Tuðba TÜRK*, Ýbrahim ALP

Karadeniz Teknik Üniversitesi, Maden Mühendisliði Bölümü, 61080, Trabzon-TÜRKÝYE*Corresponding author: tugbaturk@yahoo.com.tr

Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) Kullanarak SudanAs(III) Adsorpsiyonu

ÖzetBu çalýþmada, adsorban olarak çift tabakalý hidroksit (ÇTH) olarak bilinen sentetik olarak hazýrlanmýþ Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) ile sulu çözeltilerden arsenit (As(III)) giderimini incelenmiþtir. Yapýsý Fe+3

yerdeðiþtirmesi ile oluþturulan ve [Mg(II)6Fe(III)2(OH)16]+2 [CO3.yH2O]-2 kimyasal formülü ile ifadeedilen FeHT çökeltme metodu ile sentezlenmiþtir. Elde edilen malzeme XRD (X-ýþýnlarý Difraktometresi)ve SEM (Taramalý Elektron Mikroskobu) analizleri ile karakterize edilmiþtir. FeHT üzerine arsenit(As(III))'in adsorpsiyon mekanizmasýnýn ortaya koyulmasý amacýyla çözelti pH'sý, baþlangýç arsenit (As(III))konsantrasyonu ve adsorban miktarýnýn etkisi kesikli deneylerle incelenmiþtir. Adsorpsiyon hýzlarýincelendiðinde adsorpsiyon prosesi için yalancý ikinci derece kinetik en uygun model olduðu belirlenmiþtir.Denge izoterm çalýþmalarýndan elde edilen sonuçlar deðerlendirildiðinde ise, FeHT ile arsenit (As(III))adsorpsiyonu için en uyumlu modelin Langmuir modelinin olduðu belirlenmiþtir. Sulu çözeltilerdenarsenit (As(III)) giderimine ait deneysel sonuçlar, baþlangýçta 300 μg/L konsantrasyonunda bulunanarsenitin 27 μg/L'nin altýna indirebildiði de göz önüne alýndýðýnda FeHT ile arsenitin etkin bir þekildegiderilebileceðini göstermektedir.Anahtar kelimeler: Adsorpsiyon, arsenit (As(III)), çift tabakalý hidroksit, hidrotalsit (HT), Mg-Fe-hidrotalsit (FeHT).

Adsorption of As(III) from Water Using Mg-Fe-Hydrotalcite (FeHT)AbstractThis paper describes a study of the sorptive removal of arsenite (As(III)) from aqueous solutions bysynthetically prepared Mg-Fe-based hydrotalcites (FeHT) as layered double hydroxide (LDH) adsorbents.The synthesis of Fe+3-substituted hydrotalcites (FeHT) with the chemical formula[Mg(II)6Fe(III)2(OH)16]+2 [CO3.yH2O]-2 was achieved by a co-precipitation method. The reactionproduct were characterized by powder X-ray diffraction and SEM (Scanning electron microscope) analysis.The influences of solution pH, initial arsenite (As(III)) concentration, and adsorbent concentration wereinvestigated by the batch experiments to provide an insight into adsorption mechanism of arsenite (As(III))onto the Mg-Fe-based hydrotalcites (FeHT). The adsorption kinetics indicated that the the adsorptionprocess was best described by the second order kinetic model. The results obtained from the isothermanalysis indicated that the Langmuir isotherm model showed the best fit to the process. According to resultsof arsenite (As(III)) removal from aqueous solution, FeHT has arsenite removal efficiency; with the abilityto reduce the concentration of arsenite in the aqueous solution from an initial value of 300 μg/Lto <27 μg/L Keywords: Adsorption, arsenite (As(III)), layered double hydroxide (LDH), hydrotalcite (HT), Mg-Fe-based hydrotalcites (FeHT).

Türk T, Alp Ý (2010) Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) Kullanarak Sudan As(III) Adsorpsiyonu. Ekoloji 19, 74,77-88.

No: 74, 2010 77

Ekoloji 19, 74, 77-88 (2010)

GÝRÝÞSaðlýk için üzerinde yaþadýðýmýz toprak, içtiðimiz

su ve soluduðumuz hava önemlidir. Ýnsanlar temizsu eksikliðinden ölmektedirler. Dünya nüfusununüçte biri suyun getirdiði hastalýklardan acýçekmektedir. Yeraltý suyu dünyanýn birçok yerindeiçme suyunun ana kaynaðýný oluþturmaktadýr. Yeraltýsularýndaki en ciddi doðal kirleticilerden birisi isearseniktir. Arsenik, kayaçlarda, toprakta, hava, su,bitki ve hayvanlarda doðal olarak oluþmaktadýr.

Volkanik aktiviteler, erozyon ve orman yangýnlarýgibi doðal aktivitelerle veya fosil yakýtlarýn yanmasý,kaðýt üretimi, çimento üretimi ve madencilikfaaliyetleri gibi insan aktiviteleriyle arseniðin çevreyeyayýlmasý gerçekleþmektedir (Altundoðan ve ark.2000).

Arsenik baþlýca iki kararlý oksidasyondurumlarýndan oluþur: Arsenat (As(V)) ve Arsenit(As(III)). Arsenat (As(V)) genellikle oksidasyonþartlarý altýnda H3AsO4, H2AsO4

-, HAsO4-2, ve

Geliþ: 15.04.2009 / Kabul: 03.11.2009

Türk ve AlpEkoloji

AsO4-3 formlarýnda bulunur. Arsenit (As(III))

formlarý ise H3AsO3, H2AsO3-, HAsO3-2, AsO3

-3,HAsO2

-2 gibi indirgenmiþ inorganik arseniktürleridir. Arsenit yeterince indirgenmiþ þartlaraltýnda baskýn olarak bulunmaktadýr (Payan 1999).

Dünya Saðlýk Örgütü (WHO) tarafýndan arsenikkanserojen bir madde olarak kabul edilmiþtir (Ng veark. 2003). Arseniðin toksikliði onun kimyasalformuna baðlý olarak deðiþmektedir. Arsenit(As(III)) arsenattan (As(V)) 60 kat daha toksiktir(Kundu ve Gupta 2006). Diyare ve kramp gibispesifik olmayan gastrointestinal etkiler; anemi vebeyaz kan hücrelerinin sayýsýndaki azalma gibihematolojik etkiler, polinöropati ve ensefalopati(beyin rahatsýzlýðý) gibi nörolojik etkiler,kardiyovasküler etkiler ve karaciðer büyümesi(hepatomegaly) gibi etkiler; haftalar veya aylarboyunca yüksek arsenik miktalarýna maruzkalýndýðýnda ortaya çýkabilmektedir (0,04mg/kg/gün) (Goyer 2001).

