Jätevesilietteen aumakompostoinnin kehittäminen ilmaan purkautuvien hajukaasujen vähentämiseksi

Prosessi- ja ympäristötekniikan osasto Vesi- ja ympäristötekniikan laboratorio Diplomityö Jätevesilietteen aumakompostoinnin kehittäminen ilmaan purkautuvien hajukaasujen vähentämiseksi Oulussa 22.11.2010 Tekijä: Karoliina Niskala Työn valvoja: Jarmo Sallanko Lab. ins., dosentti Työn ohjaaja: Esko Lakso Emer. prof.

OULUN YLIOPISTO Teknillinen tiedekunta Osasto Prosessi- ja ympäristötekniikan osasto Tekijä Niskala (o.s. Honkamaa), Anne Karoliina Tiivistelmä opinnäytetyöstä Laboratorio Vesi- ja ympäristötekniikan laboratorio Työn valvoja Sallanko, J., Lab. ins., dosentti Työn nimi Jätevesilietteen aumakompostoinnin kehittäminen ilmaan purkautuvien hajukaasujen vähentämiseksi Oppiaine Työn laji Aika Sivumäärä Vesi- ja geoympäristötekniikka Tiivistelmä Diplomityö Marraskuu 2010 99 s., 4 liitettä Aumakompostointia käytetään jätevesilietteen hygienisoinnissa ja tuotteistamisessa merkittävässä osassa pieniä ja keskisuuria jätevedenpuhdistamoja. Aumakompostoinnin on kuitenkin katsottu osittain olevan epäsopiva lietteen käsittelymenetelmä sen satunnaisten hajuhaittojen vuoksi. Aumakompostoinnin ongelmana ovat etenkin käännön aikana ja sen jälkeen tapahtuvat hajukaasujen purkautumiset. Tässä työssä pyrittiin kehittämään aumakompostointia siten, että siitä ei minään vuodenaikana aiheudu hajuhaittoja ympäristölle. Tavoitteena oli tarkentaa turpeen merkitystä hajukaasujen syntymisen ehkäisyssä ja jo muodostuneiden hajukaasujen neutraloinnissa ja sitomisessa. Turpeen merkitystä hajukaasujen synnyn ehkäisyssä tutkittiin nostamalla kuivatusvaiheeseen lisättävän turpeen määrää. Jo muodostuneiden hajukaasujen neutralointia ja sitoutumista turpeella tutkittiin peittämällä auma 20 cm turvekerroksella. Työssä varmistettiin myös kaasumittauksien luotettavuutta ja selvitettiin kevään ensimmäisten kääntöjen hajukaasupäästöjä. Myös vain kerran vuodessa käännettävien aumojen hajukaasupäästöjä tutkittiin. Mittaukset tehtiin Lakeuden Keskuspuhdistamo Oy:n kompostialueella, Vasikkasuon kompostialueella ja Siikalatvan Keskuspuhdistamo Oy:n kompostialueella. Vasikkasuolla ja Lakeudella mittauksia tehtiin viikon ajan keväällä ja kahden viikon ajan kesällä heinä-elokuussa. Siikalatvan Keskuspuhdistamon kompostialueella tehtiin mittauksia viikon ajan elokuussa. Aumoista vapautuvia hajukaasuja kuten ammoniakkia ja rikkivetyä mitattiin GasBadge Pro- ja Dräger -mittareilla. Ammoniakkia mitattiin myös kuplittamalla se heikkoon rikkihappoon ja mittaamalla se siitä ioniselektiivisellä anturilla. VOC -yhdisteisiin kuuluvia hajukaasuja mitattiin kaasukromatografia-massaspektrometrisesti. Kevään ensimmäisissä käännöissä ei tule hajukaasupäästöjä, jos aumat ovat vielä kylmiä. 20 cm turvepeiton todettiin olevan hyvä ammoniakin ja rikkivedyn vapautumisen vähentäjä. Ammoniakki pidättyi turvepeittoon 65 %:sti ja rikkivety lähes 100 %:sti. Kuivatusvaiheeseen lisätyn turpeen merkitystä oli vaikea arvioida, koska tutkituissa aumoissa oli tukiaineena tavanomaisuudesta poiketen hevostallin kuiviketta, joka ei sovellu tukiaineeksi. VOC -yhdisteiden osalta voitiin kuitenkin todeta, että kuivatusvaiheeseen lisätyn turpeen määrän nosto vähensi pelkistyneiden rikkiyhdisteiden määrää. Kemicond -käsittelyn todettiin vaikuttavan ammoniakin ja rikkivedyn muodostumiseen niitä alentavasti. Toisaalta Kemicond -käsitellyn lietteen aumoista löytyi runsaasti karboksyylihappoja, joita ei löydetty tavanomaisesta lietteestä tehdyistä aumoista. Kerran vuodessa käännettävien aumojen hajukaasujen päästömäärän todettiin olevan pieni. Menetelmä ei kuitenkaan sovellu useimmille kompostialueille sen vaatiman suuren tilantarpeen vuoksi. Turpeen todettiin olevan yksi toimiva tapa jätevesilietteen aumakompostoinnin hajukaasujen synnyn ehkäisemisessä ja jo muodostuneiden hajukaasujen neutraloimisessa ja sitomisessa. Säilytyspaikka Oulun yliopisto, Tiedekirjasto Tellus Muita tietoja

UNIVERSITY OF OULU Faculty of technology Department Department of Process and Environmental Engineering Author Niskala (born Honkamaa), Anne Karoliina Abstract of thesis Laboratory Water Resources and Environmental Engineering Laboratory Supervisor Sallanko, J., Laboratory engineer, Docent Name of the thesis The development of sewage sludge windrow composting in order to reduce the discharge of smelly gases Subject Level of studies Date Number of pages Water and Geoenvironmental Engineering Master Thesis November 2010 99 p., 4 appendixes Abstract Windrow composting is used for sewage sludge to make it hygienic and a product in a major part of small and medium-sized wastewater treatment plants. However, windrow composting has been found to be partly inappropriate way of treating sewage sludge because of its occasional odors. The problem in composting is especially the odors that discharge during and after the turn of the windrow. The aim of this study was to develop windrow composting so that it does not cause any odor problems to the environment in any time of the year. The aim was to clarify the importance of peat in preventing the emergence of smelly gases and in the neutralization and absorption of malodorous gases. The importance of peat in preventing the emergence of smelly gases was examined by raising the amount of peat added to the drying step and the neutralization and absorption of already formed smelly gases was studied by covering windrow with 20 cm peat layer. In this work also the reliability of gas measurements and the smelly gas emissions of the windrows that have been turned the first time after summer were studied. Also, the smelly gas emissions of windrows that are turned only once a year were studied. Measurements were made at the composting area of Lakeuden Keskuspuhdistamo Oy, Vasikkasuo and Siikalatvan Keskuspuhdistamo Oy. In Vasikkasuo and Lakeus the measurements were made for a one week in spring and for two weeks in summer in July and August. In the compost area of Siikalatvan Keskuspuhdistamo Oy the measurements were made for one week in August. The odorous gases such as ammonia and hydrogen sulfide were measured with GasBadge Pro and Dräger-measuring instruments. Ammonia was also measured by bubbling it into a weak sulfuric acid and measuring the amount of ammonia with the ion selective sensor. Smelly gases that belong to VOC compounds were measured by chromatography-mass spectrometry. In spring, in the first turns of windrows there isn t smelly gas emissions, if windrows are still cold. 20 cm thick peat coverage was found to be a good way of reducing ammonia and hydrogen sulfide discharge to the air. Ammonia adsorbed to the peat coverage by 65 % and hydrogen sulfide by almost 100 %. The significance of peat added to the drying phase was difficult to assess because the support material in the windrows were different than normally. From the VOC compounds it could be said that the peat added to the drying phase reduced the amount of reduced sulfur compounds. Kemicond treatment was found to affect to the formation of ammonia and hydrogen sulfide by reducing it. On the other hand in the windrows made from Kemicond treated sludge were found plenty of carboxylic acids, which were not found in the windrows made of conventional sludge. Once a year turned windrows smelly gas emission levels were found to be low. However, the method is not suitable for most compost areas, because it requires lot of area. Peat was found to be one viable way in preventing the formation of smelly gases and in neutralization and absorption of malodorous gases in windrow composting. Library location University of Oulu, Science and Technology Library Tellus Additional information

