LAURA AATOLA VIEMÄRIHAJUJEN SYNTY JA HALLINTAMENETELMÄT Diplomityö

Transkriptio

1 LAURA AATOLA VIEMÄRIHAJUJEN SYNTY JA HALLINTAMENETELMÄT Diplomityö Tarkastajat: Professori Tuula Tuhkanen Jorma Pääkkönen, FCG Suunnittelukeskus oy Tarkastajat ja aihe hyväksytty Ympäristötekniikan osastoneuvoston kokouksessa 15. syyskuuta 2007

2 II TAMPEREEN TEKNILLINEN YLIOPISTO Ympäristötekniikan koulutusohjelma AATOLA, LAURA: Viemärihajujen synty ja hallintamenetelmät Diplomityö, 103 sivua, 21 liitesivua Tammikuu 2008 Pääaine: Vesi- ja jätehuoltotekniikka Tarkastajat: professori Tuula Tuhkanen ja DI Jorma Pääkkönen Avainsanat: viemärihajut, hajukaasut, hallintamenetelmät, otsonointi, aktiivihiilisuodatus, mallinnus Rikkiyhdisteiden pelkistyessä anaerobisissa olosuhteissa syntyvät hajukaasut ovat huomattava ongelma erityisesti siirtoviemäreissä. Hajuongelman syntymistä voidaan ehkäistä usealla eri tavalla. Keinoja ovat esimerkiksi erilaisten kemikaalien lisäys estämään hajukaasuja tuottavaa bakteeritoimintaa tai hajukaasujen vapautumista ilmaan, hajuyhdisteiden saostaminen sekä jäteveden pitäminen aerobisessa tilassa. Eräs hajujen hallintakeino on myös haisevan viemäri-ilman käsittely esimerkiksi otsonoinnilla tai aktiivihiilisuodatuksella. Tässä diplomityössä tutkittiin otsonoinnin ja aktiivihiilisuodatuksen toimintaa ja tehoa pumppaamoilman käsittelyssä, otsonaattoreiden tuottokapasiteettia sekä testattiin kirjallisuudesta löytyvien rikkivedyn syntymallien soveltuvuutta Suomen olosuhteisiin. Otsoni hapettaa ilmassa olevaa rikkivetyä elementaariseksi rikiksi. Otsoni on valmistettava käyttökohteessa ja varmistettava riittävä kontaktiaika hajuaineen kanssa. Aktiivihiilisuodatuksessa hajuaineet kiinnittyvät adsorbentin pinnalle. Useimmiten käytetään kemiallisesti kyllästettyjä hiiliä. Työhön liittyviä tutkimuksia tehtiin Nurmijärvellä, Tampereella, Hämeenlinnassa, Tuusulassa sekä Keuruulla. Tutkimuksiin kuului jätevesianalyysejä sekä ilmafaasin rikkivetymittauksia. Laboratoriossa selvitettiin otsonaattoreiden todellista tuottoa otsonianalysaattorin ja jodimetrisen titrauksen avulla. Jätevesianalyyseistä saadulla aineistolla testattiin kirjallisuudesta saatuja rikkivedyn syntymalleja ja niiden kertoimia sovitettiin mittaustilanteisiin sopiviksi. Jätevesianalyysit osoittivat sulfidia muodostuvan painelinjoissa runsaasti varsinkin kesäaikaan. Yksinkertainen järjestelmä, jossa on puhaltimella varustettu aktiivihiilisuodatin, poisti kaiken rikkivedyn pumppaamon poistoilmasta vielä vuoden käytön jälkeenkin. Aktiivihiili on käyttövarma ja lähes huoltovapaa. Tutkitut otsonaattorit olivat selkeästi alimitoitettuja kohteisiinsa ja siksi rikkivedyn poistumista ei havaittu. Ilmassa olevat epäpuhtaudet saostuvat laitteiden suodattimille ja muille pinnoille aiheuttaen toimintahäiriöitä ja jopa toiminnan loppumisen. Osasyynä otsonaattoreiden huonoihin tuloksiin on myös laitteiden puhaltimien tehottomuus. Laitteen läpi kulkevan ilmavirran pienuudesta johtui sekin, että vaikka laboratoriossa otsonaattorit tuottivat luvatun konsentraation, kokonaistuotto g/h oli pienempi kuin valmistajan ilmoittama. Mallinnuksen tarpeisiin aineisto oli liian pieni. Löydetyt mallit olivat myös suurin osa hyvin yksinkertaisia ja ottivat huomioon vain lämpötilan ja BOD:n, mikä vaikutti myös heikkoon tulokseen kertoimien määrittelyssä. Kertoimet jouduttiin määrittämään tapauskohtaisesti jokaiseen putkiosuuteen erikseen.

3 III TAMPERE UNIVERSITY OF TECHNOLOGY Master s Degree Program in Environmental Engineering AATOLA, LAURA: The generation and control of sewage odours Master of Science Thesis, 103 pages, 21 Appendix pages January 2008 Major: Water and Waste Management & Engineering Examiners: Professor Tuula Tuhkanen and DI Jorma Pääkkönen Keywords: sewage odours, odorous gases, control methods, ozonation, activated carbon, models Odorous gases produced in sewers during anaerobic conditions are a serious problem especially in long sewers. The odour problem can be prevented for example by paying attention to the structural solutions of the sewer. Other possible preventive means are to extinguish the activity of odour producing bacteria or to prevent the leakage of odorous gases from the water by adding certain chemicals to the sewage system. Also precipitating the odorous compounds or keeping the sewage aerobic are useful ways. Finally the odorous sewer air can be treated for example by ozonation or by activated carbon filtration. In this Master s Thesis the operation and efficiency of ozonation and activated carbon filtration in treating the sewer air as well as the producing capacity of ozonators were studied. In addition the sulphide formation models found in literature study were tested in the Finnish conditions. Ozone oxidizes the airborne hydrogen sulphide to elementary sulphur. The production of ozone has to be done in the location of usage and a sufficient reaction time with the odorous compounds is needed. In activated carbon filtration the odorous compound is adsorbed on the surface of the carbon. Activated carbons may be impregnated to increase their efficiency as odour removers. The field research for this thesis was done in Nurmijärvi, Tampere, Hämeenlinna, Tuusula, and Keuruu. These examinations included sewage analyses and hydrogen sulphide measurements from the air. The actual yield of the ozonators was studied in the laboratory. With the data gathered from the sewerage analyses the models were tested and the coefficents were adjusted to fit the conditions. The sewerage analyses revealed abundant production of hydrogen sulphide in pressure pipes especially in summer time. A simple activated carbon filter equipped with a fan removed all hydrogen sulphide from the air. Even after use of a year, the purification efficiency was perfect. The studied ozonators were heavily underdimensioned for their positions and thus no reduction of hydrogen sulphide was detected. Airborne impurities caused clogging in the ozonator leading to functional troubles and even fading of the machine. One reason for the poor result was the inefficiency of the ozonator fans. Because of this in laboratory tests the measurements gave smaller yield results than promised by the manufacturers. Gathered data set was insufficient for modelling. The models found were simple and usually took into consideration only temperature and BOD. These were reasons to the faulty results. The coefficents had to be defined individually for each sewage system case.

