Teknillinen tiedekunta

OULUN YLIOPISTO Teknillinen tiedekunta Osasto Prosessi- ja ympäristötekniikan osasto Tekijä Pyykkönen, Olli Tapani Tiivistelmä opinnäytetyöstä Laboratorio Vesi- ja ympäristötekniikan laboratorio Työn valvoja Sallanko, Jarmo, lab.ins.,tkt Työn nimi Jäteveden orgaanisen kuorman muuttuminen pitkissä viemärilinjoissa Oppiaine Työn laji Aika Sivumäärä Vesi- ja geoympäristötekniikka Diplomityö Huhtikuu 2010 105 s., 3 s., 1 liitelehti Tiivistelmä Jätevesien käsittelylaitosten keskittäminen lisää huomattavasti siirtoviemärien määrää ja pituuksia. Pitkissä siirtoviemäreissä jäteveden viipymä viemärissä kasvaa, jolloin jätevedessä tapahtuvat muutokset tulevat merkittäviksi. Siirtoviemäreissä tapahtuvat reaktiot tulee ottaa huomioon jätevedenpuhdistamoiden ja siirtoviemäreiden toimintaa suunniteltaessa. Viemäreitä voidaan pitää biologisina reaktoreina, joissa varsinkin biohajoavan aineen muutokset ovat huomattavia. Tässä tutkimuksessa tavoitteena oli selvittää BOD-kuorman aleneman riippuvuus viemärien pituudesta ja jäteveden lämpötilasta siten, että se voidaan ottaa huomioon puhdistamoja ja siirtoviemäreitä suunniteltaessa. BOD-kuorman muutoksia tarkasteltiin siirtoviemärissä, jossa vietto- ja paineosuudet vuorottelevat. Vastaavasti tutkittiin pelkän paineviemärin vaikutusta jäteveden orgaaniseen kuormaan. Lisäksi selvitettiin jäteveden orgaanisen kuorman hydrolysoituminen paineviemärissä. Tutkimuskohteina työssä käytettiin Ylläksen, Siikalatvan ja Ylivieskan siirtoviemäreitä. Linjoilta otettiin kokoomanäytteet, joista analysoitiin työn kannalta oleellisimmat parametrit. BOD analysoitiin yleisesti käytetyn 7 päivän hapenkulutuksen sijaan 21 päivän hapenkulutuksena kattavamman kuvan saamiseksi. Jäteveden orgaanisen aineen kokofraktiointi suoritettiin ultrasuodatuskokeiden avulla. Ultrasuodatuskokeiden tuloksena saatiin tietoa biologista hapenkulutusta aiheuttavan materiaalin hydrolysoitumisesta. Hapenkulutusta ja orgaanisen aineen muuttumista tutkittiin myös pienoismallin avulla, jossa biologiset reaktiot ovat nopeita ja olosuhteet hallittuja. Ylläksen siirtoviemärissä, jossa vietto- ja paineosuudet vuorottelivat, havaittiin orgaanisen aineen reduktiota. Syksyllä pienten virtaamien aikaan, kun jäteveden viipymä ja lämpötila ovat korkeimmillaan, COD-kuorman reduktio 2,5 d viipymän jälkeen oli 30 %. Liukoisesta BOD 21 :sta kului yli 70 % kun kokonais-bod:n reduktio oli noin 20 %. Siikalatvan ja Ylivieskan paineviemäreissä tapahtuvien anaerobisten prosessien myötä jätevesien orgaanisen aineen kokofraktiot pienenivät. Liukoisen ja kokonais-bod:n suhde kasvoi paineviemärissä. Ylivieskan siirtoviemärissä liukoisen BOD 7 :n osuus kokonais-bod:sta kasvoi 66 %:sta 83 %:iin 1,5 d viipymän aikana. Säilytyspaikka Muita tietoja

UNIVERSITY OF OULU Faculty of technology Department Department of Process and Environmental Engineering Author Pyykkönen, Olli Tapani Abstract of thesis Laboratory Water Resources and Environmental Engineering Supervisor Sallanko, Jarmo Dr. Sc. Name of the thesis Transformations of organic matter in wastewater in long sewers Subject Level of studies Date Number of pages Water and geoenvironmental engineering Abstract Master s thesis April 2010 105 p., 3 p., 1 appendix The centralization of waste water treatment plants (WWTP) will increase the length and amount of long sewer pipelines. The increment of length and diameter of the pipelines will also increase hydraulic retention time (HRT) of waste water in sewer, which causes the reactions in wastewater to become more significant. These reactions must be taken into account when designing and maintaining WWTPs and long sewer pipelines. Sewers can be considered as a biological reactor, in which especially transformations in biodegradable organic matter become notable. In this study the main point was to research the reduction of BOD load and its dependence on the temperature of the waste water and the length of the sewer so that it could be taken into account when designing WWTPs and sewers. Transformations of BOD load were investigated in a sewer system, in which pressurised and gravitational portions varied. Respectively the transformations of BOD load and hydrolysis of organic matter were investigated in a sewer which consisted solely of pressurised mains. The subjects of the field research were sewer lines in Ylläs, Siikalatva and Ylivieska. Samples were taken from the sewer lines and the essential parameters were analyzed. BOD was analysed using a 21 day incubation time instead of generally used 7 days. Size fractioning of the biodegradable organic matter in waste water was carried out by ultra filtration in order to study the rate of hydrolysis. A small scale pressure main was built in order to research the utilization of oxygen and transformations of organic matter in anaerobic conditions. In the sewer pipelines of Ylläs, in which pressurized and gravitational portions varied, a notable reduction in biodegradable organic matter was observed. In September, when the flow rate was low and the temperature and HRT were high, COD reduction was 30 %. It was observed that over 70 % of soluble BOD 21 was exerted whereas reduction of total BOD 21 was 20 %. In the pressure mains of Siikalatva and Ylivieska anaerobic processes reduced the size fractions of biodegradable organic matter. In the pressure main of Ylivieska the ratio of soluble BOD 7 and total BOD 7 was increased from 66 % to over 80 % during 1,5 day HRT. Library location Additional information

