 Zaman (dak) Şekil 4.2. Oxone’ nun P. aeruginosa inaktivasyonuna olan etkisi Berruti ve diğerleri (2021) yaptıkları çalışmada PMS’ in tek başına E. coli ve P. aeruginosa üzerindeki etkisini incelemişler ve 0,004 mM konsantrasyonundaki Oxone’ nun E. coli için 60 dakikada ve P. aeruginosa için 120 dakikada > 5 log’ luk bir azalma sağladığını gözlemlemişlerdir. Ayrıca Rodríguez-Chueca ve diğerleri (2017a) yaptıkları çalışmada 0,1 mM PMS’ nin (90 dakikada 5,59 log) E. coli gideriminde etkili olduğunu tespit etmişlerdir. PMS (Oxone), tek başına E. coli ve P. aeruginosa üzerinde inaktivasyon gerçekleştirebilirken, PDS (K2S2O8 ve Na2S2O8), bir aktivatörün kullanılmasını gerektirmektedir. 52 Log giderim Log giderim PMS ile yapılan deneylerde bakteri popülasyonunda gerçekleşen azalma, PMS ve bakteri membranın redoks potansiyellerinin bir sonucu olarak meydana gelmektedir (Rodríguez- Chueca ve diğerleri, 2019). PMS’ nin bakterinin hücre duvarı üzerinden gerçekleştirdiği oksidasyon, PMS (2,01 V)’ ye kıyasla membranın (0,7 V) daha düşük redoks potansiyeline sahip olmasına dayanmaktadır (Berruti ve diğerleri, 2021; Rodríguez- Chueca ve diğerleri, 2019). Membran ve oksidan arasındaki reaksiyon yavaş gerçekleşmektedir fakat termodinamik olarak mümkündür. PDS’ de aynı yolu izlemekle birlikte, yavaş reaksiyon kinetiği nedeniyle bakteriyel inaktivasyon açıkça görülememektedir (Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2019). 4.2. Solar ve Solar+K2S2O8, Solar+Na2S2O8, Solar+Oxone Proseslerinin Bakteri İnaktivasyonuna Etkisi Solarla yürütülen deneyler sırasında su sıcaklığı 19,8-27,7 oC aralığında değişmiştir. Solar simülatörden yayılan ışık yoğunlukları, UV-A için ~35,2 W/m2, UV-B için ~6,4 W/m2 olup, global radyasyon değeri ise 431,7 W/m2 olarak ölçülmüştür. Deneylerde başlangıç bakteri konsantrasyonu yaklaşık 106 CFU/mL olarak belirlenmiştir. İnaktivasyon deney süresi boyunca belirli aralıklarda (E. coli için: 0, 1, 2, 3, 5, 7, 10, 13, 17, 20 ve 30. dakikalarda; P. aeruginosa için: 0, 1, 3, 5, 10, 20, 30, 45 ve 60. dakikalarda) reaktörden (200 mL’ lik beher) su örnekleri alınarak pH değişimi ve bakteri giderimi tespit edilmiştir. E. coli için; Sadece solar ışık ile yapılan deneylerde, E. coli için farklı sürelerde elde edilen giderim değerleri Şekil 4.3’ te verilmiştir. E. coli için 20 dakikalık solar ışık maruziyeti sonunda 5,74 log’ luk bir giderim elde edilmiştir. Deney süresi boyunca (30 dak) su sıcaklığı 27,0 oC’ den yukarıya çıkmadığından ve optik ve termal inaktivasyonun sinerjistik etkisi 45 oC’ den fazla sıcaklıklarda meydana geldiğinden (Byrne ve diğerleri, 2011; McGuigan ve diğerleri, 1998) bakterilerin solar inaktivasyonunda termal etki göz ardı edilebilmektedir. Solar radyasyonun inaktivasyon etkisi, bakterilere etki eden UV-A ve UV-B 53 radyasyonunun kümülatif oksidatif etkisine atfedilebilmektedir (Ferreira ve diğerleri, 2020). Solar ışık ile aktifleştirilen PDS kaynaklarından biri olan K2S2O8’ in üç farklı konsantrasyonu (0,05-0,1-0,2 mM) ile yürütülen deneylerde elde edilen E. coli inaktivasyon değerleri Şekil 4.3’ te gösterilmiştir. K2S2O8’ in 0,05 mM’ lık konsantrasyonunda 17 dakika sonunda 6,06 log’ luk bir giderim elde edilmiştir. Konsantrasyon 0,1 mM’ a çıkarıldığında 13 dakikada 6,02 log’ luk, 0,2 mM’ da ise 10 dakikada 6,00 log’ luk giderim sağlanmıştır. 7 6 5 4 Solar Solar+0,05 mM K₂S₂O₈ 3 Solar+0,1 mM K₂S₂O₈ 2 Solar+0,2 mM K₂S₂O₈ 1 0 0 5 10 15 20 25 Zaman (dak) Şekil 4.3. Solar ve Solar+K2S2O8 proseslerinin E. coli inaktivasyonuna olan etkisi Solar ışık ile aktifleştirilen bir diğer PDS kaynağı Na2S2O8’ in üç farklı konsantrasyonunda (0,05-0,1-0,2 mM) elde edilen E.coli inaktivasyon değerleri Şekil 4.4’ te gösterilmiştir. 0,05 mM’ da 17 dakika sonunda 5,98 log’ luk bir giderim elde edilirken 0,1 mM’ da 13 dakikada 6,00 log’ luk ve en yüksek konsantrasyon olan 0,2 mM’ da 10 dakika sonunda 5,98 log’ luk bir giderim elde edilmiştir. 54 Log giderim 7 6 5 4 Solar Solar+0,05 mM Na₂S₂O₈ 3 Solar+0,1 mM Na₂S₂O₈ 2 Solar+0,2 mM Na₂S₂O₈ 1 0 0 5 10 15 20 25 Zaman (dak) Şekil 4.4. Solar ve Solar+Na2S2O8 proseslerinin E. coli inaktivasyonuna olan etkisi Solar+PDS (K2S2O8 ve Na2S2O8) inaktivasyon proseslerinde oksidan konsantrasyonunun artmasıyla birlikte elde edilen giderimin arttığı ve inaktivasyon süresinin azaldığı söylenebilmektedir. Ferreira ve diğerleri (2020) doğal güneş ışığı ile aktifleştirdikleri PDS (Na2S2O8) ile gerçekleştirdikleri E. coli inaktivasyonunda PDS konsantrasyonun artması (0,01 mM’ dan 0,7 mM’ a) ile birlikte inaktivasyonun daha hızlı gerçekleştiğini ve sürenin azaldığını bildirmişlerdir. Solar+PDS prosesleri ile gerçekleştirilen E. coli inaktivasyonu sırasında meydana gelen pH değişimine bakıldığında ise (Şekil 4.5 ve Şekil 4.6) genel olarak pH’ ın azaldığı görülmüştür. 8 7,5 7 Solar+0,05 mM K₂S₂O₈ 6,5 Solar+0,1 mM K₂S₂O₈ 6 Solar+0,2 mM K₂S₂O₈ 5,5 5 0 5 10 15 20 25 Zaman (dak) Şekil 4.5. E. coli için Solar+K2S2O8 prosesinin pH değişimi 55 Log giderim pH 8 7,5 7 6,5 Solar+0,05 mM Na₂S₂O₈ 6 Solar+0,1 mM Na₂S₂O₈ Solar+0,2 mM Na₂S₂O₈ 5,5 5 0 10 20 30 Zaman (dak) Şekil 4.6. E. coli için Solar+Na2S2O8 prosesinin pH değişimi Solar+K2S2O8 prosesinde 20 dakikalık deney süresinde en düşük pH değeri 6,87 (0,1 mM’ da) olurken Solar+Na2S2O8 prosesinde en düşük pH değeri 6,70 (0,1 mM’ da) olmuştur. Solar ışık kullanılarak aktifleştirilen PMS kaynağı olan Oxone’ un üç farklı konsantrasyonunda (0,05-0,1-0,2 mM) elde edilen E. coli inaktivasyon değerleri Şekil 4.7’ de gösterilmiştir. 0,05 mM’ da 7 dakika sonunda 6, 00 log’ luk bir giderim elde edilirken 0,1 mM’ da 5 dakika sonunda 6,00 log ve 0,2 mM’ da 4,5 dakika sonunda 6,30 log’ luk giderimler elde edilmiştir. 7 6 5 4 Solar Solar+0,05 mM Oxone 3 Solar+0,1 mM Oxone 2 Solar+0,2 mM Oxone 1 0 0 5 10 15 20 25 Zaman (dak) Şekil 4.7. Solar ve Solar+Oxone proseslerinin E. coli inaktivasyonuna olan etkisi 56 Log giderim pH Solar+PMS (Oxone) prosesinde, Solar+PDS prosesinde olduğu gibi oksidan konsantrasyonun artması ile birlikte giderim artarken inaktivasyon süresinde azalma görülmüştür. Solar+PDS ve Solar+PMS deneyleri sırasında ölçülen sıcaklık değeri 27,0 oC’ nin üzerine çıkmamıştır. PDS ve PMS’ nin aktivasyonunda, sülfat radikalleri oluşturmak için O-O bağının fisyonu 50 oC ve üzerindeki sıcaklıklarda meydana geldiğinden (Marjanovic ve diğerleri, 2018; Wang ve Wang, 2018) termal etki meydana gelmemiştir. Radikal oluşumunda sadece ışık aktivasyonunun etkili olduğu söylenebilmektedir. Solar ışık ile aktifleştirilen Oxone prosesinde, E. coli inaktivasyonu sırasında pH’ ta meydana gelen değişim Şekil 4.8’ de verilmiştir. Deney süresince ortam pH’ ında önemli bir değişim görülmemekle birlikte ölçülen pH değeri 6,69-6,42 aralığında olmuştur. 7 6,5 6 5,5 Solar+0,05 mM Oxone 5 Solar+0,1 mM Oxone Solar+0,2 mM Oxone 4,5 4 0 5 10 15 Zaman (dak) Şekil 4.8. E. coli için Solar+Oxone prosesinin pH değişimi E. coli inaktivasyonu için uygulanan Solar, Solar+PDS ve Solar+PMS proseslerinin giderim verimlerindeki karşılaştırmalar 3 dakikalık deney süresi baz alınarak Şekil 4.9 (a)’ da, Solar, Solar+K2S2O8 ve Solar+Na2S2O8 proseslerinin giderim verimlerindeki karşılaştırmalar ise 10 dakikalık deney süresi baz alınarak Şekil 4.9 (b)’ de verilmiştir. Sadece solar ışık kullanılarak yapılan inaktivasyon işleminde 3 dakikalık sürede 2,65 log’ luk bir giderim elde edilmiştir. Solar ışıkla aktifleştirilen en düşük konsantrasyondaki (0,05 mM) K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone ile elde edilen giderim değerleri sırasıyla 3,02 log, 3,01 log ve 5,10 log olurken konsantrasyon değeri 0,1 mM’ a çıkarıldığında elde 57 pH edilen giderim değerleri sırasıyla 3,52 log, 3,68 log ve 5,07 log olmuştur. En yüksek oksidan konsantrasyonunda (0,2 mM) ise elde edilen giderim değerleri artarak sırasıyla 4,00 log, 4,24 log ve 5,15 log şeklinde olmuştur. E. coli’ ye uygulanan tüm inaktivasyon proseslerinin giderim değerleri kıyaslandığında sadece solar ışık ile elde edilen giderim değerinin, solar ışık ile aktifleştirilen K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone’ nun ürettiği radikaller (SO 4־· ve HO ·) sayesinde arttığı görülmüştür. Ayrıca konsantrasyonun artışı ile birlikte giderim değerlerinin artması söz konusu olmuştur. 