ALKUSANAT Tämä työ on tehty Oulun yliopiston Prosessi- ja ympäristötekniikan osastolla, Vesi- ja ympäristötekniikan laboratoriossa. Hankkeen rahoittajina toimivat Vesi- ja Viemärilaitos Yhdistys (VVY), Viherrengas Järvenpää Oy (VRJ), Kemira Oyj, Lakeuden Keskuspuhdistamo Oy, Siikalatvan Keskuspuhdistamo Oy, Vesikolmio Oy, Pohjois- Suomen Vesivaliokunta ja Maa- ja vesitekniikan tuki ry. Kiitos teille, rahoituksenne avulla tämä työ oli mahdollista toteuttaa. Suuri kiitos kuuluu myös Viherrengas Järvenpää Oy:n Antti Runtille. Autoit minua paljon koejärjestelyjen tekemisessä mm. tekemällä käännöt sovittuna aikana. Diplomityönohjaajani Esko Lakso ansaitsee suuret kiitokset ohjaamisesta minua oikeaan suuntaan mittausten teossa ja neuvoista kirjoittaessani työtä. Kiitos työhön liittyvien raha-asioiden järjestelystä ja ohjauksesta kuuluu Jarmo Sallangolle. Kiitokset myös Siikalatvan Keskuspuhdistamo Oy:n puhdistamonhoitaja Juha Kärenlammelle mittauksien tekemisestä ja niissä auttamisesta. Kiitän suuresti Anne-Mari Alaperää, jonka kanssa jätevesilietteessä tarpominenkin voi olla hauskaa ja, joka auttoi minua mittausten tekemisessä! Opintojeni aikaisesta henkisestä hyvinvoinnistani ovat pitäneet huolta ystäväni, joiden kanssa on ollut ilo viettää vapaa-aikaa mm. kyykkäkentällä, ja tulihan sitä aina välissä opiskeltuakin! Lopuksi kiitos rakkaalle aviomiehelleni tukemisesta ja rakastamisesta. Oulussa 22.11.2010 Karoliina Niskala

SISÄLLYSLUETTELO TIIVISTELMÄ ABSTRACT ALKUSANAT SISÄLLYSLUETTELO SYMBOLILUETTELO 1 JOHDANTO... 9 2 KOMPOSTOINTI... 10 2.1 Kompostoinnin prosessivaiheet... 11 2.2 Kompostoinnin mikrobit... 13 2.3 Toimivan aumakompostin olosuhteet... 14 2.3.1 Tukiaine ja happipitoisuus... 14 2.3.2 Hiili/typpi -suhde... 16 2.3.3 Lämpötila ja ph... 17 2.3.4 Kosteus... 18 2.4 Aumakompostoinnin hajukaasujen hallinta... 18 2.4.1 Auman kääntäminen... 19 2.4.2 Turve aumakompostoinnin hajukaasujen vähentäjänä... 20 2.5 Kompostoinnin hygieenisyysvaatimukset... 21 3 AUMAKOMPOSTOINNIN HAJUKAASUJEN SYNTY JA VAPAUTUMINEN AUMASTA... 23 3.1 Typpiyhdisteet... 23 3.1.1 Typen kierto... 23 3.1.2 NH 3 :n ja NH 4 + :n -suhde... 24 3.1.3 NH 3 :n vapautuminen aumasta... 25 3.1.4 Amiinit... 26 3.2 Rikkiyhdisteet... 26 3.2.1 Rikin kierto ja H 2 S... 26 3.2.2 Muut TRS -yhdisteet... 28 3.3 VOC -yhdisteet... 29 4 AIKAISEMPIEN HAJUKAASUTUTKIMUSTEN TULOKSET... 30 4.1 Auman sisäisten hajukaasupitoisuuksien mittaus... 30 4.2 Lakeuden Keskuspuhdistamon kompostialueella tehdyt olfaktometriset määritykset... 30 4.3 Taskilan kompostialueen hajumittaukset... 31 4.3.1 Olfaktometriset määritykset... 31

4.3.2 Kaasukromatografia-massaspektrometriset määritykset... 32 4.4 Lakeuden Keskuspuhdistamolla ja Vasikkasuon kompostialueella vuonna 2009 tehdyt mittaukset... 35 4.5 Alueilla suoritettavat tarkkailumittaukset... 35 4.5.1 Lakeuden Keskuspuhdistamon kompostialue... 35 4.5.2 Vasikkasuon kompostialue... 36 5 MITTAUSMENETELMÄT JA -LAITTEET... 37 5.1 Yleisesti käytössä olevat hajukaasujen mittausmenetelmät... 37 5.1.1 Olfaktometri... 37 5.1.2 Dräger-Tubes ilmaisin- ja diffuusioputket... 38 5.1.3 Kaasukromatografia... 40 5.1.4 FTIR -infrapunaspektroskopia... 41 5.2 Tässä tutkimuksessa käytetyt mittausmenetelmät ja -laitteet... 42 5.2.1 Kaasunkeräyslieriö... 42 5.2.2 Kaasujen mittaus... 43 5.2.3 Kaasukromatografia-massaspektrometria... 47 5.2.4 Auman lämpötilan mittaus... 49 5.2.5 Kuiva-ainepitoisuuden ja ph:n mittaus... 49 5.2.6 Kaasun virtausnopeuden mittaus... 50 5.2.7 Säätiedot... 51 6 MITTAUSKOHTEET JA TEHDYT MITTAUKSET... 52 6.1 Vasikkasuon kompostialue... 52 6.1.1 Kevään mittaukset... 53 6.1.2 Heinä-elokuun mittaukset... 55 6.2 Lakeuden Keskuspuhdistamon kompostialue... 56 6.2.1 Kevään mittaukset... 57 6.2.2 Heinä-elokuun mittaukset... 57 6.3 Siikalatvan Keskuspuhdistamon kompostialue... 58 6.4 Aumakompostoinnin nykyiset työohjeet... 59 7 MITTAUSTULOKSET JA TULOSTEN TARKASTELU... 61 7.1 Säätiedot... 61 7.2 Vasikkasuon kompostialue... 62 7.2.1 Kevään mittaukset... 62 7.2.2 Heinä-elokuun mittaukset... 69 7.3 Lakeuden Keskuspuhdistamon kompostialue... 75

7.3.1 Kevään mittaukset... 75 7.3.2 Heinä-elokuun mittaukset... 76 7.4 Siikalatvan Keskuspuhdistamon kompostialue... 81 7.5 Aumakompostoinnin CH 4 -päästöt... 83 8 HAJUKYNNYS... 85 9 JOHTOPÄÄTÖKSET JA EHDOTUKSET KOMPOSTIKÄYTÄNNÖIKSI... 86 10 YHTEENVETO... 91 LÄHDELUETTELO... 93 LIITTEET Liite 1. Esimerkkitaulukot Vasikkasuon ja Lakeuden Keskuspuhdistamon kompostialueiden mittaustuloksista kesältä 2009 Liite 2. Mittaustulokset Vasikkasuon kompostialueelta 13. 16.4.2010 Liite 3. Mittaustulokset Lakeuden keskuspuhdistamon kompostialueelta 27. 28.4.2010 Liite 4. Mittaustulokset Lakeuden keskuspuhdistamon kompostialueelta aumoista 2b ja 5 ajalta 19. 23.7.2010 ja 2. 5.8.2010

SYMBOLILUETTELO CH 4 CH 4 S C 2 H 6 S C 2 H 6 S 2 C/N -suhde DMDS DMS H 2 S H 2 SO 4 HTP 8 HY/m 3 ka LEL m a m b m c MeSH NaOH NH 3 NH 4 + N 2 O NO - NO 2 - NO 3 OCL ppm TRS VOC Metaani Metyylimerkaptaani Dimetyylisulfidi Dimetyylidisulfidi Hiili/typpi -suhde Dimetyylidisulfidi Dimetyylisulfidi Rikkivety Rikkihappo Työhygieeninen pitoisuuden raja-arvo 8 tunnin oleskelulle Hajupitoisuuden yksikkö olfaktometrilla mitattuna Näytteen kuiva-aine prosentteina [%] alkuperäisestä näytteestä Lower Explosive Limit; alempi räjähdysraja Mitta-astian paino Näytteen ja mitta-astian yhteispaino Kuivan näytteen ja mitta-astian yhteispaino Metyylimerkaptaani Natriumhydroksidi Ammoniakki Ammonium-ioni Dityppioksidi Typpimonoksidi Nitriitti Nitraatti Odor Contribution Level Parts Per Million; miljoonasosa Total Reduced Sulphur; pelkistyneet rikkiyhdisteet Volatile Organic Compounds; haihtuvat orgaaniset yhdisteet