Doðal dengeyi bozan kirleticiler arasýnda yer alanarsenik, gerek doðada serbest halde bulunabilmesive gerekse canlý yapýda oluþturduðu deðiþik toksiketkileri nedeniyle insan saðlýðý açýsýndan önemtaþýmaktadýr. Bu nedenle içme sularýndaki izinverilebilir As miktarý her ülkede düzenlenmiþtir.Dünya Saðlýk Örgütü (WHO), içme ve kullanmasularýnda 10 μg/L'ye kadar arsenik bulunabileceðini,50 μg/L'den daha yüksek miktarlarda arsenik içerensularýn ise kesinlikle kullanýlmamasý gerektiðinibildirmiþtir (Anonymous 2003 b). Ülkemizde deSaðlýk Bakanlýðý tarafýndan 2005 yýlýnda çýkarýlanyönetmelikle insani amaçlý kullanýlacak sulardabulunabilecek arsenik miktarý 10 μg/L olarakbelirlenmiþtir (Anonymous 2005). Bu yüzden içmesularýnda bulunan inorganik arsenik için uygungiderim metotlarý geliþtirilmektedir.

Sulardan arsenik giderimi için çok farklýprosesler kullanýlmaktadýr. Çoðu çalýþmalarda,çöktürme (Clara ve Magalhães 2002), koagulasyon(Wickramasinghe ve ark. 2004), kireçle çöktürme(Anonymous 2002), ters osmos (Chan ve Dudeney2008), iyon deðiþimi (Korngold ve ark. 2001) veadsorpsiyon (Mohan ve Pitman 2007) ile sulardanarsenik giderimi gerçekleþtirilmiþtir. Her birteknolojinin avantaj ve dezavantajlarý vardýr. Metaltuzlarý ile koagulasyon ve kireçle çöktürme geçmiþteen yaygýn kullanýlan arsenik gidermeteknolojileridir. Koagulasyon prosesleri çoðunluklaarsenik seviyelerini 10 μg/L altýna indirememekte

(Johnston ve Heijnen 2001), küçük sistemler içinuygulanamamakta ve atýk depolama problemlerioluþturmaktadýr. Membran prosesleri ise diðermetotlardan daha pahalýdýr (Manoharan 2002). Tersosmos ve nanofiltrasyon yöntemleri arsenikgidermede kullanýlmakta fakat fazla enerjiyegereksinim duymakta ve As(III) giderilmesi As(V)'egöre daha kötü gerçekleþmektedir. Ýyon deðiþtirmeprosesleriyle yüksek arsenik giderimi eldeedilmekte, fakat reçinelerin pahalý olmasý vekullanýlan prosesin performansýnýn ortamdabulunan sülfat, florür, nitrat varlýðýndan oldukçafazla etkilenmesi gibi olumsuzluklarýbulunmaktadýr. Bu teknikler arasýnda adsorpsiyon,basitliði ve rejenerasyon potansiyeli ile en yaygýnolarak kullanýlan yöntemdir (Zhang ve ark. 2004).Eðer adsorban ucuz ve kullanýmý kolaysaadsorpsiyon etkili bir teknolojidir. Kalay oksit(Manna ve Ghosh 2007), doðal demir minerali (Guove ark. 2007), sentetik götit (Lakshmipathiraj ve ark.2006), muskovit ve biyotit mika (Chakraborty veark. 2007), sýfýr deðerlikli demir (Bang ve ark. 2005)ve modifiye aktif karbon (Hong ve ark. 2008) gibibirbirinden çok farklý özelliklerdeki adsorbanlararsenik giderimi için geliþtirilmiþlerdir. Arsenit(As(III)) daha toksik ve giderilmesi arsenata (As(V))göre çok daha zor olduðundan çalýþmalar genelliklearsenat (As(V)) giderimi üzerine gerçekleþtirilmiþtir(Chang ve ark. 2007).

Hidrotalsit, [Mg6Al2+3(CO3)(OH)16.4H2O],

doðal olarak oluþabilen bir kil olup, çift tabakalýhidroksittir (Þekil 1) (Kannan 2006). Magnezyum vealüminyumun seyreltik sulu çözeltisinin birlikteçökelmesiyle sentezlenebilmektedir (Goh ve ark.2008). Yapýsýnda bulunan iyonlar deðiþtirilerekmodifiye edilebilmektedir. Örneðin mineralinyapýsýndaki Al+3 yerine Fe+3 iyonlarý ile sentezyapýlýrsa Sjögrenit [Mg6Fe2

+3(CO3)(OH) 16.4H2O]minerali (FeHT) elde edilmektedir (Panda ve ark.2008).

Hidrotalsit mineralleri yüksek anyon deðiþtirmekapasitesine sanip olduðundan kromat (CrO4

-2)(Lazaridis ve Asouhidou 2003), borat (B(OH)4

-)(Ferreira ve ark. 2006), selenit (SeO3

-2) ve selanat(SeO4

-2) (You ve ark. 2001) gibi pek çok anyonikkirleticinin sudan gideriminde kullanýmýaraþtýrýlmýþtýr. Hidrotalsitler kullanýlarak arsenit(As(III)) (Manju ve Anirudhan 2000, Gillman 2006)ve arsenat (As(V)) (Bhaumik ve ark. 2004, Yang veark. 2006) giderimi üzerine de çeþitli araþtýrmalar

No: 74, 201078

Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) Kullanarak Sudan As(III) Adsorpsiyonu Ekoloji

yapýlmýþtýr (Goh ve ark. 2008). Hidrotalsitin yapýsýnda Al+3 yerine Fe+3

koyulmasýyla üretilen FeHT yapýsýnýn arsenit(As(III)) (Nishida ve ark. 2004) ve arsenat (As(V))(Chang ve ark. 2007) gideriminde kullanýmý üzerineise kýsýtlý sayýda da olsa bulunan çalýþmalardakonunun adsorpsiyon karakteristikleri açýsýndandetaylý olarak ortaya koyulmadýðý görülmektedir(Nakahira ve ark. 2007). Yazarlar tarafýndan yapýlandaha önceki çalýþmada (Türk ve ark. 2009) FeHT ilearsenat (As(V)) gideriminin adsorpsiyon özellikleridetaylý olarak incelenmiþtir.

Bu çalýþmada sulardan arsenit (As(III)) giderimiiçin Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) kullanýmýndaadsorpsiyon özellikleri incelenmeye çalýþýlmýþtr.Çalýþmada FeHT sentezlendikten sonra elde edilenürünün karakterizasyonu gerçekleþtirilmiþtir.Arsenit (As(III)) adsorpsiyonunda pH'nýn, baþlangýçarsenit (As(III)) konsantrasyonu ve adsorbanmiktarýnýn etkisi araþtýrýlarak adsorpsiyon kinetiklerive izotermleri ortaya çýkarýlmaya çalýþýlmýþtýr.

MATERYAL VE METOTFeHT Sentezi ve KarakterizasyonuMg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) çöktürme yöntemi

ile sentezlenmiþtir. Çöktürme yöntemi Çift TabakalýHidroksitlerin sentezi için en basit ve en yaygýnkullanýlan sentez yöntemidir (Yang ve ark. 2005).Öncelikle malzeme Mg+2/Fe+3 oraný 2,46 olacakþekilde hazýrlanmýþtýr. 18,3 g MgCl2.H2O ve 4,24 gFeCl3.6H2O karýþtýrýlarak 200 mL suda çözülmüþtür(Çözelti 1). Daha sonra 32 g NaOH ve 5,72 gNa2CO3.10H2O karýþtýrýlarak 4 L suda çözülmüþtür(Çözelti 2). Çözelti 1 yavaþ yavaþ çözelti 2'ye ilaveedilmiþtir. Ortamýn pH'sý NaOH ve HCl ile 11,5deðerine ayarlanmýþtýr. Süspansiyon karýþýmý 15dakika 1200 dev/dak. hýzda santrifüjlenmiþ ve katýçökelek ayrýlmýþtýr. Nemli kek 2 L beher içinde saf

su ile yýkandýktan sonra filtrelenmiþ ve 80°C'de 20saat kurutularak FeHT elde edilmiþtir. Sentezprosesi esnasýnda pH 11,5-12 arasýnda olmasýhidrotalsit üretimi için önemlidir. pH>12 olmasýdurumunda Fe+3 iyonlarýnýn çözünmesigerçekleþmekte, pH<11,5 olduðunda ise çöktürmeiþlemi tamamlanamamaktadýr (Wright 2002).

Numunenin X-ýþýnlarý difraksiyonu RigakuDMax-IIIC marka x-ýþýnlarý difraktometresikullanýlarak yapýlmýþtýr (Nakahira ve ark. 2007).BET yüzey alaný Nova 4000E Quantachrome cihazýve tane boyutu ise lazer granülometresi ileölçülmüþtür (Malvern Mastersizer SZ-3600). Tara-malý elektron mikroskop çalýþmalarý JEOL/JSM-6335F mikroskopla incelenmiþtir (Rivera ve ark.2008).

As(III) Adsorpsiyonu 0,17343 g NaAsO2, 100 mL saf suda çözülerek

1000 mg/L konsantrasyonlu arsenit (As(III)) stokçözeltisi hazýrlanmýþtýr. Test çözeltilerinin pHdeðerleri hidroklorik asit ve sodyum hidroksitçözeltileri ile ayarlanmýþ ve dijital pH metre ile(Thermo Orion 5 Star) ölçülmüþtür.

Adsorpsiyon deneyleri, sýcaklýk kontrollü birçalkalayýcýda (Wiggen Hauser SI-100T), 200dev./dak. hýzda ve oda sýcaklýðýnda (25°C) gerçek-leþtirilmiþtir. Arsenit (As(III)) adsorpsiyonunda;baþlangýç arsenit konsantrasyonu (100-2000 μg/L),temas süresi (15-180 dak.), adsorban miktarý (0,5-15g/L) ve çözelti pH'sý (3-12) test edilmiþtir. Analiziçin alýnan örnekler 4000 dev./dak. hýzda 15 dak.santrifüjlenmiþtir. Spektroskopik yöntemler içeri-sinde AAS ucuz ve pratik olmasý sebebiyle daha çokkullanýlmaktadýr (Hung ve ark. 2004). Arsenitkonsantrasyonlarý hidrür sistemli atomik adsorp-siyon spektrometresinde (Perkin Elmer Analyst 400)analiz edilmiþtir (Li ve Zhou. 2006).

BULGULARFeHT KarakterizasyonuSentezlenen FeHT'nin X-ýþýný difraktogramý

Þekil 2'de gösterilmektedir. (003) ve (006) pikleribrusit tabakasýnýn kümelenmesiyle ilgili olarak bazalyansýmalara aittir. Diðer pikler ise bazal olmayanyansýmalarla ilgilidir. (003) ve (006) piklerininkeskinliði örneðin yüksek derecede kristalliðini vetabakalý yapýya sahip olduðunu göstermektedir.Nishida ve ark. (2004), yaptýklarý çalýþmadaçöktürme yöntemiyle sentezledikleri FeHT'ninXRD çalýþmalarýyla elde ettikleri pikler bu çalýþmadaelde edilen piklerle uyum göstermektedir.

No: 74, 2010 79

Þekil 1. Çift tabakalý hidroksitlerin þematik gösterimi (Kannan 2006).

Bu çalýþmada üretilen ve adsorpsiyon testlerindekullanýlan malzemenin ortalama tane boyutu vespesifik yüzey alaný sýrasýyla 233 μm ve 1,448 m2/golarak belirlenmiþtir. Michalik ve ark. (2008),yaptýklarý çalýþmada çöktürme metodu pH 11'desentezledikleri Mg-Al hidrotalsit'in yüzey alanýný 4m2/g bulmuþlardýr.

Yüksek bazik þartlar altýnda hazýrlanan numune-nin SEM görüntüleri Þekil 3'de görülmektedir. Bumetotla hazýrlanan örnekler genellikle büyük parçaboyutlu agregalar oluþturmakta ve bu tip morfolojihemen hemen hiç porozite göstermemekte ve çokdüþük yüzey alanýna sahip olmaktadýr (Pagano veark. 2003). Çift Tabakalý Hidroksitlerin arsenikadsorpsiyonunda tane boyutu, adsorpsiyon hýzýnýetkilemektedir. Adsorpsiyon hýzý, tane boyutuazaldýkça artmaktadýr. Fakat adsorpsiyon kapasitesiüzerine etkisizdir (Yang ve ark. 2006).

FeHT ile As(III) AdsorpsiyonuArsenit, H3AsO3 (pH 0-9), H2AsO3

- (pH 10-12),HAsO3

-2 (pH 13), AsO3-3 (pH 14) þeklinde 4 türe

sahiptir (Ramakrishna 2006). FeHT ile arsenitin(As(III)) adsorpsiyonuna pH'nýn etkisi, farklý pHdeðerlerinde 300 μg/L baþlangýç arsenit konsan-trasyonunda çalýþýlmýþtýr. Ýlerki çalýþmalarda kulla-nýlmasý düþünülen gerçek çözeltinin konsantras-yonu yaklaþýk 300 μg/L civarýnda olduðundan(Çolak ve ark. 2003, Doðan ve Doðan 2007)adsorpsiyon çalýþmalarýnda pH'nýn, adsorbanmiktarýnýn ve temas süresinin etkilerini belirlemekamacýyla arsenit konsantrasyonu 300 μg/L olarakalýnmýþtýr.

Þekil 4'de FeHT ile As(III) adsorpsiyonunabaþlangýç pH deðerlerinin etkisi görülmektedir.Sonuçlar incelendiðinde FeHT ile As(III) adsorpsi-yonunun baþlangýç pH'dan baðýmsýz olduðu görül-mektedir. 300 μg/L baþlangýç arsenit konsantrasyo-nunda pH 3'den 12'ye arttýðýnda As(III) konsantras-yonu 32,8 μg/L'den 27,0 μg/L'ye azalmaktadýr. FarklýpH deðerlerinde suya FeHT ilavesi tampon etkisioluþturmaktadýr. Bu tampon etkisi FeHT'nin amfo-terik doðasýyla açýklanabilir. Diðer araþtýrmacýlar dahidrotalsit gibi bileþiklerin amfoterik etkisinigözlemlemiþlerdir (You ve ark. 2001 ve Ferreira veark. 2006). Elde edilen sonuçlardan maksimumadsorpsiyonun yaklaþýk pH 9 deðerinde olduðugözlemlenmiþtir.

Adsorpsiyon deneylerinde kullanýlan adsorbanmiktarý arttýkça çözeltide kalan As(III) konsantras-yonu azalmaktadýr (Þekil 5). Adsorban miktarý

arttýkça yükleme kapasitesi artmakta ve daha sonradeðiþme olmamaktadýr (Yang ve ark. 2005). FeHTile 300 μg/L olan baþlangýç arsenit konsantrasyonu27,0 μg/L'ye düþürülmüþtür. FeHT için optimumadsorban miktarý 10 g/L olarak seçilmiþtir.

Maksimum adsorpsiyon denge zamanýný bulmakiçin farklý baþlangýç konsantrasyonlardaki arseniðinFeHT üzerindeki adsorpsiyonu, adsorpsiyonsüresinin bir fonksiyonu olarak araþtýrýlmýþtýr. Farklýarsenit konsantrasyonlarýndaki arsenit gidermeetkinliði, 100-2000 μg/L arasýndaki arsenit kon-santrasyonlarýnda gerçekleþtirilmiþtir. Deneysel

Türk ve AlpEkoloji

No: 74, 201080

Þekil 2. FeHT'nin X-ýþýný difraktogramý.

Þekil 3. FeHT'nin a) X2000 b) X5000 büyütmeli, SEM görünümü

Þekil 4. FeHT ile As(III) giderimine pH'nýn etkisi (T: 25ºC, Co: 300 μg/L, D: 10 g/L).

Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) Kullanarak Sudan As(III) Adsorpsiyonu Ekoloji

No: 74, 2010 81

çalýþmalardan elde edilen sonuçlar Þekil 6'dagörülmektedir.

Adsorpsiyon izotermleriDenge çalýþmalarý, adsorbanýn kapasitesini

belirlemede ve özellikle adsorbanýn yüzey özellikle-rinin açýklanmasýnda önem taþýyan adsorpsiyonizoterm sabitlerinin tayini için gereklidir. Çünküizotermler adsorbanlarla adsorbatlarýn nasýletkileþtikleri hakkýnda bilgi vermektedir (Goh veark. 2008).

Freundlich ve Langmuir izotermleri, adsorban-larýn maksimum adsorpsiyon kapasitelerininbelirlenmesi için kullanýlmýþtýr (Martinson 2008).

Langmuir eþitliði (1)

Freundlich eþitliði (2)

þeklinde verilmektedir. Burada qe denge halindebirim adsorban baþýna adsorbe olmuþ As miktarýný(μg/g), Q tek tabaka kapasitesini, b Langmuirizoterm sabitini, Ce adsorpsiyon tamamlandýktansonra çözeltide kalan madde konsantrasyonunu(μg/L), Kf Freundlich sabitini (μg/g) ve 1/nadsorpsiyon yoðunluðu göstermektedir. Budenklemlerin lineer formlarý aþaðýdaki gibiyazýlabilmektedir (Veli ve Akyüz 2007);Langmuir formunun lineer formu;

(3)

Freundlich formunun lineer formu;

(4)

Deneysel veriler Langmuir ve Freundlichadsorpsiyon modelleriyle deðerlendirilip, eþitlik 3 ve4'den yararlanýlarak Langmuir ve Freundlichsabitleri belirlenmiþ ve hangi modelin deneyselverilerle daha iyi uyum saðladýðý araþtýrýlmýþtýr.

Þekil 7'de FeHT üzerine arsenitin deneyseldenge verileri gösterilmektedir. Ýzoterm pozitif vekonsantrasyon eksenine göre içbükey (konkav)þeklinde olan izotermdir (Hinz 2001). Yani arsenitindenge konsantrasyonunun artmasýyla, tutunmamiktarý artmaktadýr.

Langmuir izotermi, çok sayýda benzernoktalardan meydana gelen bir yüzeydeki tek tabakaadsorpsiyonunu açýklamak için geliþtirilmiþ bir

Þekil 5. FeHT ile As(III) giderimine adsorban miktarýnýn etkisi (T:25ºC, Co:300 μg/L, pH: 9).

Þekil 6. FeHT ile As(III) gideriminde baþlangýç konsantrasyonunun etkisi (pH 9, D: 10 g/L, T: 25ºC).

Þekil 7. FeHT ile As(III) adsorpsiyonunda denge izotermi (T: 25ºC, D: 10 g/L, pH 9).

Türk ve AlpEkoloji

No: 74, 201082

izotermdir. Bu model yüzeydeki adsorpsiyonprosesinin enerjisinin sabit olduðunu ve adsorbanyüzeyindeki adsorbat moleküllerinin hareketininmümkün olmadýðýný farz etmektedir (Doðan ve ark.2000). As(III) adsorpsiyonu için çizilen Langmuirizotermi Þekil 8'de gösterilmiþtir. Bu doðrununeðimi ve kesim noktasýndan sýrasýyla b ve Qdeðerleri belirlenmiþtir. Q maksimum adsorpsiyonkapasitesi, b ise adsorpsiyonun baðlanma enerjisi ileilgilidir (Beyhan 2003).

Langmuir ve Freundlich izoterm sabitleri vekorelasyon katsayýlarý Tablo 1'de verilmiþtir. Tablo1'de Langmuir izoterminin deneysel verilerle uyumiçinde olduðunu görülmektedir. Langmuirizoterminin deneysel verilerle uyum göstermesi,adsorban yüzeyindeki aktif noktalarýnýn homojendaðýlýmýndan dolayý olabilir. Çünkü Langmuirizotermi, yüzeyin homojen olduðunu kabuletmektedir (Tekin ve ark. 2006).

Freundlich izotermi deneysel bir eþitliktir vedüþük konsantrasyonlar için daha iyi sonuçlarvermektedir (Kundu ve Gupta 2006). As(III)adsorpsiyonu için çizilen Freundlich izotermi Þekil9'da gösterilmiþtir ve doðrunun eðimi ve kesimnoktasýndan sýrasýyla n ve Kf deðerlerihesaplanmýþtýr. Kf kabaca adsorpsiyon kapasitesininbir göstergesi ve 1/n adsorpsiyon þiddetidir. 1/nüssünün büyüklüðü adsorpsiyonun geçerliliðininbir göstergesidir. n>1 deðerinin elde edilmesiadsorpsiyonun geçerli olduðunu göstermektedir(Beyhan 2003).

Deneysel verilerle korelasyon sabitleri (R2)hesaplanmýþtýr ve deðerler Tablo 1'de verilmiþtir.Freundlich izotermi için belirlenmiþ korelasyonkatsayýsýnýn 0,9397 olmasý bu izotermin, deneyselsonuçlarla iyi bir þekilde uyuþmadýðýný göstermek-tedir. Tablo 1'de görüldüðü gibi, 180 dakikalýk dengesüresi sonunda adsorbanýn Kf deðerleri 1,96 ve ndeðeri 1,14 olarak bulunmuþtur.

Adsorpsiyon kinetikleriAdsorpsiyon kinetikleri FeHT'nin adsorpsiyon

karakteristikleri ve mekanizmasýný açýklamak içinkullanýlmýþtýr. Zamana baðlý arsenit adsorpsiyonverileri Þekil 10'da gösterilmiþtir. Sonuçlar baþlangýçadsorpsiyon hýzýnýn oldukça hýzlý olduðunugöstermektedir. Genellikle çift tabakalý hidroksit-lerle yapýlan kinetik çalýþmalarýnda baþlangýçta hýzlýve daha sonra yavaþ bir þekilde dengeye ulaþýldýðýgörülmektedir (Shahrivari 2005). Shahrivari (2005),çift tabakalý hidroksitlerin arsenik adsorpsiyon

kinetiði ile ilgili çalýþma yapmýþtýr. Çalýþmada,kalsine olmuþ ve olmamýþ ÇTH ile arsenikadsorpsiyonu baþlangýçta oldukça hýzlý olmasýnaraðmen tamamen dengeye ulaþmasý 2-3 günalmýþtýr.

Adsorpsiyon hýzýný belirlemek için yalancýbirinci derece ve yalancý ikinci derece hýzdenklemleri kullanýlmýþtýr (Baþýbüyük ve Forster2003);

Yalancý birinci derece Lagergren eþitliði:

Þekil 8. FeHT üzerindeki arsenitin doðrusallaþtýrýlmýþ Langmuir adsorpsiyon izotermi.

Þekil 9. FeHT üzerindeki arsenitin doðrusallaþtýrýlmýþ Freundlich adsorpsiyon izotermi.

Tablo 1. FeHT yüzeyine As(III) adsorpsiyonu için hesaplanan izoterm sabitleri FeHT (T: 25ºC, pH: 9, D: 10 g/L).

Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) Kullanarak Sudan As(III) Adsorpsiyonu Ekoloji

No: 74, 2010 83

(5)

þeklinde ifade edilmektedir. qt ve qe sýrasýyla t vedenge zamanýnda adsorplanan As(III) miktarý ve k1

yalancý birinci dereceden hýz sabitidir. Eþitlik (5)’in t= 0 t= t ve qt= 0 qt= t sýnýr

deðerleri için integrali alýnýrsa

(6)

eþitlik (6) elde edilir. Eþitlik (6) lineer durumagetirilmek için tekrar düzenlenirse:

ln(qe-qt)=lnqe-k1t (7)Burada t deðerlerine karþý log (qe-qt) grafiklerinin

eðim ve kesim noktalarý, birinci derece hýz sabiti (k1)ve denge adsorpsiyon yoðunluðunu (qe) belirlemekiçin kullanýlmýþtýr. Korelasyon sabitleriylesonuçlarýn karþýlaþtýrýlmasý Tablo 2'de gösterilmiþtir.Farklý konsantrasyonlarda elde edilen yalancý birinciderece modeli için korelasyon katsayýlarý düþüktür.Ayrýca lineer grafiklerden hesaplanan qe deðerleri iledeneysel olarak hesaplanan deðerler arasýndafarklýlýk gözlenmiþtir. Bu sonuçlar dikkatealýndýðýnda FeHT üzerine As(III)'ün mekanizmasýnýtarif etmek için yalancý birinci derece kinetikmodelin yeterli olmadýðý düþünülmüþtür.

Yalancý ikinci dereceden reaksiyon hýz eþitliði ise

(8)

olarak ifade edilmektedir. qt ve qe sýrasýyla t ve dengezamanýnda adsorplanan As miktarý ve k2 yalancýikinci dereceden hýz sabitidir Eþitlik (8)'nýn t = 0 t =t ve qt= 0 qt= t sýnýr deðerleri için integrali alýndý-ðýnda

(9)

elde edilir ve denklem (9) lineer duruma getirilmekiçin tekrar düzenlenirse

(10)

þeklinde ifade edilir. t deðerine karþý t/qt grafiðindekieðriler lineerdir ve bu eðrilerin eðimlerinden k2 hýzsabiti hesaplanabilir (Þekil 11). Hesaplanan kinetikmodeller ve korelasyon katsayýsý (R2) ile ilgiliparametreler Tablo 2'de gösterilmiþtir. As(III)'ünkinetik adsorpsiyon verisi olarak yalancý ikinciderece kinetik model en uygun olarak belirlenmiþtir.

Yalancý ikinci derece kinetik eþitliði içinkorelasyon katsayýlarý tüm konsantrasyonlar için0,999'dan daha büyük gözlenmiþtir. Ayrýcahesaplanan qe deðerleri deneysel verilerle çok iyiuyum içerisindedir. FeHT ile arsenit (As(III))adsorpsiyonunun yalancý ikinci derece kinetikmodeline uygun olarak gerçekleþtiði görülmektedir.

TARTIÞMABu çalýþmada, [Mg6Fe2

+3(CO3)(OH)16.4 H2O]kimyasal formülüne sahip Mg-Fe-Hidrotalsit(FeHT), çöktürme metodu ile sentezlenmiþ vesulardan arsenit gideriminde kullaným içinadsorpsiyon özellikleri araþtýrýlmýþtýr. Yeryüzündebol bulunmasý ve ekonomik olarak sentezlene-bilmesi çift tabakalý hidroksitlerin avantajlarýn-dandýr. Çift tabakalý hidroksitlerin bir diðer avantajý,belirli oksianyonlar için konvensiyonel anyondeðiþtirme reçinelerinden daha yüksek anyondeðiþtirme kapasitesine sahip olmasýdýr. Ayrýcatekrar kullanmak için çabuk bir þekilde tamamenrejenere edilebilmektedir (Yang ve ark. 2005)

Fe-Hidrotalsit sentezinde, Mg/Fe oraný genelde2-3 yada 4 olacak þekilde ayarlanmaktadýr. Buçalýþmada Mg/Fe oraný 2,46 olacak þekilde sentezyapýlmýþtýr. Bu oran azaldýkça Fe içeriði artmaktadýr.Demirin arseniðe karþý afinitesinin yüksekolmasýndan dolayý da arsenik giderim verimiartmaktadýr. Çift tabakalý hidroksitlerin anyondeðiþtirme kapasitesi ve yük yoðunluðu M+2/M+3

oraný ile kontrol edilebilmektedir (Ferreria ve ark.2004). Nishida ve ark. (2004), çalýþmalarýnda Fe-CO3-HT ve Al-CO3-HT sentezinde Mg/Fe veMg/Al oranýnýn As(V) giderimine etkisiniincelemiþlerdir. 1 g/L Fe-CO3-HT (Mg/Fe: 2) ile 60dakikada %98,7 As(V) giderilebilirken, Fe-CO3-HT(Mg/Fe: 4) ile %75,2 giderim saðlanmýþtýr. Al-CO3-HT (Mg/Al: 4) ile %74,4 giderim saðlanabilmiþtir.Bu sonuçlar Mg/Fe oranýnýn giderim verimi üzerineetkisinin önemini göstermektedir.

Yapýlan çalýþmanýn sonuçlarý incelendiðindeFeHT'nin arsenit giderme etkinliðine sahip olduðusöylenebilir. Baþlangýç arsenit konsantrasyonunu~300 μg/L'den ~25 μg/L deðerine kadar indirebil-miþtir. Chang ve ark. (2007), Mg-Fe-NO3-HTkullanarak 270 dakikada 588 μg/L arsenat konsant-rasyonu 20,06 μg/L'ye indirmeyi baþarmýþlardýr.Buradan As(V) giderimin As(III) giderimi kadarverimli olmadýðý görülmektedir. Türk ve ark.(2009), önceki yaptýklarý çalýþmada FeHTörnekleriyle As(V) giderimini çalýþmýþlardýr. pH 9'da

Türk ve AlpEkoloji

No: 74, 201084

farklý adsorban miktarlarýnda 180 dakika süreyleçalkalanarak incelenmiþtir. Adsorban miktarý arttýkçaAs(V) konsantrasyonu azalmaktadýr. 10 g/L FeHTile 300 μg/L olan baþlangýç arsenat konsantrasyonu 7μg/L'ye düþürülmüþtür. Bu durum diðeradsorbanlarda gözlemlenen duruma benzer olarakFeHT'nin arsenat adsorpsiyonu için arsenite göredaha verimli olduðunu göstermektedir.

FeHT kullanýlarak As(III) giderimi sonrasýndaortamda kalan bu miktar (~25 μg/L) gerek WHO vegerekse Saðlýk Bakanlýðý tarafýndan insani amaçlarlakullanýlan sularda bulunmasý istenen en yüksekarsenik miktarýna (<10 μg/L) indirilmesi için yeterliolmamaktadýr (Anonymous 2003 b, Anonymous2005). Çevre ve Orman Bakanlýðý tarafýndançýkarýlan sularýn kirliliðine göre sýnýflandýrýlarakkullaným alanlarýnýn belirlendiði yönetmelikte sularkalitesine göre 4 sýnýfa ayrýlmaktadýr (Anonymous2004). Ýlk üç sýnýf için sularda içinde bulunmasýnaizin verilen arsenik içeriði sýrasý ile 20, 50 ve 100μg/L olarak belirtilmiþ olup 100 μg/L'den fazlaarsenik içeren sular ise IV sýnýf kalitedeki su olarakkabul edilmektedir. Deneylerimizde kullanýlan su(300 μg/L As) arýtma yapýlmadan hiçbir þekildekullanýlamayacak çok kirlenmiþ su sýnýfý (IV. sýnýf)özelliði taþýmaktadýr (Anonymous 2004). Deneylersonucunda bu su; yalnýz dezenfeksiyon sonrasýndaiçme suyu temini için kullanýlabilecek yüksekkaliteli su kalitesine (I. sýnýf) yükseltilmiþtir.

Çalýþma sonuçlarý As(III) adsorpsiyonununbaþlangýç pH'sýndan baðýmsýz olduðunugöstermektedir. Örneðin, 300 μg/L baþlangýç arsenitmiktarýnda pH 3'den 12'ye arttýðýnda As(III)konsantrasyonu 32,8 μg/L'den 27,0 μg/L'yeazalmýþtýr. As(III) giderimine adsorban miktarýnýnetkisi incelendiðinde, arsenit giderme etkinliðininadsorban miktarýyla arttýðý görülmekte ve arsenitadsorpsiyonu kýsa zamanda gerçekleþmektedir.

Gilman (2006), 60 dakikada 1 g/L Al-CO3-HTile baþlangýç konsantrasyonu 432 μg/L olan As(III)çözeltisinden % 53,2 verimle arsenit gidermeyibaþarmýþtýr. Ayný þartlarda adsorban olarak Al-Cl-HT kullandýklarýnda % 52,3 verimle As(III)giderilebilmiþtir. Bu çalýþmada 60 dakikada 1 g/L Fe-CO3-HT ile baþlangýç konsantrasyonu 300 μg/Lolan As(III) çözeltisinden % 59,7 verimle arsenitgiderilmiþtir. 180 dakikada ise 10 g/L Fe-CO3-HTile baþlangýç konsantrasyonu 300 μg/L olan As(III)çözeltisinden % 90,1 verimle arsenit giderimisaðlanmýþtýr. CO3 anyonu içeren hidrotalsit ile Clanyonu içeren hidrotalsiti karþýlaþtýrdýðýmýzda CO3-HT kullanýmý ile daha iyi sonuçlar elde edildiðisonucu ortaya çýkmaktadýr.

Farklý temas sürelerinde bu üç adsorban incelen-diðinde; 18 saatte 1 g/L adsorban miktarlarýnda Al-CO3-HT ile baþlangýç konsantrasyonu 432 μg/Lolan As(III) çözeltisinden % 70,4 verimle arsenitgiderimi saðlanýrken, Al-Cl-HT ile % 62,5 arsenit

Þekil 10. Farklý As(III) baþlangýç konsantrasyonlarýnda adsorpsiyon deðiþimi (T: 25ºC, pH: 9, D: 10 g/L).

Þekil 11. FeHT üzerine As(III) adsorpsiyon için ikinci derece reaksiyon kinetikleri.

Tablo 2. FeHT yüzeyine As(III) adsorpsiyonu için hesaplanan kinetik parametreleri (T: 25ºC, pH: 9, D: 10 g/L).

Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) Kullanarak Sudan As(III) Adsorpsiyonu Ekoloji

No: 74, 2010 85

giderimi saðlanmýþtýr. Bu çalýþmada kullanýlan Fe-CO3-HT ile ise baþlangýç konsantrasyonu 300 μg/Lolan As(III) çözeltisinden arsenitin % 75'igiderilebilmektedir.

Ýzoterm analizinden elde edilen sonuçlardanFeHT üzerine As(III) adsorpsiyonuna en iyiLangmuir izoterminin uyum saðladýðý belirlenmiþ-tir. FeHT oksianyon adsorpsiyonu için en yaygýnkullanýlan izotermler Langmuir>Freundlich þeklin-de sýralanabilir (Goh ve ark. 2008).

Adsorpsiyon kinetikleri adsorpsiyon karakteri-zasyonu ve mekanizmasýný açýklamak için kullanýl-mýþtýr. Deneysel ve hesaplanan qe arasýndaki uyumdikkate alýndýðýnda, FeHT ile arsenit giderimininyalancý ikinci derece kinetikle daha iyi tanýmlandýðýgörülmüþtür. Þekil 10'da, farklý As(III) konsant-rasyonlarý için temas süresine baðlý olarak birimadsorban miktarý baþýna adsorplanan As(III)konsantrasyonunun, qe, (μg/g) deðiþimi gösterilmiþ-tir. Þekil 10'da görüldüðü gibi adsorpsiyon kapasitesi(qt) As(III) ile FeHT arasýndaki sistemde arsenitkonsantrasyonunun deriþiminin 100, 300, 500 ve1000 μg/L miktarýnda yaklaþýk 30 dakikada dengeyegeldiði belirlenmiþtir. 2000 μg/L As(III)konsatrasyonunda ise, 120 dakika sonunda dengeyeulaþýldýðý belirlenmiþtir. Adsorpsiyon kapasiteleri, qt,sýrasýyla 3,82; 12,17; 20,56; 43,08; 94,06 μg/g olarakbulunmuþtur.

Arsenik giderim yöntemlerinin maliyetleri;suyun kirlilik derecesi, arýtýlacak suyun miktarý, önoksidasyonun gerekli olup olmadýðý, hedeflenenarsenik içeriði, giderim öncesinde ve sonrasýnda pHayarlanmasýnýn gerekli olup olmadýðý, iþlemsonrasýnda oluþacak atýk malzemesinin hacmi gibipek çok faktör tarafýndan etkilenmektedir(Anonymous 2000). Bu nedenle arsenik gideri-minde kullanýlan yöntemlerin maliyetlerine göre birkarþýlaþtýrýlma yapýlmasý oldukça zordur. Ancakgenel olarak bu çalýþmamýzda da uyguladýðýmýz

adsorpsiyon yönteminde; ön oksidasyonungerekmemesi, pH ayalanmasýna gerek olmamasý,çok büyük hacimli atýk ortaya çýkarmamasý veistenen arsenik içeriklerinde temiz su üretebilmesiaçýsýndan deðerlendirildiðinde diðer yöntemleregöre daha ekonomik olacaðý öngörülebilir(Anonymous 2003 a). Adsorbanlarýn birbirleriylegöre karþýlaþtýrýldýklarýnda önemli maliyet faktörle-rinin baþýnda adsorbanýn yeniden kullanýlabilmeözelliði gelmektedir. Önceki yapýlan çalýþmalardaHT'in yeniden kullanýlma özelliðininin oldukça iyiolduðu görülmüþtür (Goh ve ark. 2008). Ancakyapýsýnda farklýlýklar bulunduran FeHT için henüzyapýlmýþ detaylý bir çalýþma bulunmamaktadýr.

Yapýlan çalýþmalarda HT'in çift tabakasý arasýndabulunan su, hidroksil gruplarý ve anyonlarýn ýsýliþlem ile uzaklaþtýrýlmasýnýn adsorpsiyon özellikle-rine etkisi araþtýrýlmýþtýr (Goh ve ark. 2008).Kovanda ve ark. (1999) yaptýklarý çalýþmada 350-550°C'de kalsine ettikleri hidrotalsit ile arsenatgiderimini çalýþmýþlar ve 450°C'de maksimumadsorpsiyon kapasitesine ulaþýldýðýný tespitetmiþlerdir. Literatür incelendiðinde kalsinasyon ileyapýnýn deðiþim özelliklerinin, çift tabaka arasýndabulunan anyon ve hidroksil gruplarýnýn uzaklaþmasýcaklýklarýnýn FeHT için araþtýrýlmadýðý görül-mektedir. HT için yapýlan çalýþmalarda daha iyiadsorpsiyon özelliklerine ulaþýldýðý gözönünealýnarak FeHT için de kalsinasyon ve sonrasýndakiadsorpsiyon özelliklerinin araþtýrýlmasýnýn gerekliolduðu düþünülmektedir.

TEÞEKKÜRBu çalýþma Karadeniz Teknik Üniversitesi

Rektörlüðü Bilimsel Araþtýrma KomisyonuBaþkanlýðý tarafýndan desteklenen 2007.112.008.3no'lu proje kapsamýnda yapýlmýþtýr. Yazarlar BETyüzey alaný, tane boyutu ve SEM analizlerininyapýlmasýnda gösterdikleri yardým için TÜBÝTAKMAM analiz birimlerine teþekkürlerini sunar.

KAYNAKLARAltundoðan HS, Altundoðan S, Tümen F, Bildik M (2000) Arsenic removal from aqueous by

adsorption on red mud. Waste Management 20, 761-767. Anonymous (2000) Technologies and costs for removal of arsenic from drinking water.

Environmental Protection Agency, EPA 815-R-00-028, Newyork.Anonymous (2002) Implementation guidance for the arsenic rule. Environmental Protection Agency,

EPA 816-D-02-005, Newyork.Anonymous (2003 a) Arsenic treatment technology evaluation handbook for small systems.

Environmental Protection Agency, EPA 816-R-03-014, Newyork.Anonymous (2003 b) Guidelines for drinking-water quality. Volume 1: Recommendations, 2nd

editions, World Health Organization, Geneva.

Türk ve AlpEkoloji

No: 74, 201086

Anonymous (2004) Su kirliliði kontrolü yönetmeliði. 31 Aralýk 2004 tarih ve 25687 sayýlý ResmiGazete. T.C. Çevre ve Orman Bakanlýðý, Ankara.

Anonymous (2005) Ýnsani tüketim amaçlý sular hakkýnda yönetmelik. 17 Þubat 2005 tarih ve 25730sayýlý Resmi Gazete. T.C. Saðlýk Bakanlýðý, Ankara.

Bang S, Korfiatis GP, Meng X. (2005) Removal of arsenic from water by zero-valent iron. Journal ofHazardous Materials 121, 61-67.

Baþýbüyük M, Forster CF (2003) An examination of adsorption characteristics of a basic dye (MaxilonRed BL-N) and live activated sludge system. Process Biochemistry 38, 1311-1316.

Beyhan M (2003) Atýk çamurlar ve doðal malzemeler ile sulardan florür iyonu giderimininaraþtýrýlmasý. Doktora Tezi, Yýldýz Teknik Üniversitesi, Ýstanbul.

Bhaumik A, Samanta S, Mal NK (2004) Efficient removal of arsenic from polluted ground water.Journal of Applied Sciences 4, 3, 467-471.

Chakraborty S, Wolthers M, Chatterjee D, Charlet L (2007) Adsorption of arsenite and arsenate ontomuscovite and biotite mica. Journal of Colloid and Interface Science 309, 392-401.

Chan BKC, Dudeney AWL (2008) Reverse osmosis removal of arsenic residues from bioleaching ofrefractory gold concentrates. Minerals Engineering 21, 272-278.

Chang W, Jones H, Valsami JE, Garelick H (2007) Evaluation of the Arsenic(V) Removal From Waterby Hydrotalcite-Like Compounds. In: Kang J (Ed), Proceedings of the 7th UK Chinese Association ofResources and Environment (CARE) Annual General Meeting, 15 September 2007, Greenwich, 1-8.

Clara M, Magalhães F (2002) Arsenic. An environmental problem limited by solubility. Pure andApplied Chemistry 74, 1843-1850.

Çolak M, Gemici Ü, Tarcan G (2003) The effects of colemanite deposits on the arsenic concentrationsof soil and groundwater in Igdeköy-Emet, Kütahya, Turkey. Water, Air, and Soil Pollution 149, 127-143.

Doðan M, Alkan M, Onganer Y (2000) Adsorption of methylene blue from aqueous solution ontoperlite. Water, Air and Soil Pollution 120, 229-248.

Doðan M, Doðan AÜ (2007) Arsenic mineralization, source, distribution, and abundance in theKutahya region of the western Anatolia, Turkey. Environmental Geochemistry and Health 29, 119-129.

Ferreira OP, Moraes SG, Duran N, Cornejo L, Alves OL (2006) Evaluation of boron removal fromwater by hydrotalcite-like compounds. Chemosphere 62, 80-88.

Gillman GP (2006) A simple technology for arsenic removal from drinking water using hydrotalcite.Science of the Total Environment 366, 926-931.

Goh KH, Lim TT, Dong Z (2008) Application of layered double hydroxides for removal of oxyanions:A review. Water Research 42, 1343-68.