0,2 0,2 0,1 0,1 0,05 0,05 0 0 0 2 4 6 0 2 4 6 Log giderim Log giderim Solar+Oxone Solar+Na₂S₂O₈ Solar+Na₂S₂O₈ Solar+K₂S₂O₈ (a) (b) Solar+K₂S₂O₈ Solar Solar Şekil 4.9. E. coli için yapılan inaktivasyon deneylerinde 3. dak (a) ve 10. dak (b)’ da elde edilen logaritmik bakteri giderimleri PDS kaynağı olarak kullanılan K2S2O8 ve Na2S2O8 ile 3. dakikada (Şekil 4.9 (a)) ve 10. dakikada (Şekil 4.9 (b)) elde edilen giderimlere bakıldığında aralarında büyük bir fark görülmezken PMS kaynağı olarak kullanılan Oxone’ un K2S2O8 ve Na2S2O8’ a göre daha yüksek bir bakteri giderimi (3. dakikada) sağladığı görülmüştür. Solar ışık ile aktifleştirilen PDS’ ten iki tane SO 4־· meydana gelirken, PMS’ ten SO ־· 4 ve HO · meydana gelmektedir. SO 4־· , HO ·’ ne göre eşit veya hatta daha yüksek redoks potansiyeline (2,5- 3,1 V) sahip olmakla (Chen ve diğerleri, 2021; Guerra-Rodríguez ve diğerleri, 2018;Wang ve Wang, 2018) birlikte HO·, biyomoleküllerle 10 kat daha yüksek reaktiviteye sahiptir. Bu da, PMS’ nin daha fazla giderim verimliliğine sahip olmasına neden olmaktadır (Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2019). 58 Oksidan konsantrasyonu (mM) Oksidan konsantrasyonu (mM) P. aeruginosa için; Sadece solar ışık kullanılarak yapılan deneylerde, P. aeruginosa için 45 dakikalık maruziyet sonunda 5,95 log’ luk bir inaktivasyon elde edilmiştir (Şekil 4.10). Berruti ve diğerleri (2021) ve Achouri ve diğerleri (2019) yaptıkları çalışmada doğal güneş ışığı ile P. aeruginosa inaktivasyonunda 60 dakikalık bir maruziyet sonucunda 5 log’ dan fazla bir giderim elde etmişlerdir. Yapılan deneylerin sonunda (60 dak) su sıcaklığı 27,7 oC’ den yukarıya çıkmadığından E. coli’ de olduğu gibi solar inaktivasyonda termal etki göz ardı edilebilmektedir. Solar ışık ile aktifleştirilen K2S2O8’ in üç farklı konsantrasyonunda (0,05-0,1-0,2 mM) elde edilen P. aeruginosa inaktivasyon değerleri Şekil 4.10’ da gösterilmiştir. En düşük konsantrasyon olan 0,05 mM’ da 45 dakika sonunda 6,28 log’ luk bir giderim elde edilirken 0,1 ve 0,2 mM’ da 30 dakika sonunda sırasıyla 6,06 ve 6,28 log’ luk giderimler elde edilmiştir. 7 6 5 4 Solar 3 Solar+0,05 mM K₂S₂O₈ Solar+0,1 mM K₂S₂O₈ 2 Solar+0,2 mM K₂S₂O₈ 1 0 0 10 20 30 40 50 Zaman (dak) Şekil 4.10. Solar ve Solar+K2S2O8 proseslerinin P. aeruginosa inaktivasyonuna olan etkisi Solar ışık ile aktifleştirilen Na2S2O8’ in üç farklı konsantrasyonunda (0,05-0,1-0,2 mM) elde edilen P. aeruginosa inaktivasyon değerleri Şekil 4.11’ de gösterilmiştir. Solar+K2S2O8 prosesinde olduğu gibi Solar+Na2S2O8 prosesinde de oksidan konsantrasyonun artması ile birlikte inaktivasyon artmış ve süre kısalmıştır. En düşük konsantrasyon olan 0,05 mM’ da 45 dakika sonunda 6,29 log’ luk bir giderim elde 59 Log giderim edilirken 0,1 ve 0,2 mM’ da 30 dakika sonunda sırasıyla 6,01 ve 6,30 log’ luk giderimler elde edilmiştir. 7 6 5 4 Solar 3 Solar+0,05 mM Na₂S₂O₈ Solar+0,1 mM Na₂S₂O₈ 2 Solar+0,2 mM Na₂S₂O₈ 1 0 0 10 20 30 40 50 Zaman(dak) Şekil 4.11. Solar ve Solar+Na2S2O8 P. aeruginosa proseslerinin inaktivasyonuna olan etkisi Solar ışık ile aktifleştirilen K2S2O8 ve Na2S2O8 proseslerinde, bakteriyel inaktivasyon işlemi sırasında, sistem pH’ ında düşüş meydana gelmiştir (Şekil 4.12 ve Şekil 4.13). 8 7,5 7 Solar+0,05 mM K₂S₂O₈ 6,5 Solar+0,1 mM K₂S₂O₈ 6 Solar+0,2 mM K₂S₂O₈ 5,5 5 0 20 40 60 80 Zaman (dak) Şekil 4.12. P. aeruginosa için Solar+K2S2O8 prosesinin pH değişimi 60 Log giderim pH 7,5 7 6,5 Solar+0,05 mM Na₂S₂O₈ 6 Solar+0,1 mM Na₂S₂O₈ 5,5 Solar+0,2 mM Na₂S₂O₈ 5 0 20 40 60 80 Zaman (dak) Şekil 4.13. P. aeruginosa için Solar+Na2S2O8 prosesinin pH değişimi PDS konsantrasyonunun artmasıyla birlikte pH’ taki düşüşte de bir miktar artış görülmüştür. K2S2O8’ in en yüksek konsantrasyon (0,2 mM) değerinde, 60 dakikalık bakteri inaktivasyonundan sonra pH 7,02’ den 5,85’ e, Na2S2O8’ in en yüksek konsantrasyon (0,2 mM) değerinde ise pH 7,03’ ten 5,93’ e düşmüştür. pH’ taki bu düşüşün nedeni kısmen SO 4־· tüketimi sürecinde H + oluşumundan kaynaklanıyor olabilmektedir (Denklem 4.1) (Wang ve diğerleri, 2019). SO 4־· + H2O → SO -2 4 + HO · + H+ (4.1) Ayrıca SO 4־· ’ den türetilen ROS’ ların saldırdığı bakteriyel organik bileşikler, pH düşüşüne de katkıda bulunan alifatik asitleri serbest bırakabilmektedir (Wang ve diğerleri, 2019). Solar ışık ile aktifleştirilen Oxone’ un üç farklı konsantrasyonunda (0,05-0,1-0,2 mM) elde edilen P. aeruginosa inaktivasyon değerleri Şekil 4.14’ te gösterilmiştir. 0,05 mM’ da 17 dakika sonunda 6,16 log’ luk bir giderim elde edilirken 0,1 mM ve 0,2 mM’ da 13 dakika sonunda sırasıyla 5,84 ve 6,13 log’ luk giderimler elde edilmiştir. 61 pH 7 6 5 4 Solar 3 Solar+0,05 mM Oxone 2 Solar+0,1 mM Oxone 1 Solar+0,2 mM Oxone 0 0 10 20 30 40 50 Zaman (dak) Şekil 4.14. Solar ve Solar+Oxone proseslerinin P. aeruginosa inaktivasyonuna olan etkisi P. aeruginosa’ nın inaktivasyonu sırasında gerçekleştirilen Solar+PDS ve Solar+PMS deneylerinde ölçülen en yüksek sıcaklık değeri 27,5 oC olmuştur ve persülfat aktivasyonunda E. coli bölümünde açıklandığı üzere termal etki söz konusu olmamıştır. Solar ışık ile aktifleştirilen Oxone prosesinde, bakteriyel inaktivasyon işlemi sırasında sistem pH’ ında Solar+K2S2O8 ve Solar+Na2S2O8 proseslerinin aksine kayda değer bir düşüş gözlemlenmemiştir. Deney süresince pH değeri 6,15-5,76 aralığında değişim göstermiştir (Şekil 4.15). 7 6,5 6 5,5 Solar+0,05 mM Oxone 5 Solar+0,1 mM Oxone 4,5 Solar+0,2 mM Oxone 4 0 10 20 30 Zaman (dak) Şekil 4.15. P. aeruginosa için Solar+Oxone prosesindeki pH değişimi Serna-Galvis, Salazar-Ospina, Jiménez, Pino ve Torres-Palma (2020) çalışmalarında UV- C/PS inaktivasyon prosesinde pH’ ın 5,3’ ten 4,8’ e düştüğünü ve pH modifikasyonu ile bakteri popülasyonunun azalmasının ihmal edilebilir düzeyde olduğunu belirtmişlerdir. 62 Log giderim pH Ayrıca, Wang ve diğerleri (2019), pH 5-9 arasında önemli bir hücre kaybı olmadığını belirtmiş ve Rodríguez-Chueca ve diğerleri (2017b) da mikrobiyal popülasyonun 5’ in altındaki pH değerlerinde hayatta kalamadığından sülfat radikallerinin mikroorganizmaların inaktivasyonu üzerindeki etkisini incelemek için minimum pH değeri olarak 5’ i tercih etmişlerdir. Bu nedenle yapılan bu çalışmada hem Solar+PDS hem de Solar+PMS inaktivasyon proseslerinde pH değeri 5,76’ nın altına düşmediğinden bakteri inaktivasyonunda pH etkisi göz ardı edilmiştir. Solar, Solar+PDS, Solar+PMS inaktivasyon proseslerinin P. aeruginosa giderimindeki etkileri 10 dakikalık deney süresi baz alınarak Şekil 4.16 (a)’ da karşılaştırılmıştır. Ayrıca daha uzun inaktivasyon süresine sahip olan Solar, Solar+K2S2O8 ve Solar+Na2S2O8 proseslerinin giderimdeki etkileri 30 dakikalık deney süresi baz alınarak Şekil 4.16 (b)’ de karşılaştırılmıştır. Sadece solar ile yapılan deneyde 10. dakikada elde edilen giderim 4,26 log olmuştur. Aynı sürede solar ışık ile aktifleştirilen 0,05 mM konsantrasyonundaki K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone’ nun P. aeruginosa için elde edilen giderim değerleri sırasıyla 3,98 log, 4,29 log ve 4,93 log olmuştur. Oksidanların konsantrasyonu 0,1 mM’ a çıkarıldığında elde edilen giderim değerleri sırasıyla 4,36 log, 4,61 log ve 5,19 log olurken, en yüksek oksidan konsantrasyonu olan 0,2 mM’ da ise elde edilen giderim değerleri sırasıyla 4,80 log, 4,92 log ve 5,66 log şeklinde bulunmuştur. Sadece solar ışık ile elde edilen giderim değerinin, solar ışık ile aktifleştirilen oksidanların ürettiği radikaller (SO 4־· ve HO ·) sayesinde arttığı görülmüştür. Oksidan konsantrasyonun artması da elde edilen giderim değerlerinin artmasını sağlamıştır. PDS kaynağı olarak kullanılan K2S2O8 ve Na2S2O8 ile 10. dakikada elde edilen giderimler karşılaştırıldığında Na2S2O8 ile elde edilen giderimin daha fazla olduğu görülmektedir. Ancak ilerleyen dakikalarda (30. dakika) iki oksidan arasında oluşan giderim farkının kapandığı görülmüştür (Şekil 4.16 (b)). PDS ve PMS ile edilen giderimler karşılaştırıldığında ise PMS kaynağı olarak kullanılan Oxone’ un PDS’ lere göre daha yüksek bir bakteri giderimine sahip olduğu görülmüştür. Daha yüksek giderime neden olan durum E. coli bölümünde açıklanmıştır. 63 0,2 0,2 0,1 0,1 0,05 0,05 0 0 0 2 4 6 0 5 Log giderim Log giderim Solar+Oxone Solar+Na₂S₂O₈ Solar+Na₂S₂O₈ Solar+K₂S₂O₈ (a) Solar+K₂S₂O₈ Solar (b) Solar Şekil 4.16. P. aeruginosa için yapılan inaktivasyon deneylerinde 10. dak (a) ve 30. dak (b)’ da elde edilen logaritmik bakteri giderimleri Rodríguez-Chueca ve diğerleri (2019) yaptıkları çalışmada Solar/PMS ile elde edilen inaktivasyonun sadece solar ışık ve Solar/PDS’ e göre daha yüksek olduğunu belirtmişlerdir. İnaktivasyon işlemleri sırasında, suyun kimyasal koşullarını değiştiren ve yüksek konsantrasyonlarda belirgin bir tada ve müshil etkisine neden olan sülfat iyonu (SO -24 ) yan ürün olarak üretilmektedir. İçme suyundaki SO -24 için USEPA ikincil maksimum kirletici seviyesi 250 mg/L’ dir (Berruti ve diğerleri, 2021; Wordofa, Walker ve Liu, 2017). SO -24 oluşumu, kimyasalların optimal dozajının sağlanması gibi önlemlerle, PDS’ den SO 4־· ’ nin üretim veriminin artırılması ile en aza indirilebilmektedir (Wordofa ve diğerleri, 2017). Örneğin, 0,01 mM PMS’ de, stokiyometrik olarak 2,88 mg/L sülfat oluşmaktadır ve Berruti ve diğerleri (2021) yaptıkları çalışmada, 0,01 mM PMS’ nin 2 mg/L SO -2 4 oluşumuna neden olduğunu bulmuştur ve bu değer içme suyu için belirlenen sınır değerden çok düşüktür. Ayrıca, SO -24 ’ ın hücre zarından nüfuz etmesi ve hücrelerin içinde doğal olarak oluşan metallerle reaksiyona girmesiyle birlikte enzimler ve genetik materyal gibi dahili hücre bileşenlerinde potansiyel bir hasara neden olmaktadır (Berruti ve diğerleri, 2021). 