ALKUSANAT Tämä diplomityö on tehty Oulun Yliopiston tiloissa vesi ja ympäristötekniikan laboratoriossa. Kenttämittaukset on tehty Ylläksen, Siikalatvan, Sievin sekä Ylivieskan alueella sijaitsevilla viemärilinjoilla sekä Oulussa Hollihaan jätevedenpumppaamolla. Hankkeessa muina yhteistyötahoina sekä rahoittajina ovat olleet Kuusamon Energia ja Vesiosuuskunta, Lakeuden Keskuspuhdistamo Oy, Pohjois Pohjanmaan ympäristökeskus, Vesikolmio Oy, Ylläksen Yhdyskuntatekninen Huolto Oy, Vesihuoltolaitosten kehittämisrahasto, Maa ja Vesitekniikan tuki ry sekä Oulun yliopiston vesi ja ympäristötekniikan laboratorio. Kiitän työni valvojia ja tarkastajia, lab.ins., TkT Jarmo Sallankoa ja emeritusprofessori TkT Esko Laksoa työn ohjauksesta ja rakentavista kommenteista. Tuomo Reinikkaa Oulun yliopistosta haluan kiittää käytännön asioiden toteuttamisesta sekä neuvoista. Lisäksi esitän kiitokseni Mika Sarkkiselle ja Anne Rahikaiselle Pohjois Pohjanmaan ympäristökeskuksen analyysilaboratoriosta, Jussi Lompolonjärvelle Ylläksen Yhdyskuntateknisestä huollosta sekä Juha Kärenlammelle Siikalatvan Keskuspuhdistamolta. Luonnollisesti erityinen kiitos avovaimolleni.

Sisältö LYHENTEET JA TERMIT... 1 1. JOHDANTO... 2 2. VIEMÄRIEN FYSIKAALISET OMINAISUUDET... 4 3. BIOFILMI JA SEDIMENTTI VIEMÄRIPUTKISSA... 8 3.1. BIOFILMI... 8 3.2. MIKROBITOIMINNAN AIHEUTTAMAT REAKTIOT... 10 3.3. SEDIMENTTI... 17 4. JÄTEVEDEN LAATU... 18 4.1. ORGAANINEN KUORMA... 18 4.2. REDOX POTENTIAALI... 19 4.3. HAPPIPITOISUUS... 20 4.4. TYPPIYHDISTEET... 24 4.5. RIKKIYHDISTEET... 26 4.6. LÄMPÖTILA... 27 4.7. KOKOFRAKTIOT... 30 5. TUTKIMUSMENETELMÄT JA KOHTEET... 33 5.1. TUTKIMUSKOHTEET... 33 5.1.1. Ylläksen viemärilinjat... 33 5.1.2. Siikalatvan linjat... 35 5.1.3. Ylivieskan linjat... 38 5.2. ANALYSOITAVAT PARAMETRIT... 40 5.3. NÄYTTEENOTTO... 41 5.4. HOLLIHAKA... 44 5.4.1. Koejärjestelyt... 47 5.4.2. Pienoismallin tekniset tiedot... 48 5.5. SUODATUSKOKEET... 49 6. TULOKSET JA TULOSTEN KÄSITTELY... 52 6.1. YLLÄKSEN VIEMÄRILINJAN TULOKSET... 52 6.1.1. Maaliskuussa 2009 tehdyt mittaukset... 52 6.1.2. Huhtikuussa 2009 tehdyt mittaukset... 57 6.1.3. Syyskuussa 2009 tehdyt mittaukset... 61 6.1.4. Yhteenveto Ylläksen siirtoviemärin tuloksista... 65 6.2. SIIKALATVAN VIEMÄRILINJA... 66 6.2.1. Heinäkuussa 2009 tehdyt mittaukset... 66 6.2.2. Syyskuussa 2009 tehdyt mittaukset... 74 6.2.3. Yhteenveto Siikalatvan siirtoviemärin tuloksista... 77 6.3. YLIVIESKAN VIEMÄRILINJA... 79 6.3.1. Elokuussa 2009 tehdyt mittaukset... 79 6.3.2. Lokakuussa 2009 tehdyt mittaukset... 82 6.3.3. Yhteenveto Sievi Ylivieska siirtoviemärin tuloksista... 85 6.4. PIENOISMALLI... 86

6.4.1. Hapenkulutus... 86 6.4.2. BOD analyysit... 89 6.5. SUODATUSKOKEET... 91 6.6. YHTEENVETO KAIKISTA TUTKIMUKSISTA... 93 6.7. TULOSTEN LUOTETTAVUUDEN ARVIOINTI... 96 7. JOHTOPÄÄTÖKSET... 98 LