close

Enter

Log in using OpenID

1 T.C. SELÇUK ÜNĠVERSĠTESĠ FEN BĠLĠMLERĠ ENSTĠTÜSÜ

embedDownload
T.C.
SELÇUK ÜNĠVERSĠTESĠ
FEN BĠLĠMLERĠ ENSTĠTÜSÜ
CYANEX 923 ĠMMOBĠLĠZE EDĠLMĠġ SOL
JEL SĠLĠKA ĠLE SULARDAKĠ Cr(VI)’NIN
GĠDERĠLMESĠ
Özlem TEKELĠOĞLU
YÜKSEK LĠSANS TEZĠ
Çevre Mühendisliği Anabilim Dalını
Ekim-2010
KONYA
Her Hakkı Saklıdır
1
ÖZET
YÜKSEK LĠSANS TEZĠ
CYANEX 923 ĠMMOBĠLĠZE EDĠLMĠġ SOL JEL SĠLĠKA ĠLE SULARDAKĠ
Cr(VI)’NIN GĠDERĠLMESĠ
Özlem TEKELĠOĞLU
Selçuk Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü
Çevre Mühendisliği Anabilim Dalı
DanıĢman: Doç. Dr. Ali TOR
2010, 47 Sayfa
Bu çalıĢmada, immobilize edilmiĢ Cyanex 923 içeren sol-jel silika ile sulardan
Cr(VI)’nın giderimi incelenmiĢtir. FT-IR spektroskopisi ile yapılan karakterizasyon
çalıĢması Cyanex 923’ün sol-jel silika yapısına katıldığını göstermiĢtir. Kesikli sisteme
göre yapılan denemeler Cyanex 923 içeren sol-jel silikanın sudaki Cr(VI) gideriminde
etkili bir Ģekilde kullanılabileceğini göstermiĢtir. Elde edilen sorbent ile Cr(VI) giderimi
pH’a oldukça bağlıdır ve gerekli temas süresi 10 dakikadır. En iyi Cr(VI) giderimi pH
1.0’de elde edilmiĢtir. Langmuir izoterm modeli, Freundlich izoterm modeline kıyasla,
sorpsiyon verilerini daha iyi temsil etmektedir. Rejenerasyon çalıĢmaları, Cyanex 923
içeren sol jel silikanın sulardaki Cr(VI) gideriminde dört defa tekrar kullanılabileceğini
göstermiĢtir.
Anahtar Kelimeler: Cyanex
923, sol-jel silika, Cr(VI) giderimi, adsorpsiyon.
iv
ABSTRACT
MS THESIS
REMOVAL OF Cr(VI) FROM WATER BY CYANEX–923 IMMOBILIZED
SOL-GEL SILICA
Özlem TEKELĠOĞLU
THE GRADUATE SCHOOL OF NATURAL AND APPLIED SCIENCE
OF SELÇUK UNIVERSITY
THE DEGREE OF MASTER OF SCIENCE
IN ENVIRONMENTAL ENGINEERING
Advisor: Assoc. Prof. Dr. Ali TOR
2010, 47 Pages
In this study, the removal of Cr(VI) from aqueous solution by using sol-gel silica
containing immobilized Cyanex 923 was investigated. The characterisation study by
FT-IR spectroscopy proved the presence of Cyanex 923 in the sol-gel silica structure.
The batch sorption experiments showed that sol gel silica contaning Cyanex 923 can be
effectively used to remove Cr(VI) from water. Sorption equilibrium was achieved in 10
minutes. The sorption of Cr(VI) by sol gel silica contaning Cyanex 923 strongly
depends on the pH of the solution. Maximum removal of Cr(VI) was obtained at pH
1.0. The suitability of the Freundlich and Langmuir sorption models was also
investigated and it was found that the Langmuir isotherm better represented the sorption
data. The regeneration studies indicated that sol gel silica contaning Cyanex 923 was of
reusability for the removal of Cr(VI) from aqueous solutions in four cycles.
Keywords: Cyanex
923, sol-gel silica, removal of Cr(VI), adsorption.
v
ÖNSÖZ
Bu çalıĢmada bilgi ve tecrübeleri ile yardımlarını esirgemeyen danıĢman Hocam
Sayın Doç. Dr. Ali TOR’a teĢekkürlerimi sunarım. Ayrıca, çalıĢmalarım sırasında
bölümümüzün imkanlarını bana sunan Çevre Mühendisliği Bölüm BaĢkanı Sayın Prof.
Dr. Mehmet Emin AYDIN’a teĢekkür ederim.
Yüksek Lisans çalıĢmalarım sırasında desteğini esirgemeyen Selçuklu
Belediyesi BaĢkanı Sayın Uğur Ġbrahim ALTAY’a ve Destek Hizmetleri Müdürü Sayın
Recep ĠPEKCĠ’ye ayrıca teĢekkürlerimi sunarım. Son olarak, yüksek lisans
çalıĢmalarım
boyunca
beni
yalnız
bırakmayan
değerli
eĢim
Süleyman
TEKELĠOĞLU’na ve aileme teĢekkürü bir borç bilirim.
Özlem TEKELĠOĞLU
Konya, 2010
vi
ĠÇĠNDEKĠLER
ÖZET .............................................................................................................................. iv
ABSTRACT ..................................................................................................................... v
ÖNSÖZ ........................................................................................................................... vi
ĠÇĠNDEKĠLER ............................................................................................................. vii
SĠMGELER VE KISALTMALAR .............................................................................. ix
ġEKĠLLER DĠZĠNĠ ....................................................................................................... ix
ÇĠZELGELER DĠZĠNĠ .................................................................................................. x
1. GĠRĠġ ........................................................................................................................... 1
1.1. ÇalıĢmanın önemi .................................................................................................. 1
2. KAYNAK ARAġTIRMASI ....................................................................................... 4
2.1. Kromun Fiziksel ve Kimyasal Özellikleri ............................................................. 4
2.2. Kromun Endüstride Kullanımı .............................................................................. 6
2.3. Kromun Çevre Sağlığına Etkileri ......................................................................... 7
2.4. Kromun Toksisitesi ............................................................................................... 9
2.5. Sulardan Ağır Metal Giderim Yöntemleri………………………………………..9
2.6. Adsorpsiyon ........................................................................................................ 11
2.6.1. Adsorpsiyon prosesinin kullanıldığı yerler ................................................... 11
2.6.2. Adsorban maddeler ....................................................................................... 11
2.6.3. Adsorpsiyon mekanizması ............................................................................ 14
2.6.4. Adsorbsiyonu etkileyen faktörler.................................................................. 15
2.6.5. Adsorbsiyon Ġzotermleri……………………………………………………16
2.7. DeğiĢik Adsorbentler ile Kromun Sudan UzaklaĢtırılması ÇalıĢmaları ............ 21
2.8. Ağır Metal Gideriminde Modifiye EdilmiĢ Silikanın Kullanılması ................... 24
3. MATERYAL VE METOT ....................................................................................... 26
3.1. Deneylerde Kullanılan Adsorban ve Kimyasal Maddeler ................................... 26
3.2. Sol-jel Silikanın HazırlanıĢı ................................................................................. 26
3.3. Kesikli Adsorpsiyon Deneyleri ............................................................................ 26
4. ARAġTIRMA BULGULARI VE TARTIġMA ..................................................... 28
4.1. Cyanex-923 Ġmmobilize EdilmiĢ Sol Jel Silika’nın FT-IR Analizi ..................... 28
4.2. Adsorpsiyon Deneyleri ....................................................................................... 29
4.2.1. Çözelti pH’nın Etkisi ve Cr(VI) Tutma Mekanizması.................................. 29
4.2.2. Temas Süresinin Etkisi ............................................................................... 31
4.2.3. Adsorpsiyon Ġzoterm Modelleri .................................................................. 33
4.2.4. Sol-Jel Silika Miktarının Cr(VI) Adsorpsiyonuna Etkisi ........................... 35
4.2.5. Sol-Jel Silikanın Rejenerasyonu ................................................................. 36
vii
5. SONUÇLAR VE ÖNERĠLER ................................................................................. 38
KAYNAKLAR .............................................................................................................. 39
ÖZGEÇMĠġ .................................................................................................................. 47
viii
SĠMGELER VE KISALTMALAR
Simgeler
o
C:
mg:
g:
mL:
L:
rpm:
µm:
M:
Santigrat derece
Miligram
gram
Mililitre
Litre
Devir dakika
mikrometre
Molar
Kısaltmalar
UV:
FT-IR:
Ultra-viyole
Fourier Transform Infrared Spectroskopisi
ix
ġEKĠLLER DĠZĠNĠ
Sayfa
ġekil 2.1.
Langmuir adsorpsiyon izoterminin grafiksel ifadesi
18
ġekil 2.2.
Langmuir adsorpsiyon izoterminin doğrusallaĢtırılmıĢ Ģekli
19
ġekil 2.3.
Freundlich izoterminin grafiksel ifadesi
20
ġekil 2.4.
Freundlich bağlantısının doğrusallaĢtırılmıĢ Ģekli
20
ġekil 4.1.
Cyanex 923, blank sol-jel silika ve Cyanex 923 immobilize
edilmiĢ sol-jel silika’ya ait IR spekturumu
Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile Cr(VI) giderimi
üzerine çözelti pH’sının etkisi (Cr(VI) konsantrasyonu: 20
mg/L, sol-jel silika miktarı: 4 g/L, temas süresi: 1 saat,
karıĢtırma hızı: 200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC)
Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile Cr(VI)
giderimine temas süresinin etkisi (Cr(VI) konsantrasyonu: 20
mg/L, sol-jel silika miktarı: 4 g/L, çözelti pH’sı: 1.0, karıĢtırma
hızı: 200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC)
Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile Cr(VI)
giderimine temas süresinin etkisi, (a) t=0, (b) t=5’
Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile su ortamından
Cr(VI) sorpsiyonu (çözelti pH’sı: 1.0, sol-jel silika miktarı: 4
g/L, karıĢtırma hızı: 200 rpm ve sıcaklık: 25 oC)
Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile su ortamından
Cr(VI) sorpsiyonu için Langmuir izotermi (çözelti pH’sı: 1.0,
sol-jel silika miktarı: 4 g/L, karıĢtırma hızı: 200 rpm ve sıcaklık:
25 1 oC)
Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile su ortamından
Cr(VI) sorpsiyonu için Freundlich izotermi (çözelti pH’sı: 1.0,
sol-jelsilika miktarı: 4 g/L, karıĢtırma hızı: 200 rpm ve sıcaklık:
25 1 oC)
Sol-jel silika miktarının Cr(VI) giderimine etkisi (Cr(VI)
konsantrasyonu: 20 mg/L, çözelti pH’sı: 1.0, karıĢtırma hızı:
200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC)
Rejenere edilmiĢ sol-jel silikanın tekrar kullanılabilme sayısı
(Cr(VI) konsantrasyonu: 20 mg/L, çözelti pH’sı: 1.0, karıĢtırma
hızı: 200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC, rejenerasyon çözeltisi: 0.5
M)
16
ġekil 4.2.
ġekil 4.3.
ġekil 4.4.
ġekil 4.5.
ġekil 4.6.
ġekil 4.7.
ġekil 4.8.
ġekil 4.9.
x
17
19
20
22
22
23
24
25
ÇĠZELGELER DĠZĠNĠ
Çizelge 1.1.
Çizelge 2.1.
Çizelge 4.1.
Ağır metallerin yoğun olarak kullanıldıkları Endüstri Dalları
Kromun fiziksel özellikleri
Langmuir ve Freundlich izoterm modeli parametreleri
xi
Sayfa
2
5
23
1.
GĠRĠġ
Ġnsan yaratılıĢı gereği sonsuz ihtiyaçlarını sınırlı kaynaklarla karĢılamak
zorundadır. Çevre sorunlarının ve kirlenmenin en büyük kaynağı insandır. Nüfusun
hızla artmadığı dönemlerde çevre sorunlarından söz edilmiyordu. Eskiden de atıklar,
çöpler, kullanılmıĢ sular, kanalizasyon suları çoğunlukla temizlenmeden adı kasaba,
köy, kent olan yerleĢim merkezlerinin yakınındaki derelere, nehirlere, göllere ve
denizlere dökülüyordu. Ancak artan nüfus ve endüstrileĢme bunların hem niceliğinin
hem de niteliğini değiĢtirdi (Türkiye Çevre Sorunları Vakfı, 1981). Çağımız insanının
karĢılaĢtığı sorunların en büyük ve önemlilerinden birisi yaĢadığımız çevrenin doğal
yapısının bozulmasıdır. Hava, su (deniz, göl, akarsu, yer altı suları), toprak kirliliği,
gürültü kirliliği baĢlığı altında ele alınan bu sorunlar giderek büyümekte ve insanın
çevresinin daha yaĢanılmaz duruma getirmektedir.
Günümüzde nüfusun hızla artması, ĢehirleĢme ve endüstrileĢme sonucu çeĢitli
kirleticiler sulara karıĢmakta ve su kaynaklarının kalitelerinin bozulmasına, nihayetinde
de kirlenmesine neden olmaktadır. Su kaynaklarını kirleten maddeler arasında ağır
metaller, çevrede ve canlılarda birikme özelliği göstermeleri, toksik özellikleri ve çeĢitli
sağlık sorunlarına sebep olmaları dolayısı ile ayrı bir öneme sahiptir ve mutlaka
sulardan giderilmeleri gerekir. Eser miktarlarda bile toksik etki yapan bu metaller
arasında en önemli grubu Hg, Pb, Cd, Cr, Ni, Zn ,Cu, As, gibi metaller oluĢturmaktadır.
1.1. ÇalıĢmanın önemi
Çok sayıda ağır metaller sucul ortamlara hem doğal kaynaklardan hem de insan
aktiviteleri sonucu oluĢan kaynaklardan ulaĢılabilir. Ağır metallerin su ortamlarına
taĢınmasında etkili olan doğal kaynaklar Ģöyle sıralanabilir; karasal ortamlarda oluĢan
erozyon sonucu ağır metallerin akarsular yardımıyla kıyısal bölgelere taĢınması, derin
deniz diplerindeki volkanik aktiviteler sonucu ağır metallerin denizel ortamlara
ulaĢması, karasal volkanik aktiviteler, erozyon ve orman yangınları gibi doğal olaylar
sonucu atmosfere karıĢan ağır metallerin toz ve partikül maddelerle sucul ortamlara
ulaĢması. Ağır metallerin su ortamlarına ulaĢmasında insan faaliyetleri sonucu oluĢan
kaynaklar ise Ģöyle sıralanabilir; Jeolojik ayrıĢma ve aĢınma, madenlerin çıkarılması ve
1
iĢlenmeleri sonucu, endüstriyel kökenli atıklardan, evsel atıklar ve Ģehir sel suları,
tarımsal aktiviteler sonucu oluĢan metal giriĢleri, özel kaynaklar, çok kaynaklı etkiler.
Bu kaynaklar içinde en etkili olanı endüstriyel kökenli atıklardır. Ağır metaller
endüstrinin pek çok dalında çok yoğun olarak kullanılmaktadır. (Çizelge 1.1)
Çizelge 1.1. Ağır metallerin yoğun olarak kullanıldıkları Endüstri Dalları, (Büyükdere, 2001)
Endüstri Dalı
Cd
Cr Cu Fe
Hg
X
Mn
Pb Ni
Zn
X
X
X
Kağıt Karton ve Selüloz Sanayii
X
Org. Kimyasallar, Petrokimya X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
San.
Alkaliler, klor, inorganik kim. X
San.
Gübreler
X
X
X
X
Petrol Rafinelerinde
X
X
X
X
Demir, Çelik dökümhanelerinde
X
X
X
X
Demir, Çelik DıĢındaki Metal X
X
Motorlu taĢıt ve Uçak kaplaması X
X
Cam, çimento asbest üretimi
X
Tekstil Sanayinde
X
Deri tabaklamasında
X
Buhar gücüyle çalıĢan elekt.
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
San.
X
Sant.
Krom, Çizelge 1’den de görüldüğü gibi pek çok endüstriyel uygulamada yaygın
bir Ģekilde kullanılmaktadır. Endüstriyel faaliyetler sonucunda oluĢan atık suların
arıtılmadan çevreye bırakılması, yüzeysel su kaynaklarında, yer altı su kaynaklarında ve
toprakta önemli miktarda krom artıĢına sebep olmaktadır (Kotas ve ark., 2000; PantsarKallio ve ark., 2001, Büyükerkek, 2004). Krom, çevre numunelerinde ya Cr(VI) ya da
Cr(III) formunda bulunmaktadır. Cr(VI), Cr(III)’e kıyasla daha toksik özelliktedir ve
Cr(III)’e kıyasla daha sorunlu krom formu olarak kabul edilmektedir (Cotton, ve ark.,
1988). Bu sebeplerden dolayı çevre numunelerinden Cr(VI)’nın giderilmesi çevre
sağlığı açısından önem taĢımaktadır.
2
Cr(VI)’nın su ortamından uzaklaĢtırılmasında kullanılan metotlar arasında en
çok kullanılanları, solvent ekstraksiyonu (Lo ve Shiue, 1998; Venkateswaran ve ark.,
2004), iyon değiĢtirici reçineler ile giderim (Pehlivan ve Çetin, 2009), adsorpsiyon
(Gupta ve ark., 2001), iyon değiĢtirici membranların kullanıldığı Donnaz diyaliz
(Çengeloğlu ve ark., 2003) ve elektrodiyaliz
(Tor ve ark., 2004), aktive edilmiĢ
kompozit membranlar (Arslan ve Ark., 2009) ile taĢıma ve uzaklaĢtırma ve
nanofiltrasyon (Hafiane ve ark., 2000)’dur. Bu yöntemlere ilave olarak son yıllarda katısıvı ekstraksiyon yöntemi ile ayırma ve uzaklaĢtırma iĢlemleri de yaygın bir Ģekilde
kullanılmaktadır.
Silika metaryali, büyük yüzey alanı, uygun boĢluklara sahip olması, mekanik
dayanıklılığa ve termal kararlılığa sahip olması ve su ortamında ĢiĢmeme gibi
avantajlarından dolayı son yıllarda katı-sıvı ekstraksiyonlarında destek maddesi olarak
yaygın bir Ģekilde kullanılmaktadır. DeğiĢik organik ligandlar ile (taç eterler (Saad ve
ark., 2006), 1,5-difenilkarbazit (Khan ve ark., 2006), trialkilfosfinoksit (Liu ve ark.,
2007), Cyanex 272 (Bari ve ark. 2009)) fonksiyonlandırılmıĢ sol-jel silika metal
gideriminde etkili bir Ģekilde kullanılmaktadır.
Cyanex-923, fosfin oksitler karıĢımı (Dioktil-monoheksil fosfin oksit (% 40-44),
monooktildiheksil fosfinoksit
(% 28-32) ve tri-n-oktilfosfin oksit (% 12-16) olup,
Cr(VI)’nın destekli sıvı membranlar (Alguacil ve ark., 2004) ve aktive edilmiĢ kompozit
membranlar (Arslan ve ark., 2009) ile su ortamından uzaklaĢtırılmasında kullanılmıĢtır.
Yapılan literatür araĢtırmalarına göre, Cyanex-923’ün sol-jel silika üzerine
immobilizasyonu ile ilgili henüz bir çalıĢma yapılmamıĢtır. Bu tez çalıĢmasında
Cyanex-923, sol-jel silika üzerine immobilize edilmiĢ ve kesikli sorpsiyon tekniği ile su
ortamından Cr(VI) gideriminde kullanımı araĢtırılmıĢtır.
3
2. KAYNAK ARAġTIRMASI
2.1. Kromun Fiziksel ve Kimyasal Özellikleri
Atom numarası 24, atom ağırlığı 51,996 olan krom, periyodik tablonun VI-B
grubunda bulunmaktadır (Baykut, 1979). Yer kabuğunda en fazla bulunan elementler
açısından sıralama yapıldığında, Al, Mg, Fe, Ti gibi elementlerden sonra gelerek 6.
sırada yer alan krom, tabiatta genellikle oksit ve sülfatlı bileĢikleri halinde bulunur
(Kimbrough ve ark., 1999). Krom nispeten yaygın bir elementtir ve yer kabugunda en
yaygın çıkarılan elementlerden 21. sıradadır (Chwastowska ve ark., 2005).
Krom elde edilmesinde en yaygın halde kullanılan mineral kromittir
(FeO.Cr2O3) ve bu cevher yüksek miktarda (%50’den fazla) krom oksit içermektedir.
Tabiatta bulunan krom bileĢikleri genellikle koyu kırmızı, yeĢil ya da sarı renklidir. En
çok bilinen krom bileĢikleri, alkali kromat ve bikromatlar (NaCrO4, Na2Cr2O5.2H2O,
K2Cr2O7), çeĢitli kromsülfatlar (Cr2(SO4)3.xH2O) ve kromik asit anhidritidir (CrO3).
Krom, “0” dan “VI” ya kadar olan yükseltgenme basamaklarının herhangi birinde
bulunabilir. Topraklar ve kayalar az miktarda da olsa krom içerir ve bu krom genellikle üç
değerli halde bulunur (Fawell ve ark., 2004). Bulunduğu bileĢiklerde genellikle, +2, +3 ve
+6 değerlikli olmakla birlikte, +1, +4 ve +5 değerlikli krom ihtiva eden bileĢikleri de
vardır. Bu krom türlerinden yalnızca Cr(III) ve Cr(VI) çevrede bulunabilecek kararlılığa
sahiptir. +2 değerlikli krom, kuvvetli bir indirgendir ve hava ya da sulu ortamda diğer
krom bileĢiklerine nazaran daha hızlı bir Ģekilde bozunur. Cr(III), daha düĢük ya da
yüksek oksidasyon basamaklarına geçerken oldukça fazla enerjiye ihtiyaç duymasından
dolayı oksidasyon basamağı en kararlı krom formudur. Cr(VI), oksidasyon basamakları
arasında ikinci kararlı haldir ve özellikle asidik ortamlarda kuvvetli yükseltgendir. +4 ve
+5 değerlikli krom türleri ise oldukça kararsız olduklarından doğada nadir olarak
bulunurlar. Çizelge 1.1.’de kromun fiziksel özellikleri yeralmaktadır.
4
Çizelge 2.1. Kromun fiziksel özellikleri (Fawell, 2004)
Özelligi
Cr
CrCl3
K2CrO4
Cr2O3
CrO3
Erime noktası (°C)
Kaynama noktası (°C)
Çözünürlük (g/litre)
Yoğunluk (g/cm3)
1857
2672
Çözünmez
7.14
1152
968.3
196
Az çözünür
2.76
790
2.73
2266
4000
Çözünmez
5.21
624
2.70
Cr(III) ve Cr(VI) içeren bileĢiklerin dağılımı, redoks potansiyeline, pH değerine,
yükseltgeyici veya indirgeyici bileĢikler bulunup bulunmamasına, redoks tepkimelerinin
kinetiğine, Cr(III) komplekslerinin veya çözünmez Cr(III) tuzlarının oluĢumuna ve
toplam krom deriĢimine bağlıdır. Toprakta Cr(III) baskındır. Cr(VI) organik maddeler
sayesinde kolayca Cr(III)’e indirgenebilir ve toprakta bulunması genellikle insan
faaliyetlerinin sonucunda olur. Genel olarak Cr(VI) tuzları Cr(III) tuzlarına göre daha
fazla çözünürler ve bu da Cr(VI)’nın görece hareketli olmasını sağlar (Fawell ve ark.,
2004).
Krom havada aerosoller biçiminde yeralır. Islak ve kuru tortulaĢma yoluyla
atmosferden ayrılabilir. Hem +3 degerli hem de +6 degerli krom havaya salınır. Analitik
güçlükler nedeniyle krom ortam havasındaki krom türünün saptanması çok az
mümkündür. (Fawell vd., 2004).
Doğada Cr(VI) genellikle HCrO4¯ , CrO42- HCr2O7¯ bileĢikleri halinde
bulunur (Hsu ve ark.., 2006). Öncelikli olarak (CrO42-) kromat ve (Cr2O7 2-) dikromat
Ģeklinde bulunan Cr(VI) diğer değerlikli hallerinden daha yüksek toksisite düzeyinde
bulunur (Agarwal ve ark.., 2005). Sulu çözeltilerde Cr(VI), kromik asit (H2Cr2O7) ve
onun tuzları (pK1= 0.8, pK2= 6.5) dikromat (Cr2O72-) Ģeklinde bulunur. Nötral
çözeltilerde düĢük deriĢimlerde ise HCrO4¯ ve CrO42- formunda yer almaktadır
(Korngold ve ark.., 2003). Sularda Cr(VI) pH 1-6 değerleri arasında, asidik Ģartlarda
Cr2O72- iyonları ortamda daha fazla bulunur iken, pH 6’ya yaklaĢtıkça HCrO4¯ iyonu
ortamda daha baskın hale gelmektedir. pH ≥ 6 olan ortamlarda ise Cr(VI) tamamen
CrO42- iyonu halinde bulunmaktadır (Stasinakis ve ark., 2003). Toksikolojik çalıĢmalar
bazı elementlerin toksisite derecesinin elementin kimyasal sekline bağlı olduğunu
göstermektedir. Cr(III) eser deriĢimlerde bitki ve hayvanlarda olduğu kadar insan
bünyesi için gerekli bir ögedir. Oysaki Cr(VI) potansiyel bir kansorejik etkendir
(Andriá- Cerezo ve ark., 1999; Agarwal ve ark., 2005; Karthiyekan ve ark., 2005; Di
5
Natale ve ark., 2006; Dubey ve ark., 2006; Hsu ve ark., 2006). Cr(III), karbonhidrat ve
yağların metabolizması için vazgeçilmez bir besindir. Cr(III), normal glikoz
toleransının devamlılığı için gereklidir (Liang ve ark., 2003; Narin ve ark., 2005; Dubey
ve ark., 2006). Cr(VI), mutojenik ve kanserojenik etki içerikli siddetli ve kronik bir
toksisiteye sahiptir (Liang ve ark., 2003; Narin ve ark., 2005; Verma ve ark., 2005;
Baran ve ark., 2006). Cr(III), Cr(VI)’ya oranla zararsız ve hareketsizdir. Cr(VI) sulu ve
yaglı ortamda kolayca hareket eder ve deriden adsorbe olabilen güçlü bir oksidasyon
etkenidir (Liang ve ark., 2003; Dubey ve ark., 2006). Tolerans düzeyi asıldıgı zaman
Cr(VI) insanda fiziksel, sinirsel ve biyolojik sistemlere zararlı etkiler verebilmektedir
(Valix ve ark., 2005). Cr(VI) formu Cr(III)’den 500 kez daha toksiktir (Low ve ark.,
1998; Kumar ve ark., 2006). Cr(VI) yağlar içinde daha kolay transfer olur (Low ve ark.,
1998). TahriĢ olmuĢ deriye geçmesiyle akciğer kanserine, böbrek, karaciğer ve mide
hasarlarına neden olmaktadır (Kumar ve ark., 2006). Kromat ve dikromat iyonları
sindirim organlarına etki eder ve yaygın deri iltihabına, ellerde ve kollarda etkili
ülserlere neden olur (Rojas ve ark., 2004). Cr(VI) iyonuna uluslararası kanser araĢtırma
bürosu (IARC) tarafından önem verilmektedir. Cr(VI) DNA transferine modifiye
olabilen çok güçlü bir kanserojendir (Ruotolo ve Gubulin, 2004). Atık sulardaki krom
bileĢikleri balıkların ve diğer akuatik canlıların yaĢamına toksik etkiler yapar. Cr(VI)
deniz suyunda fotosentezi bozar, deniz alglerinde üremeyi engeller, deniz balıklarında
ölüme neden olur. Balıklar için sudaki toksik miktarı 73.18 μg/L’dir (TÜDAV, 2004).
2.2. Kromun Endüstride Kullanımı
Doğada hiçbir zaman saf halde bulunmayan krom ya kromit cevherinden ya da
kromitle karıĢık bir demir cevherinden (FeO.Cr2O3) elde edilir. Krom, pek çok endüstri
dalında kullanılmaktadır. Isı değiĢtiricilerde korozyon engelleyici olarak, soğutmanın su
ile yapıldığı yerlerde pompaları korumak için, bir çok alaĢımın yapısında ve metal
kaplama endüstrisinde, boya endüstrisinde, dericilikte, cam eĢya temizliğinde, ahĢap
koruma amaçlı üretilen kimyasallarının yapımında yaygın bir Ģekilde kullanılmaktadır
(Kimbrough ve ark., 1999). Krom, çelik islerinden, elektro kaplamadan, tabaklama
sanayinden, oksitli boyamadan, kimya sanayilerinden ve sogutma suyu kulelerinden atık su
boĢaltımının sonucu olarak çevreye girer (Chwastowska vd., 2005). Endüstriyel atıklar
maksimum kirlenme düzeyinin üzerinde krom içerirler (Karthiyekan vd., 2005). Krom; deri
6
atölyeleri, çelik isleri, boyama ve krom kaplama, ahsap kaplama, yapay gübre, alüminyum,
cam, kurulama, tekstil ve pigment endüstrileri atıkları gibi bazı endüstriyel kirliliğin bir
sonucu olarak çok büyük bir kirleticidir. Bu nedenle doğal su, atık su örnekleri ve yağ
örnekleri gibi çevredeki örneklerin krom tayini çok önemli hale gelmiĢtir (Narin ve ark..,
2005; Verma ve ark.., 2005).
Krom bileĢiklerinin kullanıldığı endüstri türleri genel olarak üç ana baĢlık
altında toplamak mümkündür. Bunlar; metalürji endüstrisi, refraktör madde üretim
endüstrisi ve kimya endüstrisidir. Metalürji endüstrisinde krom, ferrokrom, ferro-silikokrom ve krom metali Ģeklinde kullanılarak, metal ve silah endüstrisinin çok önemli bir
maddesi olan paslanmaz çelik imalatı gerçekleĢtirilmektedir. Krom, çeliğe sertlik
kazandırarak, kırılmalara, darbelere, aĢınma ve oksitlenmeye karĢı koruma sağlar. Bu
özelliklerinden dolayı kromun çeĢitli alaĢımları, mermi, denizaltı, gemi, uçak, top ve
silahlarla ilgili destek sistemlerinde kullanılmaktadır. Krom sahip olduğu yüksek erime
noktası (1857 °C) sayesinde, asit ve alkalilere, ısıya ve elektriğe karĢı dayanıklı
refraktör malzeme üretiminde de önemli bir kullanım alanı bulmaktadır (Westbrook,
1983). Krom, kimya endüstrisinde de kromik asit ve boya hammaddesi yapımında, deri
tabaklama, boya pigmentlerinin yapımında, seramikler, parlatıcı kimyasalların
üretiminde yaygın bir Ģekilde kullanılmaktadır.
2.3. Kromun Çevre Sağlığına Etkileri
Krom, canlı bünyesine, genel olarak, deri yoluyla, yutma ve solunum yoluyla
girmekte ve olumsuz etkisini göstermektedir (Kimbrough ve ark., 1999).
Cr(III) ve Cr(VI) türleri arasındaki en önemli farklardan biri, Cr(VI)’nın kuvvetli
bir yükseltgen olmasına karĢılık Cr(III)’ün yükseltgen özellik göstermemesidir. Diğer
önemli fark ise, +6 değerlikli krom iyonlarının +3 değerlikli olanlarına göre, hücre
zarından daha kolay bir Ģekilde geçebilmesidir (Büyükerkek, 2004). Bu özelliklerden
dolayı, Cr(VI) bileĢikleri Cr(III) bileĢiklerine göre daha toksik, dolayısıyla canlı sağlığı
açısından daha önemlidir (Kimbrough ve ark., 1999).
California EPA’daki Çevre Saglıgı Tehlike Değerlendirme Dairesi, +6 değerli
kromun toplam kromun %7’sini oluĢturduğu varsayımını kullanarak, içme sularında
kromun 2.5 μg/L olması gerektiği yönünde bir halk sağlıgı hedefi belirlemiĢtir. US EPA
maksimum kirletici düzey sınırı olarak atık sulardaki Cr(VI) miktarını 0.1 mg/L olarak
sınırlamaktadır. Cr(III)’ün Cr(VI)’ya oksidasyonuna uğraması nedeniyle çevresel
7
yönetmelikler genellikle sudaki krom deriĢimini ve toplam krom değerlerini
sınırlamaktadır. Avrupa Birligi Çevre Yönetmelikleri kromun öncelikli ve tehlikeli bir
kirletici olduğunu vurgulamaktadır. Bugünkü Ġtalyan yönetmelikleri atık sularda
bulunan Cr(VI) için maksimum değeri 200 μg/L ve toplam krom için 2 mg/L olarak
saptamaktadır. Ayrıca yer altı suyundaki maksimum değerini 5 μg/L olarak
sınırlamıĢtır. Ġngiltere’de izin verilen krom miktarı yüzey sularında 15 μg/L ile
sınırlanmıĢtır ve AB ülkelerinde izin verilen azami deriĢim içme suyunda 50 μg/L
değerindedir. Yönetmelikler, solunum yolları için olası bir kanserojen madde olarak +6
değerli kromun havadaki oranının sürekli izlenmesi gerektiğini belirtir. Kapalı
ortamlarda havadaki toplam krom deriĢimi 0.5 mg/L ile, Cr(IV) ise 0.05 mg/L ile
sınırlandırılmıĢtır. Brezilya yasalarında ise atık sudaki Cr(VI) düzeyi 0.1 mg/L olarak
kontrol edilmektedir. Ancak genel olarak Cr(VI)’nın atık sular için maksimum derisim
limiti 0.1 mg/L olarak sınırlandırılmıĢtır. Ġçme suları içinse limit 0.05 mg/L’dir. Yüzey
sularının doğal krom içeriği yaklaĢık 0.5-2 μg/L, erimiĢ krom içeriği ise 0.02-0.3 μg/L
civarındadır. Genel olarak yer altı sularındaki krom deriĢimi düĢüktür (<1 μg/L)
Kromun toplam deniz suyunda sınır değeri 0.3 mg/L’dir (KabaĢ, 2007).
Cr(III), bazı bitkiler, hayvanlar ve insanlar için mikrobesin maddesi olarak
günlük 50-200 μg arasında alınması gerekmektedir (Barceloux, 1999). 1 mg/gün
miktarına kadar alınan Cr(III)’ün toksik etkisinin olmadığı, ancak, Cr (VI)’nın bakteri,
bitki ve diğer canlılar için toksik etkiye sahip olduğu bilinmektedir. Ġnsanda akciğer
kanserine, karaciğer, böbrek ve mide hastalıklarına, gastrit ve epidermal rahatsızlıklara
yol açmaktadır (Wass ve ark., 1991). Bu sebeplerden dolayı çeĢitli otoriteler tarafından
su ve gıdalarda bulunabilecek toplam krom miktarına sınırlama getirilmiĢtir. Gupta ve
ark. (2001)’na göre içme suyu için bu sınır değerin 0.05 mg/L olması gerektiği
belirtilmektedir. Dünya sağlık örgütü’ne göre (WHO, 1988) içme suyunda
bulunabilecek maksimum Cr(VI) konsantrasyonu 0.05 mg/L olarak belirlenmiĢtir.
Amerika Çevre Koruma TeĢkilatı (EPA) içme suyunda bulunabilecek Cr(III)
konsantrasyonunu 0.074 mg/L, Cr(VI) konsantrasyonunu ise 0.011 mg/L olarak
belirlemiĢtir (EPA, 1999). Türk Standartları’na göre içme sularında bulunmasına izin
verilen maksimum Cr(VI) konsantrasyonu 0.05 mg/L’dir (TSE 266, 1984). Amerika
Besin ve Ġlaç Kontrol TeĢkilatı (FDA) tarafından besinler ile birlikte alınmasına izin
verilen günlük toplam krom miktarı ise 0.120 mg olarak belirlenmiĢtir (FDA, 1999).
8
2.4. Kromun Toksisitesi
Endüstride kroma maruz kalma, elektroliz tekniği ile (kromaj) kaplamadan da
olur. Buradaince taneli kromik asit tozlarına maruz kalınır. Endüstride baĢlıca
absorpsiyon soluma yolu ile olmaktadır. Suda çözünenleri deri ile absorbe olabilir
(Kocaoba, 1999).
Kromik asit ve bikromatlarla meydana gelen zehirlenmeler sonucu, meslek
hastalıkları olarak kabul edilen lezyonlar oluĢur. Bu lezyonlar, burun veya deri yaraları
ve kalıcı tekrarlayan egzamalar halinde deri ile ortaya çıkar (güvercin gözü) ve çok acı
verir. Krom çoğunlukla biyolojik materyallerde, proteinlerde, nükleik asitlerde ve çok
çeĢitli düĢük 27 molekül tartılı ligandlarda + 3 Ģeklinde bulunur. +6 değerlikli Ģekli
oksidasyon potansiyeli ve biyolojik membranlardan kolaylıkla geçebilmesi nedeni ile
+3 değerlikli halinden çok daha zehirlidir (Aydın ve Baykut, 1987). Ağız içi ve cilt
üzerine doğrudan temas eden krom bileĢikleri alerjik dermatit yaralara yol açabilir. Toz
ve dumanların solunması ile Ģiddetli solunum yolu iltihapları, burun iltihapları ve
yırtılmasına neden olmaktadır. Akciğer iltihabı sonucu akciğer kanserinin meydana
gelebileceği bildirilmiĢtir. Kromik asit nefes darlığı krizlerine yol açar. Krom
bileĢiklerini yapan fabrikalarda, boya üretilen yerlerde çalıĢan iĢçiler arasında geç ve
yavaĢ zehirlenme olayları görülmüĢtür. Bu kiĢilerde, ellerde ve ayaklarda soğuma,
titreme görülmektedir (Baykut vd., 1987; Dökmeci, 1988).
2.5. Sulardan Ağır Metal Giderim Yöntemleri
Günümüzde kentler içinde veya yakın çevrelerinde kurulmuĢ olan özellikle
kimya, besin, tekstil, kağıt, ve deri gibi çeĢitli endüstrileri içeren fabrikaların atık suları,
kentsel atıkların ve kanalizasyon sularının yanında göl, deniz ve akarsu gibi yüzey
sularını kirleten en önemli kaynak haline gelmiĢtir. ÇeĢitli endüstriyel faaliyetlerden
kaynaklanan
atık
suların
içinde
bazen
eser
miktarda,
bazen
de
yüksek
konsantrasyonlarda ağır metal bulunur. Ekosisteme giren ağır metaller ise zehirleyici
özelliklerinden dolayı canlı sağlığını etkilemektedir. Toksik özelliğe sahip olmalarına
rağmen taĢıdıkları teknolojik önem nedeniyle, ağır metaller endüstride geniĢ ölçüde
kullanılmakta ve endüstriyel atıklardan belli miktarlar besin zincirine girmektedir (Uslu,
1998). Ağır metaller, canlı yaĢam üzerinde deriĢimleri ile orantılı olaak toksik etki
yaparlar. Özellikle arsenik, civa, kurĢun, krom, kadmiyum, nikel, demir, bakır, çinko,
gibi ağır metal iyonları besin zincirleriyle girdikleri canlı bünyelerinden atılamadıkları
9
için canlılarda fizyolojik olarak birikime neden olurlar ve bünyede belirli sınır
deriĢimlerin aĢılması halinde toksik etki yapar.
Ağır metal kirliliği içeren atık sular biyokimyasal oksijen ihtiyacı düĢük,
genellikle asidik suda yaĢayan ve bu suyu kullanan canlılar için çok zehirli, kendi
kendine temizleme ve arıtılmada etken mikroorganizmaları öldürücü nitelikte inorganik
karakterli sulardır. Bu nedenle ağır metal içeren atık sular alıcı ortama deĢarj edilmeden
önce kontrol edilmeli ve metal iyonu konsantrasyonlarının standartların belirttiği
seviyeye düĢürülmesi gerekmektedir.
Ağır metal kirliliği içeren suların arıtımı genellikle iĢletmenin kapasitesine, atık
suyun debisine ve karateristiklerine, iĢletmedeki arıtma tesisinde kullanılan yönteme ve
malzemeye bağlı olmakla beraber, temelde kimyasal olarak metal iyonunun çökebilen
bir bileĢiği Ģekline dönüĢtürülmesine dayanır ve baĢlıca dört kısımda incelenir (Göde,
2002).
Ġndirgeme- Çökeltme yöntemi: Bu yöntemle yüksek değerlikli metal, çökebilen
bir Ģekline indirgendikten sonra, nötralize edilir, reaktifin aĢırısı metali çökeltir.
Çöktürmede hızlı karıĢtırma, yavaĢ karıĢtırma ve çöktürme iĢlemleri yapılır. Bu yöntem
özellikle kromlu atıkların arıtımında kullanılır.
Yükseltgeme-çökeltme yöntemi: Bu yöntemde indirgenmiĢ metal, kararlı,
yükseltgenmiĢ ve çözünmeyen Ģekillerine dönüĢtürülür. Bu tür bir atık arıtma
prosesinde, havalandırma-çöktürme-filtrasyon olmak üzere birbirini izleyen üç basamak
vardır. Kolayca yükseltgenmeyen metaller için söz konusu prosese kimyasal
yükseltgenme basamağını da eklemek gerekir. Bu yöntem özellikle demir ve mangan
içeren atıkların arıtımında kullanılır.
Nötralizasyon-çökeltme yöntemi: Cr(VI), Cu(II), Zn(II), Ni(II), Fe(II), Cd(II)
gibi ağır metal iyonları ortama kireç, soda, ve/veya sodyum hidroksit katılarak nötralize
edilir, hidroksitleri halinde çöktürülerek atık sudan uzaklaĢtırılırlar.
Ġyon değiĢimi: Bu yöntem ağır metal iyonlarının, elektrostatik etkileĢim ile
fonksiyonel grup halinde katı yüzeyinde tutturulmuĢ farklı türdeki iyonlarla yer
değiĢtirmesi ilkesine dayanır. Bu amaçla iyon değiĢtirici reçineler kullanılır (Patterson,
1977).
10
2.6. Adsorpsiyon
Adsorpsiyon, sıvı yada gaz fazında çözünmüĢ halde bulunan maddelerin katı bir
yüzey üzerinde kimyasal ya da fiziksel kuvvetlerle tutulması iĢlemidir. Bu iĢlem, su
arıtımda renk ve koku gidermek, endüstriyel atık suların arıtımında ise çözünmüĢ
organikleri uzaklaĢtırmak amacıyla, atık sulardaki organik ve kimyasal kirleticilerin
uygun bir katı yüzey üzerine tutulması olarak da tanımlanabilir. Adsorbsiyon olayı
seçimli olarak gerçekleĢmesi sebebiyle oldukça geniĢ bir uygulama alanına sahiptir.
Günümüzde atık su arıtımında en yaygın olarak kullanılan adsorban “aktif karbon”’dur
(Göçhan, 1998).
Atom, iyon ya da moleküllerin bir katı yüzeyinde tutunmasına adsorpsiyon, tutunan
taneciklerin yüzeyden ayrılmasına desorpsiyon, katıya adsorplayıcı, katı yüzeyinde tutunan
maddeye ise adsorplanan adı verilir.(KabaĢ, 2007)
2.6.1. Adsorpsiyon prosesinin kullanıldığı yerler
Katı-sıvı adsorpsiyonu içme suyu ve atık su arıtımında yaygın bir Ģekilde
aĢağıdaki amaçlar için kullanılmaktadır.
Sulardan istenmeyen tad ve kokuların giderilmesinde,
Pestisidler biyolojik olarak arıtılmadan atık su arıtma tesisinden çıkarlar. Bu gibi
kirleticilerin alıcı ortamlara ulaĢmaması için üçüncül arıtma olarak,
Küçük miktardaki toksik bileĢiklerin (Fenol vb.) sudan uzaklaĢtırılmasında,
Deterjan kalıntılarının sudan uzaklaĢtırılmasında,
Endüstriyel atık sularda bulunan kalıcı organik maddelerin ve rengin
giderilmesinda,
Nitro
ve
kloro
bileĢikleri
gibi
özel
organik
maddelerin
sudan
uzaklaĢtırılmasında,
Deklorinasyon (klor giderme) amacı ile kullanılmaktadır (ġengül ve Küçükgül
1997).
2.6.2. Adsorban maddeler
Metaller ve plastikler de dahil olmak üzere bir kristal yapıya sahip olsun veya
olmasın tüm katılar az ya da çok adsorplama özelliğine sahiptirler. Adsorplama gücü
11
yüksek olan bazı doğal katılar; kömürler, killer, zeolitler ve çeĢitli metal filizleri; yapay
katılar ise aktif kömürler, moleküler elekler (yapay zeolitler), silika jeller ve bazı özel
seramikler Ģeklinde sıralanabilir. Ayrıca son yıllarda ucuz ve doğada bol miktarda
bulunması sebebiyle araĢtırmacılar, odun atıkları, uçucu kül, zirai atıklar, algler,
mantarlar, küfler gibi adsorbanları kullanarak sulardaki kirleticilerin giderilmesine
yönelik çalıĢmalar yapmaktadırlar.
Adsoplama gücü yüksek olan katılar, deniz süngerlerini andıran bir yapıya
sahiptir. Katıların içinde ve görünen yüzeyinde bulunan boĢluk, oyuk, kanal ve
çatlaklara genel olarak gözenek adı verilir. Doğadaki gözeneklerin boyutu bir mağara ile
bir atom büyüklüğü arasından değiĢmektedir. GeniĢliği 2 nm’den küçük olanlara
mikrogözenek, 2 nm-50 nm arasında olanlarına mezogözenek, 50 nm’den büyük
olanlara ise makro gözenek adı verilmiĢtir. Katının bir gramında bulunan gözeneklerin
toplam hacmine özgül gözenek hacmi, bu gözeneklerin sahip olduğu duvarların toplam
yüzeyine özgül yüzey alanı denir. Gözenekler küçüldükçe duvar sayısı artacağından
özgül yüzey alanı da artacaktır. BaĢka bir deyiĢle özgül yüzey alanının büyüklüğü özgül
gözenek
hacminin
büyüklüğünden
çok,
gözeneklerin
büyüklüğüne
bağlıdır.
Gözeneklerin büyüklük dağılımına adsorplayıcının gözenek boyut dağılımı denir. Bir
katının adsorplama gücü, bu katının doğası yanında özgül yüzey alanı, özgül gözenek
hacmi ve gözenek boyut dağılımına bağlı olarak değiĢmektedir (Kılıçarslan, 1999).
Günümüz teknolojileri genellikle endüstriyel atık sularından krom uzaklaĢtırmak
için çöktürme, aminli çözücü ekstraksiyonu, iyon değiĢtirme, aktif karbon adsorpsiyonu,
membran filtrasyonu, elektron- yakalama ve daha bir çok biyolojik prosesleri içeren
yöntemleri benimsemektedir (Bayat ve ark., 2002; Baran ve ark., 2006; Di Natale ve
ark., 2006). Bunların yanında Kimyasal redüksiyon, iyon değiĢimi, buharlaĢtırma ve
deriĢim, elektroliz, elektron kaplama, iyon yüzdürme, aktif çamur prosesi kullanılan
diğer prosedürlerdir (Valix ve ark., 2005). Endüstriyel atık sularından Cr(VI)
uzaklaĢtırmak için uygulanan geleneksel metotlar redüksiyon, kimyasal çöktürme, aktif
karbon üzerinde adsorpsiyon, çözücü ekstraksiyonu, çimentolama, soguk ayırma, ters
ozmoz, iyon değiĢtirme, elektrolitik gibi metotlar sınırlı uygulamalara sahiptir. Çünkü
sıklıkla yüksek madde kaybına ve yüksek operasyon maliyetine neden olurlar.
Adsorpsiyon ise sulardan Cr(VI) uzaklaĢtırmak için etkili ve çok yönlü bir metottur.
(Agarwal vd., 2005; Malkoç ve Nuhoglu, 2006). Metot diğerlerinden daha düĢük
maliyete sahiptir (Malkoç ve Nuhoglu, 2006). Pek çok uygun doğal materyaller veya
endüstriyel ya da yapay yöntemlerle elde edilen atık ürünler ucuz sorbentler olarak
12
önemli bir potansiyele sahiptir (Agarwal ve ark., 2005). Krom tayini için atomik
absorpsiyon spektroskopisi (AAS), indüktif çiftli plazma atomik emisyon spektroskopisi
(ICP-AES), yüksek basınçlı sıvı kromotografisi (HPLC), spektrofotometre gibi çesitli
analitik teknikler kullanılmıĢtır. AAS, su örneklerindeki ağır metal iyonları tayini için
basit ve oldukça kullanıĢlı bir tekniktir. Fakat ağır metaller için μg/L düzeyinde düĢük
hassasiyet gerektirmesi tekniğin ana problemidir. Doğadaki ve atık sulardaki örneklerin
krom miktarı genellikle μg/L düzeyindedir (Narin ve ark., 2000). Atomik absorbsiyon
spektroskopisi saptama sınırları 0.05-0.2 μg /L aralığındadır (Fawell ve ark., 2004). Bu
limit bir ön deriĢtirme prosedürü kullanılabilir. Katı faz ekstraksiyonu tekniği AAS
analizi için ağır metal iyonlarının ön deriĢtirmesi ve matriks karıĢımların
eliminasyonunda artan bir uygulama haline gelmiĢtir (Zhu ve ark., 2002; Liang ve ark.,
2003; Narin ve ark.,, 2005). Andriá- Cerezo ve ark., (1999), katı faz ekstraksiyon
kullanımının es zamanlı ön deriĢtirmeye ve Cr(III) ile Cr(VI)’nın ayrılmasına izin
verdiğini belirtmiĢlerdir. Sulu çözeltilerden Cr(VI)’yı uzaklaĢtırmak için birçok doğal
ve sentetik adsorban kullanılmıĢtır. Kullanılan adsorbanlar; tamarind talası (Verma ve
ark., 2005), kahverengi deniz otu (Tamago ve ark., 2006), gümüĢle okside edilmiĢ yer
fıstığı kabuğundaki karbon (Dubey ve Gopal, 2006), hevea brasilinesis talası ile
modifiye edilmiĢ aktif karbon (Karthiyekan ve ark., 2005), tamarindus - hint tohumu
(Agarwal ve ark., 2005), silika jelle kaplı AFC (anilin- formaldehit kompleksi) polimeri
(Kumar ve ark., 2006), aktif kömür (Di Natale ve ark., 2006), aktif çamur (Stasinakis ve
ark., 2003), fabrika atık çayı (Malkoç ve Nuhoglu, 2006), palamut meĢesi atığı (Malkoç
ve Nuhoglu, 2007), çapraz bağlı kitosan (Rojas vd., 2004), uçucu Türk külü (Bayat,
2002), kömür (Lakatos ve ark., 2001), poliakrilonitril lifleri (Deng ve Bai, 2004), anyon
değiĢtiriciler (Korngold ve ark., 2003), modifiye edilmiĢ pomza taĢı (KabaĢ, 2007),
sentetik iyon değiĢtirici Ģelat reçine Chelex-100, zayıf bazik anyon değiĢtirici reçine
Lewatit MP 62, Isparta-Yarıkkaya yöresi kömürü, Isparta-Gelincik yöresi pomzası ve
Kayseri-Talas yöresi pomzası adsorban olarak (Moral, 2006), kil (Benhammou ve ark.,
2005), formaldehit ve sülfirik asitle modifiye edilmiĢ talaĢtozu (Garg ve ark., 2004),
kayın ağacı talaĢ tozu (Acar ve Malkoç, 2004), fındık kabuğundan elde edilen aktif
karbon (Kobya, 2004), Akçaağaç talaĢ tozu (Yu vd., 2003), damıtık çamur (Selvaraj ve
ark., 2003), yün, zeytin, mangal linyit kömürü, çam yaprakları, kaktüs yaprakları
(Dakiky vd., 2002), kömür (Lakatos ve ark., 2002), hidrotalsit iyon değiĢtirici reçine
(Terry, 2004), XAD sorbenti ile modifiye edilmiĢ maleik asit reçinesi (Yalçın ve Apak,
2004), 2-naftol-3,6-disülfonik asitle modifiye edilmiĢ stiren-divinil benzen (Mondal ve
13
ark., 2002), TiO2 (Liang ve ark., 2003) ve polietilen imin Ģelat reçinedir (Chanda ve
Rempel, 1997).
2.6.3. Adsorpsiyon mekanizması
Adsorplayan madde yüzeyi ile adsorplanan kimyasal arasındaki etkileĢime bağlı
olarak üç tür adsorpsiyon türü tanımlanmaktadır.
(i)Fiziksel Adsorbsiyon: Bu adsorpsiyon türü, katı yüzey ile adsorplanan madde
molekülleri arasındaki Vander Waals kuvvetleri çekim kuvvetleri etkisiyle gerçekleĢir.
Çok yaygın olan bu adsorpsiyon türünde hemen hemen bütün katılar adsorplayıcı
olabildikleri gibi tüm sıvı ve gazlarda adsorplanan olabilirler. Fiziksel adsorpsiyonda
adsorbant, katının kristal örgüsü içine girmez ve çözünmez fakat yüzeyi tamamen
kaplar. DüĢük sıcaklık aralığında oluĢabildiği gibi çok tabakalı ve rejenerasyonu kolay
bir adsorpsiyon türüdür. Bu tip adsorpsiyon tersinirdir. DüĢük adsorpsiyon ısısı ile
karakterize edilir ve adsorpsiyon derecesi sıcaklık yükseldikçe azalır (ġengül ve
Küçükgül 1997, Göçhan 1998, Çabukçu 1998)
(ii) Kimyasal Adsorbsiyon: Kimyasal adsorpsiyonda katı ve adsorplanacak
çözünen ararsında kimyasal bir reaksiyon oluĢur. Bu adsorpsiyon türünde bazı katılar
adsorplayıcı, bazı gaz ve sıvılarda adsorplanan olabilmektedir. Adsorpsiyon yüksek
sıcaklık gerektirir ve tersinir değildir. Ayrıca rejenerasyonu da oldukça zordur. Çevre
mühendisliğinde kimyasal adsorpsiyon çok az kullanılırken fiziksel adsorpsiyon
oldukça yaygın bir Ģekilde kullanılmaktadır (ġengül ve Küçükgül 1997, Göçhan 1998,
Çabukçu 1998)
(iii) İyonik Adsorbsiyon: Ġyonik adsorpsiyon, elektrostatik çekim kuvvetlerinin
etkisiyle, yüzeydeki yüklü bölgelere iyonik özelliklere sahip maddelerin tutunması
olarak tanımlanabilir. Burada adsorplayan ve adsorplananın iyonik güçleri ve moleküler
büyüklükleri önemlidir. Çünkü adsorpsiyon bu değerlere göre seçimli olarak oluĢur.
Ġyonlar eĢ yüklü ise daha küçük çaplı olanı tercihli olarak yüzeye tutulur. Ġyon değiĢimi,
katılar ve elektrolit çözelti arasındaki iyonların tersinir değiĢimidir (Göçhan 1998,
Çabukçu 1998).
Adsorpsiyon ısısı -20 kJmol-1 civarında olan etkileĢmeler sonundaki tutunmalara
fiziksel adsorpsiyon, -200 kJmol-1 civarında olan etkileĢme sonundaki tutunmalara ise
kimyasal adsorpsiyon denir. Fiziksel adsorpsiyon sırasında atom, molekül ya da iyon
seklinde olabilen adsorplanan tanecikler ile katı yüzeyi arasında uzun mesafeli fakat
14
zayıf olan van der Waals çekim kuvvetleri etkindir. Kimyasal adsorpsiyon sırasında ise
tanecikler ile yüzey arasında bir kimyasal bağ ve genellikle de kovalent bağ
oluĢmaktadır. Tüm fiziksel adsorpsiyonlar ve çoğu kimyasal adsorpsiyonlar ekzotermik
olduğu halde hidrojen gazının cam üzerinde tutunması gibi bazı kimyasal
adsorpsiyonlar endotermik olabilmektedir. Bu duruma, hidrojenin cam üzerinde atomlar
halinde tutunması ve H2(g)
2H(cam) ayrıĢması için tepkime entropisinin büyük
ölçüde artı iĢaretli olması yol açmaktadır. Kimyasal adsorpsiyon yalnızca bir tabakalı
yani monomoleküler olabildiği halde, fiziksel adsorpsiyon bir tabakalı ya da çok
tabakalı yani multi moleküler olabilir. Diğer taraftan çogu fiziksel adsopsiyonlar tersinir
olarak yürütülebildiği halde kimyasal adsorpsiyonlar tersinmezdir (Sarıkaya, 1997)
Fiziksel, kimyasal ve iyonik arasında kesin bir ayrım yapılamaz, üçü aynı anda
veya ardı ardına görülebilirler.
2.6.4. Adsorbsiyonu etkileyen faktörler
Adsorpsiyon iĢleminin verimini etkileyen temel faktörler adsorban maddenin
fiziksel ve kimyasal özellikleri, adsorplanan maddenin fiziksel ve kimyasal özellikleri
ve adsorpsiyonun gerçekleĢtiği ortamın karakteristiğidir. AĢağıda adsorpsiyonu
etkileyen bazı faktörler kısaca özetlenmiĢtir.
(i) pH: Adsorpsiyonu etkiyen en önemli parametrelerden biridir. H3O+ ve OHiyonları kuvvetle adsorbe olduklarından, diğer iyonların adsorpsiyonunda çözelti pH’ı
etkilidir. Ayrıca asidik veya bazik bileĢiklerin iyonizasyon derecesi de adsorpsiyonu
etkiler.
(ii) Sıcaklık: Adsorpsiyon iĢlemi genellikle ısı veren bir tepkime biçiminde
gerçekleĢir. Bu nedenle azalan sıcaklık ile adsorpsiyon büyüklüğü artar. Açığa çıkan
ısının genellikle fiziksel adsorpsiyonda yoğuĢma ve kristalizasyon ısıları mertebesinde,
kimyasal adsorpsiyonda ise kimyasal reaksiyon ısısı mertebesinde olduğu bilinmektedir.
(iii) Yüzey Alanı: Adsorpsion bir yüzey iĢlemi olduğundan, adsorpsiyon
büyüklüğü spesifik yüzey alanı ile orantılıdır. Adsorplayıcının partikül boyutunun
küçük, yüzey alanının geniĢ ve gözenekli yapıda olması adsorpsiyonu artırır (Göçhan,
1998)
15
2.6.5 Adsorpsiyon izotermleri
Sabit sıcaklıkta adsorplanan madde miktarı ile denge basıncı veya deriĢimi
arasındaki bağıntıya “Adsorpsiyon Ġzotermi” denir. Bir baĢka ifade ile adsorpsiyon
izotermi, adsorban üzerinde adsorplanan maddenin dengedeki yüzey deriĢimini,
çözeltiden adsorplanan madde deriĢiminin fonksiyonu olarak açıklar.
Bir adsorpsiyon izoterminin deneysel tayininde baĢlangıçtaki çözünmüĢ madde
deriĢimi belirli hacimde adsorplanan miktar olarak tanımlanır. Seçilen sıcaklıkta sistem
dengeye geldiğinde sıvı fazdaki çözünmüĢ madde deriĢimi tayin edilir. Ġzotermler
gerçek dengeye ulaĢıldığı ve adsorpsiyonun tersinir olduğu varsayımı yapılarak
türetilmiĢtir.
Uygulamada en çok kullanılan izotermler Langmuir ve Freundlich izotermleridir
(Üstün, 2006).
Adsorpsiyon izotermleri, adsorpsiyon proseslerinin kantitatif olarak ifadesinde
önemlidir. Bunlardan, boyama ve çesitli saflaĢtırma iĢlemlerinde faydalanılır. Ġyon değiĢim
reçineleri, suyun yumuĢatılması, düĢük konsantrasyonlu çözeltilerden iyonların kazanılması
ve nadir toprak elementlerinin ayrılmasında önemlidir (Gürses ve ark., 1996).
Adsorban tarafından tutulan madde miktarı, tutulan madde konsantrasyonunun
ve sıcaklığının birer fonksiyonudur. Genelde tutulan maddenin büyüklüğü sabit bir
sıcaklıkta konsantrasyonun bir fonksiyonu olarak belirlenir ve adsorpsiyon izotermi
olarak adlandırılır. Deneysel izoterm verilerini tanımlamak için sık kullanılan
denklemler Freundlich ve Langmuir tarafından geliĢtirilmiĢtir.
Adsorpsiyon dengesi, adsorpsiyon izotermi olarak bilinen bağıntılarla ifade
edilebilir. Çözeltide kalan deriĢim “C” ile, adsorplayıcının birim ağırlığı baĢına tuttuğu
madde miktarı “q” arasındaki iliĢkiler adsorpsiyon izotermi olarak tanınır. Birim
adsorplayıcı baĢına adsorplanan metal iyonu miktarı “q” nun hesaplanmasında aĢağıdaki
formül kullanılır.
(Co-Ce) * V
q (mg/g) =
(2.1)
M
16
Co= Adsorplanacak maddenin baĢlangıç konsantrasyonu (mg/L)
Ce= Çözeltide adsorplanmadan kalan madde deriĢimi (mg/L)
V= ÇalıĢmada kullanılan hacim (L)
M = Adsorban madde miktarı (G)
Adsorpsiyon izotermlerinin matematik açıdan uygun formüllerle ifadesi için
baslıca üç yaklaĢım geliĢtirilmiĢtir. Bunlar Langmuir izotermi, Freundlich izotermi ve
BET izotermidir (Sarıkaya, 1997). Langmuir izotermi, Freundlich izotermi aĢağıda
verilmiĢtir.
(i) Langmuir İzotermi
Langmuir izoterm denklemi aynı enerjiye sahip, adsorban yüzey üzerinde bulunan
sabit sayıda alanın adsorpsiyonla tersinir oldugu varsayımına dayanır. Dengeye
ulaĢıldıgında yüzey üzerine gelen moleküllerin sorpsiyon hızı aynıdır (Moral, 2006).
Özellikle kimyasal adsorpsiyon için türetilen Langmuir izotermleri kataliz
uygulamalarında basitliği ve kinetik ifadelerin türetilmesinde baĢlangıç noktası
oluĢturması açısından önemlidir. Ġzoterm türetme, yüzeyde adsorplanan gazın deriĢimi
veya örtülmüĢ yüzey kesri, adsorplanan miktarın ölçüsü olarak kabul edilip yapılır.
Türetmede yapılan varsayımlar;
a) Katalizörlerin bütün yüzeyi, adsorpsiyon için eĢit etkinliğe sahiptir.
b) AdsorplanmıĢ moleküller arası etkileĢme yoktur.
c) Bütün adsorpsiyon aynı mekanizmayla gerçekleĢir.
d) Yüzeyin her noktası aynı özelliktedir.
e) Adsorplanan gaz tabakasının katı üzerindeki kalınlığı en fazla monomer bir tabaka
olabilir.
f) Adsorpsiyon ilk baĢladığında yüzeye çarpan her molekül yüzeyde tutulabilir; fakat
adsorpsiyon ilerledikçe ancak yüzeyin örtülmemiĢ kısmına çarpan moleküller
adsorplanabilir.
Adsorpsiyon tam bir mono moleküler tabaka ile sınırlandığından, herhangi bir
andaki yüzey iki kısımda düĢünülebilir. Adsorplanan moleküllerle örtülmüĢ kesir θ ise,
boĢ kesir (1- θ) olduğundan, sadece yüzeyin örtülmemiĢ kısımlarına çarpan moleküller
adsorplanabileceğinden, birim toplam yüzey baĢına adsorpsiyon hızı (1- θ) ile orantılı
olacaktır. (Üstün, 2006)
17
Langmuir adsorpsiyon izotermi ampiriktir aĢağıdaki Ģekilde ifade edilir.
qe = X/M = a * b * C/ (1+b*C)
(2.2)
X/M = Birim adsorplayıcı ağırlığı baĢına adsorplanan madde miktarı (mg/g)
a = Adsorbanın maksimum adsorpsiyon kapasitesi (mg/g)
b = Denge sabiti olarak bilinen adsorpsiyonun bağlı enerjisi
C = Adsorpsiyondan sonra çözeltide kalan maddenin deriĢimi (mg/L)
Langmuir izotermi doğrusallaĢtırılmıĢ Ģekli ile;
C / qe = C / ( X/M) = 1/ab + C/a veya
(2.3)
1 / (X/M) = 1/a + (1/AB) (1/C)
(2.4)
C’ye karĢı C / (X/M) değerleri grafiğe geçirilerek ġekil 2.1 elde edilir ve bu grafik
yardımı ile a ve b sabitleri hesaplanabilir. Langmuir adsorpsiypn izoterminin diğer bir
ifade Ģekli de ġekil 2.2.’de görülmektedir. (Kılınç, 2005)
C
(X/M)
1/a
1/ab
C (mg/L)
ġekil 2.1. Langmuir adsorpsiyon izoterminin grafiksel ifadesi (Alley, 2000).
18
1
(X/M)
1/ab
1/a
1/C
ġekil 2.2. Langmuir adsorpsiyon izoterminin doğrusallaĢtırılmıĢ Ģekli (Alley, 2000).
(ii) Freundlich İzotermi
Yüzeylerin homojen olmaması ve adsorplanmıĢ moleküller arasındaki etkileĢimlerin
meydana gelmesi nedeniyle bazı sistemler langmuir izoterm denkleminden sapma gösterir.
Freundlich izoterm denklemi sınırlı bir deriĢim aralığında adsorplanmıĢ madde miktarı ile
deriĢim arasındaki iliĢkiyi ifade eder (Moral, 2006).
Freundlich bağıntısı adsorplanan madde miktarının denge basıncı ile iliĢkisini
vermektedir. Bu izoterm genellikle çözeltilerden adsorpsiyon için kullanıldığı gibi,
gazların adsorpsiyonu için de kullanılmaktadır. Freundlich izotermi, adsorpsiyon
ısısının yüzey örtüsü ile logaritmik olarak azaldığını kabul etmektedir.
FreundlichĠzotermi aĢağıdaki formül ile ifade edilir:
qe = X/M = Kf * C1/n
(2.5)
qe= Birim adsorban madde ağırlığı baĢına adsorplanmıĢ madde miktarı (mg/g)
M = Adsorban maddenin ağırlığı
X = Adsorplanan madde miktarı
Kf = Maksimum konsantrasyonda adsorpsiyon kapasitesi (mg/g)/(L/mg)1/n
1/n = Adsorpsiyon yoğunluğu
C = Adsorplanan maddenin çözeltideki kalıntı deriĢimi (mg/L)
ġekil 2.3’de Freundlich Ġzoterminin grafiksel ifadesi verilmiĢtir.
19
X
M
Xe
Me
Ce
C
ġekil 2.3. Freundlich izoterminin grafiksel ifadesi (Alley, 2000).
Freundlich bağlantısının doğrusallaĢtırılması ile;
Log X/M = log Kf + 1/n log C
(2.6)
elde edilir. Log (X/M)’i log C’nin fonksiyonu olarak çizmek suretiyle lineer izoterm
elde edilir (ġekil 2.4) (Kılınç, 2005).
log X
M
1/n
Log Kf
Log C
ġekil 2.4. Freundlich bağlantısının doğrusallaĢtırılmıĢ Ģekli (Alley, 2000).
20
2.7. DeğiĢik Adsorbentler ile Kromun Sudan UzaklaĢtırılması ÇalıĢmaları
Nuhoğlu ve Malkoç (2007) tarafından sulardan Cr(VI) giderimi için Palamut
meĢesi atığı adsorpsiyon denemelerinde kullanılmıĢtır. Yapılan çalıĢmada 50 mg/L
Cr(VI) iyonu ilk 5 dakika içerisinde, 200 mg/L Cr(VI) iyonu ise 120 dakika içerisinde
%100 giderilirken, 400 mg/L Cr(VI) ise %70 civarında giderilmiĢtir. Adsorpsiyonun
çok büyük bir kısmı ilk 30 dakikada meydana gelmiĢ, yaklaĢık 60 dakikada sistem
dengeye ulaĢmıĢtır. 400 mg/L konsantrasyonundaki Cr(VI) iyonu, 5 g/L palamut meĢesi
atığı ile %39 civarında giderilirken, 15 g/L deriĢiminde adsorbent ile aynı
konsantrasyondaki Cr(VI) iyonları %91.5 oranında giderilmektedir. Palamut meĢesi
atığı ile Cr(VI) adsorpsiyonunda, en yüksek giderim pH 2.0 de elde edilmiĢtir.
BaĢlangıç Cr(VI) konsantrasyonunun artmasıyla, arıtma verimi düĢerken, birim
adsorbent baĢına adsorplanan Cr(VI) konsantrasyonunun arttığı görülmüĢtür. Ayrıca
sıcaklık ve adsorbent konsantrasyonundaki artıĢında verimi artırdığı görülmüĢtür.
AraĢtırmalar sonucunda, palamut meĢesi atığının ağır metalleri gidermede aktif karbona
alternatif adsorbent olarak kullanılabileceği ifade edilmiĢtir.
Gupta ve ark. (1999) Ģeker endüstrisinde kullanılan yakıtlardan oluĢan külleri,
metal kaplama endüstrisi atık sularında bulunan Cr (VI)’nın uzaklaĢtırılmasında
adsorben olarak denemiĢlerdir. Küller denemelerde kullanılmadan önce 60 oC’de 24
saat süre ile hidrojen peroksit ile muamale edilerek aktive edilmiĢtir. Kesikli
adsorpsiyon denemeleri sonucunda, su numunesinin pH değerinin azalmasıyla giderilen
Cr(VI) miktarının arttığı belirtilmiĢtir. Elde edilen adsorpsiyon verilerinin Langmuir ve
Freundlich izotermlerine uyduğu belirtilmiĢtir.
Agarwal ve ark. (2005), tamarind olarak adlandırılan tohum, badem kabuğu, yer
fıstığı kabuğu, ceviz kabuğu, ezilmiĢ hindistan cevizi kabugu gibi tarım esaslı
materyallerin endüstriyel atıklardan Cr(VI) uzaklaĢtırılması üzerine çalıĢmıĢlardır.
Sonraki çalıĢmalar için tamarind kabuğu tercih edilmiĢtir. Temas süresi, pH etkisi,
adsorpsiyon eĢitliği, adsorpsiyon sıcaklığı incelenmiĢtir.
Üstün (2006) tarafından yapılan çalıĢmada atık sudan ağır metal (Cr, Cu ve Zn)
gideriminde adsorban olarak uçucu külün kullanılabilirliği incelenmiĢ, farklı pH ’ın,
uçucu kül pelet miktarının ağır metal adsorpsiyonu üzerindeki etkisi ve Freundlich
izotermine uygunluğu incelenmiĢtir. Yapılan deneyler doğrultusunda uçucu kül
peletlerinin ağır metal adsorpsiyonunda çok iyi sonuçlar verdiği ve pH değeri arttıkça
21
adsorpsiyon veriminin de arttığı saptanmıĢtır. Uçucu kül peletlerinin iyi bir adsorban
olduğu ifade edilmiĢtir.
Gupta ve ark. (2001) tarafından yapılan diğer bir çalıĢmada, alüminyum
endüstrisi atığı olan kırmızı çamur, sulu çözeltilerdeki Cr(VI) ve Pb(II)’nin
uzaklaĢtırılmasında denenmiĢtir. Kırmızı çamur 24 saat süre ile hidrojen peroksit ile
muamele edilmiĢ ve daha sonra 3 saat süre ile 500 oC’de ısıtılarak aktive edilmiĢtir.
Hem kesikli hem de kolon denemeleri sonucunda, çözeltideki Cr(VI) ve Pb(II)’nun
maksimum gideriminin sırası ile pH 4 ve pH 2’de gerçekleĢtiği tespit edilmiĢtir. Aktive
edilen kırmızı çamurun Cr(VI) tutma kapasitesinin Pb(II) ye kıyasla daha fazla olduğu
ifade edilmiĢtir.
Stasinakis vd. (2003), atık sulardaki Cr(III) ve Cr(VI) iyonlarının aktif çamur
üzerinde sorpsiyon oranlarını karsılastırmıslardır. Cr(III) %90 oranında, Cr(VI) ise %15
oranında adsorbe edilmistir. Deneyler çalkalama yöntemiyle yapılmıs ve adsorpsiyon
sonuçları Freundlich adsorpsiyon izotermine uygunluk göstermistir.
Lalvani ve ark. (1998), aktive edilmiĢ karbonun su ortamından Cr(VI) ve bazı
metal iyonlarının uzaklaĢtırılmasında kullanımını araĢtırmıĢlardır. Aktivasyon iĢlemi
için helyum gazı ortamında iki elektrot arasına karbon yerleĢtirilmiĢ ve belirli bir akım
uygulanmıĢtır. Çözelti pH’sının < 9 olması durumunda, hazırlanan aktif karbon ile
Cr(VI)’nın su ortamından uzaklaĢtırılmasının mümkün olduğu belirtilmiĢtir. Daha
yüksek pH değerlerinde (pH > 9) ise, Zn(II) ve Pb(II) metal iyonlarının daha kolay
uzaklaĢtırılabildiği buna karĢılık Cr(VI) uzaklaĢtırma veriminin azaldığı belirtilmiĢtir.
Pradhan ve ark. (1999), aktive edilmiĢ kırmızı çamur ile sulu çözeltilerden
Cr(VI)’nın uzaklaĢtırılmasını incelemiĢlerdir. Kırmızı çamurun aktivasyonu, çamurun
sırasıyla, HCl ve NH3 ile muamelesi ve 110 oC’de kurutulmasıyla gerçekleĢtirilmiĢtir.
Adsorpsiyon verilerinin hem Langmuir hem de Freundlich izotermlerine uyduğu ve pH
5.2’de maksimum Cr(VI) gideriminin elde edildiği belirtilmiĢtir. ÇalıĢmada, çözelti
ortamındaki nitrat, fosfat ve sülfat gibi diğer iyonların Cr(VI) giderimine etkisi de
incelenmiĢtir. Sonuçta, nitrat iyonuna kıyasla fosfat ve sülfat iyonlarının Cr (VI)
giderimini olumsuz yönde daha çok etkilediği görülmüĢtür.
Menendez-Alonso ve ark. (1999), sulu ortamlardaki Cr(III) ve Cr(VI) türlerini
ayırmak ve analiz etmek için sırasıyla; ayırma ve tayin basamaklarını kullanmıĢlardır.
Sulu çözeltiden Cr(VI)’yı ve Cr(III)’ü birbirinden ayırmak için sırası ile Dowex 1-X8
ve Dowex 50W-X8 reçineleri verimli bir Ģekilde kullanılmıĢtır.
22
Malkoç ve ark., (2006), sulu çözeltiden Cr(VI) uzaklaĢtırmak için fabrika atık
çayını sorbent olarak kullanmıĢtır. ÇalıĢma pH’sı, Cr(VI) baĢlangıç deriĢimi, sıcaklık,
adsorbent miktarı, karıĢtırma hızı gibi parametrelerin etkisi incelenmiĢtir. Maksimum
adsorpsiyon pH 2’ de ölçülmüĢtür. Langmuir ve Freundlich izotermleri incelenmiĢtir.
Dubey ve ark.. (2006), yer fıstığındaki karbonu gümüsle okside etmisler ve bu
maddeyi sorbent olarak kullanmıĢlardır. Batch prosesinde ölçüm yapmıĢlardır.
Adsorbentlerin etkisi, temas süresi, ajitasyon etkisi incelenmiĢtir. Adsorpsiyon
Freundlich izotermi ile uygunluk göstermistir. Yaklasık %97 oranında Cr(VI)
uzaklaĢtırılmıĢtır. Oksidasyonla modifiye olmuĢ adsorbentlerin Cr(VI) uzaklaĢtırma
kapasitesinin saf adsorbent haline göre daha yüksek olduğu bulunmuĢtur.
Karthiyekan vd. (2005), kauçuk ağaç talaĢı-aktive edilmiĢ karbondan oluĢan
aktif karbon üzerinde adsorpsiyon yoluyla sulu çözeltiden Cr(VI) uzaklaĢtırılmasını
araĢtırmıĢlardır.
Adsorpsiyon
kinetikleri
ve
farklı
sıcaklıktaki
mekanizmaları
tartıĢılmıĢtır.
ġener (2002) tarafınfan yapılan çalıĢmada endüstriyel atık sularda ve alıcı
ortamlarda en fazla görülen ağır metallerden ikisi olan bakır ve kromun dolgulu kolonda
adsorpsiyonu incelenmiĢtir. Deneysel çalıĢma iki kısımdan oluĢmaktadır. Birinci
kısımda bakır ve krom adsorpsiyonu kesikli bir sistemde incelenmiĢ ve kullanılan
adsorbentlerin (sepiyolit, pomza taĢı, meĢe palamudu kabuğu) bakır ve kromu
tutabildiği gözlenmiĢtir. ikinci kısımda, dolgulu kolonda deneyler yapılarak
konsantrasyonun, akıĢ hızının ve adsorbent tipinin adsorpsiyona etkileri incelenmiĢtir.
Üç farklı konsantrasyonda, üç akıĢ hızında ve üç adsorbentle çalıĢılmıĢtır. Yapılan
çalıĢma sonucunda, sepiyolitin 13,11 mg bakır / g adsorbent, pomza taĢının 11,61 mg
bakır/g adsorbent ve meĢe palamudu kabuğunun 6,81 mg bakır /g adsorbent; sepiyolitin
17,19 mg krom / g adsorbent, pomza taĢının 11,7 mg krom /g adsorbent ve meĢe
palamudu kabuğunun 15,76 mg krom / g adsorbent tutma kapasitelerine sahip olduğu
tespit edilmiĢtir.
Ozcan ve ark. (2010), Cyanex 923 içeren polisülfon microkapsülleri kullanarak
sulu çözeltilerden Cr(VI) giderimini çalıĢmıĢlardır. Elde edilen microkapsüllerin
Cyanex 923, FT-IR, SEM, TGA ve dTGA yöntemleri ile karakterizasyonu
gerçekleĢtirilmiĢtir. Maksimum Cr(VI) gideriminin pH 1’de Cynanex 923/polisülfon
oranının 1 olduğu durumda gerçekleĢtiği görülmüĢtür. Gerekli temas süresi 30 dakikadır
ve sorpsiyonun ikinci dereceden kinetik modele uygun olduğu tespit edilmiĢtir.
Deneysel adsorpsiyon verilerinin Redlich-Peterson ve Langmuir izoterm modellerine
23
daha iyi uyduğu belirtilmiĢtir. Rejenerasyon çalıĢmaları sulu ortamdan Cr(VI)
gideriminde Cyanex 923 içeren mikrokapsüllerin 3 kez yeniden kullanılabileceği
göstermiĢtir.
2.8. Ağır Metal Gideriminde Modifiye EdilmiĢ Silikanın Kullanılması
Gübbük ve ark. (2008), silika jel’i bir Shiff-bazı türevi olan benzofenon-4aminobenzoilhidrazon ile modifiye etmiĢler ve su ortamındaki Cu(II), Ni(II), Zn(II) ve
Co(II) gideriminde kullanmıĢlardır. Elde edilen modifiye silika jel FT-IR, TGA ve
elementel analiz ile karaterize edilmiĢtir. Sorbent miktarı, pH, metal konsantrasyonu
sıcaklığın giderim üzerine olan etkisi araĢtırılmıĢtır. Elde edilen adsorpsiyon verileri
Langmuir, Freundlich ve D-R izoterm modelleri ile değerlendirilmiĢtir. Elde edilen
modifiye silika jelin kimyasal etkileĢim ile metalleri tuttuğu belirtilmiĢtir.
Hatay
ve
ark.
(2008),
4-fenilasetofinon-4-aminobenzoilhidrazon
ile
fonksiyonlandırılmıĢ silika jeli, su ortamındaki Cu(II), Ni(II) ve Co(II)’nin gideriminde
kullanmıĢlardır. pH, süre, metal konsantrasyonu, sıcaklığın giderim üzerine etkileri
incelenmiĢtir. Adsorpsiyon verileri, Langmuir, Freundlich, ve D-R izoterm modelleri ile
değerlendirilmiĢ ve deneysel verilerin Langmuir modeli ile iyi bir korelasyon gösterdiği
ifade edilmiĢtir. Modifiye edilmiĢ silika jelin, Cu(II), Ni(II) ve Co(II)’yi tutma
kapasitesi sırasıyla 0.012, 0.014 ve 0,018 mmol/g olarak hesaplanmıĢtır. D-R
izoterminden elde edilen veriler, modifiye edilmiĢ silika jeli kimyasal etkileĢim ve
ĢelatlaĢma mekanizmaları ile metalleri tutuğunu göstermiĢtir.
Tabakci ve Yılmaz (2008), kaliks(4)aren polimerinin immobilize edildiği silika
jel
ile
su
ortamından
Cu(II)’nin
giderilebileceğini
göstermiĢlerdir.
Giderim
çalıĢmasında, pH, sıcaklık ve Cu(II) konsantrasyonun etkisi araĢtırılmıĢtır. Optimum
Cu(II) giderimi pH 6’da ve 25° C’ta elde edilmiĢtir. Adsorpsiyon verilerinin, Freundlich
izoterm modeline kıyasla Langmuir modeline daha iyi uyduğu ifade edilmiĢtir. Cu(II)
tutma kapasitesi 5.08 mg/g olarak hesaplanmıĢtır. Kesikli sistemin yanı sıra, elde edilen
fonksiyonlandırılmıĢ silika jel, kolon çalıĢmalarında da denenmiĢtir. Kolon ile elde
edilen Cu(II) tutma kapasitesi ise 1.14 mg/g olarak hesaplanmıĢtır.
Khan ve ark. (2006), difenil karbazit ile fonksiyonlandırılmıĢ sol-jelsilikayı su
ortamındaki Hg(II)’nin gideriminde kullanmıĢlardır. Çözelti pH’sı, temas süresi,
kompleksleĢtirici ve yabancı iyonların Hg(II) giderimine etkisi araĢtırılmıĢtır. Sonuç
olarak, 30 dakikada dengeye ulaĢıldığı tespit edilmiĢtir. Optimum pH’da (pH 6) ve
24
28°C’de, fonksiyonlandırılmıĢ sol-jelsilikanın, Hg(II) tutma kapasitesi ve Hg (II)
zenginleĢtirme faktörü sırasıyla, 2.8 mg/g ve 560 olarak tespit edilmiĢtir. Adsorpsiyon
verilerinin Langmuir izoterm modeline daha iyi uyduğu ve elde edilen sol-jelsilikanın
rejenere edilebileceği belirtilmiĢtir.
Bari ve ark. (2009), yapısında immobilize edilmiĢ Cayanex 272 bulunduran soljel silika ile sulu çözeltilerden Cu(II), Ni(II) ve Zn(II)’nin geri kazanımnı çalıĢmıĢlardır.
Elde edilen sol-jel silika, FT-IR, SEM, TGA ve dTGA yöntemleri ile karaterize
edilmiĢtir. Cyanex-272 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile 20 mg/L Zn(II), Cu(II) ve
Ni(II) için sırasıyla %95 (pH 3’te), % 99 (pH 5.3’te) ve %91 (pH 6.2’de) oranında geri
kazanım sağlandığı belirtilmiĢtir. ÇalıĢmada, Cu(II) model metal iyonu olarak ele
alınmıĢ ve Cu(II) geri kazanımına etki edebilecek parametreler (pH, katı/sıvı oranı,
Cyanex-272/silika oranı, metal konsantrasyonu) optimize edilmiĢtir. Deneysel
adsorpsiyon verilerinin Freundlich ve Langmuir modellerine uygun olduğu ifade
edilmiĢtir. Elde edilen sol-jel silikanın maksimum Cu(II) tutma kapasitesi 20.9 mg/g
olarak belirtilmiĢtir. Ayrıca, Cu(II) ile yüklenmiĢ Cyanex-272 sol-jel silikanın rejenere
edilebileceği ve yeniden kullanılabilme potansiyeline sahip olduğu gösterilmiĢtir.
ÇalıĢmanın sonunda, elde edilen Cyanex 272 sol-jel silikanın, çözelti ortamına alınan
elektronik atıklardaki Cu(II), Zn(II) ve Ni(II)’nin geri kazanımında verimli bir Ģeklide
kullanılabileceği de gösterilmiĢtir.
25
3. MATERYAL VE METOT
3.1.1. Deneylerde Kullanılan Adsorban ve Kimyasal Maddeler
Deneylerde kullanılan kimyasallar aĢağıda sıralanmıĢtır. Cyanex 923, Cytec
(Kanada) firmasından temin edilmiĢtir. Diğer kimyasallar analitik saflıktadır ve Merck
(Almanya) firmasından temin edilmiĢtir.
Sodyum hidroksit (NaOH)
Hidroklorik asit (HCI)
Sodyum klorür (NaCl)
Potasyum kromat (K2CrO4)
Tetraetoksi silan (TEOS)
Etilalkol
Cyanex 923
Amonyak (NH3)
3.1.2. Sol-jel Silikanın HazırlanıĢı
Deneylerde sol-jel silika aĢağıdaki prosedür takip edilerek hazırlanmıĢtır. (Bari
ve Ark.., 2009).
0.5 mL Cyanex923, 5 mL tetraetoksi silan ve 17 mL etilalkol oda sıcaklığında
karıĢtırılmıĢtır. Bu karıĢıma 0.18 mL HCI çözeltisi (0.01 M) ve 1.27 mL su ilave
edilerek ve uygun hızda karıĢtırılmıĢtır. Daha sonra çözeltiye 0.14 mL NH3 (1 M) ilave
edilmiĢtir. JelleĢmenin tamamlanması beklenmiĢ ve 50°C’ye ayarlanmıĢ etüvde 24 saat
süreyle kurutma iĢlemi yapılmıĢtır. Elde edilen Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel
silika öğütülerek 250 80 µm boyutuna indirilmiĢ ve Cr(VI) gideriminde kullanılmıĢtır.
Hazırlanan Cyanex 923 içeren sol-jel silika FT-IR ile karakterize edilmiĢtir.
3.3. Kesikli Adsorpsiyon Deneyleri
Deneylerde kullanılan Cr(VI) çözeltileri, 1000 mg/L’lik stok çözeltiden
hazırlanmıĢtır. Bütün deneyler 0.01 M iyonik Ģiddette gerçekleĢtirilmiĢtir. 0.1 g sol-jel
silika ve bilinen konsantrasyondaki Cr(VI) çözeltisi 100 mL’lik erlenmayere alınmıĢ ve
26
deneyler yapılmıĢtır. Çözeltinin pH’sı, 0.1 M NaOH ve 0.1 M HCl ile ayarlanmıĢtır.
Çözeltinin son hacmi 25 mL’dir. Çözelti, 25  1 oC’de 200 rpm sabit hızda belirli bir
süre karıĢtırılmıĢ ve filtre kağıdından süzülerek sol-jel silika ve çözelti fazı birbirinden
ayrılmıĢtır.
Adsorplanan Cr(VI) miktarı EĢitlik (1) kullanılarak hesaplanmıĢtır.
q
(Co Ce)V
m
(3.1)
Burada, q: adsorbe edilen Cr(VI) miktarını (mg/g), Co: baĢlangıç Cr(VI)
konsantrasyonunu (mg/L), Ce: denge anında çözeltideki Cr(VI) konsantrasyonunu
(mg/L), V: çözelti hacmini (L) ve m: sol-jel silika miktarını (g) ifade etmektedir.
ÇalıĢılan deneysel parametreler sırasıyla Ģöyledir; temas süresi: 5-240 dakika,
çözelti pH’sı: 1-7; baĢlangıç Cr(VI) konsantrasyonu: 5-500 mg/L, adsorben (sol-jel
silika) miktarı 0.01-0.3 g.
Çözeltilerdeki Cr(VI) miktarı UV cihazı kullanılarak 540 nm absorpsiyon dalga
boyunda difenil karbazit ile kompleks oluĢum metoduna göre yapılmıĢtır.
27
4. ARAġTIRMA BULGULARI VE TARTIġMA
4.1. Cyanex-923 Ġmmobilize EdilmiĢ Sol Jel Silika’nın FT-IR Analizi
Cyanex 923, blank sol-jel silika ve Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel
silikanın IR spekturumları ġekil 4.1.’de verilmiĢtir. Cyanex 923’e ait IR spektrumunda
görülen 1205.21 cm-1’deki bant P=O fonksiyonel grubuna aittir. Cyanex 923 içeren soljel silika yapısındaki bu band, silika jelde bulunan Si-O-Si yapısına ait bant tarafından
örtülmektedir. Yalnızca Cyanex 923’e ait IR spektrumunda, 2923.78, 2854.91 ve
1465.70 cm-1’de görülen bantlar asimetrik ve simetrik CH2 bantlarıdır ve aynı bandlar
Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silikaya ait IR spektrumunda da görülmektedir.
Bu sonuç, Cyanex 923’ün, sol-jel silikanın yapısında baĢarılı bir Ģekilde immobilize
edildiğini göstermektedir.
ġekil 4.1. Cyanex 923, blank sol-jel silika ve Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika’ya ait IR
spekturumu.
28
4.2. Adsorpsiyon Deneyleri
4.2.1. Çözelti pH’nın Etkisi ve Cr(VI) Tutma Mekanizması
Çözeltisi pH’sının Cyanex 923 içeren sol-jel silika ile Cr(VI) giderimine etkisini
incelemek amacıyla pH değeri, 1.0, 2.0, 4.0 ve 7.0’ye ayarlanarak sorpsiyon denemeleri
gerçekleĢtirilmiĢtir. Elde edilen sonuçlar ġekil 4.2’de gösterilmiĢtir.
120
100
Giderim, %
80
60
40
20
0
0
2
4
6
8
pH
ġekil. 4.2. Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile Cr(VI) giderimi üzerine çözelti pH’sının
etkisi (Cr(VI) konsantrasyonu: 20 mg/L, sol-jel silika miktarı: 4 g/L, temas süresi: 1 saat, karıĢtırma
hızı: 200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC).
Sulu çözeltilerde kromat iyonu farklı iyonik formlarda (HCrO4−, CrO42−,
Cr2O72−, HCr2O7−) bulunabilir. Hangi formun baskın halde olacağı çözeltinin pH’sına ve
ortamdaki Cr(VI) konsantrasyonuna bağlıdır. Farklı Cr(VI) formları için dengeler
aĢağıda gösterilmiĢtir:
H2CrO4
HCrO4- + H+
K1 = 1.21
(4.1)
HCrO4-
CrO42- + H+
K2 = 3x10-7
(4.2)
K3 = 35.5
(4.3)
2HCrO4-
Cr2O72- + H2O
29
HCr2O7-
Cr2O72- + H+
K4 = 0.85
(4.4)
Bu dengeler ve denge sabitleri dikkate alındığında, pH 6’da Cr(VI)
konsantrasyonu 1x10-3 M veya daha az ise Cr(VI)’nın %75’i HCrO4-, %25’i ise CrO42formundadır (Saha ve ark., 2004). Asidik çözeltilerde Cr(VI) konsantrasyonu 0.02
M’dan daha az ise ortamdaki baskın Cr(VI) formu, HCrO4- dir. 0.02 M’dan daha fazla
konsantrasyonlarda ise baskın Cr(VI) formu, Cr2O72- dir. Ayrıca, asidik Ģartlarda, Cr(VI)
konsantrasyonu
(1.26-1.74)x10-2
M
aralığında
ise
Cr2O72-, HCrO4-
formuna
dönüĢmektedir (Bhowal ve Data, 2001). Bu açıklamalara göre, çözeltideki Cr(VI)’nın
HCrO4− formunda olduğu ifade edilebilir.
ġekil 4.2’den de görüleceği gibi en yüksek giderimin, çözelti pH’sının 1.0
olduğu durumda olduğu, çözelti pH’sının artmasıyla birlikte giderimin azaldığı tespit
edilmitir. Benzer sonuç, Özcan ve ark. (2010)’un Cyanex 923 içeren polisülfon
mikrokapsül ile sulu çözeltiden Cr(VI) giderimi için de elde edilmiĢtir. Hidroklorik asit
ortamında, Cyanex-923 ile Cr(VI) arasındaki kompleks oluĢumu aĢağıdaki gibi
gösterilebilir (Agrawal ve ark., 2008).
HCrO4- + H+ + Cl- ↔ CrO3Cl- + H2O
(4.5)
CrO3Cl- + H+ + 2.Cynex-923 ↔ HCrO3Cl.2.Cyanex-923
(4.6)
Toplam reaksiyon aĢağıdaki gibi yazılabilir.
HCrO4- + 2H+ + Cl- + 2.Cyanex-923 ↔ HCrO3Cl.2.Cyanex-923 + H2O
(4.7)
Bu reaksiyona göre, kompleks oluĢumu çözeltinin pH’sına bağlıdır. pH’daki
azalma, Cr(VI) ile Cyanex 923 kompleks oluĢumunu (HCrO3Cl·2·Cyanex-923)
artıracaktır. Dolayısıyla Cr(VI) giderim verimi de artacaktır. Bu sebepten dolayı,
Cr(VI)’nın verimli bir Ģekilde sol-jel silika ile giderilmesi için çözelti pH’sının 1.0
olması gerekir. Agrawal ve ark.(2008), HCl’den ayrı olarak H2SO4 ve HNO3 gibi diğer
asit türlerinin de Cr(VI)-Cyanex 923 ekstraksiyonuna etkisini araĢtırmıĢlar ve en uygun
ekstraksiyonun HCl ortamında gerçekleĢtiğini belirtmiĢlerdir. Bu sebepten dolayı, daha
sonraki denemelerde çözelti pH’sı HCl ile 1.0’a ayarlanmıĢtır.
30
4.2.2. Temas Süresinin Etkisi
Temas süresine bağlı olarak, Cyanex-923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile
Cr(VI) giderimi ġekil 4.3’te gösterilmiĢtir. 20 mg/L Cr(VI) çözeltisi için 5, 10, 20, 40,
120, 240 dakika temas süreleri denenmiĢtir. Oldukça kısa sürede tutmanın gerçekleĢtiği
görülmüĢtür. Örneğin 5 dakika sonunda Cr(VI)’nın %93’ünün giderildiği görülmüĢtür
(ġekil 4.4). Cr(VI) gideriminin 10 dakikadan sonra değiĢmediği görülmüĢtür. BaĢka bir
deyiĢle, Cyanex-923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile Cr(VI) giderimi için 10 dakika
temas süresinin dengeye gelinmesi için yeterli olduğu görülmüĢtür.
120
Giderim, %
90
60
30
0
0
50
100
150
200
250
300
Süre, dakika
ġekil 4.3. Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile Cr(VI) giderimine temas süresinin etkisi
(Cr(VI) konsantrasyonu: 20 mg/L, sol-jel silika miktarı: 4 g/L, çözelti pH’sı: 1.0, karıĢtırma hızı:
200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC).
31
(a)
(b)
ġekil 4.4. Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile Cr(VI) giderimine temas süresinin etkisi,
(a) t = 0 , (b) t = 5 dakika sonrası
32
4.2.3. Adsorpsiyon İzoterm Modelleri
Deneysel adsorpsiyon verileri, Langmuir ve Freundlich izoterm modelleri
üzerinde denenmiĢtir. Deneysel adsorpsiyon verileri ġekil 4.5’te verilmiĢtir.
Langmuir izoterm modeli, adsorpsiyonun homojen yüzeylerde gerçekleĢtiği
durumları daha iyi ifade eden bir modeldir ve EĢitlik (4.8) kullanılarak incelenir
(Langmuir, 1916).
Ce qe
(4.8)
(1 Qo .b) (Ce Qo )
Burada, Ce: denge anındaki Cr(VI) konsantrasyonunu (mg/L), Qo: Langmuir
adsorpsiyon kapasitesini (mg/g), b ise Langmuir adsorpsiyon katsayısını (L/mg) ifade
etmektedir.
Freundlich adsorpsiyon izoterm modeli ise heterojen yüzeyler üzerindeki
adsorpsiyon olayını ifade etmektedir ve EĢitlik (4.9) ile ifade edilmektedir (Freundlich,
1906).
qe
k .Ce1 / n
(4.9)
Burada, Ce: denge anındaki Cr(VI) konsantrasyonunu (mg/L), k: Freundlich
sorpsiyon kapasitesini (mg/g) ve n ise izoterm katsayısını ifade etmektedir.
Hem Langmuir hem de Freundlich izoterm parametreleri ġekil 4.6 ve 4.7’de
verilen lineer izoterm denklemlerinden hesaplanmıĢ ve Çizelge 4.1’de verilmiĢtir.
Çizelge 4.1’den de görüleceği gibi Langmuir izoterm modeli belirleme katsayıları (R2),
Freundlich izoterm modeli R2 değerinden daha büyüktür. BaĢka bir ifade ile, Cyanex
923 içeren sol-jel silika ile Cr(VI) adsorpsiyonu Langmuir izoterm modeli ile daha iyi
ifade edilmektedir. Langmuir adsorpsiyon kapasitesi 25.64 mg Cr(VI)/g sol-jel silika
olarak belirlenmiĢtir. Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silikanın Cr(VI)
adsorpsiyon kapasitesi, Cyanex 923 içeren polisülfon mikrokapsül (22.36 mg/g) (Özcan
ve ark., 2010) ile uyumlu olarak bulunmuĢtur. Ayrıca, elde edilen adsorpsiyon
kapasitesi, Lewatit MP64 (20.80 mg/g) ve Lewatit MP500 (21.32 mg/g) anyon
33
değiĢtirici reçinenin Cr(VI) adsorpsiyon kapasiteleri de uyumlu bulunmuĢtur (Pehlivan
ve Çetin, 2009).
30
25
q, mg/g
20
15
10
5
0
0
100
200
300
400
500
Ce, mg/L
ġekil 4.5. Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile su ortamından Cr(VI) sorpsiyonu (çözelti
pH’sı: 1.0, sol-jel silika miktarı: 4 g/L, karıĢtırma hızı: 200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC).
18
y = 0.039x + 0.1924
R2 = 0.998
15
Ce/qe
12
9
6
3
0
0
100
200
300
400
500
Ce, mg/L
ġekil 4.6. Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile su ortamından Cr(VI) sorpsiyonu için
Langmuir izotermi (çözelti pH’sı: 1.0, sol-jel silika miktarı: 4 g/L, karıĢtırma hızı: 200 rpm ve
sıcaklık: 25 1 oC).
34
4
y = 0.2983x + 1.7099
R2 = 0.943
log qe
3
2
1
0
-6
-4
-2
0
2
4
6
8
log Ce
ġekil 4.7. Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile su ortamından Cr(VI) sorpsiyonu için
Freundlich izotermi (çözelti pH’sı: 1.0, sol-jelsilika miktarı: 4 g/L, karıĢtırma hızı: 200 rpm ve
sıcaklık: 25 1 oC).
Çizelge. 4.1. Langmuir ve Freundlich izoterm modeli parametreleri.
Langmuir izotermi
Freundlich izotermi
Qo, (mg/g)
b, (L/mg)
R2
k, (mg/g)
n
R2
25.64
0.203
0.998
51.27
3.35
0.943
4.2.4. Sol-Jel Silika Miktarının Cr(VI) Adsorpsiyonuna Etkisi
Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika miktarının artmasına paralel olarak
Cr(VI) giderim veriminin de arttığı görülmüĢtür (ġekil 4.8). Sol-jel silika miktarı
arttığında immobilize edilen Cyanex 923 miktarı da artacaktır. Dolayısıyla, Cyanex 923
miktarı arttıkça tutulacak Cr(VI) miktarının artması beklenmektedir. Bu beklenti, elde
edilen sonuç ile uyumludur. Bununla birlikte, sol-jel silika miktarı arttıkça birim
adsorben madde miktarı baĢına tutulan Cr(VI) miktarı da azalmaktadır (ġekil 4.8).
35
% giderim
120
24
90
18
60
12
30
6
0
0
0.6
0.8
2.2
4
q, mg/g
Giderim, %
q, mg/g
12
Sol-gel silika miktarı, g/L
ġekil 4.8. Sol-jel silika miktarının Cr(VI) giderimine etkisi (Cr(VI) konsantrasyonu: 20 mg/L,
çözelti pH’sı: 1.0, karıĢtırma hızı: 200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC).
Bilindiği gibi, su ve atık su ortamında hedef kirletici dıĢında diğer kirleticilerde
bulunmaktadır ve bu kirleticiler adsorben maddenin kapasitesini olumsuz yönde
etkileyebilmektedir. Ozcan ve ark. (2010), Cyanex 923 içeren polisülfon mikrokapsüller
ile Cr(VI) giderimi üzerine diğer metallerin (Cr(III), Ni(II), Cu(II), Co(II), Pb(II),
Zn(II), Cd(II)) etkisini incelemiĢlerdir. Yapılan çalıĢma sonucunda, Zn(II) ve Cd(II)’un
sırasıyla %10 ve %5 kadarının Cr(VI) yanında giderildiğini, diğer metal iyonlarının
giderilmediğini tespit etmiĢlerdir. Tüm bu metal iyonlarının Cr(VI) ile birlikte çözelti
ortamında olması durumunda ise Cr(VI) gideriminde % 6’lık bir azalma olduğunu
görmüĢlerdir. Bu metallerin Cyanex 923 immobilize edilmiĢ sol-jel silika ile Cr(VI)
giderimine de benzer etki yapacağı beklenebilir.
4.2.5. Sol-Jel Silikanın Rejenerasyonu
Sol-jel silika ile Cr(VI) giderimi yapıldıktan sonra, Cr(VI) ile yüklenen silikanın
yeniden kullanılabilirliği incelenmiĢtir. Bunun için, Cr(VI) ile yüklenmiĢ sol-jel silika,
10 mL 0.5 M NaOH ile rejenere edilmiĢ ve yeniden Cr(VI) adsorpsiyonu denemelerinde
kullanılmıĢtır. Rejenerasyondan sonra, sol-jel silika saf su ile yıkanmıĢ ve nötralize
36
edilmiĢtir. ġekil 4.9.’da gösterildiği gibi, rejenere edilen Cyanex 923 immobilize
edilmiĢ sol-jel silikanın ard arda 4 defa yapılan Cr(VI) giderim deneylerinde
kullanılabileceğini, 4. tekrardan sonra giderim veriminde azalma olduğu tespit
edilmiĢtir. Elde edilen sonuçlar, sol-jel silikanın yeniden kullanım potansiyeline sahip
olduğunu göstermiĢtir.
5
q, mg/g
4
3
2
1
0
0
2
4
6
8
Kullanım tekrarı
ġekil 4.9. Rejenere edilmiĢ sol-jel silikanın tekrar kullanılabilme sayısı (Cr(VI) konsantrasyonu: 20
mg/L, çözelti pH’sı: 1.0, karıĢtırma hızı: 200 rpm ve sıcaklık: 25 1 oC, rejenerasyon çözeltisi: 0.5 M).
37
5. SONUÇLAR VE ÖNERĠLER
Bu çalıĢmada, Cyanex 923, sol-jel silika yapısına immobilize edilmiĢ ve kesikli
sistemde sulardaki Cr(VI) gideriminde denenmiĢtir. Cyanex 923’ün sol-jel silika
yapısına immobilize edildiği FT-IR ile kontrol edilmiĢtir. Adsorpsiyon denemelerinden
elde edilen sonuçlar, aĢağıdaki gibi özetlenebilir.
i.
Cyanex 923 sol-jel silika ile maksimum Cr(VI) gideriminin pH 1.0’de elde
edildiği görülmüĢtür.
ii.
Oldukça kısa sürede (10 dakika) Cr(VI) adsorpsiyon dengesine ulaĢıldığı
görülmüĢtür.
iii.
Kesikli sistemde adsorpsiyon verileri Langmuir izoterm modeli ile daha iyi izah
edilmektedir. Langmuir adsorpsiyon kapasitesi (Qo) 25.64 mg/g olarak tespit
edilmiĢtir.
iv.
0.5 M NaOH çözeltisi ile yapılan rejenerasyon çalıĢmaları, Cyanex 923 içeren
sol-jel silikanın sulardaki Cr(VI) gideriminde dört defa tekrar kullanılabileceğini
göstermiĢtir.
Sonuç olarak, Cyanex 923’ün sol-jel silika yapısına immobilize edilebildiği ve
kesikli sistemde sulardaki Cr(VI) gideriminde baĢarılı bir Ģekilde kullanılabildiği tespit
edilmiĢtir. Bundan dolayı, Cyanex 923 içeren sol-jel silikanın kolon sistemlerinde de
Cr(VI) gideriminde denenmesi daha sonraki çalıĢmalar için önerilebilir. Ayrıca,
hazırlanan adsorbenin su ortamındaki diğer organik ve inorganik kirleticilerin giderimi
için de denenmesi önerilmektedir.
.
38
6. KAYNAKLAR
Acar, F.N., Malkoc, E., 2004, The removal of chromium(VI) from aqueous solutions
by Fagus orientalis L, Bioresource Technology. 94, 13-15.
Arslan, G., Tor, A., Muslu, H., Ozmen, M., Akin, I., Cengeloglu, Y., Ersoz, M., 2009,
Facilitated transport of Cr(VI) through a novel activated composite membrane
containing Cyanex 923 as a carrier, Journal of Membrane Science 337, 224-231.
Baykut, F., Aydın A., Baykut, S., 1987, Çevre Sorunları ve Korunması, İ.Ü. Yayınları
Güryay Matbaacılık, Ġstanbul:131-143.
Baykut, F., 1979, Modern Genel Anorganik Kimya, İstanbul Üniversitesi, 735-736.
Agarwal, G., S., Bhuptawat, H., K., Chaudhari, S., 2005, Biosorption of aqeous
chromium(VI) by Tamarindus Indica seeds, Bioresource Technology, 97, 949-956.
Agrawal, A., Pal, C., Sahu, K.K., 2008, Extractive removal of chromium (VI) from
industrial waste solution, Journal of Hazardous Materials, 159, 458-464.
Alguacil ve ark., 2004) Alguacil, F.J., Coedo, A.G., Dorado, M.T., 2000, “Transport of
chromium (VI) through a Cyanex 923-xylene flat-sheet supported liquid
membrane”, Hydrometallurgy, 57 51-56.
Andriá-Cerezo, D., M., Llobat-Estellés, M., Maurî-Aucejo, A., R., 1999,
Preconcentration and speciation of chromium in waters using solid-phase
extraction and atomic absorption spectrometry, Talanta, 51, 531-536.
ATSDR, Agency for toxic Substances and Disease Registary, Division of Toxicology/
Toxicology Information Branch (ATSDR), Toxicological Profile for chromium,
ATSDR, Atlanta, USA, 2000, pp. 1-157.
Barassi, G., Valdés, A., Araneda, C., Basualto, C., Sapag, J., Tapia, C., Valenzuela, F.,
2009, Cr(VI) sorption behavior from aqueous solutions onto polymeric
microcapsules containing a long-chain quaternary ammonium salt: Kinetics and
thermodynamics analysis, J. Hazard Mater, 172 (2009), 262-268.
Barceloux, D.G., 1999, Chromium, J. Tox.: Clinical Tox. 37 (2), 173.
Baran, A., Bıçak, E., Hamarat Baysal, S., Önal, S., 2006, Comparative studies on the
adsorption of Cr(VI) ions on to various sorbents, Bioresource Technology.
Bari, Md F., Hossain, Md S., Mujtaba, I.M., Jamaluddin, S.B., Hussin, K., 2009,
Simultaneous extraction and separation of Cu(II), Zn(II), Fe(III) and Ni(II) by
polystyrene microcapsules coated with Cyanex 272, Hydrometallurgy 95, 308315.
39
Bayat, B., 2002, Comparative study of adsorption properties of Turkish fly ashes The
case of chromium(VI) and cadmium(II), Journal of Hazardous Materials, B95,
275-290.
Bayrakci, M., Ertul, ġ., Yilmaz, M., 2009, Synthesis of di-substituted calix[4]arenebased receptors for extraction of chromate and arsenate anions, Tetrahedron 65,
7963-7968.
Benhammou, A., Yaaccoubi, A., Nibou, L., Tanouti, B., 2005, Study of removal of
mercury(II) and chromium(VI) from aqueous solutions by Moroccan stevensite,
Journal of Hazardous Materials, 117, 243-249.
Bhowal, A., Datta, S., 2001, Studies on transport mechanism of Cr(VI) extraction from
an acidic solutions using liquid surfactant membranes, Journal of Membrane
Science ,188, 1-8.
Büyükdere, Ö., 2001, Tuz Gölü Kirliliği ve Konya Atıksu Arıtma Tesisi, Kocaeli
Üniversitesi, Bitirme tezi, Kocaeli, 15.
Büyükerkek, T., 2004, Sudaki Kromum Membranlar Kullanılarak UzaklaĢtırılması,
Yüksek Lisans Tezi, Selçuk Üniversitesi Fen bilimleri Enstitüsü, Konya
Cabatingan, J.K., Agapay, R.C., Rakels, J.L.L., Ottens, M., Vander Wielen L.A.M., Ind.
Eng. Chem. Res., 40 (2001), 2302-2309.
Çabukçu E., 1998, Krom(VI), bakır(II), demir (III) iyonlarının tek ve çok bileĢenli
metal sistemlerinde R. Arhizus’la biyosorpsiyonunun sürekli karıĢtırmalı kaplarda
incelenmesi, Yüksek Lisans Tezi, Hacettepe Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü,
Ankara.
Chanda, M., Rempel, G.L., 1997, Chromium(III) removal by poly (ehtyleneimine)
granular sorbents made by a new process of templated gel filling, Reactive and
Functional Polymers, 35, 197-207.
Chwastowska, J., Skwara, W., Sterlinska, E., Pszonicki, L., 2005, Speciation of
chromium in mineral waters and salinas by solid-phase extraction and graphite
furnace atomic absorption spectrometry, Talanta, 66, 1345-1349.
Çengeloğlu,Y., Tor, A., Kir, E., Ersöz, M., 2003, Transport of hexavalent chromium
through anion exhange membranes, Desalination, 154(3) 239-246.
Dakiky, M., Khamis, M.A., Mer’eb, M.M., 2002, Selective adsorption of chromium(VI)
in endüstrial wastewater using low-cost abundantly available adsorbents,
Advances in Enviromental Research, 6, 533-540.
Deng, S., Bai, R., 2004, Removal of trivalent and hexavalent chromium with aminated
polyacrylonitrile fibers: performance and mechanisms, Water Research, 38, (9),
2424-2432.
40
Di Natale ve ark., 2006; Di Natale, F., Lancia, A., Molina, A., Musmarra, D., 2006,
Removal of chromium ions form aqueous solutions by adsorption on actived
carbon and char, Journal of Hazardous Materials.
Dökmeci, Ġ., 1988, Toksikoloji, Akut Zehirlenmelerde Tanı ve Tedavi, Fatih Gençlik
Vakfı Matbaa İşletmesi, Ġstanbul: 336-354.
Dubey, S., P., Gopal, K., 2006, Adsorption of chromium(VI) on low cost adsorbents
derived from agricultural waste material: A comparative study, Journal of
Hazardous Materials.
EPA, 1999, United States Environmental Protection Agency, USA.
Fawell, J., K., Lund, U., Mintz, B., 2004. Chromium in Drinking-water. Background
document for development of WHO Guidelines for Drinking Water
Quality.Freundlich, H.M.F., 1906, Über die adsorption in losungen, Z. Phys.
Chem., 57A, 385-470.
FDA, 1999, United States Food and Drug Administration, USA.
Garg, V.K., Gupta, R., Kumar, R., Gupta, R.K., 2004, Adsorption of chromium from
aqueous solution on treated sawdust, Bioresource Technology, 92, 79-81.
Göçhan, C., 1998, Endüstriyel Atıksulardaki Ġkili Ağır Metal Ġyonları KarıĢımlarının
tutuklanmıĢ Chlorella Vulgaris’e biyosorpsiyonunun Dolgulu Kolon Reaktörde
Ġncelenmesi, Yüksek Lisans Tezi, Hacettepe Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü,
Ankara.
Göde, F., 2002, Reçineler ile Ağır Metal Adsorpsiyonu ve Atıksulara Uygulanması,
Doktora Tezi, Selçuk Üniversitesi Fen bilimleri Enstitüsü, Konya.
Gürses, A., 1996, Deneysel Fizikokimya, Kültür ve Egitim Vakfı Yayınları, Erzurum.
Gupta, V. K., Mohan, D., Sharma, S., Park, K.T., 1999, Removal of Chromium (VI)
from electroplating industry wastewater using baggase fly ash – a sugar industry
waste material, The Environmentalist, 19, 129-136.
Gupta, V.K., Gupta. M., Sharma, S., 2001, Process development for the removal of lead
and chromium from aqueous solutions using red mud-an aluminium industry
waste, Wat. Res., 35 (5) 1125-1134.
Gübbük Ġ. H., Güp, R., Ersöz, M., 2008, Synthesis, characterization, and sorption
properties of silica gel-immobilized Schiff base derivative, J. Colloid Interface
Sci. 320 (2008), 376-382.
Hafiane, A., Lemordant, D., Dhahbi, M., 2000, Removal of hexavalent chromium by
nanofiltration, Desalination, 130, 305-312.
41
Hatay, I., Güp R., Ersöz M., 2008, Silica gel functionalized with 4-phenylacetophynone
4-aminobenzoylhydrazone: Synthesis of a new chelating matrix and its application
as metal ion collector, J. Hazard. Mater. 150 (2008) 546-553.
Ho, Y.S., McKay, G., 1999, Pseudo-second order model for sorption processes, Process
Biochemistry, 34, 451-465.
Hsu, L., C., Wang, S., L., Tzou, Y., M., Lin, C., F., Chen, J., H., 2006, The removal and
recovery of Cr(VI) by Li/Al layered double hydroxide (LDH), Journal of
Hazardous Materials.
KabaĢ, N., G., 2007, Modifiye edilmiĢ pomza ile ağır metal uzaklaĢtırılması, Yüksek
Lisans Tezi, Süleyman Demirel Üniversitesi Fen Bilimleri Enstitüsü, Isparta.
Karthikeyan, T., Rajgepal, S., Miranda, L., R., 2005, Chromium(VI) adsorption from
aqeous solution by Hevea Brasilinesis sawdust activated carbon, Journal of
Hazardous Materials, B124, 192-199.
Khan, A., Mahmood, F., Khokhar, M.Y., Ahmed, S., 2006, Functionalized sol–gel
material for extraction of mercury (II), React. Funct. Polym. 66, 1014–1020.
Kılıçarslan., S., 1999, The adsorpstion of Cr+6, Pb+6, and Cu+2 ions by microorganisms
produced in the nutrition mediums containing heavy metal ions, Ms. Science
Thesis, Department of Chemical Engineering, Ankara.
Kimbrough, D.E, Cohen, Y., Winer, A.M., Creelman, L., Mabuni, C. A., 1999, Critical
Assessment of Chromium in the Environment, Crit. Rev. Env. Sci. Thecnol., 29 (1)
(1999) 1-46.
Kobya, M., 2004, Removal of Cr(VI) from aqueous solutions by adsorption onto
hazelnut shell activated carbon, kinetic and equilibrium studies, Bioresource
Technology, 91, 317-321.
Kocaoba, S., 1999, Deri Atık Sularından Kromun UzaklaĢtırılması ve geri Kazanılması,
Doktora Tezi, İTÜ, Ġstanbul.
Korngold, E., Belayev, N., Aranov, L., 2003, Removal of chromates from drinking
water by anion exchangers, Separation and Purification Technology, 33, 179-187.
Kotas, J., Stasicka, Z., 2000, Chromium occurence in the environment and methods of
its speciation, Environ. Pollut., 107 (3), 263-283.
Kumar, P., A., Ray, M., Chakraborty, S., 2006, Hexavalent chromium removal from
wastewater using aniline formaldehyde condensate coated silica gel, Journal of
Hazardous Materials.
Lakatos, J., Brown, S., D., Snape, C., E., 2001. Coals as sorbents for the removal and
Lagergren, S., Svenska, K., 1898, About the theory of so called adsorption of soluble
substances, Sven, K., Vetenskapsad. Handl., 24 (1898) 1–39.
42
Lakatos, J., Brown, S.D., Snape, C.E., 2002, Coals as sorbents for the removal and
reduction of hexavalent chromium from aqueous waste streams. Fuel, 81, 691698.
Lalvani, S.B., Wiltowski, T., Hubner, A., Weston, A., Mandich, N., 1998, Removal of
hexavalent chromium and metal cations by a selective and novel carbon adsorbent,
Carbon, 36 (7-8), 1219-1226
Langmuir, I., 1916, The constitution and fundamental properties of solids and liquids, J.
Am. Chem. Soc.., 38, 2221-2295.
Liang, P., Shi, T., Lu., H., Jiang, Z., Hu, B., 2003, Speciation of Cr(III) and Cr(VI) by
nanometer titanium dioxide micro-column and inductively coupled plasma atomic
emission spectrometry, Spectrochimica Acta, Part B, 58, 1709-1714.
Liu, Y., Sun, X., Luo, F., Chen, J., 2007, The preparation of sol–gel materials doped
with ionic liquids and trialkyl phosphine oxides for Yttrium(III) uptake, Anal.
Chim. Acta 604, 107–113.
Lo, S.H., Shiue, S.F., 1998, Recovery of Cr(VI) by quaternary ammonium compounds,
Water Res., 32, 174–178.
Low, K., S., Lee, C., K., Ng, A., Y., 1998, Column study on the sorption of Cr(VI)
using quaternized rice hulls, Biosource Technology, 68, 205-208.
Narin, Ġ., Sürme, Y., Soylak, M., Dogan, M., 2005, Speciation of Cr(III) and Cr(VI) in
environmental samples by solid phase extraction on Ambersorb 563 resin, Journal
of Hazardous Materials
Malkoç, E., Nuhoglu, Y., 2006, Potential of tea factory waste for chromium (VI)
removal from aqeous solutions: Thermodynamic and kinetic studies, Separation
and Purification Technology.
Malkoç, E., Nuhoglu, Y., 2007, Cr(VI) iyonunun giderimiminde palamut meĢesi
atığının kullanımı, 7. Ulusal Çevre Mühendisliği Kongresi, İzmir, 669-675.
Mondal, B.C., Das, D., Das, A.K., 2002, Synthesis and characterization of a new resin
functionalized with 2-naphthol-3,6-disulfonic acid and its application of
chromium in natural water, Talanta, 56, 145-152.
Moral, E., 2006, Farklı _yon Degistirici Reçineler ve Dogal Adsorbanlarla Hazırlanan
Katı-Faz Kolonlarla Krom Türleri Tayini, Süleyman Demirel Üniversitesi Fen
Bilimleri Enstitüsü, Yüksek Lisans Tezi, 49s., Isparta.
Ozcan, S., Tor, A., Aydın, M. Emin., 2010, Removal of Cr(VI) from aqueous solution
by polysulfone microcapsules containing Cyanex 923 as extraction reagent,
Desalination, 259 179-186.
43
Pantsar-Kallio, M., Reinikainen, S.-P., Oksanen, M., 2001, Interactions of soil
components and their effects on speciation of chromium in soils, Anal. Chim.
Acta, 439 9-17.
Patterson, J.W., 1977, Waste Water Treatment, Science Publishers Inc., USA, 43-55,
59-67, 69-81.
Pradhan, J., Das, S.N., Thakur, R.S., 1999, Adsorption of Hexavalent chromium from
aqueous solution by using activated red mud, J. Colloid Interf. Sci., 271 (1), 137141.
Pehlivan, E., Cetin, S., Sorption of Cr(VI) ions on two Lewatit-anion exchange resins
and their quantitative determination using UV–visible spectrophotometer, J.
Hazard. Mater, 163 (2008) 448-453.
Rojas, G., Silva, Flores, J., A., Rodrigues, A., Ly, M., Maldonado, H., 2004, Adsorption
of chromium onto-cros-linked chitosan, Separation and Purification Technology,
44, 31-36.
Ruotolo, L., A., M., Gubulin, J., C., 2004, Chromium(VI) reduction using conducting
polymer films, Reactive & Functional Polymers, 62, 141-145.
Saad, B., Chong, C.C., Ali, A.S.M., Bari, M.F., Rahman, I.A., Mohamad, N., Saleh,
M.I., 2006, Selective removal of heavy metal ions using sol–gel immobilized and
SPE-coated thiacrown ethers, Anal. Chim. Acta, 555, 146–156.
Saha, B., Gill, R.J., Bailey, D.G., Kabay, N., Arda M., Sorption of Cr(VI) from aqueous
solution by Amberlite XAD-7 resin impregnated with Aliquat 336, React. Func.
Polym. 60 (2004) 223–244.
Sarıkaya, Y., 1997, Fizikokimya, Gazi Kitabevi, 1151 s., Ankara.
Selvaraj, K., Manonmani, S., Pattabhi, S., 2004, Removal of hexavalent chromium
using distillery sludge, Bioresource Technology, 89, 207-211.
Stasinakis, A., S., Thomaidis, N., S., Mamais, D., Karivali, M., Lekkas, T., D., 2003,
Chromium species behaviour in the activated sludge process, Chemosphere, 52,
1059-1067.
ġengül, F., Küçükgül, E., Y., 1997, Çevre Mühendisliğinde Fiziksel Kimyasal temel
iĢlemler ve süreçler, D.E.Ü Mühendislik Fakültesi Basım Ünitesi, Ġzmir.
ġener A., E., 2002, Atık sularda Cu ve Cr’un adsorpsiyon yoluyla giderimi, Yüksek
Lisans Tezi.
Tabakci, M., Yilmaz, M., 2008, Sorption characteristics of Cu(II) ions onto silica gel
immobilized calix[4]arene polymer in aqueous solutions: Batch and column
studies, J. Hazard. Mater. 151, 331-338.
44
Tamago, F., G., Turiel, E., Martin-Esteban, A., 2006, Molecularly imprinted polymers
for solid-phase extraction and solid-phase microextraction: Recent developments
and future trends, Journal of Chromatography A.
Terry, P.A., 2004, Characterization of Cr ion Exchange with hydrotalcite,
Chemosphere, 57, 541-546.
Tor A., Buyukerkek, T., Cengeloglu, Y., Ersoz, M., 2004, Simultaneous recovery of
Cr(III) and Cr(VI) from the aqueous phase with ion-exchange membranes,
Desalination, 171, 233-241.
TSE, 266, 1984, Ġçme Suları Türk Standartları, Ankara
TÜDAV, 2006, internet sitesi, http://www.tudav.org.tr. Erisim tarihi: 25.06.20010.
Türkiye Çevre Sorunları Vakfı Yayını, 1981, Türkiye’nin Çevre Sorunları, Önder
Matbaa, Ankara
Uslu, G., Ekiz., H.Ġ., Özer, A. Ve Özer, D., 1998, Atıksularda Bulunan Bakır
Ġyonlarının R. Arhizus ile Giderilmesi, Kayseri 1. Atıksu Sempozyumu, Kayseri.
Üstün, N., 2006, Seyitömer Termik Santrali’nden temin edilen uçucu kül ile bakır,
çinko ve kromun adsorpsiyonu, Yüksek Lisans Tezi, Yıldız Teknik Üniversitesi
Fen Bilimleri Enstitüsü, Ġstanbul.
Valix, M., Cheung, W., H., Zhang, K., 2005, Role of heteroatoms in activated carbon
for removal of hexavalent chromium from wastewaters, Journal of Hazardous
Materials, B135, 395-405.
Venkateswaran, P., Palanivelu K., Studies on recovery of hexavalent chromium from
plating wastewater by supported liquid membrane using tri-n-butyl phosphate as
carrier, Hydrometallurgy 78 (2005) 107-115.
Venkateswaran, P., Palanivelu K., 2004, Solvent extraction of hexavalent chromium
with tetrabutyl ammonium bromide from aqueous solution, Sep. Purif. Technol. 40
279- 284.
Verma, A., Chakraborty, S., Basu, J., K., 2005, Adsorbtion study of hexavalent
chromium using tamarind hull-based adsorbents, Separation and Purification
Technology.
Wass, U., Wahlberg, J.E., 1991, Chromated steel and contact allergy recommediation
concerning a treshold limit value for the release of hexavalent chromium, Contact
Dermatitis, 24 114-118.
Westbrook, J., (ed:Garyson, M.), 1983, Chromium and chromium alloys, in KirkOthmer Encyclopedia of Chemical Technology, Vol. 6, 54-82, Wiley Interscience,
New York, USA.
WHO, 1988, World Health Organization.
45
Yalçın, S., Apak, R., 2004, Chromium(III,VI) speciation analysis with preconcentration
on a maleic acid-functionalized XAD sorbent, Analytica Chimica Acta. 505, 2535.
Yu, L.J., Shukla, S.S., Dorris, K.L., Shukla, A., Margrave, J.L., 2003, Adsorption of
chromium from aqueous solutions by maple sawdust, Journal of Hazardaus
Materia,. 100, 53-63.
Zhang, W., Liu, J., Ren, Z., Wang, S., Du, C., Ma J., 2008, Kinetic study of
chromium(VI) facilitated transport through a bulk liquid membrane using tri-nbutyl phosphate as carrier, Chem. Eng. J.
Zhu, X., Hu, B., Jiang, Z., Wu, Y., Xieng, S., 2002, Speciation of chromium(III) and
chromium(VI) by in situ separation sequential determination with electrothermal
vaporization inductively coupled plasma atomic emission spectrometry, Analytica
Chimica Acta, 471, 121-126.
46
ÖZGEÇMĠġ
KĠġĠSEL BĠLGĠLER
Adı Soyadı
Uyruğu
Doğum Yeri ve Tarihi
Telefon
Faks
e-mail
:
:
:
:
:
:
Özlem TEKELĠOĞLU
T.C.
Ġzmit, 1978
555 980 02 50
332 249 95 62
[email protected]
EĞĠTĠM
Derece
Lise
:
Üniversite
:
Yüksek Lisans :
Adı, Ġlçe, Ġl
Konya Muhittin Güzelkılınç Süper Lisesi
Kocaeli Üniversitesi
Selçuk Üniversitesi
Bitirme Yılı
1996
2001
devam
Ġġ DENEYĠMLERĠ
Yıl
2004-halen
Görevi
Çevre Mühendisi
Kurum
Selçuklu Belediyesi
UZMANLIK ALANI
Çevre Mühendisi
YABANCI DĠLLER
Ġngilizce
BELĠRTMEK ĠSTEĞĠNĠZ DĠĞER ÖZELLĠKLER
YAYINLAR
47
Author
Document
Category
Uncategorized
Views
4
File Size
899 KB
Tags
1/--pages
Report inappropriate content