64 Oksidan konsantrasyonu (mM) Oksidan konsantrasyonu (mM) 4.3. İnaktivasyon Kinetiği Hesaplamaları Dezenfeksiyon proseslerinde, mikrobiyal inaktivasyon genellikle lineer tipte basit kinetik modeller ile tanımlanmaktadır. Ancak bu modeller mikrobiyal inaktivasyonda oluşan belirli sapmaları belirleyememektedir. Ayrıca mikrobiyal inaktivasyon her zaman doğrusal (lineer) bir şekilde gerçekleşmemekle birlikte içbükey (omuz) ve dışbükey (kuyruk) gibi farklı doğrusal olmayan şekillerde de gerçekleşebilmektedir (Rodríguez- Chueca ve diğerleri, 2017b). Yapılan bu çalışmada, inaktivasyon proseslerinden elde edilen giderim verileri ile oluşturulan inaktivasyon eğrileri, GInaFiT modelleme aracının kapsadığı bakteriyel inaktivasyon eğrileri ile karşılaştırıldığında lineer azalma ve kuyruk içeren Bifazik modele uyum sağladığı görülmüştür. Cerf (1977) tarafından tanımlanan, bifazik model iki aşamadan oluşmaktadır. İlk aşamada mikrobiyal popülasyonun inaktivasyonundan kaynaklanan log-lineer azalma (birinci derece kinetik) (k1) görülürken, ikinci aşamada mikrobiyal popülasyonda daha yavaş bir azalma (kuyruk) (k2) görülmektedir (Cerf, 1977; Geeraerd ve diğerleri, 2005; Xiong, Xie, Edmondson ve Sheard, 1999). Modelde elde edilen k1 ve k2 hız sabitleri aşağıdaki formül kullanılarak GInaFiT modelleme aracı tarafından hesaplanmıştır (Denklem 4.2) (Cerf, 1977). Ardından elde edilen değerler karşılaştırılmıştır. N Log t = Log(P × e−k1×t+(1- P) × e−k2×t) (4.2) N0 N Log t : logaritmik giderim, k1 ve k2: iki alt popülasyonun inaktivasyon katsayıları, p: bir N0 şekil parametresi, t: zaman Ek olarak modelin uygunluğu belirleme katsayısı (R2), ortalama hata kare kökü (RMSE) kullanılarak değerlendirilmiş ve bakteri popülasyonun 4 log azalması için gereken süre (t4D) verilmiştir. 65 4.3.1. Solar ve solar ile aktifleştirilmiş PDS ve PMS proseslerinin inaktivasyon katsayıları E. coli için; E. coli’ nin solar ve solar+0,05, 0,1, 0,2 mM K2S2O8 ile yapılan inaktivasyonunu değerlendirmek için yapılan deneylere ait bifazik model sonuçları sırasıyla Şekil 4.17’ de verilmiştir. 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 10 20 30 0 5 10 15 20 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (a) Ölçülen Modellenen (b) Ölçülen Modellenen 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 5 10 15 0 5 10 15 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (c) Ölçülen Modellenen (d) Ölçülen Modellenen Şekil 4.17. E. coli inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) K2S2O8 ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri 66 Log10(N) Log10(N) Log10(N) Log10(N) E. coli’ nin solar ve solar+0,05, 0,1, 0,2 mM Na2S2O8 ile yapılan inaktivasyonunu değerlendirmek için yapılan deneylere ait bifazik model sonuçları sırasıyla Şekil 4.18’ de verilmiştir. 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 10 20 30 0 5 10 15 20 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (b) (a) Ölçülen Modellenen Ölçülen Modellenen 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 5 10 15 0 5 10 15 -1 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (c) Ölçülen Modellenen (d) Ölçülen Modellenen Şekil 4.18. E. coli inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) Na2S2O8 ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri E. coli’ nin solar ve solar+0,05, 0,1, 0,2 mM Oxone ile yapılan inaktivasyonunu değerlendirmek için yapılan deneylere ait bifazik model sonuçları sırasıyla Şekil 4.19’ da verilmiştir. 67 Log10(N) Log10(N) Log10(N) Log10(N) 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 10 20 30 0 2 4 6 8 Zaman (dak) Zaman (dak) (a) (b)Ölçülen Modellenen Ölçülen Modellenen 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 2 4 6 0 2 4 6 Zaman (dak) Zaman (dak) (c) Ölçülen Modellenen (d) Ölçülen Modellenen Şekil 4.19. E. coli inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) Oxone ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri GInaFiT programı kullanılarak bifazik modele göre belirlenen, E. coli’ ye uygulanan tüm inaktivasyon proseslerine ait k1 ve k2 katsayıları Şekil 4.20’ de karşılaştırılmıştır. Solar ile elde edilen katsayıların diğer proseslere göre daha düşük olduğu ve Solar+PDS ve Solar+PMS inaktivasyon proseslerinde oksidan konsantrasyonunun artması (0,05mM’ dan 0,2mM’ a) ile birlikte modelle belirlenmiş olan katsayı (k1 ve k2) değerlerinde de artış görülmüştür. Solar+PMS proseslerinde elde edilen inaktivasyon katsayıları, Solar ve Solar+PDS proseslerinde elde edilen katsayılara göre daha yüksek bulunmuştur. Bu durum elde edilen logaritmik bakteri giderimini destekler nitelikte olmuştur. 68 Log10(N) Log10(N) Log10(N) Log10(N) 7 Solar 6 Solar+0,05 mM K₂S₂O₈ 5 Solar+0,1 mM K₂S₂O₈ 4 Solar+0,2 mM K₂S₂O₈ Solar+0,05 mM Na₂S₂O₈ 3 Solar+0,1 mM Na₂S₂O₈ 2 Solar+0,2 mM Na₂S₂O₈ 1 Solar+0,05 mM Oxone Solar+0,1 mM Oxone 0 0 5 10 15 20 25 Solar+0,2 mM Oxone Zaman (dak) 20 2 15 1,5 10 1 5 0,5 0 0 0 0,05 0,1 0,2 0 0,05 0,1 0,2 Oksidan konsantrasyonu (mM) Oksidan konsantrasyonu (mM) Solar Solar+K₂S₂O₈ Solar Solar+K₂S₂O₈ Solar+Na₂S₂O₈ Solar+Oxone Solar+Na₂S₂O₈ Solar+Oxone Şekil 4.20. E. coli için yapılan inaktivasyon deneylerinde Bifazik modele göre belirlenen k1 ve k2 katsayıları Ayrıca elde edilen model sonuçlarına göre, k1 katsayıları k2 katsayılarından daha yüksek bulunmuştur. İnaktivasyon prosesinin ilk dakikalarında hızlı bir bakteri inaktivasyonu görülürken belirli bir zamandan sonra inaktivasyon hızında azalma meydana gelmiştir. Bu durum da bakteri popülasyonununda daha hassas olanların hızlı bir şekilde inaktive edilip daha dirençli olanların daha yavaş inaktive edilmesiyle açıklanabilmektedir (Cerf, 1977). Yani bakteri popülasyonu, farklı dirence sahip olan iki alt popülasyon grubuna ayrılmıştır (Rodríguez-Chueca, Ormad, Mosteo ve Ovelleiro, 2015). Gutiérrez-Alfaro, Acevedo, Rodríguez, Carpio ve Manzano (2015) doğal güneş ışığı ile yaptıkları E. coli inaktivasyonunda, Rodríguez-Chueca ve diğerleri (2017a) ise E. coli ve S.aureus bakterilerinin 0, 1 mM UV-A/PMS prosesi ile inaktivasyonunda (bifazik modele 69 k Log1 10(N) k2 göre) elde ettikleri k1 katsayılarının k2 katsayılarından yüksek olduğunu belirtmişlerdir. Benzer olarak, Rodríguez-Chueca ve diğerleri (2015)’ nin, E. coli ve Enterococcus spp.’ nin görünür ışık ile inaktivasyonunda GInaFiT programı ile bifazik modele göre elde ettikleri k1 inaktivasyon katsayıları k2 inaktivasyon katsayılarından yüksek olmuştur. Ayrıca oksidan (H2O2) kullanarak yaptıkları inaktivasyon işlemlerinde de k1 katsayıları k2 katsayılarından fazla olduğu görülmüş ve sadece UV-vis uygulanan prosesten elde edilen katsayılar, H2O2/UV-vis prosesinden elde edilen katsayılardan daha düşük çıkmıştır. P. aeruginosa için; P. aeruginosa’ nın solar ve solar+0,05, 0,1, 0,2 mM K2S2O8 ile yapılan inaktivasyonunu değerlendirmek için yapılan deneylere ait bifazik model sonuçları sırasıyla Şekil 4.21’ de verilmiştir. 70 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 20 40 60 0 20 40 60 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (a) Ölçülen Modellenen (b) Ölçülen Modellenen 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 10 20 30 40 0 10 20 30 40 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (c) Ölçülen Modellenen (d) Ölçülen Modellenen Şekil 4.21. P. aeruginosa inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) K2S2O8 ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri P. aeruginosa’ nın solar ve solar+0,05, 0,1, 0,2 mM Na2S2O8 ile yapılan inaktivasyonunu değerlendirmek için yapılan deneylere ait bifazik model sonuçları sırasıyla Şekil 4.22’ de verilmiştir. 71 Log10(N) Log10(N) Log10(N) Log10(N) 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 20 40 60 0 20 40 60 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (a) Ölçülen Modellenen (b) Ölçülen Modellenen 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 10 20 30 40 0 10 20 30 40 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (c) Ölçülen Modellenen (d) Ölçülen Modellenen Şekil 4.22. P. aeruginosa inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) Na2S2O8 ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri P. aeruginosa’ nın solar ve solar+0,05, 0,1, 0,2 mM Oxone ile yapılan inaktivasyonunu değerlendirmek için yapılan deneylere ait bifazik model sonuçları sırasıyla Şekil 4.23’ te verilmiştir. 72 Log10(N) Log10(N) Log10(N) Log10(N) 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 20 40 60 0 5 10 15 20 -1 Zaman (dak) Zaman (dak) (a) Ölçülen Modellenen (b) Ölçülen Modellenen 7 7 6 6 5 5 4 4 3 3 2 2 1 1 0 0 0 5 10 15 0 5 10 15 -1 Time Zaman (dak) (c) Ölçülen Modellenen (d) Ölçülen Modellenen Şekil 4.23. P. aeruginosa inaktivasyonunda Solar (a) ve Solar+0,05 mM (b), 0,1 mM (c), 0,2 mM (d) Oxone ile yapılan deneylerin Bifazik modele göre oluşturulan inaktivasyon eğrileri P. aeruginosa için bifazik model kullanılarak belirlenen k1 ve k2 katsayıları Şekil 4.24’ te karşılaştırılmıştır. P. aeruginosa’ da da E. coli’ ye benzer eğilim elde edilmiştir. Solar prosesinden elde edilen katsayılar diğer proseslerin (Solar+PDS ve Solar+PMS) katsayılarından düşük olmakla birlikte Solar+PDS ve Solar+PMS inaktivasyon proseslerinde oksidan konsantrasyonunun artması ile birlikte katsayı değerlerinde artış meydana gelmiştir. Aynı şekilde Solar+PMS prosesinden elde edilen inaktivasyon katsayıları, solar ve Solar+PDS proseslerinde elde edilen katsayılara göre daha yüksek bulunmuştur. 73 Log10(N) Log10(N) Log10(N) Log10(N) 7 6 Solar 5 Solar+0,05 mM K₂S₂O₈ Solar+0,1 mM K₂S₂O₈ 4 Solar+0,2 mM K₂S₂O₈ 3 Solar+0,05 mM Na₂S₂O₈ Solar+0,1 mM Na₂S₂O₈ 2 Solar+0,2 mM Na₂S₂O₈ 1 Solar+0,05 mM Oxone Solar+0,1 mM Oxone 0 Solar+0,2 mM Oxone 0 10 20 30 40 50 Zaman (dak) 15 0,6 0,5 10 0,4 0,3 5 0,2 0,1 0 0 0 0,05 0,1 0,2 0 0,05 0,1 0,2 Oksidan konsantrasyonu (mM) Oksidan konsantrasyonu (mM) Solar Solar+K₂S₂O₈ Solar Solar+K₂S₂O₈ Solar+Na₂S₂O₈ Solar+Oxone Solar+Na₂S₂O₈ Solar+Oxone Şekil 4.24. P. aeruginosa için yapılan inaktivasyon deneylerinde elde edilen logaritmik bakteri giderimi ve Bifazik modele göre belirlenen k1 ve k2 katsayıları Ek olarak tüm proseslerde k1 katsayıları k2 katsayılarından daha yüksek bulunmuştur. Bu duruma E. coli bölümünde değinilmiştir. E. coli ve P.aeruginosa bakterilerine uygulanan inaktivasyon proseslerinde meydana gelen 4 log’ luk bakteri inaktivasyonu için gerekli olan süreler (t4D) GInaFiT programı kullanılarak bifazik modele göre belirlenmiştir. E coli için 4 log’ luk inaktivasyon süreleri Şekil 4.25’ te gösterilmiştir. Solar prosesi ve Solar+0,05 mM PDS proseslerinin arasında gerekli süre bakımından büyük bir fark (K2S2O8 için %2,5, Na2S2O8 için %6,5) olmamıştır. Aynı konsantrasyondaki PMS ile gerçekleştirilen proseste ise Solar ve Solar+PDS’ e göre önemli bir fark oluşmuş ve gerekli süre Solar prosesine göre %35,25 kısalmıştır. Oksidanların konsantrasyonlarının artırılması sürelerin azalmasını 74 k1 Log10(N) k2 sağlamıştır. En yüksek konsantrasyon olan 0,2 mM’ da 0,05 mM’ a göre gereken sürelerde K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone için sırası ile %19,8, %30,94 ve %49,8 azalma gerçekleşmiştir. 4,5 4 3,5 3 2,5 Solar 2 Solar+K₂S₂O₈ 1,5 Solar+Na₂S₂O₈ 1 Solar+Oxone 0,5 0 0 0,05 0,1 0,2 Oksidan konsantrasyonu (mM) Şekil 4.25. E. coli için Bifazik modele göre belirlenen 4 log’ luk inaktivasyon için gereken süreler (t4D) Kullanılan oksidanlar değerlendirildiğinde 4 log’luk E. coli inaktivasyonu için gereken süreler açısından K2S2O8 ve Na2S2O8 arasında önemli bir fark görülmezken PDS ve PMS (Oxone) arasında büyük bir fark meydana gelmiştir. Oxone tüm konsantrasyonlarda en düşük inaktivasyon süresine sahip olmuştur. P. aeruginosa için 4 log’ luk inaktivasyon süreleri Şekil 4.26’ da verilmiştir. Solar prosesinde gerekli olan süre oksidanların eklenmesiyle birlikte önemli bir azalma göstermiştir. Bu azalma 0,05 mM konsantrasyondaki K2S2O8, Na2S2O8 ve Oxone için sırasıyla %21,87, %50 ve %59,86 olur iken konsantrasyon 0,2 mM’ a çıkartıldığında sırasıyla %60,42, %68,75 ve %81,04 olmuştur. Solar+PDS ve Solar+PMS proseslerinde konsantrasyonun artması 4 log’ luk inaktivasyon için gereken süreyi azaltmıştır. 75 t4D (dak) 16 14 12 10 Solar 8 Solar+K₂S₂O₈ 6 Solar+Na₂S₂O₈ 4 2 Solar+Oxone 0 0 0,05 0,1 0,2 Oksidan konsantrasyonu (mM) Şekil 4.26. P. aeruginosa için Bifazik modele göre belirlenen 4 log’ luk inaktivasyon için gereken süreler (t4D) Solar+PDS ve Solar+PMS prosesleri karşılaştırıldığında ise 4 log’luk P. aeruginosa inaktivasyonu için gereken süreler Solar+K2S2O8>Solar+Na2S2O8>Solar+Oxone şeklinde sıralanmaktadır. Çalışılan tüm proseslerde uygulanan modele göre elde edilen k1, k 2 2, R /RMSE ve t4D değerleri Çizelge 4.1’ de verilmiştir. 76 t4D (dak) Çizelge 4.1. Bifazik model göre belirlenen inaktivasyon proseslerine ait parametreler E. coli P. aeruginosa İnaktivasyon k k 2 21 2 R t4D k1 k2 R t4D prosesi /RMSE /RMSE Solar 2,39 0,15 0,99/0,23 4 2,03 0,13 0,98/0,31 14,4 Solar+0,05 2,50 0,18 0,99/0,17 3,74 3,87 0,17 0,98/0,29 11,25 mM K2S2O8 Solar+0,1 mM 2,83 0,23 0,99/0,15 3,38 4,32 0,21 0,98/0,22 7,5 K2S2O8 Solar+0,2 mM 3,23 0,38 0,99/0,22 3 4,53 0,22 0,98/0,24 5,7 K2S2O8 Solar+0,05 2,44 0,19 0,99/0,22 3,91 3,70 0,15 0,98/0,25 7,2 mM Na2S2O8 Solar+0,1 mM 2,80 0,30 0,99/0,22 3,51 4,16 0,20 0,97/0,32 4,8 Na2S2O8 Solar+0,2 mM 3,54 0,42 0,99/0,14 2,7 4,81 0,22 0,98/0,30 4,5 Na2S2O8 Solar+0,05 6,98 0,95 0,97/0,34 2,59 10,86 0,48 0,99/0,12 5,78 mM Oxone Solar+0,1 mM 14,67 1,50 0,99/0,21 1,65 14,42 0,50 0,99/0,19 4,42 Oxone Solar+0,2 mM 18,73 1,61 0,99/0,17 1,3 15,43 0,50 0,99/0,11 2,73 Oxone E. coli ve P. aeruginosa için tüm proseslerde elde edilen k1 ve k2 değerlerine bakıldığında en yüksek değerler Solar+Oxone prosesleri ile elde edilmiştir. Bu durum Oxone’ nun inaktivasyon işlemini önemli derece hızlandırdığını göstermektedir. Proseslerden elde edilen t4D değerleri de (Solar+Oxone proseslerinde en düşük t4D değerlerinin elde edilmesi nedeniyle) bu durumu desteklemektedir. 77 4.3.2. Yeniden çoğalma potansiyeli E. coli ve P. aeruginosa’ ya uygulanan solar ve solar ile aktifleştirilmiş inaktivasyon proseslerinin ardından karanlık inkübasyon uygulanarak yeniden çoğalma potansiyelleri belirlenmiştir. Bakterilere uygulanan inaktivasyon prosesinden sonra 48 saat boyunca karanlıkta ve oda sıcaklığında bekletilen sudan alınan örneklerden elde edilen yeniden çoğalma (% şeklinde) değerleri Çizelge. 4.2 ve 4.3’ te gösterilmiştir. Karanlıkta yeniden çoğalma analizi için yeniden çoğalma yüzdeleri, Moreno-Andrés ve diğerleri (2019)’ ne göre hesaplanmıştır. Çizelge 4.2. E. coli için inaktivasyon proseslerine ait yeniden çoğalma yüzdeleri Yeniden çoğalma yüzdeleri Konsantrasyon (mM) Solar Solar+K2S2O8 Solar+Na2S2O8 Solar+Oxone 1,02 0,05 0,64 0,13 0 0,1 0,11 0,05 0 0,2 0 0 0 Çizelge 4.3. P. aeruginosa için inaktivasyon proseslerine ait yeniden çoğalma yüzdeleri Yeniden çoğalma yüzdeleri Konsantrasyon (mM) Solar Solar+K2S2O8 Solar+Na2S2O8 Solar+Oxone 1,16 0,05 1,12 0,26 0 0,1 0,31 0,006 0 0,2 0 0 0 E. coli ve P. aeruginosa için sadece solar ışık ile gerçekleştirilen inaktivasyondan sonra meydana gelen yeniden çoğalma oranları sırasıyla %1,02 ve %1,16 olarak tespit edilmiştir. Solar ile aktifleştirilen K2S2O8’ in en düşük konsantrasyonu olan 0,05 mM’ da E. coli ve P. aeruginosa için sırası ile %0,64 ve %1,12 çoğalma olurken, 0,1 mM’ da %0,11 ve %0,31 olmuştur. Na2S2O8 ile gerçekleştirilen proseslerden sonra çoğalma 78 oranları azalarak 0,05 mM’ da %0,13 ve %0,26, 0,1 mM’ da ise %0,05 ve %0,006 şeklinde olmuştur. Her iki bakterinin de K2S2O8 ve Na2S2O8’ in en yüksek konsantrasyonu olan 0,2 mM’ da ve Oxone (0,05, 0,1 ve 0,2 mM)’ da çoğalma gözlenmemiştir. Görüldüğü üzere en yüksek yeniden çoğalma oranı sadece solar ile gerçekleştirilen inaktivasyon prosesinde meydana gelmiştir. Bu da bakterilerde büyük bir hasarın meydana gelmediğini ve karanlıkta DNA onarım mekanizması ile hasarın onarılıp çoğalmanın gerçekleştiğini göstermektedir. Solar prosesine oksidanların eklenmesiyle birlikte yeniden çoğalma oranlarının düştüğü hatta çoğalma gerçekleşmediği görülmüştür. Solar+PDS proseslerinde konsantrasyonun artması ile birlikte çoğalma oranları düşerken Solar+PMS proseslerinde çoğalma olmamıştır. Solar ışık inaktivasyonunun aksine solar ile aktifleştirilen inaktivasyon proseslerinde daha büyük hücre hasarı meydana geldiği söylenebilmektedir. Ayrıca daha önce inaktivasyon prosesleri ile oluşan hasar nedeniyle bakteri hücrelerinde kolayca birikebilen ve su içerinde kalan artık oksidanda da ek hasara neden olabilmektedir (Moreno-Andrés ve diğerleri, 2019). Elde edilen bu sonuçlar literatür ile benzerlik göstermektedir. Moreno-Andrés ve diğerleri (2019) UV-C, UV/PDS ve UV/PMS ile yaptıkları inaktivasyonun ardından 48 saat sonraki yeniden çoğalma oranlarını incelemiş ve E. coli’ de UV ve UV/PDS proseslerinde çoğalma olurken UV/PMS prosesinde çoğalma olmadığını belirtmişlerdir. Benzer şekilde Rincón ve Pulgarin (2004) ‘ de solar ışık ile gerçekleştirdikleri inaktivasyonun ardından çoğalma tespit ederken prosese oksidan (TiO2) eklenmesi ile birlikte çoğalmanın meydana gelmediğini görmüşlerdir. 4.3.3. Maliyet hesabı E. coli ve P. aeruginosa bakterilerinin inaktivasyonu için gerçekleştirilen proseslerde güneş ışığı kullanılması durumunda sadece kimyasal maliyeti, solar simülatör kullanılması durumunda ise ayrıca enerji maliyeti hesaplanmıştır. E. coli ve P. aeruginosa için proseslere ait kimyasal (oksidan) maliyetleri Çizelge 4.4’ te verilmiştir. Burada, uygulanan inaktivasyon proseslerindeki oksidan fiyatları €/mol (Rodríguez-Chueca ve diğerleri, 2019) cinsinden gösterilmiş, herbir proses için kimyasal maliyeti €/m3 olarak verilmiştir. Oksidanların fiyatları Sigma-Aldrich’ ten alınmıştır (Sigma-Aldrich, 2022). İnaktivasyon için sadece doğal güneş ışığından yararlanıldığında herhangi bir kimyasal 79 ya da enerji ihtiyacı söz konusu olmazken, sülfat radikali üretmek için prosese oksidanlar eklendiğinde kimyasal maliyetleri ortaya çıkmaktadır. Oksidan konsantrasyonlarındaki artış inaktivasyon süresinin kısalmasını sağlamakla birlikte kimyasal maliyetin artmasına neden olmuştur. Çizelge 4.4. E. coli ve P. aeruginosa için kimyasal maliyetleri Oksidan K2S2O8 Na2S2O8 Oxone E. coli P. aeruginosa Toplam Toplam inakti- inakti- €/m3 vasyon t * vasyon t * 4D 4D Maliyet süresi süresi süresi süresi (€/mol) 25,41 23,4 39,34 (dak) (dak) (dak) (dak) İnaktivasyon Solar 0 20 4 45 14,4 prosesi Solar+0,05 1,27 17 3,7 45 11,3 mM K2S2O8 Solar+0,1 mM 2,54 13 3,4 30 7,5 K2S2O8 Solar+0,2 mM 5,08 10 3 30 5,7 K2S2O8 Solar+0,05 1,17 17 3,9 45 7,2 mM Na2S2O8 Solar+0,1 mM 2,34 13 3,5 30 4,8 Na2S2O8 Solar+0,2 mM 4,67 10 2,7 30 4,5 Na2S2O8 Solar+0,05 1,97 7 2,6 17 5,78 mM Oxone Solar+0,1 mM 3,93 5 1,7 13 4,42 Oxone Solar+0,2 mM 7,87 4,5 1,3 13 2,73 Oxone t4D*: 4 log’ luk inaktivasyon için gereken süre Şekil. 4.27 ve 4.28’ de, uygulanan proseslerin kimyasal maliyetleri ve E. coli ve P. aeruginosa bakterileri için toplam inaktivasyon ve 4 log’ luk giderimi elde etmek için gereken süreler karşılaştırılmıştır. Şekil 4.27’ de görüldüğü üzere K2S2O8 ve Na2S2O8 kullanılan inaktivasyon proseslerinde kimyasal maliyetleri arasında büyük bir fark olmazken, Oxone kullanılan proses maliyetlerinde önemli ölçüde artış görülmüştür. Oksidan kullanılarak gerçekleştirilen proseslerden 0,05 mM konsantrasyondaki K2S2O8 ve Na2S2O8’ nin en düşük kimyasal maliyetine ve en yüksek giderim süresine sahip olduğu görülmüştür. 0,1 mM ve 0,2 mM konsantrasyondaki K2S2O8 ve Na2S2O8 80 proseslerinin ise giderim süreleri çok yakın olmakla birlikte 0,2 mM konsantrasyonda kimyasal maliyetleri daha fazla olmuştur. 9 50 8 45 7 40 6 35 5 30 4 2520 3 15 2 10 1 5 0 0 P. aeruginosa için inaktivasyon süresi (dak) E. coli için inaktivasyon süresi (dak) Proses maliyeti (€/m³) Şekil 4.27. E. coli ve P. aeruginosa için toplam inaktivasyon sürelerinde kimyasal maliyetlerinin karşılaştırılması Uygulanan proseslerden en kısa sürede bakteri giderimi Solar+ Oxone prosesleri ile elde edilirken en fazla kimyasal maliyeti de bu proseslere ait olmuştur. Ancak Solar+0,05 mM Oxone prosesi süre ve maliyet açısından diğer proseslere göre ön plana çıkmıştır. Şekil 4.28’ de ise, K2S2O8 ile gerçekleştirilen proseslerle, Na2S2O8 ile gerçekleştirilen proseslerin benzer maliyete sahip olduğu ancak 4 log’ luk giderim için gereken sürelerin K2S2O8 ile gerçekleştirilen proseslerde çok daha fazla olduğu görülmüştür. Bu açıdan Na2S2O8 daha avantajlı olmaktadır. Oxone ve Na2S2O8 ile gerçekleştirilen prosesler karşılaştırıldığında ise Oxone’ un daha fazla kimyasal maliyete sahip olmakla birlikte daha az giderim sürelerine gerek duyduğu görülmüştür. Özellikle Solar+0,05 mM Oxone ve Solar+0,1 mM Na2S2O8 prosesleri süre ve maliyet açısından diğer proseslere göre ön plana çıkmıştır. 81 €/m3 Toplam inaktivasyon süresi (dak) 9 16 8 14 7 12 6 10 5 4 8 3 6 2 4 1 2 0 0 P. aeruginosa için inaktivasyon süresi (dak) E. coli için inaktivasyon süresi (dak) Proses maliyeti (€/m³) Şekil 4.28. E. coli ve P. aeruginosa için 4 log’ luk inaktivasyon sürelerinde kimyasal maliyetlerin karşılaştırılması İnaktivasyon aracı olarak doğal güneş ışığı kullanılması maliyetleri azaltmakta ancak bakteri giderimi güneşin varlığına bağlı olarak gerçekleşmektedir. Güneş enerjisinin yoğun olduğu zamanlarda hızlı ve etkili bir giderim gerçekleşirken yoğunluk azaldığında giderim yavaşlamakta ve etkisini kaybetmektedir. Güneş ışığının aksine solar simülatör sabit bir enerji sağlamaktadır. Enerji kaynağı olarak solar simülatör kullanımı maliyetleri artırmaktadır. Ancak özellikle büyük ölçekli bir su arıtma projesinde, genellikle bulutlu ve yağmurlu havaların olduğu bölgelerde iyi bir seçenek olabilmektedir (Azamzam ve diğerleri, 2021). Örneğin, Bursa ilinin güneşlenme süresi yıllık 2515 saat (yaklaşık 105 gün) olup güneş radyasyonu ortalama 1400-1550 kWh/m2 civarındadır (Yalılı Kılıç, Dönmez ve Adalı, 2021). Bu da ortalama 556-616 W/m2 tekabül etmektedir. Güneşlenme süresi dahilinde inaktivasyon için güneşten faydalanılıp kalan zamanlarda ise solar simülatörden faydalanılabilir. E. coli ve P. aeruginosa için solar simülatör kullanılarak gerçekleştirilen proseslere ait enerji maliyet hesaplamaları ise Çalışkan Eleren ve Şener (2022) ve Yasar ve diğerleri (2006)’ ne göre yapılmıştır ve elde edilen değerler Çizelge 4.5 ve 4.6’ da verilmiştir. Hesaplamalarda tam inaktivasyon ve 4 log’ luk bakteri inaktivasyonu için gereken süreler baz alınmıştır. Çizelge 4.5 ve 4.6 incelendiğinde her iki bakteri için de en düşük enerji 82 €/m3 t4D (dak) maliyetinin Solar+0,2 mM Oxone prosesi ile elde edildiği görülmüştür. Uygulanan prosesin süresi arttıkça orantılı olarak enerji kullanımı ve maliyeti de artmıştır. Çizelge 4.5. E. coli ve P. aeruginosa için enerji maliyetleri (4 log’ luk inaktivasyon) Maliyet (₺/m3) Maliyet (₺/m3) EE/O (1 kWh = 264 kr EE/O (1 kWh = 264 kr İnaktivasyon prosesi (kWh/m3) kabulü) (kWh/m3) kabulü) Solar 2777,79 7333,37 10000 26400 Solar+0,05 mM K2S2O8 2597,22 6856,66 7812,5 20625 Solar+0,1 mM K2S2O8 2347,22 6196,66 5208,33 13749,99 Solar+0,2 mM K2S2O8 2083,33 5499,99 3958,33 10449,99 Solar+0,05 mM Na2S2O8 2715,28 7168,33 5000 13200 Solar+0,1 mM Na2S2O8 2437,5 6435 3333,33 8799,99 Solar+0,2 mM Na2S2O8 1875 4950 3125 8250 Solar+0,05 mM Oxone 1798,61 4748,33 4012,5 10593 Solar+0,1 mM Oxone 1145,83 3024,99 3069,58 8103,7 Solar+0,2 mM Oxone 902,77 2383,33 1895,83 5004,99 Not: 1 kWh = 0,264 TL kabul edilmiştir (EPDK, 2022). 83 Çizelge 4.6. E. coli ve P. aeruginosa için enerji maliyetleri (Toplam inaktivasyon) Maliyet (₺/m3) Maliyet (₺/m3) EE/O (1 kWh = 264 kr EE/O (1 kWh = 264 kr İnaktivasyon prosesi (kWh/m3) kabulü) (kWh/m3) kabulü) Solar 9678,67 25551,68 210008,4 554422,2 Solar+0,05 mM K2S2O8 7792,45 20572,06 19349,84 51083,59 Solar+0,1 mM K2S2O8 6921,37 18272,42 13751,37 36303,63 Solar+0,2 mM K2S2O8 4629,63 12222,22 13269,64 35031,85 Solar+0,05 mM Na2S2O8 7896,69 20847,27 19904,46 52547,77 Solar+0,1 mM Na2S2O8 6944,44 18333,33 13865,78 36605,66 Solar+0,2 mM Na2S2O8 4645,11 12263,1 13227,51 34920,63 Solar+0,05 mM Oxone 3047,72 8045,98 7665,94 20238,09 Solar+0,1 mM Oxone 2314,81 6111,11 6183,41 16324,2 Solar+0,2 mM Oxone 1984,13 5238,09 5890,88 15551,93 Not: 1 kWh = 0,264 TL kabul edilmiştir (EPDK, 2022). E. coli ve P. aeruginosa bakterilerinin inaktivasyonunda, aktivasyon aracı olarak doğal güneş ışığı kullanılması durumunda sadece kimyasal maliyetleri söz konusu olmaktadır. Bu durumda, inaktivasyon süresi baz alınmadığında, diğer oksidanlara göre daha az bir maliyete sahip olması nedeniyle Na2S2O8 ile yapılan prosesler tercih edilebilmektedir. Ancak aktivasyon aracı olarak solar simülatör kullanılması durumunda enerji maliyetleri de dahil olmaktadır. Bu durumda ise inaktivasyon süresi de baz alındığından ve en düşük inaktivasyon süreleri Oxone prosesleri ile elde edildiğinden Oxone ile yapılan inaktivasyon prosesleri tercih edilebilmektedir. 84 5. SONUÇ Yapılan bu çalışmada, E. coli ve P. aeruginosa bakterilerinin inaktive edilmesinde solar ışık ve solar ışığa dayalı sülfat radikali (SO 4־· ) bazlı ileri oksidasyon proseslerinin etkileri incelenmiştir. SO 4־· oluşturmak için oksidan olarak PDS (K2S2O8 ve Na2S2O8) ve PMS (Oxone) kullanılmıştır. İnaktivasyon deneyleri sonucunda elde edilen verilerle Microsoft® Excel eklenti aracı GInaFiT kullanılarak inaktivasyon katsayıları (k1 ve k2) belirlenmiştir. Çalışmadan elde edilen sonuçlar şu şekilde olmuştur:  PDS kaynağı olarak kullanılan K2S2O8 ve Na2S2O8’ in tek başına bakteri inaktivasyonunda etkisi olmazken PMS kaynağı olarak kullanılan Oxone’ un tek başına bakteri inaktivasyonunda etkili olduğu görülmüştür.  Sadece solar ışıkla yapılan inaktivasyon prosesinde elde edilen bakteri giderimi, prosese oksidanların eklenmesi ile birlikte artış göstermiştir. Bakteri inaktivasyonunda solar ışık ile aktifleştirilen oksidanlardan oluşturulan radikaller (SO ־· ∙4 ve HO ) , solar ışığa göre daha etkili olmuştur.  Solar ışık ile aktifleştirilen PDS ve PMS inaktivasyon proseslerinde en hızlı bakteri inaktivasyonu Solar+Oxone prosesinde meydana gelmiştir. Bu durum, PDS ile yapılan deneylerde oluşan SO 4־· ’ lerine kıyasla PMS ile yapılan deneylerde oluşan HO∙ ve SO 4־· ’ lerinin inaktivasyon hızını artırdığını göstermiştir. E. coli’ de 3 dakikada Solar ile 2,65 log giderim elde edilirken, 0,2 mM K2S2O8, Na2S2O8, Oxone ile sırasıyla 4 log, 4,24 log, 5,15 log giderim elde edilmiştir. P. aeruginosa’ da ise 10 dakikada Solar ile 4,26 log giderim elde edilirken, 0,2 mM K2S2O8, Na2S2O8, Oxone ile sırasıyla 4,80 log, 4,92 log, 5,66 log giderim elde edilmiştir.  İnaktivasyon proseslerinden elde edilen verilerle oluşturulan giderim eğrileri Bifazik modele uyum sağlamıştır. GInaFit programında Bifazik modele göre belirlenen k1 ve k2 inaktivasyon katsayıları kıyaslandığında, k1 katsayılarının k2 katsayılarından daha yüksek olduğu görülmüştür.  Solar+PDS ve Solar+PMS prosesleri, sadece solar ışıkla gerçekleştirilen prosese göre 4 log’ luk bakteri inaktivasyonu için gereken süreyi azaltmıştır ve bu inaktivasyon proseslerinde en kısa sürede (E. coli için 1,3 dak ve P. aeruginosa 85 için 2,73 dak) bakteri inaktivasyonu Solar+0,2 mM Oxone prosesi ile sağlanmıştır.  Sadece solar ışık ile yapılan inaktivasyonun ardından E. coli ve P. aeruginosa’ de yeniden çoğalma meydana gelmiştir. Solar+PDS proseslerinde çoğalma solar prosesine göre çok daha az olurken konsantrasyonun artması ile birlikte yeniden çoğalma değerleri düşmüş veya hiç çoğalma olmamıştır. Solar+PMS proseslerinde ise çoğalma hiç gerçekleşmemiştir. Bu durum, solar ışık ile gerçekleştirilen inaktivasyonun aksine prosese persülfat tuzlarının eklenmesiyle daha büyük bir hücre hasarının oluştuğunu göstermiştir.  Solar+Oxone prosesleri, daha fazla kimyasal maliyete neden olmakla ile birlikte inaktivasyon süresini daha da kısaltmıştır ve bu sebeple daha az enerji maliyetine neden olmuştur. 4 log’ luk bakteri inaktivasyonu için gereken süreler baz alındığında, Solar+0,05 mM Oxone ve Solar+0,1 mM Na2S2O8 prosesleri süre ve kimyasal maliyet açısından diğer proseslere göre ön plana çıkmıştır. Proseslerde solar simülatör kullanılması durumunda ise oluşacak enerji maliyetleri açısından ön plana çıkan proses, en kısa inaktivasyon süresi ile Solar+0,2 mM Oxone olmuştur. Solar ışık aktivasyonu ile elde edilen sülfat radikallerinin, E. coli ve P. aeruginosa bakterilerinin giderimindeki etkinliği nedeniyle içme suyu dezenfeksiyonunda alternatif yöntem olarak kullanılabileceği düşünülmektedir. Ancak ileride yapılacak olan çalışmalarda solar simülatör yerine doğal güneş ışığı kullanımı, farklı mikroorganizma türlerine olan etkinliği ve farklı aktivasyon ve dezenfeksiyon yöntemleri ile karşılaştırılması gibi durumlar da değerlendirilmelidir. 86 KAYNAKLAR Achouri, F., BenSaid, M., Bousselmi, L., Corbel, S., Schneider, R. Ve Ghrabi, A. (2019). Comparative study of Gram-negative bacteria response to solar photocatalytic inactivation. Environmental Science and Pollution Research, 26(19), 18961–18970. doi: 10.1007/s11356-018-2435-y Ahmed, W., Neller, R. ve Katouli, M. (2005). Host species-specific metabolic fingerprint database for Enterococci and Escherichia coli and its application to identify sources of fecal contamination in surface waters. Applied and Environmental Microbiology, 71(8), 4461-4468. doi: 10.1128/AEM.71.8.4461–4468.2005 Albert, I. ve Mafart, P. (2005). A modified Weibull model for bacterial inactivation. International journal of food microbiology, 100(1-3), 197-211. doi: 10.1016/j.ijfoodmicro.2004.10.016 Alkan, U. (2010). Çevre mikrobiyolojisi. Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Çevre Mühendisliği Ders Notları, Bursa, 165s. Ashbolt, N.J., Grabow, W.O.K. ve Snozzi, M. (2001). Indicators of microbial water quality. Water Quality: Guidelines, Standards and Health, World Health Organization, IWA Publishing, UK. Azamzam, A.A., Rafatullah, M., Yahya, E.B., Ahmad, M.I., Lalung, J., Alharthi, S., Alosaimi, A.M., ve Hussein, M.A. (2021). Insights into solar disinfection enhancements for drinkingwater treatment applications. Sustainability, 13(19), 10570. doi: 10.3390/su131910570 Bartram, J. ve Howard, G. (2003). Drinking-water standards for the developing world. Handbook of Water and Wastewater Microbiology, Academic Press, UK, 610. Berruti, I., Oller, I. ve Polo-López, M. I. (2021). Direct oxidation of peroxymonosulfate under natural solar radiation: Accelerating the simultaneous removal of organic contaminants and pathogens from water. Chemosphere, 279, 130555. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.130555 Bigelow, W. D. ve Esty, J. R. (1920). The thermal death point in relation to time of typical thermophilic organisms. The Journal of Infectious Diseases, 602-617. Erişim adresi: https://www.jstor.org/stable/pdf/30082406.pdf Burby, P. E. ve Simmons, L. A. (2020). Regulation of cell division in bacteria by monitoring genome integrity and Dna replication status. Journal of Bacteriology, 202(2), 1-14. doi: 10.1128/JB.00408-19 Byrne, J. A., Fernandez-Ibañez, P. A., Dunlop, P. S. M., Alrousan, D. M. A. ve Hamilton, J. W. J. (2011). Photocatalytic enhancement for solar disinfection of water: A review. International Journal of Photoenergy, 2011, 1-12. doi: 10.1155/2011/798051 87 Cabral, J. (2010). Water microbiology. Bacterial pathogens and water. International Journal of Environmental Research and Public Health, 7(10), 3657–3703. doi: 10.3390%2Fijerph7103657 Cerf, O. (1977). Tailing of survival curves of bacterial spores. Journal of Applied Bacteriology, 42(1), 1–19. doi: 10.1111/j.1365-2672.1977.tb00665.x Chaúque, B. J. M. ve Rott, M. B. (2021). Solar disinfection (SODIS) technologies as alternative for large-scale public drinking water supply: Advances and challenges. Chemosphere, 281, 130754. doi: 10.1016/j.chemosphere.2021.130754 Chen, Y., Duan, X., Zhou, X., Wang, R., Wang, S., Ren, N. ve Ho, S. H. (2021). Advanced oxidation processes for water disinfection: Features, mechanisms and prospects. Chemical Engineering Journal, 409: 128207. doi: 10.1016/j.cej.2020.128207. Cherchi, C. ve Gu, A. Z. (2011). Effect of bacterial growth stage on resistance to chlorine disinfection. Water Science and Technology, 64(1), 7–13. doi: 10.2166/wst.2011.536 Collivignarelli, M. C., Abbà, A., Benigna, I., Sorlini, S. ve Torretta, V. (2018). Overview of the main disinfection processes for wastewater and drinking water treatment plants. Sustainability, 10(1), 86-107. doi: 10.3390/su10010086 Coroller, L., Leguérinel, I., Mettler, E., Savy, N. ve Mafart, P. (2006). General model, based on two mixed Weibull distributions of bacterial resistance, for describing various shapes of inactivation curves. Applied and Environmental Microbiology, 72(10), 6493- 6502. doi: 10.1128/AEM.00876-06 Çalışkan Eleren, S., Alkan, U. ve Teksoy, A. (2014). Inactivation of E. coli and B. subtilis by solar and solar/H2O2 processes in humic surface waters. Fresenius Environmental Bulletin, 23(6), 1397-1406. Çalışkan Eleren, S. ve Şener, G. (2022). Uv-C aktivasyonu ile üretilmiş sülfat radikallerinin bakteri inaktivasyonuna etkisi. Bursa Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, 27(1), 163-174. doı: 10.17482/uumfd.981723 Dalrymple, O. K., Stefanakos, E., Trotz, M. A. ve Goswami, D. Y. (2010). A review of the mechanisms and modeling of photocatalytic disinfection. Applied Catalysis B: Environmental, 98(1–2), 27–38. doi: 10.1016/j.apcatb.2010.05.001 Elal Muş, T. ve Çetı̇nkaya, F. (2017). Bursa’da İçme ve Kullanma Sularında İndikatör ve Bazı Patojen Bakterilerin Varlığının Araştırılması. Soil Water Journal, 6(1), 1–6. Eleren, S.Ç. (2017). Güneş ışığına dayalı yöntemlerle sularda mikroorganizma inaktivasyonu: Derleme. Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, 22(1), 149- 168. doi: 10.17482/uumfd.309467 Environmental Protection Agency. (2011). Water treatment manual: disinfection. Ireland. 88 EPDK. (2021). Elektrik piyasası tarifeler listesi. Erişim Adresi: https://www.epdk.gov.tr/Detay/Icerik/3-0-1/tarifeler Fernández Zenoff, V., Siñeriz, F. ve Farías, M. E. (2006). Diverse responses to UV-B radiation and repair mechanisms of bacteria isolated from high-altitude aquatic environments. Applied and Environmental Microbiology, 72(12), 7857-7863. doi: 10.1128%2FAEM.01333-06 Ferreira, L. C., Castro-Alférez, M., Nahim-Granados, S., Polo-López, M. I., Lucas, M. S., Li Puma, G. ve Fernández-Ibáñez, P. (2020). Inactivation of water pathogens with solar photo-activated persulfate oxidation. Chemical Engineering Journal, 381, 122275. doi: 10.1016/j.cej.2019.122275 Gadgil, A. (1998). Drinking water in developing countries. Annu. Rev. Energy Environ., 23(1), 253–286. doi: 10.1146/annurev.energy.23.1.253 García-Gil, Á., García-Muñoz, R. A., McGuigan, K. G. ve Marugán, J. (2021). Solar water disinfection to produce safe drinking water: a review of parameters, enhancements, and modelling approaches to make sodıs faster and safer. Molecules, 26(11), 3431-3457. doi: 10.3390/molecules26113431 Garkusheva, N., Matafonova, G., Tsenter, I., Beck, S., Batoev, V. ve 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, Toxic/hazardous substances & environmental engineering, 52(9), 849-855. doi: 10.1080/10934529.2017.1312188 Geeraerd, A. H., Herremans, C. H. ve Van Impe, J. F. (2000). Structural model requirements to describe microbial inactivation during a mild heat treatment. International journal of food microbiology, 59(3), 185-209. doi: 10.1016/s0168- 1605(00)00362-7 Geeraerd, A. H., Valdramidis, V. P. ve van Impe, J. F. (2005). GInaFiT, a freeware tool to assess non-log-linear microbial survivor curves. International Journal of Food Microbiology, 102(1), 95–105. doi: 10.1016/j.ijfoodmicro.2004.11.038 Gerba, C.P. (2009). Indicator microorganisms. Environmental Microbiology Second Edition, Academic Press, USA, 598s. Gerek, E.E. (2008). Yeraltı suyunun ileri dezenfeksiyonu ve toksisitesinin incelenmesi. (Yüksek lisans tezi), Ulusal Tez Merkezi veri tabanından erişildi. Erişim no: 232950 Ghanizadeh, G., Naseri Ara, A., Esmaili, D. ve Masoumbeigi, H. (2015). Demonstration of the enhanced disinfection of E. coli water contamination by associated solar ırradiation with potassium persulfate. Iranian Journal of Public Health, 44(10), 1376-1386. Giannakis, S., López, M. I. P., Spuhler, D., Pérez, J. A. S., Ibáñez, P. F. ve Pulgarin, C. 2016. Solar disinfection is an augmentable, in situ-generated photo-Fenton reaction—Part 89 2: A review of the applications for drinking water and wastewater disinfection. Applied Catalysis B: Environmental, 198, 431–446. doi: 10.1016/j.apcatb.2016.06.007 GInaFit A user guide. (2015). Newcastle University. Gmurek, M., Borowska, E., Schwartz, T. ve Horn, H. (2022). Does light-based tertiary treatment prevent the spread of antibiotic resistance genes? Performance, regrowth and future direction. Science of The Total Environment, 817, 153001. doi: 10.1016/j.scitotenv.2022.153001 Guerra-Rodríguez, S., Rodríguez, E., Singh, D. N. ve Rodríguez-Chueca, J. (2018). Assessment of sulfate radical-based advanced oxidation processes for water and wastewater treatment: A Review. Water, 10(12), 1828-1847. doi: 10.3390/w10121828 Guo, Q., Zhou, C., Ma, Z. ve Yang, X. (2019). Fundamentals of TiO2 photocatalysis: concepts, mechanisms, and challenges. Advanced Materials, 31(50), 1-26. doi: 10.1002/adma.201901997 Gutiérrez-Alfaro, S., Acevedo, A., Rodríguez, J., Carpio, E. A. ve Manzano, M. A. (2015). Solar photocatalytic water disinfection of Escherichia coli, Enterococcus spp. and Clostridium Perfringens using different low-cost devices. Journal of Chemical Technology and Biotechnology, 91, 2016-2037. doi: 10.1002/jctb.4795 Hom, L. W. (1972). Kinetics of chlorine disinfection in an ecosystem. J. Sanit. Eng. Div. ASCE, 98(1), 183-193. doi: 10.1061/JSEDAI.0001370 Horan, N.J. (2003). Faecal indicator organisms. Handbook of Water and Wastewater Microbiology, Academic Press, UK, 610s. İçme suyu temin edilen suların kalitesi ve arıtılması hakkında yönetmelik. (2019). Ankara: Tarım ve Orman Bakanlığı. Erişim adresi: https://www.resmigazete.gov.tr/eskiler/2019/07/20190706-8.htm İnsani tüketim amaçlı sular hakkında yönetmelikte değişiklik yapılmasına dair yönetmelik. (2016). Ankara: Sağlık Bakanlığı. Erişim adresi: https://www.resmigazete.gov.tr/eskiler/2016/10/20161020-3.htm Jungfer, C., Schwartz, T. ve Obst, U. (2007). UV-induced dark repair mechanisms in bacteria associated with drinking water. Water research, 41(1), 188–196. doi: 10.1016/j.watres.2006.09.001 Karaman, S. ve Gökalp, Z. (2010). Küresel ısınma ve iklim değişikliğinin su kaynakları üzerine etkileri. Tarım Bilimleri Araştırma Dergisi, 3(1), 59-66. Kciuk, M., Marciniak, B., Mojzych, M. ve Kontek, R. (2020). Focus on UV-Induced DNA damage and repair—disease relevance and protective strategies. International Journal of Molecular Sciences, 21(19), 7264. doi: 10.3390/ijms21197264 90 Kraft, A. (2008). Electrochemical water disinfection: A short review. Platinum Metals Review, 52(3), 177–185. doi: 10.1595/147106708X329273 Li, R. ve Li, C. (2017). Photocatalytic water splitting on semiconductor-based photocatalysts. Advances in Catalysis, 60, 1–57. doi: 10.1016/bs.acat.2017.09.001 Luzi, S., Tobler, M., Suter, F. ve Meierhofer, R. (2016). SODIS manual Guidance on solar water disinfection, SANDEC-EAWAG, Switzerland. Maes, S., Vackier, T., Nguyen Huu, S., Heyndrickx, M., Steenackers, H., Sampers, I., Raes, K., Verplaetse, A. ve de Reu, K. (2019). Occurrence and characterisation of biofilms in drinking water systems of broiler houses. BMC Microbiology, 19(1), 1–15. doi: 10.1186/s12866-019-1451-5 Mafart, P., Couvert, O., Gaillard, S. ve Legurinel, I. (2002). On caltulating sterility in thermal preservation methods: application of the Weibull frequency distribution model. Int. J. Food Microbiol. 72: 107-113. doi: 10.1016/S0168-1605(01)00624-9 Magana-Arachchi, D. N. ve Wanigatunge, R. P. (2020). Ubiquitous waterborne pathogens. Waterborne Pathogens, 15–42. doi: 10.1016/B978-0-12-818783-8.00002-5 Marjanovic, M., Giannakis, S., Grandjean, D., de Alencastro, L. F. ve 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. doi: 10.1016/j.watres.2018.04.054 Matzek, L. W. ve Carter, K. E. (2016). Activated persulfate for organic chemical degradation: A review. Chemosphere, 151, 178–188. doi: 10.1016/j.chemosphere.2016.02.055 McGuigan, K. G., Joyce, T. M., Conroy, R. M., Gillespie, J. B. ve Elmore-Meegan, M. (1998). Solar disinfection of drinking water contained in transparent plastic bottles: characterizing the bacterial inactivation process. Journal of applied microbiology, 84(6), 1138–1148. doi: 10.1046/j.1365-2672.1998.00455.x Meierhofer, R. ve Landolt, G. (2009). Factors supporting the sustained use of solar water disinfection — Experiences from a global promotion and dissemination programme. Desalination, 248(1–3), 144–151. doi: 10.1016/j.desal.2008.05.050 Meierhofer, R. ve Wegelin, M. (2002). Solar water disinfection: A Guide for the application of SODİS, SANDEC-EAWAG, Switzerland. Moreno-Andrés, J., Rios Quintero, R., Acevedo-Merino, A. ve Nebot, E. (2019). Disinfection performance using a UV/persulfate system: effects derived from different aqueous matrices. Photochem. Photobiol. Sci, 18, 878-883. doi: 10.1039/c8pp00304a Moreno-SanSegundo, J., Giannakis, S., Samoili, S., Farinelli, G., McGuigan, K. G., Pulgarín, C. ve Marugán, J. (2021). SODIS potential: A novel parameter to assess the 91 suitability of solar water disinfection worldwide. Chemical Engineering Journal, 419, 129889. doi: 10.1016/j.cej.2021.129889 Nelson, K. L., Boehm, A. B., Davies-Colley, R. J., Dodd, M. C., Kohn, T., Linden, K. G., Liu, Y., Maraccini, P. A., McNeill, K., Mitch, W. A., Nguyen, T. H., Parker, K. M., Rodriguez, R. A., Sassoubre, L. M., Silverman, A. I., Wigginton, K. R. ve Zepp, R. G. (2018). Sunlight-mediated inactivation of health-relevant microorganisms in water: a review of mechanisms and modeling approaches. Environmental Science: Processes & Impacts, 20(8), 1089–1122. doi: 10.1039/C8EM00047F Ngwenya, N., Ncube, E. J. ve Parsons, J. (2013). Recent advances in drinking water disinfection: Successes and challenges. Reviews of Environmental Contamination and Toxicology, 222, 111–170. doi: 10.1007/978-1-4614-4717-7_4 Nocker, A., Burr, M. ve Camper, A. (2014). Pathogens in water and biofilms. Microbiology of Waterborne Diseases: Microbiological Aspects and Risks: Second Edition, 3–32. Onur, E., Tuğrul, B. ve Bozyiğit, F. (2009). DNA hasarı ve onarım mekanizmaları. Türk Klinik Biyokimya Derg, 7(2), 61–70. Payment, P., Waite, M. ve Dufour, A. (2003). Introducing parameters for the assessment of drinking water quality. Assessing Microbial Safety of Drinking Water, World Health Organization and the Organisation for Economic Co-operation and Development, IWA Publishing, UK. Pichel, N., Vivar, M. ve Fuentes, M. (2019). The problem of drinking water access: A review of disinfection technologies with an emphasis on solar treatment methods. Chemosphere, 218, 1014–1030. doi: 10.1016/j.chemosphere.2018.11.205 Rincón, A. G. ve Pulgarin, C. (2004). Bactericidal action of illuminated TiO2 on pure Escherichia coli and natural bacterial consortia: post-irradiation events in the dark and assessment of the effective disinfection time. Applied Catalysis B: Environmental, 49(2), 99–112. doi: 10.1016/j.apcatb.2003.11.013 Rodríguez-Chueca, J., Giannakis, S., Marjanovic, M., Kohantorabi, M., Gholami, M. R., Grandjean, D., de Alencastro, L. F. ve Pulgarín, C. (2019). Solar-assisted bacterial disinfection and removal of contaminants of emerging concern by Fe2+-activated HSO -5 vs. S O 2- 2 8 in drinking water. Applied Catalysis B: Environmental, 248, 62–72. doi: 10.1016/j.apcatb.2019.02.018 Rodríguez-Chueca, J., Silva, T., Fernandes, J. R., Lucas, M. S., Puma, G. L., Peres, J. A. ve Sampaio, A. (2017a). Inactivation of pathogenic microorganisms in freshwater using HSO -5 / UV-A LED and HSO - n+ 5 /M /UV-A LED oxidation processes. Water Research, 123, 113-123. doi: 10.1016/j.watres.2017.06.021 Rodríguez-Chueca, J., Moreira, S. I., Lucas, M.S., Fernandes, J. R., Tavares, P. B., Sampaio, A. ve Peres, J. A. (2017b). Disinfection of simulated and real winery wastewater 92 using sulphate radicals: Peroxymonosulphate/transition metal/UV-A LED oxidation. Journal of Cleaner Production, 149, 805-817. doi: 10.1016/j.jclepro.2017.02.135 Rodríguez-Chueca, J.,Ormad, M. P., Mosteo, R. ve Ovelleiro, J. L. (2015). Kinetic modeling of Escherichia coli and Enterococcus sp. inactivation in wastewater treatment by photo-Fenton and H2O2/UV–vis processes. Chemical Engineering Science, 138, 730- 740. doi: 10.1016/j.ces.2015.08.051 Salcedo, I., Andrade, J. A., Quiroga, J. M. ve Nebot, E. (2007). Photoreactivation and dark repair in UV-treated microorganisms: effect of temperature. Applied and Environmental Microbiology, 73(5), 1594-1600. doi: 10.1128%2FAEM.02145-06 Schroeder, E. ve Wuertz, S. (2003). Bacteria. Handbook of Water and Wastewater Microbiology, Academic Press, UK, 160s. Serna-Galvis, E. A., Salazar-Ospina, L., Jiménez, J. N., Pino, N. J. ve Torres-Palma, R. A. (2020). Elimination of carbapenem resistant Klebsiella pneumoniae in water by UV- C, UV-C/persulfate and UV-C/H2O2. Evaluation of response to antibiotic, residual effect of the processes and removal of resistance gene. Journal of Environmental Chemical Engineering, 8(1), 102196. doi: 10.1016/j.jece.2018.02.004 Sigma-Aldrich. (2022). Erişim adresi: https://www.sigmaaldrich.com/TR/en Su kaynakları yönetimi ve güvenliği on birinci kalkınma planı (2019-2023). (2018). Ankara: Kalkınma Bakanlığı. Erişim adresi: https://www.sbb.gov.tr/wp- content/uploads/2020/04/SuKaynaklariYonetimi_ve_GuvenligiOzelIhtisasKomisyonuR aporu.pdf Şengül Topaç, B. (2016). Evsel atıksuların solar ve Uv ışığına dayalı ileri oksidasyon prosesleri ile dezenfeksiyonu. (Doktora tezi), Ulusal Tez Merkezi veri tabanından erişildi. Erişim no: 459154 Şengül, B. ve Alkan, U. (2018). Evsel atıksuların solar TiO2 fotokatalizi ile dezenfeksiyonu. İklim Değişikliği ve Çevre, 3(2), 39-46. Tran, N. H., Gin, K. Y. H. ve Ngo, H. H. (2015). Fecal pollution source tracking toolbox for identification, evaluation and characterization of fecal contamination in receiving urban surface waters and groundwater. The Science of the Total Environment, 538, 38- 57. doi: 10.1016/j.scitotenv.2015.07.155 Tsydenova, O., Batoev, V. Ve Batoeva, A. (2015). Solar-enhanced advanced oxidation processes for water treatment: Simultaneous removal of pathogens and chemical pollutants. International Journal of Environmental Research and Public Health, 12(8), 9542-9561. doi: 10.3390/ijerph120809542 Türk Standartları Enstitüsü. (2005). İnsani tüketim amaçlı sular (TS 266). Ankara. 93 Türkiye İstatistik Kurumu, (2021). Su ve atıksu istatistikleri, Türkiye İstatistik Kurumu, Ankara. Erişim adresi: https://data.tuik.gov.tr/Bulten/Index?p=Su-ve-Atiksu- Istatistikleri-2020-37197 Valero, P., Giannakis, S., Mosteo, R., Ormad, M. P. ve Pulgarin, C. (2017). Comparative effect of growth media on the monitoring of E. coli inactivation and regrowth after solar and photo-Fenton treatment. Chemical Engineering Journal, 313, 109–120. doi: 10.1016/j.cej.2016.11.126 Venâncio, J. P. F., Rodrigues, C. S. D., Nunes, O. C. ve Madeira, L. M. (2022). Application of iron-activated persulfate for municipal wastewater disinfection. Journal of Hazardous Materials, 426. doi: 10.1016/j.jhazmat.2021.127989 Wacławek, S., Lutze, H. v., Grübel, K., Padil, V. V. T., Černík, M. ve Dionysiou, D. D. (2017). Chemistry of persulfates in water and wastewater treatment: A review. Chemical Engineering Journal, 330, 44–62. doi: 10.1016/j.cej.2017.07.132 Wang, J. ve Wang, S. (2018). Activation of persulfate (PS) and peroxymonosulfate (PMS) and application for the degradation of emerging contaminants. Chemical Engineering Journal, 334, 1502–1517. doi: 10.1016/j.cej.2017.11.059 Wang, W., Wang, H., Li, G., An, T., Zhao, H. ve Wong, P. K. (2019). Catalyst-free activation of persulfate by visible light for water disinfection: Efficiency and mechanisms. Water Research, 157, 106–118. doi: 10.1016/j.watres.2019.03.071 Wang, W., Wang, H., Li, G., Wong, P.K. ve An, T. (2020). Visible light activation of persulfate by magnetic hydrochar for bacterial inactivation: Efficiency, recyclability and mechanisms. Water Research, 176, 115746. doi: 10.1016/j.watres.2020.115746 Wen, G., Xu, X., Zhu, H., Huang, T. ve 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. doi: 10.1016/j.cej.2017.07.055 Wordofa, D. N., Walker, S. L. ve Liu, H. (2017). Sulfate radical-induced disinfection of pathogenic Escherichia coli O157:H7 via iron-activated persulfate. Environmental Science and Technology Letters, 4(4), 154–160. doi: 10.1021/acs.estlett.7b00035 World Health Organization. (2017). Guidelines for drinking-water quality: fourth edition incorporating the first addendum. Geneva. Erişim adresi: http://www.who.int/water_sanitation_health/publications/drinking-water-quality- guidelines-4-including-1st-addendum/en/ Xia, D., Li, Y., Huang, G., Yin, R., An, T., Li, G., Zhao, H., Lu, A. ve Wong, P. K. (2017). Activation of persulfates by natural magnetic pyrrhotite for water disinfection: Efficiency, mechanisms, and stability. Water Research, 112, 236-247. doi: 10.1016/j.watres.2017.01.052 94 Xiao, R., Liu, K., Bai, L., Minakata, D., Seo, Y., Kaya Göktaş, R., Dionysiou, D. D., Tang, C. J., Wei, Z. ve Spinney, R. (2019). Inactivation of pathogenic microorganisms by sulfate radical: Present and future. Chemical Engineering Journal, 371, 222–232. doi: 10.1016/j.cej.2019.03.296 Xiong, R., Xie, G., Edmondson, A. E. ve Sheard, M. A. (1999). A mathematical model for bacterial inactivation. International Journal of Food Microbiology, 46(1), 45–55. doi: 10.1016/s0168-1605(98)00172-x Yalılı Kılıç, M., Dönmez, T. ve Adalı, S. (2021). Bursa ve Karaman illerinde konutlarda güneş enerji potansiyelinin uygulanabilirliğinin araştırılması. Uludağ Üniversitesi Mühendislik Fakültesi Dergisi, 26(2), 421-432. doi: 10.17482/uumfd.952925 Yang, J., Zhu, M. ve Dionysiou, D. D. (2021). What is the role of light in persulfate-based advanced oxidation for water treatment?. Water Research, 189: 116627. doi: 10.1016/j.watres.2020.116627 Yasar, A., Nasır, A. ve 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. doi: 10.1111/j.1478-4408.2006.00028.x Zăbavă, B.Ş., Voıcu,G., Paraschıv, G., Dıncă, M., Ungureanu, N. ve Ionescu, M. (2018). Wastewater disinfection by chlorination, ozonation and ultraviolet (Uv) – A review, 7th International Conference on Thermal Equipment, Renewable Energy and Rural Development. Zhang, Y., Wei, M., Huang, K., Yu, K., Liang, J., Wei, F., Huang, J. ve Yin, X. (2022). Inactivation of E. coli and Streptococcus agalactiae by UV/persulfate during marine aquaculture disinfection. Environmental Science and Pollution Research, 1–14. doi: 10.1007/s11356-022-19108-y 95 ÖZGEÇMİŞ Adı Soyadı : Gülbiye Demirci Doğum Yeri ve Tarihi : Bulgaristan / 19.02.1991 Yabancı Dil : İngilizce Eğitim Durumu Lise : L. Aslan Çimento Anadolu Teknik Lisesi Lisans : Uludağ Üniversitesi Çevre Mühendisliği Bölümü Yüksek Lisans : Bursa Uludağ Üniversitesi Çevre Mühendisliği A.B.D. İletişim (e-posta) : gulbiyedemirci@gmail.com 96