9 1 JOHDANTO Aumakompostointia käytetään jätevesilietteen hygienisoinnissa ja tuotteistamisessa merkittävässä osassa pieniä ja keskisuuria jätevedenpuhdistamoja. Kun asutusta on lähellä ja kompostoitava lietemäärä on suuri, saattavat ongelmana olla ajoittaiset kompostikaasujen aiheuttamat hajuhaitat lähiseudun asutukselle. Tästä syystä aumakompostointi on katsottu osittain sopimattomaksi lietteen käsittelymenetelmäksi joissain paikoissa. Ennen hajuja on siedetty paremmin, mutta nykyään niitä on alettu pitää sietämättömänä haittana ihmisille samaan tapaan kuin melua tai ilmansaasteita. Aumakompostoinnin ongelmana ovat etenkin käännön aikana ja sen jälkeen tapahtuvat hajukaasujen purkautumiset. Lakeuden Keskuspuhdistamo Oy:lle ja Viherrengas Järvenpää Oy:lle on tullut joitain valituksia lähialueen asukkailta ainoastaan kääntöjen aikaan. Käännön aikaisia hajuhaittoja pyritään vähentämään tekemällä käännöt silloin, kun tuuli on lähiasutuksesta poispäin. Tässä työssä pyritään kehittämään aumakompostointia siten, että siitä ei aiheudu ympäristölle hajuhaittoja minään vuodenaikana ja tarkennetaan siten kompostointiohjeita. Tavoitteena on myös täsmentää turpeen merkitystä hajukaasujen syntymisen ehkäisyssä ja jo muodostuneiden hajukaasujen sitomisessa ja neutraloimisessa. Turpeen merkitystä hajukaasujen synnyn ehkäisemisessä tutkitaan nostamalla kuivatusvaiheessa lietteeseen lisätyn turpeen määrää. Turpeen merkitystä hajukaasujen sitomisessa tutkitaan peittämällä auma turpeella. Lisäksi tässä työssä varmistetaan kaasumittauksien luotettavuutta ja selvitetään talvella tehtyjen kompostiaumojen mahdollisia hajuhaittoja, kun aumoja aletaan kääntää keväällä. Tutkimuksen kohteena ovat myös kerran vuodessa käännettävän auman hajukaasupäästöt. Aumasta vapautuvia hajukaasuja kuten ammoniakkia ja rikkivetyä mitataan kannettavilla kaasumittareilla. Aumoista mitataan ammoniakkia myös kuplittamalla se heikkoon rikkihappoon ja mittaamalla ammoniakki liuoksesta ioniselektiivisesti. Aumassa muodostuvia ja sieltä vapautuvia VOC -yhdisteitä tutkitaan kaasukromatografia-massaspektrometrialla.

2 KOMPOSTOINTI 10 Kompostoituminen määritellään biologiseksi prosessiksi, jossa mikrobiyhteisö hajottaa orgaanista ainesta kosteissa, aerobisissa ja riittävän lämpöeristetyissä olosuhteissa. Tässä prosessissa heterogeeninen orgaaninen materiaali muuttuu homogeeniseksi ja lopputuotteena syntyy hiilidioksidia, vesihöyryä, stabiilia humusta, epäorgaanisia suoloja ja lämpöä. (Paatero ym. 1984, 21; Kirjavainen 2006, 92) Lämmön tuotto nopeuttaa kemiallisia ja biologisia reaktioita massassa ja siten orgaanisen aineksen hajoaminen kompostissa on nopeampaa kuin Suomen luonnonoloissa tapahtuva hidas maatuminen (Suomalainen 2007, 69). Kompostoituminen perustuu kompostoitavan materiaalin sisältämiin ja luonnosta siirtyviin mikrobikantoihin, joista muodostuu kompostoitavalle materiaalille ja kompostointiolosuhteisiin parhaiten sopiva eliöyhteisö (Paatero ym. 1984, 21). Kompostoitaessa jätteen biologinen stabiilisuus ja hygieenisyys paranee, joten kompostoituminen on myös yksi jätevesilietteen stabilointimenetelmä (Lilja & Tahvanainen 1985, 4). Kompostointi voidaan tehdä joko jatkuvatoimisena tai panosprosessina. Jatkuvatoimisessa prosessissa olosuhteet pyritään pitämään steady-state tilassa, jolloin myös eliöyhteisö on muuttumaton. Tämän diplomityön kannalta kiinnostavampi kompostointimuoto on panosprosessi, joka suoritetaan yleensä aumakompostointina. Aumakompostoinnissa olosuhteet muuttuvat koko ajan, koska mikro-organismit hajottavat substraattimateriaalia. Esimerkiksi aumakompostin ravitsemuksellinen tilanne muuttuu koko ajan, kun helpoiten hajotettavissa olevat ravinteet käytetään ensin. Tämä on nähtävissä lämpötilan, ph:n ja materiaalin ulkonäön muutoksina. (Paatero ym. 1984, 22) Aumakompostointi on yleisesti käytössä kompostoitaessa jätevesilietettä. Aumat ovat muodoltaan pyöristettyjä kartioita, jotka jatkuvat harjumaisina pituussuunnassaan jopa satoja metrejä. Auman korkeus riippuu työkoneistosta sekä kompostoitavan materiaalin raekoosta, kosteuspitoisuudesta ja tilavuuspainosta, jotka ylläpitävät aerobisia olosuhteita. Täten auman korkeus on tavallisesti 1,5-3,0 m ja leveys 3-7 m. (Paatero ym. 1984, 84)

2.1 Kompostoinnin prosessivaiheet 11 Kompostointi voidaan jakaa neljään eri prosessivaiheeseen, jotka voidaan havaita kompostin lämpötilasta. Ensimmäinen vaihe on lämpenemis- eli mesofiilivaihe (lämpötila +15 - +40 C), jossa mikrobikannat alkavat kasvaa ja hajottaa helposti käytettävissä olevaa hiilipitoista ainesta. Hajotuksen yhteydessä muodostuu lämpöenergiaa ja auman lämpötila nousee. Hajotuksen seurauksena syntyy myös pienimolekyylisiä happoja, minkä johdosta auman ph laskee hieman, mutta alkaa nopeasti nousta kuuma- eli termofiilivaiheessa happoja aineenvaihdunnassaan hyödyntävien mikrobien lisääntyessä sekä proteiinien hajotessa (kuva 1). (Albers ym. 2003, 12; Kirjavainen 2006, 99; Runtti 2008, 16) ph 9 8 7 happoja hyödyntävät mikrobit lisääntyvät + proteiinien hajoaminen NH 3 Nitrifikaatio NH 4 + NO 3 - kypsän kompostin ph yleensä ph 7 - ph 8 6 5 4 muodostuu happoja ph laskee Kuva 1. ph:n muutokset kompostoinnin aikana (Albers ym. 2003, 13, muokattu). Kuuma- eli termofiilivaiheessa kompostin valtaavat termofiilisissä oloissa (lämpötila yli +40 C) viihtyvät bakteerit ja sädesienet. Tämän vaiheen aikana hajotustoiminta on vilkkaimmillaan ja typpiyhdisteet hajoavat ammoniumtypeksi (NH + 4 ), joka sitoutuu kasvavaan biomassaan. Ammoniumtypen vuoksi ph nousee nopeasti (Runtti 2008, 16), jolloin NH 3 - NH + 4 -tasapaino siirtyy ammoniakin puolelle ja sitä vapautuu ilmaan (Richard 1996a). Tällöin hapen käyttö on voimakasta ja haihtuvien aineiden väheneminen suurta, joten hajuhaittoja voi ilmetä senkin vuoksi (Kirjavainen 2006, 99). Kuumavaihe loppuu kompostin lämpötilan saavuttaessa +70 C tai ravinnon loppuessa. Tällöin mikrobit alkavat kuolla ja lämmöntuotanto lakkaa. Komposti alkaa jäähtyä, jolloin uusien mesofiilisten mikrobien toiminta vilkastuu ja lämpötila kohoaa jälleen hieman. Kompostin lämpötila laskee kuitenkin edelleen, kun helposti hajoavat yhdisteet