Goyer RA (2001) Arsenic in Drinking Water. National Academy Press, Washington.Guo H, Stüben D, Berner Z (2007) Removal of arsenic from aqueous solution by natural siderite and

hematite. Applied Geochemistry 22, 1039-1051.Hinz C (2001) Description of sorption data with isotherm equations. Geoderma 99, 225-243.Hong HJ, Kim H, Baek K, Yang JW (2008) Removal of arsenate, chromate and ferricyanide by cationic

surfactant modified powdered activated carbon. Desalination 223, 221-228.Hung DQ, Nekrassova O, Compton RG (2004). Analytical methods for inorganic arsenic in water: a

review. Talanta 64, 269-277.Johnston R, Heijnen H (2001) Safe water technology for arsenic removal. In: Feroze MF, Ali MA,

Adeel Z (Ed), International Workshop on Technologies for Arsenic Removal from Drinking Waterorganized by Bangladesh University of Engineering and Technology and The United Nations University,5-7 May 2001, Dhaka, Bangladesh, 1-22.

Kannan S (2006) Catalytic applications of hydrotalcite-like materials and their derived forms.Catalysis Surveys from Asia 10, 3-4, 117-137.

Korngold E, Belayev N, Aronov L (2001) Removal of arsenic from drinking water by anionexchangers. Desalination 141, 81-84.

Kovanda F, Kovacsova E, Kolousek D (1999). Removal of Anions From Solutýon By CalcinedHydrotalcite and Regeneration of Used Sorbent In Repeated Calcination-Rehydration-Anion ExchangeProcesses, Collect. Czech. Chem. Commun 64, 1517-1528.

Kundu S, Gupta AK (2006) Adsorption characteristics of As(III) from aqueous solution on iron oxidecoated cement (IOCC). Journal of Hazardous Materials 142, 97-104.

Mg-Fe-Hidrotalsit (FeHT) Kullanarak Sudan As(III) Adsorpsiyonu Ekoloji

No: 74, 2010 87

Lazaridis NK, Asouhidou DD (2003) Kinetics of sorptive removal of chromium(VI) from aqueoussolutions by calcined Mg-Al-CO3 hydrotalcite. Water Research 37, 2875-2882.

Lakshmipathiraj P, Narasimhan BRV, Prabhakar S, Bhaskar Raju SG, (2006) Adsorption of arsenateon synthetic goethite from aqueous solutions. Journal of Hazardous Materials 136, 281-287.

Li SP, Zhou ZP (2006). Synthesis and characterization of the mixed Mg/Al hydrotalcite-likecompounds. Journal of Dispersion Science and Technology 27, 1079-1084.

Manju GN, Anirudhan TS (2000) Treatment of arsenic(III) containing wastewater by adsorption onhydrotalcite. Indian Journal of Environmental Health 42, 1, 1-8.

Manna B, Ghosh UC (2007) Adsorption of arsenic from aqueous solution on synthetic hydrousstannic oxide. Journal of Hazardous Materials 144, 522-531.

Manoharan V (2002) Investigation of a novel approach for arsenic removal from water using modifiedrhyolite. MSc. Thesis, Perriyar University, Tamilnadu, India.

Martinson CA (2008) Evaluation of cupric oxide (CuO) nanoparticles in the removal of arsenicspecies from groundwater across a wide range of natural conditions, MSc. Thesis, University of Wyoming,Wyoming.

Michalik A, Serwicka EM, Bahranowski K, Gawel A, Tokarz M, Nilsson J (2008) Mg,Al-hydrotalcite-like compounds as traps for contaminants of paper furnishes. Applied Clay Science 39, 86-97.

Mohan D, Pittman CU (2007) Arsenic removal from water/wastewater using adsorbents-A criticalreview. Journal of Hazardous Materials 142, 1-53.

Nakahira A, Kubo T, Murase H (2007). Synthesis of LDH-Type clay substituted with Fe and Ni ionfor arsenic removal and its application to magnetic separation. IEEE Transactions on Magnetics 43, 2442-2444.

Ng J, Wang CJ, Shraim A (2003) A global health problem caused by arsenic from natural sources.Chemosphere 52, 1353-1359.

Nishida S, Takesoe S, Yamasaki Y, Nakahira A (2004) Attempt of Arsenic Removal in Wasted Water byInorganic Materials. In: Nakahara M, Matubayasi N, Ueno M, Yasuoka K, Watanabe K (Ed), Proceedingsof the 14th International Conference on the Properties of Water and Steam, 29 August-3 September 2004,Kyoto, 387-390.

Pagano C, Forano J, Besse P (2003) Synthesis of Al-rich hydrotalcite-like compounds by using theurea hydrolysis reaction-control of size and morphology. Journal of Materials Chemistry 13, 1988-1993.

Panda HS, Srivastava R, Bahadur D (2008). Stacking of lamellae in Mg/Al hydrotalcites: Effect ofmetal ion concentrations on morphology. Materials Research Bulletin 43, 1448-1455.

Payan AV (1999) Arsenic and lead removal from water using tailored zeolites. MSc Thesis, Universityof Puerto Rico.

Ramakrishna M (2006) Adsorption characteristics of iron oxide-coated sand for arsenic removal fromwater. MSc Thesis, University of Regina, Canada.

Rivera JA, Fetter G, Banos L, Guzman J, Bosch P (2009). New hydroxyapatite-hydrotalcitecomposites I. Synthesis. Journal of Porous Materials 16, 401-408.

Shahrivari Z (2005) Removal of trace levels of arsenic and selenium from aqueous solutions bycalcined and uncalcined layered double hydroxide (LDH). MSc. Thesis, University of SouthernCalifornia.

Tekin N, Kadýncý E, Demirbaþ Ö, Alkan M, Kara A (2006) Adsorption of polyvinylimidazole ontokaolinite. Journal of Colloid and Interface Science 296, 472-479.

Türk T, Alp I, Deveci H (2009) Adsorption of As(V) from water using Mg-Fe-based hydrotalcite(FeHT). Journal of Hazardous Materials 171, 665-670.

Veli S, Akyüz B (2007) Adsorption of copper and zinc from aqueous solutions by using natural clay.Journal of Hazardous Materials 149, 226-233.

Wickramasinghe SR, Han B, Zimbron J, Shen Z, Karim MN (2004) Arsenic removal by coagulationand filtration: comparison of groundwaters from the United States and Bangladesh. Desalination 169, 231-244.

Wright J (2002) Removal of organic colours from raw water using hydrotalcite. The University ofQueensland, Department of Chemical Engineering, Brisbane, Australia, (http://www.cheque.uq.edu.au/ugrad/theses/2002/pdf/jai_wright_individual_inquiry.pdf).

Türk ve AlpEkoloji

No: 74, 201088

Yang L, Dadwhal M, Shahrivari Z, Ostwal M, Liu PKT, Sahimi M, Tsotsis TT (2006) Adsorption ofarsenic on layered double hydroxides: effect of the particle size. Industrial and Engineering ChemistryResearch 45, 4742-4751.

Yang L, Shahrivari Z, Liu PKT, Sahimi M, Tsotsis TT (2005) Removal of trace levels of arsenic andselenium from aqueous solutions by calcined and uncalcined layered double hydroxides (LDH). Industrialand Engineering Chemistry Research 44, 6804-6815.

You Y, Vance GF, Zhao H (2001) Selenium adsorption on Mg-Al and Zn-Al layered doublehydroxides. Applied Clay Science 20, 13-25.

Zhang W, Singh P, Paling E, Delides S (2004) Arsenic removal from contamined water by natural ironores. Minerals Engineering 17, 517-524.