4 IV ALKUSANAT Tämän diplomityön tekeminen on ollut minulle erittäin mielenkiintoista aikaa. Olen saanut tutustua konkreettisesti sekä vesihuoltolaitoksiin että suunnittelutyöhön. Erityisen hienoa on ollut nähdä, kuinka teoreettinen osaaminen muuntuu käytännön sovelluksiksi. Tahdon kiittää professori Tuula Tuhkasta ja Jorma Pääkköstä työni ohjauksesta ja tarkistamisesta. Työni mahdollistaneesta rahallisesta tuesta kiitän TTY:n Tukisäätiötä. Haluan myös kiittää Teemu Koskista työni tutoroinnista ja kärsivällisyydestä moniin kysymyksiini vastaamisessa. Projektissa mukana olleiden vesihuoltolaitosten henkilökunta on ollut aina ystävällistä ja auttanut sekä rohkaissut minua monin tavoin. Tästä haluan kiittää lämpimästi. Erityisen paljon haluan kiittää vanhempiani ja sisaruksiani perheineen heiltä saamastani tuesta ja kannustuksesta koko opiskeluni ja erityisesti tämän diplomityön tekemisen aikana. Ystävät ja opiskelutoverit ovat tehneet opiskeluajastani ikimuistoisen ja auttaneet minua monella tavalla opiskelujeni aikana, mistä haluan kiittää lämpimästi. Tampereella Laura Aatola

5 V SISÄLLYS 1 Johdanto Viemärihajut ympäristö- ja terveyshaittana Viemärissä tapahtuvat muutokset Viemärihajujen koostumus Haju aistimuksena ja hajujen mittaaminen Rikkivety viemäristössä Rikkivedyn syntymekanismi Sulfidin syntyyn vaikuttavat tekijät Happipitoisuus ja redox-potentiaali Ravinteet ja orgaaninen aines Sulfaattipitoisuus Pinta-ala ja viipymä Lämpötila ja ph Rikkivedyn vapautuminen ilmaan Sulfidin määrän mallintaminen Viemärihajujen hallintamenetelmiä Yleistä Jäteveden käsittely Rakenteelliset näkökohdat Haisevan tuuletusilman käsittely Eri menetelmävaihtoehdot Otsonointi Aktiivihiilisuodatus Tutkimuskohteet ja -menetelmät Tutkimuskohteet ja tehdyt tutkimukset Nurmijärven vesilaitos Tampereen Vesi Hämeenlinnan seudun vesi Oy Tuusulan kunnan vesihuoltolaitos Keuruun vesilaitos Otsonaattorit laboratoriossa Käytetyt laitteet ja menetelmät Mittalaitteet Jätevesinäytteiden näytteenotto ja analyysimenetelmät Otsonianalysaattorin kalibrointi Tutkimusten tulokset ja tulosten tarkastelu Nurmijärven vesilaitos Viikko Viikko

6 VI 6.2 Tampereen Vesi Viikot 10 ja Viikko Hämeenlinnan seudun vesi Oy Viikot 14 ja Viikko Tuusulan kunnan vesihuoltolaitos Viikot 10 ja Viikko Keuruun vesilaitos Otsonaattorit laboratoriossa Tulosten virhetarkastelu ja luotettavuus Mallien testaus Yhteenveto...95 Lähteet...97 Liitteet...104

7 VII LYHENTEET BOD C C s CN - CO 2 CO 3 2- COD COD s d d m DO DS EBOD Fe 2+ - HCO 3 H 2 S HS - I - IOA j KI KOH L COD N N 2 O 5 NaHCO 3 Na 2 CO 3 - NH 4 - NO 2 O 2 O 3 ORP P r R sf S s S 2-2- SO 4 SOR SRB SS T u U.S. EPA Q Biologinen hapenkulutus Hiili Sulfidin konsentraatio Syanidi-ioni Hiilidioksidi Karbonaatti-ioni Kemiallinen hapenkulutus Liukoinen COD Halkaisija Keskimääräinen vesisyvyys Liuennut happi Liuennut sulfidi Tehollinen BOD Rautaioni Vetykarbonaatti-ioni Rikkivety Vetysulfidi-ioni Jodidi-ioni International Ozone Association H 2 S-osuus liuenneesta sulfidista Kaliumjodidi Kaliumhydroksidi Keskimääräinen COD Typpi, kokonaistyppi Typpipentoksidi Natriumvetykarbonaatti Natriumkarbonaatti Ammoniumtyppi, ammoniumioni Nitriitti-ioni Happi Otsoni Hapetus-pelkistypotentiaali Fosfori Sulfidin syntynopeus Jätevedestä rikkivetynä poistuva sulfidi Rikki, kokonaisrikki kaltevuus, m/m Sulfidi-ioni Sulfaatti-ioni Sulfaattia hapettavat bakteerit Sulfaatinpelkistäjäbakteerit Kiintoaine Lämpötila Virtausnopeus United States Environmental Protection Agency Virtaama

8

9 1 1 Johdanto Viemäri toimii fysikaalisena, kemiallisena ja biologisena reaktorina. Kun jätevettä joudutaan siirtämään puhdistamoille joskus huomattavan pitkiäkin matkoja, syntyy viemärin sisäisistä prosesseista ongelmia muun muassa hajujen osalta. Paineviemäriosuuksilla anaerobisissa olosuhteissa syntyvät haisevat yhdisteet vapautuvat vietto-osuuksilla ja tuuletuskanavista ilmaan aiheuttaen eritasoisia hajuongelmia. Merkittävimpiä hajujen aiheuttajia ovat pelkistyneet rikkiyhdisteet, joista huomattavin yksittäinen hajunaiheuttaja on rikkivety. Rikkivetyä, kuten muitakin hajuyhdisteitä, syntyy viemärissä hapettomissa olosuhteissa orgaanisen aineen mikrobiologisen hajoamisen tuotteena. Hajukaasut ovat yleensä seoksia monista eri aineista. Rikkivetyä voidaan kuitenkin pitää indikaattoriyhdisteenä, sillä yleensä jos olosuhteet eivät suosi rikkivedyn syntyä myöskään muita haisevia yhdisteitä ei esiinny. Hajuhaittojen syntyyn voidaan pyrkiä vaikuttamaan usealla eri tavalla. Hajujen synnyn ehkäisy esimerkiksi ph:ta säätämällä olisi suositeltavin tapa hoitaa hajuongelmaa, mutta monesti se ei ole mahdollista. Rakenteelliset seikat voidaan huomioida erityisesti uusissa viemärilinjoissa hajujen synnyn ehkäisyssä. Myös linjojen huolellinen hoito ja pumppaamoiden käytön optimointi vaikuttavat myönteisesti hajuongelmaan. Hajujen syntyä voidaan estää myös lisäämällä jäteveteen erilaisia kemikaaleja hajuyhdisteitä sitomaan. Toisaalta jäteveden happipitoisuutta voidaan parantaa lisäämällä viemäristöön ilmaa tai happea tai jotakin hapettavaa kemikaalia kuten vetyperoksidia ja näin estää anaerobisten olosuhteiden syntyminen. Edellä mainitut keinot vaikuttavat haisevien yhdisteiden syntyyn viemärissä. Hajujen hallintaa on myös hajuyhdisteiden poistaminen viemärin tuuletusilmasta. Usein jos haitta on hyvin paikallinen, voidaan käyttää tällaista menetelmää. Hajuaineen poistamista tuuletusilmasta voidaan käyttää myös niissä tilanteissa, joissa esimerkiksi kemikaalin tai ilman lisääminen voi olla teknisesti mahdotonta. Poistoilman puhdistamiseen voidaan käyttää erilaisia hapetus- ja suodatusjärjestelmiä, muun muassa otsonointia tai aktiivihiilisuodatusta. Hajujen hallinnan suunnittelussa olisi hyödyllistä, jos hajujen syntyä pystyttäisiin ennustamaan. Rikkivedyn ja sulfidien synnyn mallinnukseen paineviemärissä on kehitetty erilaisia malleja. Näissä malleissa on muuttujina erilaisia sulfidien syntyyn vaikuttavia jäteveden ja viemärin ominaisuuksia. Useimmiten käytettyjä ovat lämpötila sekä biologinen hapenkulutus, joissakin lisäksi muun muassa sulfaattipitoisuus ja putken halkaisija. Mallinnuksen avulla voidaan ennustaa rikkivedyn syntyä tietyissä viemäriosuuksissa ja suunnitella hajujen hallintaa.

10 2 Tämä diplomityö on osa projektia, jossa tutkittiin erilaisia viemärihajujen käsittelymenetelmiä. Hankkeeseen osallistuivat Suunnittelukeskus Oy, Vesi- ja viemärilaitosyhdistys sekä useita vesilaitoksia pääasiassa Etelä-Suomen alueelta. Diplomityön tavoitteena on selvittää otsonaattoreiden ja aktiivihiilisuodattimien toimintaa ja tehokkuutta hajunpoistossa sekä tutkia olemassa olevien rikkivedyn synnyn mallien soveltuvuutta tutkittuihin kohteisiin. Kirjallisuuskatsauksen avulla perehdyttiin viemärihajuihin ja niiden syntyyn. Erityistä huomiota kiinnitettiin rikkivetyyn, jota yleisesti pidetään viemärihajujen indikaattoriyhdisteenä. Kirjallisuudesta selvitettiin myös erilaisia malleja sulfidin synnylle. Keskeiset teemat tutkimuksessa olivat jäteveden laadun muuttuminen verkostossa, rikkivetypitoisuudet pumppaamoilla, rikkivedyn häviäminen eri menetelmissä sekä sulfidin muodostumisen mallinnus. Kokeellisessa osassa tutkittiin laitteiden toimintaa kentällä aidoissa toimintatilanteissa. Apuna käytettiin ilmamittauksia sekä jätevesianalyysejä. Laitteistotutkimuksessa otsonaattorien kapasiteetin selvittäminen laboratoriossa oli oleellinen osa tutkimusta. Työhön liittyviä kenttämittauksia tehtiin Nurmijärvellä siirtolinjasta välillä Rajamäki-Klaukkala, Tampereella Hyhkyn ja Villilän pumppaamoilla sekä Hämeenlinnan seudun vesi Oy:n Katinalan pumppaamolla. Nurmijärvellä tutkittiin AirMaid otsonaattorin toimintatehoa sekä kerättiin tietoa mallinnusta varten. Hyhkyssä tutkittiin BonAir-otsonaattorin toimintaa ja Villilässä PA-VE Oy:n aktiivihiilisuodatinta. Hämeenlinnassa oli tutkittavana myös PA-VE Oy:n aktiivihiilisuodatin, joka on Tampereen kohdetta suurempi. Otsonaattoreiden tuottoa tutkittiin myös TTY:n laboratoriossa. Tuusulassa suoritetuista mittauksista saatiin tietoja aktiivihiilisuodattimen toiminnasta sekä mallinnusta varten. Kirjallisuudesta löytyneitä malleja testattiin mittauksista saatavalla datalla. Mallien kertoimia pyrittiin säätämään kenttätutkimuksista saatavan datan avulla Suomen oloihin sopiviksi.

11 3 2 Viemärihajut ympäristö- ja terveyshaittana 2.1 Viemärissä tapahtuvat muutokset Jäteveteen liittyvät haisevat yhdisteet voidaan jakaa kolmeen ryhmään: jäteveden haisevat komponentit, viemärissä tapahtuvan biologisen toiminnan seurauksena syntyvät hajuyhdisteet sekä prosessikemikaalien käyttöön liittyvät hajuyhdisteet. Suurin osa jäteveteen liittyvistä hajuongelmista aiheutuu yhdisteistä, joita syntyy viemärin mikrobitoiminnan seurauksena anaerobisissa olosuhteissa. (Vincent 2001) Jokaisessa viemärissä hajujen syntyyn vaikuttavat kyseisessä viemärissä kulkevan jäteveden eri komponentit, jotka taas riippuvat jäteveden lähteistä. Pelkkä asumajätevesi aiheuttaa yleensä vain pienehkön hajuhaitan. Teollisuusjätevedet, erityisesti elintarviketeollisuuden jätevedet, muuttavat huomattavasti jäteveden koostumusta ja lisäävät hajuongelmien mahdollisuutta. (Thistlethwayte 1972) Asumajätevedelle tyypillisiä eräiden tunnuslukujen vaihteluvälejä on esitettynä taulukossa 1. Näiden arvojen tarkastelussa tulee huomioida niiden riippuvuus vedenkulutuksen määrästä ja sen vaihtelusta. Normaalin asumajäteveden biologisen hapenkulutuksen BOD 7 -arvoksi Karttunen (2004) mainitsee toisaalla 200 mg/l. Typen lähteitä jätevedessä ovat urea ja proteiinien aminohapot. (Karttunen 2004) Tavallisessa asumajätevedessä nitraattityppeä ei ole merkittäviä määriä (Bentzen et al.1995). Taulukko 1. Joidenkin tunnuslukujen vaihteluvälejä asumajätevedessä (Karttunen 2004) Epäpuhtaus Pitoisuus, mg/l BOD Kiintoaine, SS Kokonaisfosfori, P 6 8 Kokonaistyppi, N Ammoniumtyppi, NH ph 6 8 Sekä asumajätevesissä että teollisuusjätevesissä on runsaasti orgaanisesti ja epäorgaanisesti sitoutunutta rikkiä. Sulfideja on etenkin viemäreihin johdettavissa teollisuusjätevesissä. (Karttunen 2004) Boonin (1995) mukaan orgaanisen rikin määrä asumajätevedessä on keskimääräisesti noin 3-6 mg/l, pääasiallisesti proteiineihin sitoutuneena. Esimerkiksi lihanjalostusteollisuuden jätevesissä voi olla orgaanisia rikkiyhdisteitä jopa satoja milligrammoja litrassa (Thistlethwayte 1972). Lisäksi muun muassa pesuaineista

12 4 peräisin olevia sulfonaatteja on noin 4 mg/l. Sulfaattimuotoista rikkiä on jo raakavesilähteissäkin. (Boon 1995) Jäteveden kulkiessa viemärijärjestelmän läpi sen koostumuksessa tapahtuu muutoksia kemiallisten, fysikaalisten ja biologisten prosessien seurauksena. Näillä prosesseilla on huomattava vaikutus jäteveden kemialliseen ja biologiseen hapenkulutukseen sekä rikki- ja typpipitoisuuksiin. (Warith et al. 1998) Tärkeimpiä muutosprosesseja ovat putken sisäpinnan biofilmin mikrobitoiminta, yhdisteiden liukeneminen ja saostuminen, kemiallinen hydrolyysi sekä virtauksen ja putkipinnan kitkan aiheuttamien hydraulisten leikkausvoimien vaikuttamat ilmiöt (Nielsen et al. 1992). Näiden prosessien tuntemuksella saadaan tietoa, josta on hyötyä viemäriä seuraavan jätevedenpuhdistamon prosessien suunnittelussa sekä hajujen ennustamisessa ja hallinnassa (Raunkjær et al. 1995). Viemärin bakteerit käyttävät jäteveden orgaanista ainesta energiantuotannossaan. Mikrobitoiminnan luonne määräytyy jäteveden komponenttien, erityisesti läsnä olevien elektroniakseptorien mukaan. Aerobisissa oloissa vapaa happi on pääasiallinen elektroniakseptori ja prosessina on aerobinen respiraatio. Jos vapaata happea ei ole läsnä, myös nitraattiin, sulfaattiin, hiilidioksidiin tai orgaaniseen aineeseen sitoutunut happi voi toimia vastaanottajana. Vastaavat prosessit ovat denitrifikaatio, sulfaatinpelkistys, metanogeneesi ja fermentaatio. (Bentzen et al. 1995) Kun jätevedestä on happi kulunut loppuun, nitraatti siirtyy hapen paikalle vetyatomien vastaanottajaksi. Tätä tilaa kutsutaan anoksiaksi. Jätevedessä on luonnostaan yleisesti vähän nitraattia, joten tällaisia olosuhteita ei pääse syntymään kovin helpolla. Anoksia voidaan saada aikaan paineviemäriin, johon lisätään nitraattia ja jossa ei ole happea enää läsnä. (Hvitved-Jacobsen et al. 2002) Esimerkiksi Bentzen et al. (1995) ovatkin tutkineet nitraatin lisäystä menetelmänä anaerobisten olosuhteiden synnyn ehkäisemiseksi. Jos viemärissä ei ole läsnä liuennutta happea eikä nitraattia, syntyvät anaerobiset olosuhteet. Tällainen tilanne voi olla paineviemärissä, täytenä virtaavassa viettoviemärissä sekä viettoviemärissä, jossa on loiva kallistus. Anaerobisissa olosuhteissa tapahtuu anaerobista hydrolyysiä, fermentaatiota, metanogeneesiä ja sulfaatin pelkistymistä. Nämä prosessit tapahtuvat melko hitaasti. Näissä olosuhteissa biohajoavan substraatin kulutus on vähäistä, vähäisempää kuin anaerobisen hydrolyysin tuottaman fermentoitavan substraatin määrä. (Hvitved-Jacobsen et al. 2002) Kuvassa 1 on esitettynä sekä anaerobiset että aerobiset prosessit sekä rikkiyhdisteiden muutosreitit viemärissä.

13 5 Kuva 1. Orgaanisen aineen ja rikkiyhdisteiden muuntuminen viemärissä kulkevassa jätevedessä (Hvitved-Jacobsen et al. 2000, muokattu) Viemäriverkostossa esiintyy aerobiset olosuhteet vajaatäyttöisessä viettoviemärissä sekä ilmastetussa paineviemärissä. Jäteveden laatuun vaikuttavista prosesseista on aerobisissa olosuhteissa käynnissä biomassan kasvu sekä suspendoituneessa faasissa että biofilmissä. Samalla tapahtuu niitä vastaavaa substraatin hydrolyysiä ja orgaanisen aineksen hajoamista hiilidioksidiksi ja vedeksi. Nämä prosessit sekä vähentävät orgaanista ainetta että pienentävät biohajoavuutta hajottamalla helposti hajoavia yhdisteitä. Nämä ominaisuudet saattavat vaikuttaa myönteisesti viemäristön jälkeisiin mekaanisiin prosesseihin. (Hvitved-Jacobsen et al. 2002) 2.2 Viemärihajujen koostumus Viemärissä kulkee sekoitus eri lähteistä peräisin olevaa jätevettä, joka haisee tuoreenakin jo jonkin verran. Hajun merkittävyyteen vaikuttaa jäteveden alkuperä ja sen laatu. (Vincent 2001) Taulukossa 2 on luetteloitu merkittävimpiä viemärihajuja aiheuttavia yhdisteitä. Aikaisemmin on jo mainittu, että suurin osa haisevista yhdisteistä on niitä, jotka syntyvät viemärissä anaerobisissa olosuhteissa. Suurin osa myös taulukossa 2 esiintyvistä yhdisteistä on tällaisia anaerobiatuotteita.

14 6 Taulukko 2. Merkittävimpiä viemärihajuyhdisteitä (Stuetz et al. 2001) Yhdiste Hajun kuvaus Hajukynnys / ppb Rikkiyhdisteet Rikkivety Mätä kananmuna 0,5 Metyylimerkaptaani Mätä kaali, valkosipuli 0, Etyylimerkaptaani Mätä kaali 0,02 Rikkidioksidi Hapan, pistävä - Dimetyylidisulfidi Mätäneminen 0,3-11 Tiokresoli Haisunäätä - Typpiyhdisteet Ammoniakki Pistävä, terävä Metyyliamiini Mätä kala 0,9-53 Skatoli Uloste 0,002-0,06 Indoli Uloste 1,4 Hapot Etikkahappo Etikka 16 Voihappo Eltaantunut voi 0,09-20 Aldehydit ja ketonit Formaldehydi Karvas 370 Butyraldehydi Eltaantunut 4,6 Asetoni Makea hedelmä 4580 Tuoreen jäteveden haju johtuu sen komponenteista, jotka päätyvät viemäriin erilaisista päästölähteistä kotitalouksista ja teollisuudesta. Se ei yleensä aiheuta hajuvalituksia muualla kuin hyvin lähellä avoimia purkupaikkoja tai tuuletusaukkoja tai jos viemärissä kulkee runsaasti teollisuusjätevesiä. Tuoreen jäteveden haju koostuu muun muassa pesuaineista peräisin olevat alifaattisista, aromaattisista ja klooratuista hiilivedyistä, liuottimista sekä ihmisperäisten jätteiden hajuista kuten ureasta ja ulosteen hajun aiheuttavista skatoleista ja indoleista. (Vincent 2001) Rikkiyhdisteiden läsnäolo jätevedessä johtaa monien haisevien yhdisteiden, kuten rikkivedyn eli vetysulfidin syntymiseen viemärissä. Pelkistyneille rikkiyhdisteille on ominaista, että ne haisevat pahalle jo hyvin pienissä pitoisuuksissa. Monet orgaanisetkin sulfidit ovat pahanhajuisia. Rikkiä on luonnostaan ulosteissa ja sulfaattia useimmissa vesivarastoissa. Kaikki läsnä olevat rikkiyhdisteet ovat potentiaalisia lähteitä sulfidin muodostumiselle. (U.S. Environmental Protection Agency (U.S. EPA) 1985) Jos viemäriin lasketaan elintarviketeollisuuden jätevesiä, lämpimiä jätevesiä tai jätevesiä, jotka sisältävät runsaasti sulfaattia, hajukaasujen synty alajuoksulla saattaa lisääntyä huomattavasti. Samoin käy jos viemäriin pääsee merivettä tai myrkyllisiä päästöjä. (Vincent 2001) Rikkivety, H 2 S, on kaikkein yleisin viemäreissä esiintyvä haiseva yhdiste. Se on väritön, ilmaa hieman raskaampi kaasu, jolla on tunnusomainen mädäntyneen kananmu-

15 7 nan haju. Rikkivety on myrkyllistä, erittäin helposti syttyvää ja sen kaasu-ilmaseokset ovat räjähtäviä. Se syövyttää useita metalleja ja muoveja. (Työterveyslaitos 2007) Sulfidin muodostumisesta syntyy kahtalainen ongelma. Rikkivedyn epämiellyttävä haju tuntuu jo hyvin pienissä pitoisuuksissa. Lisäksi jos rikkivetyä pääsee ilmaan, se hapettuu biologisesti rikkihapoksi ja aiheuttaa korroosio-ongelmia putkistoissa ja jätevedenkäsittelytiloissa. (Boon et al. 1998) Rikkivetyä synnyttävät olosuhteet suosivat myös muiden haisevien yhdisteiden syntyä. Täten rikkivedyn tuottoa tutkimalla saadaan viitteitä muidenkin hajuyhdisteiden syntymahdollisuuksista. Samalla tavalla rikkivetyongelman selvittäminen voi usein johtaa muidenkin hajuyhdisteiden häviämiseen. (U.S. EPA 1985) Rikkivedyn syntyä ja siihen liittyviä tekijöitä käsitellään tarkemmin seuraavassa luvussa. 2.3 Haju aistimuksena ja hajujen mittaaminen Ympäristöhaitoista haju koetaan useimmiten selvästi haitaksi, vaikka siitä ei olisikaan selkeää terveydellistä vaaraa. Ympäristön viihtyisyyden väheneminen on kuitenkin huomattavaa. Haju on haittana mielenkiintoinen siksikin, että varsinainen hajupäästö ei ole haitta, ennen kuin se joutuu ihmisen hajuaistin käsittelyyn. (Arnold 1995) Ihmisen viidestä aistista hajuaisti on monimutkaisin ja vähiten ymmärretty. Se on aisteista useimmiten käytetty esimerkiksi spontaanissa laadun arvioinnissa. Ymmärryksemme hajuaistista on kuitenkin vähäisempää kuin muista aisteista. Sen sovellukset ovat vaikeasti hallittavia, sillä hajuaisti on hyvin subjektiivinen ja väsyy helposti. Eri ihmisten hajukokemusten vertaileminen on huomattavan hankalaa ja vielä hankalampaa on näiden tuntemusten mittaaminen. (Stuetz et al. 2001) Hajut eivät useinkaan ole yksittäisistä yhdisteistä johtuvia, vaan ne ovat monien eri yhdisteiden seoksia. Näin on myös viemärihajujen kohdalla, sillä jätevesistä aiheutuvat hajut koostuvat useista yhdisteistä, joista rikkivety on merkittävin. (U.S. EPA 1985) Hajun kokeminen on yksilöllinen tapahtuma, johon liittyvät tunteet ja aikaisemmat kokemukset. Näistä syistä esimerkiksi jäteveden hajuhaitta koetaan pahemmaksi kuin se todellisuudessa onkaan. Eri ihmiset kokevat eri hajut epämiellyttäviksi erilaisissa konsentraatioissa. Lisäksi hajun kokemiseen vaikuttavat muun muassa ikä, terveydentila ja jopa jossakin määrin sukupuoli. (Stuetz et al. 2001) Kuva 2 esittää hajun reitin päästölähteestä ihmisen reaktioksi ja siihen vaikuttavia erilaisia tekijöitä.

16 8 Kuva 2. Hajupäästön reitti ihmisen aistimukseksi ja siihen vaikuttavat tekijät. (Arnold 1995; muokattu) Yleisesti huomioidaan rikkivedyn hajuvaikutukset ja sen korroosiota aiheuttavat ominaisuudet, mutta rikkivedyn terveysvaikutukset jäävät monesti mainitsematta. Rikkivety on voimakas myrkky, joka aiheuttaa terveysongelmia ja suurille pitoisuuksille altistuminen johtaa jopa kuolemaan. (Marttila 1995) Rikkivety ärsyttää jo pienissä pitoisuuksissa limakalvoja, hengitysteitä ja erityisesti silmiä. Konsentraation kasvaessa ja altistusajan pidetessä vaikutukset laajenevat. Yleisesti rikkivedyn matala hajukynnys, 0,5 ppb, on hyvä indikaattori terveyshaitoista, mutta hajuaisti turtuu, jos altistus jatkuu. Yli 100 ppm:n pitoisuuksissa hajuaisti lamaantuu kokonaan ja sen jälkeen ihminen ei huomaa konsentraation muutoksia. (Työterveyslaitos 2006) Taulukossa 3 on lueteltuna rikkivedyn vaikutuksia ihmiseen eri konsentraatioissa.

17 9 Taulukko 3. Rikkivetypitoisuuksien terveysvaikutukset (Työterveyslaitos 2006) Pitoisuus/ppm Oire 10 Silmä-ärsytys Polttava kipu silmässä, limakalvojen kuivumista ja ärsytystä, altistuksen jatkuessa vetistä vuotoa nenästä. Yskää, käheyttä ja hengenahdistusta Hajuaisti lamaantuu, äkillisen myrkytyksen vaara Vakavia hermostollisia oireita jo viidessä minuutissa, tajuttomuus, hengityskeskuksen lamaannuttua kuolema jopa puolessa tunnissa Välitön tajuttomuus ja kuolema hengityksen lamaantuessa Backlundin (2005) mukaan rikkivedyn krooniset vaikutukset ovat kiistanalaisia. Pitkäaikaisesti altistuneiden oireet ovat tarkemmin määrittelemättömiä, kuten väsymystä, päänsärkyä, huimausta ja ärtyneisyyttä sekä lisäksi limakalvojen ärsytysoireita. Jos rikkivetyaltistumisessa on kehittynyt niin sanottu kaasusilmä eli krooninen sidekalvontulehdus, oireita saattaa saada jopa alle 1 ppm:n pitoisuuksissa. Eri tehtävissä haitallisille aineille altistumisen vaikutusten takia sosiaali- ja terveysministeriö on laatinut luettelon eri aineiden haitallisiksi tunnetuista pitoisuuksista (HTP). Taulukossa 4 on esitettynä työoloihin annetut rikkivedyn raja-arvot. Taulukko 4. Rikkivedyn ohjeraja-arvot työoloihin Suomessa (Työterveyslaitos 2006) HTP-arvot ppm mg/m 3 8 h min Jotta hajuja voidaan hallita, niiden määrittäminen ja mittaaminen on välttämätöntä. Tässä yhteydessä on hyvä erottaa hajua aiheuttava aine ja varsinainen hajuaistimus. Näitä kahta mitattaessa käytetään erilaisia menetelmiä. Analyyttiset menetelmät, kuten rikkivetymittarit, mittaavat varsinaista hajua aiheuttavan aineen määrää, kun taas sensoriset menetelmät, kuten olfaktometria, hajuaistimuksen vahvuutta. (Gostelow ja Parsons 2000) Olfaktometrimittauksessa käytetään erityistä laitetta, joka laimentaa alkuperäistä näytettä. Hajuaineen konsentraatio ilmavirrassa pienenee vähitellen. Koehenkilöiden aistiessa hajun olfaktometri laskee näytteen hajupitoisuuden muodossa hajuyksikköä/m 3 (odour unit, ou/m 3 ). Tällaisen mittauksen tulokseksi saadaan niiden laimennuskertojen lukumäärä, jonka jälkeen 50 % hajupaneelin jäsenistä ei enää tunnista hajua. (Räsänen et al. 2001)

18 10 Hajujen määrityksessä voidaan määrittää joko hajuhaittaa tai hajun esiintymistä. Hajuhaittaa voidaan tutkia erilaisilla kyselyillä tai asukaspaneelitutkimuksella, jossa asukkaista valittu havainnoitsijaryhmä havainnoi hajun esiintymistä. Lisäksi hajuhaitan vakavuutta voidaan mitata asukasvalitusten määrällä. Tosin tämä menetelmä on melko epätarkka, sillä asukkaiden valituskynnys on hyvin erilainen. (Arnold 1995) Myös hajun esiintymistä voidaan tutkia leviämislaskelmien tai kenttähavainnoinnin avulla. Olfaktometriä käytetään haju-pitoisuuden määrittämiseen aistinvaraisesti. Yleensä ulkoilman hajupitoisuus arvioidaan olfaktometrisellä päästömittauksella ja leviämislaskelmilla. (Arnold 1995)

19 11 3 Rikkivety viemäristössä 3.1 Rikkivedyn syntymekanismi Sulfideja syntyy olosuhteissa, joissa jäteveden mikrobit ovat kuluttaneet kaiken läsnä olevan liuenneen hapen sekä nitraatit eli viemärissä vallitsee anaerobiset olosuhteet (Boon et al. 1998). Rikkivetyä syntyy sulfaatin pelkistyessä anaerobisissa olosuhteissa seuraavien reaktioiden mukaisesti: SO 2 anaerobiset bakteerit orgaaninen aines S + H 2O + CO2 2 S + 2H + H 2S (1) (2) Sulfaattia pelkistävät useat bakteerit. Assimilatoriset bakteerit pelkistävät epäorgaanista sulfaattia sulfidiksi protoplasmassaan, kun taas proteolyyttiset bakteerit hydrolysoivat proteiineja ja aminohappoja vapauttaen sulfideja. Merkittävin bakteeriryhmä on kuitenkin sulfaatinpelkistäjäbakteerit, jotka käyttävät epäorgaanista sulfaattia elektroniakseptorina energiakierrossaan. Nämä sulfaatinpelkistäjät, pääasiassa Desulfovibrio desulfuricans, ovat obligaatteja anaerobeja, jotka käyttävät sulfaattia hapenlähteenä ja orgaanista ainetta, kuten aminohappoja, hiilivetyjä ja orgaanisia happoja, ravinnonlähteenään. Reaktioyhtälö 3 kuvaa sulfaatinpelkistäjien toimintaa.(u.s. EPA 1985) SO bakteerit + 2 C + H O HCO + H S (3) Suurin osa sulfaatinpelkistyksestä viemärissä tapahtuu seinämän biofilmissä ja osa sedimenteissä. Jäteveden virtausnopeudesta, sen koostumuksesta ja muista ympäristötekijöistä riippuen biofilmin paksuus putken seinämässä voi vaihdella välillä 0,3-1,0 mm. Biofilmissä on useita eri kerroksia, joissa erilaiset mikrobit toimivat. Lähimpänä seinämää on reagoimaton anaerobinen kerros, jonne asti ravinteet eivät diffusoidu. Sen päällä voi olla anaerobinen kerros, jossa sulfidin muodostus tapahtuu. Jos viemärissä vallitsee aerobiset olosuhteet, päällimmäisenä on aerobisen toiminnan kerros. (Katso kuva 3) Aerobisen ja anaerobisen kerroksen paksuuksien suhde riippuu läsnä olevan hapen määrästä. Hapellisen kerroksen paksuus riippuu happikonsentraation lisäksi lämpötilasta ja orgaanisen aineen määrästä. (U.S. EPA 1985) Kun liuennutta happea on läsnä enemmän kuin 1,0 mg/l, sitä diffusoituu biofilmiin. Aerobisen kerroksen mikrobiaktiivisuus kuluttaa nopeasti hapen, jolloin sitä ei pääse siirtymään syvemmälle biofilmiin. Tällaisissa oloissa anaerobisen kerroksen tuottama sulfidi hapettuu aerobisessa kerroksessa matkalla biofilmistä jäteveteen, eikä sitä pääse

20 12 vapautumaan jäteveteen. Aerobisten olojen tilanne on kuvattuna kuvassa 3. (U.S. EPA 1985) Kuva 3. Viemäriputken biofilmin toiminta, kun happea on läsnä. (U.S. EPA 1985, muokattu) Jos hapen määrä jätevedessä lähestyy nollaa, eli käytännössä on alle 0,1 mg/l, aerobinen kerros ei enää kykene hapettamaan alempien kerrosten tuottamaa sulfidia, vaan se pääsee vapautumaan jätevesivirtaan. Kun vapaa, liuennut happi loppuu viemäristä, biofilmin pinnalta häviää vähitellen aerobinen kerros ja kaikki tuotettu sulfidi pääsee vapaasti kulkeutumaan jäteveteen. Tilannetta havainnollistetaan kuvassa 4. (U.S. EPA 1985)

21 13 Kuva 4. Viemäriputken biofilmin toiminta, kun happea ei ole läsnä. (U.S. EPA 1985, muokattu) Vain pieni osa syntyvästä sulfidista assimiloituu bakteeritoiminnan seurauksena. Suurin osa vapautuu sulfidi-ioneina jäteveteen ja siitä edelleen rikkivetynä viemäriilmaan olosuhteiden salliessa. Osa viemäri-ilmaan vapautuneesta rikkivetykaasusta vapautuu ilmakehään viemärin tuuletuksen kautta aiheuttaen hajuongelmia. Osa absorboituu putken seinämille, joissa se hapettuu edelleen rikkihapoksi bakteeritoiminnan seurauksena. (Thistlethwayte 1972) Syntyvä rikkihappo aiheuttaa korroosiota betonisissa putkissa ja muissa viemärirakenteissa (U.S. EPA 1985). Rikkiyhdisteiden reittejä viemärissä sekä yllä kuvailtuja prosesseja ja niihin vaikuttavia tekijöitä on esitettynä kuvassa 5 Yongsiri et al.:n (2003) mukaan. Keskellä kuvaa kulkee rikkiyhdisteiden muuntumisprosessi ja kuvan reunoilla on mainittuna prosessin eri vaiheisiin vaikuttavia ympäristötekijöitä. Kuvassa olevista lyhenteistä SOR tarkoittaa sulfaattia hapettavia bakteereita, SRB sulfaatinpelkistäjäbakteereita, ORP hapetuspelkistyspotentiaalia sekä DO liuennutta happea. (Yongsiri et al. 2003)

22 14 Kuva 5. Rikkiyhdisteiden muuntuminen viemärissä ja siihen vaikuttavat tekijät (Yongsiri et al. 2003, muokattu) Rikkivety eli vetysulfidi on veteen liuenneena dissosioituneena vetysulfidina ja sulfidina seuraavien palautuvien reaktioiden mukaan: + H 2 S HS + H (4) HS S 2 + H + (5) Kunkin eri ionien määrien keskinäiset suhteet vaihtelevat ph:n funktiona, mikä on esitettynä kuvassa 6. Liuenneen sulfidin eri muotojen suhde on tärkeä, sillä vain H 2 S- muoto voi vapautua liuoksesta. Kuvasta 5 nähdään, että jäteveden ph:n alittaessa seitsemän, liuenneesta sulfidista yli puolet on muodossa H 2 S. (U.S. EPA 1985)

23 15 Kuva 6. ph:n vaikutus sulfidi-ionin esiintymiseen. (U.S. EPA 1985) Vastaavasti eri muotojen osuudet voidaan laskea kussakin ph:ssa seuraavilla kaavoilla: 1 α H = 2S (6) K1 K1K ph 2 10 ph [ 10 ] 1 α = (7) HS ph 10 K ph K α 2 =, (8) S ph 2 ph [ ] K1K 2 K 2 missä n = ionin n osuus nestefaasissa K 1 = 1,0 * 10-7 K 2 = 1,3 * (Card 2001) 3.2 Sulfidin syntyyn vaikuttavat tekijät Sulfidin syntyyn vaikuttavat jäteveden ominaisuuksien lisäksi viemärin olosuhteet. Usein nämä ovat toisistaan suurestikin riippuvaisia, sillä jäteveden laatuvaihtelut muokkaavat myös viemärin olosuhteita vaikuttaen muun muassa ph-arvoihin. Seuraavana on mainittuna keskeisimpiä sulfidin syntyyn vaikuttavia tekijöitä. Nämä tekijät on tärkeä ottaa huomioon mallinnettaessa sulfidin syntyä. (Hvitved-Jacobsen ja Vollertsen 2002)

24 Happipitoisuus ja redox-potentiaali Anaerobiset olosuhteet ovat välttämätön ehto sulfidin synnylle. Happipitoisuuden nousu vaikuttaa kahdella tavalla. Yli 1,0 mg/l pitoisuus inhiboi Desulfovibrion toimintaa hidastaen sulfidin syntyä ja lisäksi se riittää hapettamaan biofilmin alemmissa kerroksissa syntyvän sulfidin ennen sen päätymistä jäteveteen. Näissä pitoisuuksissa biofilmin aerobinen kerros kasvaa ja samoin käy myös sulfaatin ja ravinteiden matkalle sulfaatinpelkistäjien luo. (Katso kuva 3) Jos sulfidia syntyy anaerobisessa kerroksessa, se hapettuu kulkiessaan aerobisen kerroksen läpi. (U.S. EPA 1985) Veteen liuenneen hapen pitoisuus riippuu mikrobiologisen hapenkulutuksen ja viemärin ilmatilasta tapahtuvan hapen liukenemisen tasapainosta. Viettoviemäreissä on aina vaihteleva määrä ilmaa, joten jätevesi sisältää liuennutta happea. Paineviemäreissä tämä liuennut happi kuluu nopeasti loppuun, sillä uutta voi liueta veteen vain rajoitetusti. Sulfidin muodostuminen tapahtuukin pääasiallisesti paineviemäreissä, joissa vallitsevat anaerobiset olosuhteet. (U.S. EPA 1985) Redox-potentiaali kuvaa jäteveden tilaa jopa happipitoisuutta paremmin. Se kuvaa liuoksen potentiaalia hapettaa ja pelkistää yhdisteitä. Mitä korkeampi tuo luku on, sitä enemmän tapahtuu aineen hapettumista ja mitä pienempi arvo, sitä enemmän tapahtuu pelkistymistä. Varsinainen mitta Redox-potentiaalille on potentiaali vetyelektrodia vastaan. (Karttunen 2004) Kun jätevedessä on happea, Redox-potentiaalin arvo on yli mv. Tällöin sulfidin muodostumista ei tapahdu. Myöskään välillä mv sulfidia ei synny, kun nitraatti toimii hapen luovuttajana. Redox-potentiaalin painuessa alle +50 mv, sulfidin muodostuminen voi alkaa. (Räsänen et al. 2001) Sulfaatinpelkistykselle optimaalinen Redox-potentiaali on mv, kun ph pysyttelee välillä 6,5 8 (Boon 1995) Ravinteet ja orgaaninen aines Sulfaattia pelkistävät bakteerit tarvitsevat ravinteita muiden mikrobien tapaan. Desulfovibrio-bakteerien käyttämistä ravinteista ei ole tarkkaa tietoa, mutta tiedetään, että mikäli ravinteita ei ole saatavilla riittävästi, voi sulfidin muodostus rajoittua. (U.S. EPA, 1985) Tiedetään myös, että sulfaatinpelkistäjät käyttävät orgaanisesta aineksesta vain sen liukoista osaa energiantuotannossaan. (Techn. Stand. Commitee 1989, Elmaleh et al. mukaan 1998) Jos jätevesi on peräisin elintarviketeollisuudesta ja siinä on runsaasti liuenneita hiiliyhdisteitä tai haihtuvia rasvahappoja, sulfidin muodostuminen on huomattavasti suurempaa, kuin tavallisessa asumajätevedessä. (Nielsen et al. 1998) Jäteveden orgaanisten yhdisteiden määrää ja ominaisuuksia voidaan mitata BOD- ja COD-testein. Edellinen mittaa jäteveden biologista hapenkulutusta ja jälkimmäinen kemiallista. Orgaaninen aines hajoaa kahdessa vaiheessa, joista ensimmäisessä noin 5-7 vuorokauden mittaisessa jaksossa hajoavat muun muassa helposti hajoavat hiilihydraatit. Toisessa vaiheessa hajoaa muu aines, yleensä typpipitoiset yhdisteet. Jos jätevesi sisältää teollisuusjätevesiä, orgaanisen aineen määrä ja laatu voivat olla hyvin erilaisia verrattuna asumajäteveteen. Tällöin BOD-koe ei aina anna vertailukelpoisia tuloksia. (Karttunen 2004)

25 Sulfaattipitoisuus Sulfaatinpelkistäjät käyttävät sulfaatteja ja orgaanista ainetta suhteessa 2:1. Jos sulfaattia on riittävästi, orgaanisen aineksen määrä rajoittaa sulfidin muodostusta. Jos taas sulfaattia on rajoitetusti, sulfidia muodostuu suhteessa sulfaattipitoisuuteen. (U.S. EPA 1985) Hvitved-Jacobsenin ja Vollertsenin (2002) mukaan sulfaatin määrä ei rajoita sulfidinmuodostusta, jos sitä on vähintään 5-15 mg S/l Pinta-ala ja viipymä Suurin osa sulfidinmuodostuksesta tapahtuu viemärin biofilmissä ja vain pieni osa jätevedessä. Putken pinta-ala, eli biofilmin mahdollinen kasvualusta, vaikuttaa siis sulfidin muodostukseen. Suurissa viemäriputkissa syntyy siis suhteessa vähemmän sulfidia kuin pienissä johtuen niiden pienemmästä pinta-ala/tilavuus suhteesta. Putken pinta-ala vaikuttaa välillisesti myös virtausnopeuteen ja tätä kautta biofilmiin. Virtausnopeuden kasvaessa biofilmissä tapahtuu eroosiota ja hajunmuodostumispotentiaali pienenee. (Hvitved-Jacobsen ja Vollertsen 2002) Jäteveden kokonaisviipymästä viemäristössä anaerobinen viipymä on hajukaasujen synnylle oleellinen. Se määritetään ajaksi, jonka jätevesi on anaerobisessa tilassa. Anaerobinen tila syntyy useimmin paineosuuksilla. Paineviemärien osuutta olisi siis hyvä minimoida. Toisaalta taas kokonaisuutta ajatellen pitemmät paineputket vähentävät mahdollisia hajukaasujen vapautumiskohtien määrää. (Hvitved-Jacobsen ja Vollertsen 2001) Putken virtaamalla on suuri vaikutus anaerobiseen viipymään. Erityisesti paineputkessa sulfidinmuodostus vaihtelee johtuen päivittäisestä vaihtelusta jäteveden virtaamissa.(hvitved-jacobsen ja Vollertsen 2002) Hvitved-Jacobsen et al. (1995) mukaan paineputkessa kriittinen viipymä sulfidinmuodostusta ajatellen on puolesta tunnista kahteen tuntiin Lämpötila ja ph Jäteveden lämpötilalla on suuri vaikutus sulfidin muodostusnopeuteen biologisen aktiivisuuden kautta (Kitagawa et al. 1998). On arvioitu, että lämpötilan kasvaessa kymmenen astetta biologinen aktiivisuus kaksinkertaistuu. Tällaista aktiivisuuden kasvua tapahtuu kuitenkin vain tiettyyn lämpötilaan saakka. (Thistlethwayte 1972) Korkean lämpötilan maissa, joissa jäteveden lämpötila pysyttelee päälle 15 ºC:een, sulfidinmuodostus on yleinen ongelma jopa viettoputkissa. Matalimmissakin jäteveden lämpötiloissa sulfidia muodostuu paineputkissa, jos viipymä putkessa kasvaa suureksi. (Hvitved- Jacobsen et al. 1995) Liuoksessa olevien H 2 S- ja HS - -ionien suhteellinen määrä riippuu liuoksen ph:sta. Kuten edelläkin on jo todettu, hajuongelmia aiheuttaa vain H 2 S-muodossa oleva sulfidi, sillä se kykenee vapautumaan liuoksesta. ph:n laskiessa alle kahdeksaan H 2 S-pitoisuus kasvaa eksponentiaalisesti. (U.S. EPA 1985) Sulfidin tuottoon ph:lla on myös vaikutusta, vaikka sulfaatinpelkistäjäbakteerit ovat melko sopeutuvaisia ph:n muutoksille. Ne

26 18 pystyvät toimimaan ph:n vaihdellessa 5,5 9,0. ph:n kohotessa tästä bakteerien toiminta kuitenkin häiriintyy. (U.S. EPA 1974) 3.3 Rikkivedyn vapautuminen ilmaan Niin kauan kuin haisevat yhdisteet ovat vesifaasissa, hajuongelmaa ei synny. Viemärissä haisevien kaasujen kulkeutuminen ulkoilmaan koostuu kahdesta vaiheesta: vesi-ilma -siirtymä, jolloin yhdisteet vapautuvat vedestä ilmaan sekä tuuletuksen kautta tapahtuva viemäri-ilman kulkeutuminen ulkoilmaan. Näihin kulkeutumisprosesseihin vaikuttavat jäteveden ph ja lämpötila, virtauksen turbulenssi, viemärin tuuletus sekä erilaiset kemialliset ja mikrobiologiset prosessit viemärissä, jotka vaikuttavat haisevien yhdisteiden määrään. Tavallisesti viemärin ilmatilassa haisevien yhdisteiden osapaineet ovat pienempiä kuin tasapainossa, joten yhdisteitä vapautuu jatkuvasti ilmaan. (Hvitved- Jacobsen ja Vollertsen 2001) Haihtuvan yhdisteen A pitoisuuksia vesifaasissa ja kaasufaasissa kuvaa jakautumiskerroin K A, joka määritellään kaasufaasin mooliosuuden suhteena vesifaasin moolisuuteen: y A K A = (9) x A y A = A:n mooliosuus kaasufaasissa (moolia/kokonaismoolimäärä) x A = A:n mooliosuus vesifaasissa (moolia/kokonaismoolimäärä) Moolimäärien käyttö sopii hyvin ympäristössä laajasti esiintyvien jäännöskonsentraatioiden ja laimeiden liuosten käsittelyyn. Jakautumiskerroin osoittaa, että aineen A konsentraatioiden suhde on tasapainossa vakio, joka on lämpötilariippuvainen, mutta ei riipu A:n määrästä kun käsitellään laimeita liuoksia. (Hvitved-Jacobsen ja Vollertsen 2002) Henryn laki on yleisimmin käytetty kuvaus kaasu- ja nestefaasien välisestä tasapainosta. Se määrittää tasapaino-olosuhteissa ja vakiolämpötilassa haihtuvan aineen suhteellisen osuuden kaasufaasissa, toisin sanoen kertoo yhdisteen taipumuksen haihtua nestefaasista. Tätä lakia voidaan soveltaa laimeille liuoksille, jos tutkittava yhdiste ei dissosioidu tai reagoi vesifaasissa. Henryn laki voidaan ilmaista seuraavasti: p = y P = H x (10) A A A A missä p A = A:n osapaine kaasufaasissa (atm) P = kokonaispaine (atm) H A = Henryn lain vakio A:lle (atm/mooliosuus) (Hvitved-Jacobsen ja Vollertsen 2002)

27 19 Useimmat hajuyhdisteet eivät täytä Henryn lain ehtoa dissosioitumattomasta muodosta. Rikkivety on hyvä esimerkki tässäkin suhteessa. Kuten edelläkin on mainittu, rikkivety dissosioituu ph:n muuttuessa siten, että ph:n ollessa noin seitsemän, liuoksessa on lähes yhtä paljon H 2 S- ja HS - -molekyylejä. ph:n kasvaessa H 2 S häviää lähes kokonaan ja S 2- -ioneja muodostuu. Jos siis halutaan hyödyntää Henryn lakia, pitää ottaa huomioon vain dissosioitumaton molekyylimuoto. (Hvitved-Jacobsen ja Vollertsen 2002) Hajuaineiden siirtyminen viemärissä vedestä ilmaan havainnollistaa niin kutsuttu kaksifilmiteoria, jonka mukaan massansiirtoa vastustavia voimia on lähinnä ohuissa kaasu- ja vesifilmeissä, jotka kohtaavat faasirajalla. Faasirajalla vallitsee teoreettisesti tasapainotila. Vesi-ilma -siirtymä on kaaviomaisesti esitettynä kuvassa 7, jossa näkyvät yhdisteen A mooliosuudet neste- ja kaasufaasissa (x A ja y A ). Viivoitettu osuus kuvan keskellä kuvaa vesi- ja ilmafaasien välillä olevia ohuita vesi- ja ilmafilmejä. (Hvitved- Jacobsen ja Vollertsen 2002) Kuva 7. Haihtuvan yhdisteen A siirtyminen vesifaasista kaasufaasiin (Hvitved-Jacobsen ja Vollertsen 2002, muokattu) Kaasun siirtymiseen ilmaan vaikuttaa ilma- ja neste-faasien rajapinta-ala. Kaasun siirto on sitä tehokkaampaa, mitä enemmän on siirtopinta-alaa. Pienet kuplat ja pisarat ovat tällöin tehokkaimpia. (Karttunen 2004) Siihen, kuinka paljon ja millä nopeudella rikkivetyä vapautuu ilmaan, vaikuttava myös muun muassa happipitoisuus ja ph. Kuten edellä on jo mainittu, jos jäteveden happipitoisuus on alle 1,0 mg/l, syntyvät sulfidit eivät hapetu sulfaateiksi, vaan voivat vapautua ilmaan. Myös ph:n vaikutuksesta on puhuttu jo aiemminkin, sillä rikkivedyn dissosioituminen riippuu ph:sta ja vain H 2 S- muoto voi vapautua ilmaan. Ilman mahdollinen maksimipitoisuus rikkivetyä riippuu vedessä olevasta H 2 S-pitoisuudesta sekä vallitsevasta lämpötilasta siten, että mitä korkeampi lämpötila, sen suurempi pitoisuus ilmassa. (U.S. EPA 1985) Jäteveden metalli-ionien pitoisuus vaikuttaa rikkivedyn vapautumiseen sitomalla sulfidia metallisulfidien muodostumisen kautta. Virtausnopeudella on kaksi päinvastaista vaikutusta. Turbulenssin lisääntyessä vesipinta-ala kasvaa ja kaasujen siirto tehostuu.

28 20 Toisaalta turbulenssi myös hapettaa jätevettä ja lisää näin sulfidin hapettumista sulfaatiksi. Oma vaikutuksensa vapautuviin rikkivetymääriin on myös virtauksen syvyydellä ja lämpötilalla. Mitä syvempi on virtaus, sitä pienempi on ilma-vesi -kontaktipinta. Lämpötilan nettovaikutus on melko pieni, sillä sen vaikutukset kumoavat toisensa turbulenssin vaikutusten tapaan. (U.S. EPA 1985) 3.4 Sulfidin määrän mallintaminen Hajuaineiden syntyä mallintamalla saadaan työkaluja, joita voidaan käyttää apuna suunniteltaessa uusia viemäreitä tai olemassa olevien järjestelmien laajennuksia. Kun saadaan tietoa mahdollisista hajupäästöjen aiheuttajista ja kohteista, voidaan suunnittelussa kiinnittää niihin erityistä huomiota ja pohtia erilaisia ratkaisuvaihtoehtoja haittojen vähentämiseksi. (Frechen 2001) Korroosio-ongelmat ovat toinen syy, jonka takia sulfidin ja sitä kautta rikkivedyn muodostumisen ennustaminen on hyödyllistä (U.S. EPA 1985). Kokonaisen viemäröintijärjestelmän kattava pelkän rikkivedyn synnyn mallinnus on monimutkainen tehtävä, sillä yläjuoksulla tehtävät toimenpiteet vaikuttavat voimakkaasti alajuoksun prosesseihin. Olemassa olevia malleja voidaankin parhaiten soveltaa yksittäisiin viemäriosuuksiin. (Boon et al. 1998) Kuten edellä on kerrottu, sulfidia syntyy hapettomissa oloissa sulfaatista ja syntyyn vaikuttavat useat eri tekijät viemärissä. Koska mallit ovat aina yksinkertaistuksia todellisesta maailmasta ja niissä ei voida huomioida jokaista vaikuttavaa tekijää, niihin on valikoitunut tärkeimmät vaikuttavat asiat parametreiksi. Suurin osa malleista perustuu orgaanisen aineen määrään, sillä jos muut olosuhteet ovat vähääkään suosiollisia sulfidin synnylle, orgaanisen, helposti hajoavan aineen määrä on rajoittava tekijä. (Hvitved- Jacobsen et al. 2000) Aikojen saatossa on kehitetty useita empiirisiä malleja sulfidin syntyä ennustamaan. Monet näistä toimivat niin paine- kuin viettoviemäreissäkin. Alla luetellut viisi mallia sulfidin synnylle paineviemärissä ovat useimmiten käytettyjä. Näissä kaikissa malleissa syntyvän sulfidin määrä on riippuvainen orgaanisesta aineesta sekä jäteveden lämpötilasta. Thistlethwayten malli (11) ottaa huomioon myös sulfaatin määrän ja jäteveden virtausnopeuden. Hvitved-Jacobsen et al. (1988) ja Nielsen et al. (1998) yhtälöissä liuenneen orgaanisen aineen määrää korostetaan käyttämällä liukoisen sekä oletetun liukenemattoman ja biohajoamattoman orgaanisen aineen erotusta, jota malleissa kuvaa termi COD S ,8 2 0,4 T 20 r = 0,5 10 u BOD5 ( SO4 ) 1,139 Thistlethwayte (1972) (11) 3 T 20 r = 0, COD 1,07 Boon ja Lister (1975) (12) 3 T 20 r = 1 10 BOD5 1,07 Pomeroy ja Parkhurst (1972) (13)

29 21 0,5 T 20 r = k( 50) 1,07 Hvitved-Jacobsen et al. (1988) (14) COD S 0,5 T 20 r = a( 50) 1,03 Nielsen et al. (1998) (15) COD S r = sulfidin muodostumisnopeus, g S 2- /m 2 h BOD = biologinen hapenkulutus, g O 2 /m 3 COD = kemiallinen hapenkulutus, g O 2 /m 3 COD S = liukoinen COD, g O 2 /m 3 SO 4 2- = sulfaattipitoisuus, g S /m 3 T = lämpötila, C u = virtausnopeus, m/s k,a = vakioita Vakioiden k ja a arvoiksi on määritetty seuraavia arvoja: k = 0,0015 ja a = 0,001 0,002 tyypilliselle tanskalaiselle asumajätevedelle, jossa ei ole teollisuusjätevesiä k= 0,003 ja a = 0,003 0,006, jätevedessä sekä asuma- että teollisuusjätevesiä k= 0,006 ja a = 0,007 0,010, pääasiassa teollisuusjätevesiä (Hvitved-Jacobsen et al. 2000) Yllä olevat mallit antavat tuloksena sulfidin muodostumisnopeuden. Jotta tuloksia voidaan vertailla, ne täytyy muuntaa muotoon mg/l. Tämä tehdään kertomalla tulos ensin koko putken sisäpinta-alalla ja jakamalla tulos virtaamalla. Laskutoimitus on esitetty alla kaavassa 16. C s r A = (16) Q C s = sulfidin konsentraatio, mg/l r = sulfidin muodostumisnopeus, g S 2- /m 2 h A = putken kokonaispinta-ala, m 2 Q = virtaama putkessa, m3/h Yhdysvaltalainen EPA Design Manual (1985) esittelee seuraavanlaisen mallin sulfidin pitoisuuden määrittämiseksi täytenä virtaavassa putkessa. Tässäkin mallissa orgaanisen aineen määrä on keskeisellä sijalla. [ EBOD ( 4 / 1,57 )] S (17) 2 = S1 + M t D + S 2 = rikkivedyn pitoisuus hetkellä t 2, mg/l S 1 = rikkivedyn pitoisuus hetkellä t 1, mg/l

30 22 M = kokeellinen kerroin, m/h, noin 1*10-3 paineviemärille t = t 2 t 1 = viipymä kahden havaintotilanteen välillä EBOD = tehollinen BOD = BOD*1,7 (T-20), mg/l (T= lämpötila, ºC) D = putken halkaisija, m (U.S. EPA 1985) A.G. Boon (1995) esittelee johtamansa mallin (18), jonka tuloksena saadaan myös suoraan sulfidin pitoisuus vedessä. Sen parametreina ovat orgaanisen aineksen (COD) lisäksi viipymä ja putken halkaisija. Tässäkin mallissa on kokeellisia kertoimia kuten Hvitved-Jacobsen et al. ja Nielsen et al. malleissa (14 ja 15). 1+ B d1 ( 20) T C s s = A LCOD ts 1,07, (18) d1 C s = sulfidipitoisuus, (mg/l) A = kokeellinen kerroin, 0,00152 B = kokeellinen kerroin, 0,004 L COD = keskimääräinen COD, mg/l t s = viipymä putkessa, min d 1 = putken sisähalkaisija, cm T = lämpötila, C (Boon 1995) Syntyvän sulfidipitoisuuden ennustamisen lisäksi U.S. EPA (1985) esittelee myös laskentakaavan, jonka avulla voidaan ennustaa kuinka paljon jätevedestä poistuu sulfidia rikkivetynä ilmaan (Kaava 20). R sf φsf = (19) d m jossa R sf = jätevedestä rikkivetynä poistuva sulfidi, mg / lh φ = rikkivedyn vuo virran pinnan läpi, g S 2- /m 2 h sf d m = keskimääräinen vesisyvyys, m Rikkivedyn vuo virran pinnan läpi, φ, lasketaan omalla kaavallaan. Tyypillisissä vie- sf märiolosuhteissa kyseinen kaava voidaan ilmaista seuraavasti: [ DS] 8 φ = 0,69 ( su) j (20) sf 3 missä s = jätevesivirran energiaviivan kaltevuus, m/m u = virtausnopeus, m/s