12 on kulutettu loppuun ja mikrobikannalle ei riitä ravintoa. Tässä jäähtymis- eli stabiloitumisvaiheessa on jäljellä edellisten vaiheiden bakteerimassaa ja vaikeasti hajoavaa hiilipitoista kuituainetta kuten selluloosaa ja hemiselluloosaa. (Kirjavainen 2006, 99; Runtti 2008, 16) Rintalan ym. (2005) mukaan viimeisessä eli jälkikypsymisvaiheessa kompostin lämpötila on laskenut lähelle ympäristön lämpötilaa. Tällöin alkaa syntyä humusta ja kompostista muodostuu tasalaatuista ja hyvää maanparannusainetta, jonka biologinen aktiivisuus on alhainen ja se ei sisällä kasveille haitallisia aineita. Kypsymisvaihe kestää useita kuukausia ja humuksen muodostuminen jatkuu pitkään vielä kompostin maahan levittämisen jälkeenkin. (ks. Runtti 2008, 17) Kuvassa 2 on esitetty yllä kuvatut vaiheet ja niihin liittyvät tärkeimmät ilmiöt. Mesofiilivaihe kestää muutamia päiviä, termofiilivaihe muutamista päivistä useisiin kuukausiin ja stabiloitumisvaihe useita kuukausia (Trautmann & Olynciw 1996). lämpötila CO 2 NH 3 TERMOFIILIVAIHE kuituaineiden, selluloosan ja hemiselluloosan hajoaminen O 2 - proteiinien hajoaminen - vapautuu ammoniakkia - ph nousee fytotoksiset yhdisteet häviävät STABILOITUMINEN humus ligniini MESOFIILIVAIHE - helposti hajoava orgaaninen aines hajoaa - muodostuu happoja, ph laskee - fytotoksisia yhdisteitä muodostuu jälkikypsymisvaihe aika Kuva 2. Kompostointiprosessin eri vaiheet (Itävaara ym. 2006, 7, muokattu). Vaikka kompostoinnissa on selvät prosessivaiheet, eivät ne etene suoraviivaisesti aumakompostoinnissa auman muodosta johtuen. Auman ulkopinnoilla olevat materiaalit eivät kompostoidu samaa tahtia kuin sisällä olevat, koska ne eivät ole riittävän lämpimiä. Tästä johtuen materiaalien sekoittuessa käännössä esimerkiksi

kuumavaihe voi alkaa uudestaan. Tämä selittää sen, miksi hajupäästöjä tulee monen eri käännön jälkeen. 13 2.2 Kompostoinnin mikrobit Kompostoinnin mikrobit ovat kompostoinnin toiminnalle tärkeitä, koska ne huolehtivat hajotustoiminnasta. Erilaisten mikro-organismien eliöyhteisöt vallitsevat kompostoinnin eri prosessivaiheissa ja vaihtelevat pääasiassa lämpötilan ja ravinteiden saatavuuden mukaan. Lämpötilan sietokyvyn mukaan mikrobit voidaan lajitella psykrofiilisiin, mesofiilisiin ja termofiilisiin mikrobeihin. Psykrofiileille sopiva lämpötila on alle 20 C, mesofiileille 20-40 C ja termofiileille yli 40 C. Kompostin tärkeimpiä hajottajia ovat meso- ja termofiiliset bakteerit, aktinomykeetit eli sädesienet ja sienet. (Trautmann & Olynciw 1996; Hänninen ym. 1992, 9) Ensimmäisenä kompostissa toimivat mesofiiliset mikrobit, jotka hajottavat liukoiset, helposti hajoavat komponentit nopeasti. Tämän prosessin aikana lämpötila nousee ja termofiiliset mikrobit valtaavat kompostin. Termofiilivaiheessa korkea lämpötila kiihdyttää proteiinien, rasvojen ja monimutkaisten hiilihydraattien kuten selluloosan ja hemiselluloosan hajoamista. (Trautmann & Olynciw 1996) Seuraavissa kappaleissa on kerrottu kompostissa esiintyvistä mikrobeista lajeittain. Bakteerit Bakteerit esiintyvät kaikissa kompostoinnin lämpötilavaiheissa. Ne ovatkin merkittävimpiä biomassan hajottajia ja lämmön muodostajia. Kompostin mikrobeista 80-90 % on bakteereja. Bakteerit ovat kompostin mikrobeista ravinnollisesti monimuotoisin ryhmä ja sen vuoksi ne pystyvät hajottamaan monipuolisesti orgaanista materiaalia. (Trautmann & Olynciw 1996) Aktinomykeetit eli sädesienet Aktinomykeetit muistuttavat sieniä, mutta ovat todellisuudessa lankamaisia bakteereja. Ne toimivat kompostin loppuvaiheessa ja käyttävät ravintonaan monimutkaisia yhdisteitä kuten selluloosaa ja ligniiniä. Niiden entsyymit mahdollistavat lujien aineiden kuten puisten varsien ja puun kuoren kemiallisen hajotuksen. Aktinomykeetit saavat aikaan kompostin multamaisen hajun ja ne muodostavat kompostin pinnalle pitkiä,

14 rihmamaisia, haarautuvia lankoja, jotka näyttävät harmailta hämähäkinverkoilta. Aktinomykeettejä voidaan havaita kompostin ulkokerroksessa noin 10-15 cm pinnasta alaspäin. (Trautmann & Olynciw 1996; Hänninen ym. 1992, 10) Sienet Sieniin kuuluvat homeet ja hiivat ja ne ovat vastuussa monimutkaisten kasvipolymeerien hajotuksesta. Näiden monimutkaisten kasvipolymeerien hajotus on tärkeää, koska siten bakteerit voivat jatkaa hajotusprosessia helposti hajotettavan selluloosan loputtua. Ne pystyvät myös hajottamaan orgaanisia jäännöksiä, jotka ovat bakteereiden hajotettavaksi liian kuivia, happamia tai vähätyppisiä. (Trautmann & Olynciw 1996) Sienet ilmestyvät kompostiin samoihin aikoihin kuin aktinomykeetit ja ne elävät myös noin 10-15 cm:n ulkokerroksessa. Golueken (1991) mukaan sienet ja aktinomykeetit elävät kompostissa toisiinsa nähden sekaisin ja käyttävät ravinnokseen samoja aineita. Tämän vuoksi niiden tehokkuutta kompostissa on vaikea vertailla. (ks. Hänninen ym. 1992, 10) Alkueläimet ja rataseläimet Alkueläimet ovat mikroskooppisen pieniä yksisoluisia eläimiä, jotka elävät kompostin vesipisaroissa. Niiden rooli kompostin hajotustoiminnassa on pieni. Ne hankkivat ruokaa samalla tavalla kuin bakteerit, mutta toimivat myös sekundaarikuluttajina käyttämällä ravinnokseen myös bakteereita ja sieniä. Rataseläimet ovat alkueläinten kaltaisia monisoluisia organismeja, jotka myös käyttävät ravinnokseen orgaanista materiaalia ja bakteereja sekä sieniä. (Trautmann & Olynciw 1996) 2.3 Toimivan aumakompostin olosuhteet 2.3.1 Tukiaine ja happipitoisuus Riittävän korkea happipitoisuus on tärkeää aumakompostoinnissa, koska kompostissa olevat mikrobit tarvitsevat happea orgaanisten aineiden hapettamiseen. Jos kompostiaumasta loppuu happi, muuttuu aerobinen toiminta anaerobiseksi, jolloin kompostin tehokkuus laskee ja syntyy hajukaasuja. Kompostin ilmatilasta hapen osuuden tulisi olla

vähintään 12 % ja se varmistetaan hyvälaatuisella tukiaineella ja aumojen kääntelyllä. (Runtti 2008, 20) 15 Aumakompostissa tapahtuu luonnollista ilmanvaihtoa kuvan 3 mukaisesti. Pohjalle jää kuitenkin useasti anaerobinen kerros, johon ilmastus ei ulotu johtuen auman tiivistymisestä. Aumojen havaitaan usein höyryävän kylmän sään aikana auman laelta. Aumasta vapautuva höyry on pääosin vettä, mutta sen mukana poistuu myös mm. ammoniakkia ja rikkivetyä. Höyryäminen johtuu siitä, että auman sisällä lämmennyt kaasu kevyempänä pyrkii nousemaan aumassa ylöspäin. Tällöin aumassa syntyy veto ylöspäin virtaavan kaasun korvautuessa auman alaosassa ulkoilmalla. (Paatero ym. 1984, 86) Kuva 3. Kompostiauman luonnollisen ilmastuksen periaate. Aumakomposteissa on pohjalla usein anaerobinen kerros, johon luonnollinen ilmastus ei ulotu. (Paatero ym. 1984, 86) Aumakompostin luonnolliseen ilmanvaihtoon taas vaikuttaa käytetty tukiaine ja sen tehokkuus huokoisuuden ylläpitäjänä. Jätevesiliete ei pysty myöskään kompostoitumaan, jos siinä ei ole tarpeeksi vapaata ilmatilaa, jossa kaasunvaihto tapahtuu. (Paatero ym. 1984, 136) Materiaalissa täytyy olla tarpeeksi ilman kanssa kosketuksissa olevaa pintaa, jotta orgaanisen aineen hajotukseen tarvittava happi ja hajoamistuotteena syntyvä hiilidioksidi voivat vaihtua kompostoitavan materiaalin ja sitä ympäröivän ilman välillä. Kaasujen vaihtuminen vapaan ilmatilan ja kompostipartikkelin välillä tapahtuu diffuusion avulla. (Paatero ym. 1984, 30) Tukiaine toimii ilmavana kantaja-aineena ja estää kompostin kasaan painumisen. Tukiaineen tulee olla jäykkää ja sitä on oltava seoksessa niin paljon, että tukiaine-

16 partikkelit koskettavat toisiaan ja muodostavat näin ilmavan ja kokoonpainumattoman kolmiulotteisen tukirakenteen. Lisäksi tukiaineen on hyvä pystyä imemään vettä lietteestä. (Paatero ym. 1984, 136) Yleisimmin käytetty tukiaine on puunkuori ja hake. Puun hake on hyvä tukiaine jäykän rakenteensa ja kosteuden imemiskyvyn vuoksi. Myös puunkuori imee kosteutta ja on jäykkää, mutta se painuu kasaan haketta helpommin ja sitä täytyy käyttää enemmän kuin haketta. (Runtti 2008, 21) 2.3.2 Hiili/typpi -suhde Kompostin toiminnan kannalta tärkeimpiä ravinteita ovat hiili ja typpi, joiden tasapainoa kompostissa kuvaa hiili/typpi -suhde (C/N -suhde). Esimerkiksi suhteen ollessa 30:1 tarkoittaa se sitä, että 30:tä hiiliatomia kohden on yksi typpiatomi. (Cornell Waste Management Institute) Hiili toimii kompostissa varsinaisena polttoaineena ja typpi mikrobien proteiinien rakennusaineena (Suomalainen 2007, 70). Typpipitoisen jätteen hajotessa kompostissa käytetään osa typestä uusien solujen ja humusaineen rakennusaineena ja osasta syntyy NH 3 /NH + 4 :a ammonifikaation seurauksena. Osa syntyneestä ammoniakista puolestaan sitoutuu nitriitin kautta nitraatiksi ja osa haihtuu NH 3 :na ilmaan. Jos kompostin C/N -suhde on pieni (esim. 6:1), on siinä liikaa typpeä, jolloin mikrobit eivät pysty käyttämään kaikkea typpeä ja + + syntyy NH 3 /NH 4 -ylimäärä. Suuri NH 3 /NH 4 -ylimäärä estää nitrifikaation (NH 3 /NH + 4 :n hapettumisen nitriitiksi ja nitraatiksi), jolloin NH 3 :a pääsee poistumaan haisevana kaasuna. Myös korkea lämpötila estää nitrifikaation tapahtumisen (Hänninen ym. 1992, 12) Jos C/N -suhde on hyvin korkea (esim. 50:1), on siinä liikaa hiiltä typpeen nähden, jolloin mikrobien aktiivisuus pienenee typen vähyyden vuoksi ja kompostointi voi jäädä kesken. Kuitenkin jos hiili on vaikeasti hajoavassa aineessa, hidastaa se hiilen saantia mikrobien käyttöön, joten C/N -suhdetta täytyy kasvattaa. (Hänninen ym. 1992, 12) Kokemusperäinen tieto kertoo, että C/N -suhteen optimi kompostoinnin onnistumiseen on 25-30:1 useille jätelaaduille (Hänninen ym. 1992, 12). Raa an jätevesilietteen luonnollinen C/N -suhde on lähteestä riippuen 5-16:1 (NRAES 1992) tai 11:1 (Hänninen ym. 1992, 13). Jätevesilietteessä on siis liikaa typpeä suhteessa hiileen.

Tämän vuoksi typpi pyrkii vapautumaan aumasta NH 3 :na, NH 4 + -ionina tai nitraatteina suotovesien mukana. 17 Valmiin kompostin C/N -suhde on yleensä kuitenkin luokkaa 10-15:1. Tämä johtuu siitä, että joka kerta mikrobien kuluttaessa orgaanisia yhdisteitä 2/3 hiilestä poistuu hiilidioksidina (CO 2 ). Jäljelle jäävä hiili on liittyneenä typen kanssa mikrobien soluihin, joista se vapautuu uudelleen käyttöön mikrobien kuoltua. (Cornell Waste Management Institute) Kompostin massan pieneneminen johtuu hiiliyhdisteiden muuttumisesta hiilidioksidiksi (Albers ym. 2003, 15; Lilja & Tahvanainen 1985, 4). 2.3.3 Lämpötila ja ph Kompostoinnissa olevilla mikrobeilla on eri lämpötilaoptimeja. Esimerkiksi mesofiilisen Pseudomonas dilphinii -bakteerin lämpötilaoptimi on 25 C ja toisen mesofiilisen bakteerin Clostridium acetobutylicum:n 35 C. Tämän vuoksi kompostoituminen on tehokkainta lämpötila-alueella, joka on mahdollisimman monen bakteerin lämpötilaoptimi. Mikrobit synnyttävät lämpöä aerobisen hengityksen ansiosta, jonka vuoksi kompostin lämpötila nousee. Lämpötilan nousun myötä myös mikrobikanta muuttuu. Lämpötilan ollessa välillä 55-60 C on kompostoituminen nopeaa. (Hänninen ym. 1992, 15) Aumakompostissa yli 55 C:een lämpötiloihin on kuitenkin vaikea päästä, koska lämpöä poistuu kompostista säteilemällä, johtumalla, vettä haihduttumalla ja poistokaasujen mukana. Toisaalta yli 60 C:een lämpötilat eivät ole haluttavia, koska silloin mikrobikanta alkaa kuolla ja kompostoituminen hidastuu (Hänninen ym. 1992, 19). Auman lämpötilaa voidaan säätää muuttamalla auman kosteutta, happipitoisuutta, ph:ta ja koostumusta. Kaikki nämä vaikuttavat mikrobikannan suuruuteen sekä aktiivisuuteen ja sitä kautta lämpötilaan (Runtti 2008, 18). Yleinen mielipide on, että ph:n säätämiseksi ei kannata tehdä paljoakaan. Kompostilla on puskurikykyä ph:n muutoksia vastaan, koska CO 2 heikkona happona ja NH 3 heikkona emäksenä puskuroivat ph:n muutoksia. Tämän vuoksi ph:n mittaus ei ole paras mahdollinen kompostin edistymisen mittari. (Hänninen ym. 1992, 18; Runtti 2008, 19) Kompostoinnin alussa ph on alhainen (ks. kuva 1) johtuen mikrobien orgaanisen materiaalin kulutuksesta syntyvistä pienimolekyylisistä hapoista. ph:n lasku

18 kuitenkin edistää sädesienten kasvua sekä ligniinin ja selluloosan hajoamista. (Runtti 2008, 19) Toimivassa kompostissa mikrobit edelleen hajottavat hapot ravinnokseen ja vapautuva NH 3 /NH + 4 nostaa ph:ta (Kirjavainen 2006, 103; Runtti 2008, 19). ph:n nousu voi jatkua jopa arvoon 8-9, mutta sen jälkeen se yleensä tasaantuu vähitellen välille 7-8 (Hänninen ym. 1992, 14). Kompostointi voi toimia jopa ph välillä 3-11, mutta mikrobitoiminta on tehokkaimmillaan ph välillä 5,5-8,0. Jos kompostiaumassa ei ole riittävästi happea, voi ph laskea 4,5:een, jolloin mikrobitoiminta ei ole enää tehokasta. Optimi ph useille bakteereille on 6,0-7,5 ja sienille 5,5-8,0. (Hänninen ym. 1992, 14; Runtti 2008, 19) 2.3.4 Kosteus Kompostin vesipitoisuus on tärkeä parametri, koska mikrobit pystyvät lisääntymään ja toimimaan ainoastaan vesiliuoksessa (Paatero ym. 1984, 29). Ideaalinen vesipitoisuus on lähellä 100 %:a, mutta todellisuudessa kompostin vesipitoisuuden täytyy olla selvästi pienempi, jotta mikrobien hapen saanti on turvattu. Lisäksi liiallinen kosteus estää auman lämpenemisen, koska veden haihduttamiseen kuluu paljon energiaa. (Hänninen ym. 1992, 13). Syöttömateriaaleista riippuen auman kosteuspitoisuus vaihtelee välillä 60-75 %. Jos kompostoitava materiaali on jäykkää ja kokoonpainumatonta, on sillä suuri huokostila, jolloin voidaan käyttää myös korkeita kosteuspitoisuuksia. Kompostoitumisen kannalta alaraja kosteuspitoisuudelle on noin 30 %. Luultavasti 15 % kosteudessakin tapahtuu vielä jotain biologista toimintaa, mutta silloin kompostoituminen on äärimmäisen hidasta. (Paatero ym. 1984, 29) 2.4 Aumakompostoinnin hajukaasujen hallinta Aumakompostoinnin hajukaasujen hallinnassa on tärkeää, että aumakompostoinnin olosuhteet ovat optimit. Niiden lisäksi hajukaasujen muodostumista voidaan ehkäistä auman kääntämisellä ja turpeen avulla. Näistä keinoista on kerrottu tarkemmin seuraavissa kappaleissa.

2.4.1 Auman kääntäminen 19 Yleisesti ottaen auman kääntämisen ajatellaan vähentävän hajukaasujen muodostusta, koska kääntäminen lisää auman kuohkeutta ja näin ollen myös happipitoisuutta. Runtti (2008, 68) esittää diplomityössään, että Suomen oloissa aumoja tulisi käännellä noin kuukauden välein, jotta kompostoituminen olisi tehokasta ja hapettomissa oloissa syntyviä kaasuja ei pääsisi syntymään. Runttin mukaan kääntöjä voidaan tehdä jopa tiheämmin, esimerkiksi kerran viikossa tai jopa tiheämpään, jos kääntökaluston kapasiteetti on riittävä. Tiradon ja Michelin (2010) uusin tutkimus kääntötiheyden vaikutuksista lypsykarjan lannasta ja sahanpurusta tehdyn kompostiauman ominaisuuksiin kuitenkin osoittaa, että kääntämisellä on vain vähän vaikutusta auman lämpötiloihin ja happipitoisuuteen. Tutkimuksessa verrattiin aumoja, jotka käännettiin joka kolmas päivä ja joka kymmenes päivä. Kahden tunnin päästä käännöstä happipitoisuus oli samassa arvossa kuin ennen kääntöä ja usein harvemmin käännetyssä aumassa happipitoisuus oli suurempi kuin tiheämmin käännetyssä aumassa. Kääntäminen tiheämmin kuin kerran viikossa ei siis lisää auman happipitoisuutta. Kuitenkin Bucknerin (2002) tutkimuksessa ruohoa sisältävien aumojen kääntö kuusi kertaa viikossa vähensi hajuja verrattuna kerran viikossa tehtyyn kääntöön. Tiradon ja Michelin (2010) tutkimuksessa merkittävänä happipitoisuuteen vaikuttavana tekijänä on varmasti huokoisuus ja kosteus eli pystyykö sahanpuru pitämään auman tarpeeksi huokoisena. Tutkimukset ovat osoittaneet myös, että kääntäminen lisää typen ja fosforin häviötä lanta-aumoista (Parkinson ym. 2004). Jatkuvan ilmastuksen on myös todettu vapauttavan NH 3 :a ja muita kaasuja, jotka ovat kertyneet sisäisiin huokostiloihin ja näin ollen kasvattavan hajupäästöjä (Elwell ym. 2002). Toisaalta muodostuneet hajukaasut voivat myös hapettua biologisesti. Haisevat, anaerobisesti muodostuneet hajukaasut kulkevat yleensä aerobisen alueen läpi purkautuessaan aumasta. Tällöin mikro-organismit hajottavat hajukaasut aerobisesti. Kun auma käännetään, tämä etu menetetään. Tärkeämpää olisi keskittyä aumojen huokoisuuteen ja auman kokoon, jotta tarvittava passiivinen ilmastus (diffuusiolla ja konvektiolla) toimisi koko kompostiaumassa. (Richard 1996b)

20 Kääntötiheydellä voi olla niin positiivisia kuin negatiivisia vaikutuksia kompostiin. Ajoittain tapahtuva kääntäminen on tarpeellista, jotta komposti sekoittuisi, hajoaminen tapahtuisi tasaisesti ja patogeenit tuhoutuisivat. Kaiken kaikkiaan kääntötiheydellä on vähemmän merkitystä kompostoinnissa kuin muilla parametreilla kuten lähtöaineen koostumuksella, kosteudella ja auman tukiaineella. (Tirado & Michel 2010, 70) Kääntöjä tehdään myös siksi, että lämpötila ei nousisi yli 65 C:een, koska tässä lämpötilassa monet mikrobit kuolevat ja rajoittavat siten kompostoinnin etenemistä (Trautman 1996). 2.4.2 Turve aumakompostoinnin hajukaasujen vähentäjänä Turpeen on tarkoitus toimia aumakompostissa hajujen syntymisen ehkäisemisessä ja jo muodostuneiden hajujen sitomisessa ja neutraloimisessa. Seuraavissa kappaleissa on kerrottu tarkemmin turpeen ominaisuuksista ja miten ne vaikuttavat hajukaasupäästöihin. Turvetta muodostuu rahka- ja lehtisammaleista, joilla on ohutseinäinen ja ilmava rakenne. Tämän rakenteen ansiosta turpeella on suuri huokostilavuus ja hyvä nesteenpidätyskyky. Kuutiometri turvetta pystyy sitomaan jopa 600-800 l:a nestettä. Nesteenpidätyskyky onkin yksi syy turpeen käyttöön aumakompostissa; se sitoo liian nesteen ja huokoisuutensa ansiosta mahdollistaa hapen kulun aumaan. (Rinttilä ym. 1998, 16) Auman kattamisen turpeella toivotaan vähentävän myös ilmaan purkautuvia hajuja. Menetelmän toimimisen taustalla on turpeen kyky toimia biosuodattimena, jossa kaasumaisten yhdisteiden biologinen puhdistus perustuu näiden yhdisteiden sorptioon ja mikrobien hajottavaan toimintaan. Kaasumaiset hajuyhdisteet absorboituvat turpeessa olevaan veteen tai adsorboituvat turpeen huokoisille pinnoille. Mikrobit käyttävät näitä turpeeseen sitoutuneita epäpuhtauksia ravinnokseen ja energianlähteenään, jolloin hajoamistuotteena syntyy vettä, hiilidioksidia, nitraatteja, sulfaatteja ja muita mikrobien aineenvaihdunnan tuotteita, jotka eivät haise. (Rinttilä ym. 1998, 65) Turve on hyvä katemateriaali myös siksi, että se sitoo tehokkaasti NH 3 :a itseensä, mutta ei muodosta tiivistä peittoa, vaan päästää ilmaa lävitseen (Rinttilä ym. 1998, 41).

2.5 Kompostoinnin hygieenisyysvaatimukset 21 Kompostoinnin hygieenisyysvaatimukset pohjautuvat Lannoitevalmistelakiin (539/2006), jossa lietteen kompostoinnista saatavalle maanparannuskompostille asetetaan vaatimuksia. Maanparannuskomposti ei saa sisältää orgaanisia haitta-aineita eikä haitallisia mikro-organismeja siinä määrin, että sen käyttöohjeiden mukaisesta käytöstä voi olla haittaa ihmisille, eläimille tai ympäristölle. Maanparannuskompostin tulee olla siinä määrin kypsynyttä, ettei siinä ole haitallisia määriä fytotoksisia aineita (kasveille myrkyllisiä aineenvaihdunta-tuotteita). Sen tulee olla tasalaatuista ja se saa sisältää roskaavia epäpuhtauksia, kuten muovia tai lasia, enintään 0,5% tuotteen tuorepainosta. Maanparannuskompostin humuspitoisuuden on oltava vähintään 20% kuiva-aineen painosta. Kompostivalmisteen tulee olla laadultaan sellaista, ettei sen käytön ja varastoinnin yhteydessä synny kohtuuttomia hajuhaittoja. (Lannoitevalmistelaki 539/2006) Evira vaatii puhdistamolietteen kompostoinnista, että kompostoinnilla pystytään toistettavasti saavuttamaan vaatimustenmukainen lannoitevalmiste ja valmis tuote sisältää E. colia alle 1000 pmy/g/25g sekä Salmonellaa 0 pmy/25g. Tämä saavutetaan sopivien lämpötilojen ja käsittelyaikojen avulla. Lisäksi lannoitevalmisteen tulee täyttää tyyppinimikohtaiset tuotevaatimukset ja haitallisten metallien ja epäpuhtauksien tulee olla alle raja-arvon. Evira vaatii myös, että toiminnasta pidetään kirjaa, se on jäljitettävää sekä kulkujärjestelyt, puhdistusmenettelyt ja tuholaisten torjunta on otettu huomioon toiminnassa. (Vuorinen 2009) Kompostointi soveltuu hyvin patogeenien eli lannoitevalmistelaissa mainittujen haitallisten mikro-organismien tuhoamiseen. Hygienisointi tapahtuu monen tekijän yhteisvaikutuksesta. Helpoiten mitattava suure on lämpötila ja patogeenien tuhoutumiseen riittää kuvan 4 mukainen lämpötila/aika -yhdistelmä. Kuvan 4 mukaan esimerkiksi 1 viikko yli 45 C:een lämpötilassa riittää tuhoamaan patogeenit. Lisäksi kostea lämpö tuhoaa mikrobeja nopeammin kuin kuiva. Patogeenien tuhoutumisessa vaikuttavia tekijöitä ovat myös niiden joutuminen pieneliöiden saaliiksi, hajottajamikrobien parempi kilpailukyky sekä niiden tuottamat antibiootit. Lisäksi lämpötilan ja ph:n suuret vaihtelut tuhoavat herkkiä suolistobakteereja. Siksipä patogeenit voivat tuhoutua myös kompostissa, joka ei ole saavuttanut korkeita lämpötiloja. (Lilja 1994, 30) Eräs

lietteen hygienisoinnin muoto on vanhennus eli liete/komposti on kasalla 2 vuotta ennen käyttöä (Lakso 2010). 22 Kuva 4. Mikro-organismien tuhoutumisen riippuvuus lämpötilasta ja viipymästä (Feachem R.G. ym. 1983, ks. Lilja 1994, 31). Lannoitevalmistelaissa mainittua kompostin kypsyyttä voidaan mitata useilla eri menetelmillä. Kompostin tulee olla kypsää, koska epäkypsänä se kuluttaa maaperän happea, jolloin kasvit kärsivät hapenpuutteesta. Epäkypsä komposti myös sitoo ravinteita itseensä, jolloin ne eivät ole kasvien käytössä. Kompostin kypsyyttä arvioidaan stabiilisuus- ja toksisuustesteillä. Kompostin hajoamisvaiheen eli stabiilisuuden määrittämiseen käytettäviä testejä ovat mm. hiilidioksidintuottotesti, ASTM - hapenkulutustesti, Rottegrad -testi sekä kaupallinen Solvita -testi. Toksisuustestejä ovat puolestaan fytotoksisuus/kasvitesti ja Flash -valobakteeritesti. (Itävaara ym. 2006)

3 AUMAKOMPOSTOINNIN HAJUKAASUJEN SYNTY JA VAPAUTUMINEN AUMASTA 23 Aumakompostoinnin hajukaasuista tärkeimpiä ovat NH 3, rikkiyhdisteet ja muut haisevat, haihtuvat orgaaniset yhdisteet eli VOC -yhdisteet (Volatile Organic Compounds). Seuraavissa kappaleissa on kerrottu tarkemmin näiden kaasujen synnystä ja vapautumisesta aumasta. 3.1 Typpiyhdisteet 3.1.1 Typen kierto Typen kemia on monimutkainen, koska sillä on monia hapetustiloja ja elävät organismit pystyvät muuttamaan näitä hapetustiloja. Lisäksi bakteerien aikaansaama hapetustilan muutos voi olla joko positiivinen tai negatiivinen riippuen siitä vallitsevatko aerobiset vai anaerobiset olotilat. (Sawyer ym. 2003, 631) Mineralisaatio Mineralisaatioksi kutsutaan prosessia, jossa maan orgaaninen typpi muutetaan mikrobiologisesti liukoisiksi ammonium -ioneiksi tai haihtuvaksi ammoniakiksi ympäristön ph -arvosta riippuen (Stevenson 1986, Haynes 1986 ks. Pihlatie 2001, 9). Tämä tapahtuu proteiinien hajotuksessa, jossa syntyy rakennusainetta mikrobeille ja typpi vaihtuu orgaanisesta muodosta epäorgaaniseen muotoon (Kirjavainen 2006, 101). Proteiinien hajoaminen tapahtuu termofiilivaiheessa. Nitrifikaatio Nitrifikaatio tarkoittaa mikrobiologista NH 3 /NH + 4 hapetusreaktiota nitriitiksi (NO - 2 ) ja nitraatiksi (NO - 3 ) (Groffman 1991 ks. Pihlatie 2001, 10). Nitrosomonas -bakteeri pystyy hapettamaan NH 3 :n nitriitiksi, jonka Nitrobacter -bakteeri hapettaa toisessa vaiheessa nitraatiksi. Reaktioyhtälö on esitetty kaavassa (1). (Sawyer ym. 2003, 92)

24 Nitrifikaatio tapahtuu vasta lämpötilan laskettua eli jäähtymisvaiheen jälkeen ja sen alkaminen kuvastaa kompostoinnin onnistumista ja stabiilisuutta (Kirjavainen 2006, 101). Lämpötila asettaa nitrifikaation tapahtumiselle ylärajan. Lämpötilamaksimi, jossa nitrifikaatiota voi tapahtua johtuu hapettavien bakteerien elinoloista. Esimerkiksi Nitrosomonas -bakteeri elää lämpötila-alueella 5-30 C. Siksi kompostointivaiheessa ei yleensä tapahdu NH 3 /NH + 4 :n hapettumista. (Virginia Tech) Denitrifikaatio Denitrifikaatio on puolestaan mikrobiologinen pelkistysreaktio, jossa NO - 3 pelkistetään - ensin NO 2 ioniksi ja sivu- tai lopputuotteina syntyy typpimonoksidia (NO), dityppioksidia (N 2 O) ja vapaata typpeä (N 2 ) reaktioyhtälön (2) mukaan. Denitrifioivia mikro-organismeja ovat lähinnä aerobiset bakteerit, jotka hapen puutteessa pystyvät pelkistämään typen oksideja. (Bremner 1997, Groffman 1991, ks. Pihlatie 2001, 14-15) 3.1.2 NH 3 :n ja NH 4 + :n -suhde NH 3 :n ja NH + 4 :n -suhteeseen vaikuttaa suuresti ph. Kuvan 5 mukaan kaasumaisen NH 3 :n ja liukoisen NH + 4 :n välillä vallitsee tasapaino eli niitä on yhtä paljon ph:ssa 9. Jos ph nousee tästä, pakottaa se NH + 4 -ionit muuttumaan kaasumaiseen muotoon ja haihtuvan NH 3 :n määrä kasvaa, joka voidaan huomata hajuna. Lisäksi, kun nesteestä poistuu NH 3 :a, muodostuu ammoniumista lisää ammoniakkia, jotta tasapainosuhde nesteessä pysyy samana. ph:n ollessa alle 7 esiintyy aumassa vain NH + 4 -ioneja, eikä NH 3 :n hajua esiinny. (Richard 1996a) NH 3 :n ja NH 4 + :n -tasapainosuhde voidaan esittää reaktioyhtälöllä (3) (Richard 1996a).

25 Suhteellinen konsentraatio Kuva 5. ph:n vaikutus NH 3 /NH 4 + -suhteeseen 25 C:een lämpötilassa (Richard 1996a, muokattu). 3.1.3 NH 3 :n vapautuminen aumasta NH 3 :a siis syntyy typen mineralisaatiossa termofiilivaiheen aikana. Tämän vaiheen aikana ph on korkea, johtuen proteiinien hajotuksesta (Albers ym. 2003, 12). Korkea ph taas pakottaa NH + 4 -ionit muuttumaan NH 3 :ksi ja haihtuvan NH 3 :n määrä on suuri. Siksi etenkin tällöin tehtyjen kääntöjen aikana pääsee NH 3 :a haihtumaan ilmaan runsaasti. NH 3 myös leviää helposti, koska se on ilmaa kevyempi kaasu (tiheys 0,6813 g/dm 3 ) (Richard 1996a). Lisäksi termofiilivaiheen korkea lämpötila lisää NH 3 :n haihtumista ilmaan, sillä se nostaa NH 3 :n höyrynpainetta nesteessä (Lilja 1994, 22). Jos kääntöjä ei tehtäisi, pääsisi nitrifikaatio käyntiin ja NH 3 muuttuisi nitriitiksi ja nitraatiksi. Myös ph:n laskiessa NH 3 muuttuisi takaisin NH + 4 -ioniksi, eikä hajuhaittoja NH 3 :n osalta olisi. Kääntöjen viivyttäminen ei kuitenkaan ole hyvä vaihtoehto, koska tällöin aumaan muodostuu anaerobisia olosuhteita, joissa syntyy muita hajukaasuja anaerobisen hajoamisen tuotteena. Lisäksi hapettomat olosuhteet hidastavat kompostoitumisprosessia. (Runtti 2008, 26-27) NH 3 :n hajukynnys vaihtelee eri lähteiden mukaan. Asumisterveysopas ilmoittaa hajukynnyksen olevan 0,1-37 mg/m 3 (Asumisterveysopas 2009, 131) ja toinen lähde hajukynnyksen olevan 3,6-36 mg/m 3, joka on 5-50 ppm (Jämsänkosken biokaasulaitoksen rakennushankkeen YVA -selostus 2008, 67). Lisäksi NH 3 :n kahdeksan tunnin työhygieeninen raja-arvo (HTP 8 -arvo) on 20 ppm (14 mg/m 3 ) ja 15 minuutin HTP -

arvo 50 ppm (36 mg/m 3 ) (Jämsänkosken biokaasulaitoksen rakennushankkeen YVA - selostus 2008, 67). 26 3.1.4 Amiinit Amiini on emäksinen typpeä sisältävä orgaaninen yhdiste, joka voidaan tulkita ammoniakin johdannaiseksi siten, että NH 3 :n vetyatomeista on yksi, kaksi tai kolme korvautunut hiilivetyryhmällä. (Kemian perusteet farmasiassa 2010) Yksinkertaiset, kevyet amiinit kuten metyyliamiini ja etyyliamiini haisevat NH 3 :lle eli niillä on läpitunkeva, pistävä haju. Monimutkaisemmat amiinit haisevat virtsalle, ammoniakille, mädälle kalalle tai vastaavalle. (Clark 2004) Erilaisten amiinien hajukynnykset ovat 10-100 kertaa pienempiä kuin NH 3 :n (Asumisterveysopas 2009, 131). Amiinit ovat aminohapoista koostuvien proteiinien ja aminohappojen hajoamistuotteita. Niitä muodostuu kompostissa anaerobisen mikrobiologisen toiminnan seurauksena, jossa hajottajina toimivat bakteerit, aktinomykeetit ja sienet. (Albers ym. 2003, 16) Taulukkoon 1 on kerätty muutamia yleisiä amiineja, niiden hajukynnys ja hajun laatu. Haisevimpia amiiniyhdisteitä ovat trimetyyliamiini, pyridiini, indoli ja skatoli (Easter ym. 2005, 94). Taulukko 1. Yleisimmät amiinit, niiden hajukynnykset ja hajun laatu (Arnold 2004, muokattu; Odour Company 2010). Yhdiste Hajukynnys Hajun laatu [ppm] Metyyliamiini 0,035 Ammoniakkimainen Dimetyyliamiini 0,033 Ammoniakkimainen Trimetyyliamiini 0,000032 Kala, ammoniakkimainen Pyridiini 0,063 Hapan, mätä, kala Indoli 0,0003 Uloste, härski voi Skatoli 0,0000056 Härski voi, koimyrkky 3.2 Rikkiyhdisteet 3.2.1 Rikin kierto ja H 2 S Teoriassa hyvin toimivan ilmastetun kompostin sisältämän rikin hajoamisen lopputuote on sulfaatti (SO 4 2- ). Käytännössä myös toimivassa kompostissa on anaerobisia alueita, jolloin mikrobit käyttävät vaihtoehtoisia, ei suotavia aineenvaihduntareittejä hiilen

27 hyödyntämiseksi. Tällöin rikin hajoamisen lopputuotteena ei olekaan toivottu SO 2-4, vaan esim. H 2 S. (Albers ym. 2003, 15) Anaerobisissa olosuhteissa sulfaatista syntyy sulfideja (H 2 S, HS - ja S 2- ) anaerobisten bakteerien vuoksi kaavojen (4) - (6) mukaan (Sawyer ym. 2003, 670). Merkittävin bakteeriryhmä, joka pelkistää sulfaatin sulfideiksi on sulfaatinpelkistäjäbakteerit, pääasiassa Desulfovibrio desulfuricans. Ne käyttävät sulfaattia hapenlähteenä ja orgaanista ainesta kuten aminohappoja, hiilivetyjä ja orgaanisia happoja ravinnonlähteenä. Reaktioyhtälö (7) kuvaa sulfaatinpelkistäjien toimintaa. (U.S EPA 1985, 9) Rikkivety Rikkivety (H 2 S) on väritön, helposti syttyvä kaasu, jolla on mädäntyvän kanamunan haju. H 2 S:n hajukynnys on välillä 0,0005-0,030 ppm. (Young 2008) Rikkivetyä syntyy orgaanisen aineksen hajoamisessa anaerobisesti sulfaatin läsnä ollessa ja proteiinien anaerobisessa hajoamisessa. (Albers ym. 2003, 16) H 2 S ilmaa raskaampana kaasuna (tiheys 1,363 kg/m 3 ) kerääntyy aumaan ja sen pohjalle, jolloin se vapautuu vasta käännössä ilmaan. H 2 S on myös erittäin myrkyllistä. Sen työhygieeninen raja-arvo (HTP 8 ) 8 tunnille on 10 ppm eli 14 mg/m³. (Rikkivedyn kemikaalikortti 2000) H 2 S:ä syntyy sulfaatista (SO 2-4 ), mutta sen haihtumiseen vaikuttaa sulfidien (H 2 S, HS - ja S 2- ) keskinäinen suhde, joka on riippuvainen ph:sta kuvan 6 osoittamalla tavalla. Nesteessä esiintyvän liuenneen sulfidin eri muotojen suhde on tärkeä, koska vain H 2 S - muoto pystyy vapautumaan liuoksesta. ph:n ollessa yli 9 ei H 2 S:ä ole ollenkaan ja ph:ssa 7 rikkivetyä on 50%. (Sawyer ym. 2003, 670)

28 Kuva 6. ph:n vaikutus sulfidi -ionien esiintymiseen (U.S. EPA 1985, 6). 3.2.2 Muut TRS -yhdisteet Haisevilla rikkiyhdisteillä eli TRS -yhdisteillä (Total Reduced Sulfur) tarkoitetaan H 2 S:ä, merkaptaaneja, dimetyylisulfidia (DMS), dimetyylidisulfidia (DMDS) ja muita pelkistyneitä rikkiyhdisteitä. (Young 2008) Dimetyylisulfidi (DMS) C 2 H 6 S ja dimetyylidisulfidi (DMDS) C 2 H 6 S 2 ovat värittömiä, helposti syttyviä öljymäisiä nesteitä. DMS:n tunnusomainen haju muistuttaa mädäntyvien kasvisten hajua ja DMDS:n mädäntyvän kalan hajua. DMDS:n hajukynnys on 0,006-0,090 ppm ja DMS:n 0,001-0,020 ppm. DMS on siitä erikoinen kaasu, että sillä on kyky tehostaa muita hajuja. (Young 2008) Metyylimerkaptaani (MeSH) CH 4 S on myös väritön, helposti syttyvä kaasu, joka haisee mädäntyneelle kaalille. Hajukynnys MeSH:lle on 0,002-0,008 ppm. (Young 2008) Merkaptaaneja, sulfideja (DMS) ja disulfideja (DMDS) muodostuu rikkiä sisältävistä aminohapoista sekä anaerobisessa että aerobisessa hajoamisessa. Niitä muodostuu kuitenkin enemmän anaerobisessa hajotuksessa. Raaka-ainekoostumus näkyy hajunmuodostuksessa siten, että mitä enemmän raaka-aineessa on proteiinia sitä enemmän anaerobisissa olosuhteissa muodostuu rikkiyhdisteitä. (Albers ym. 2003, 16)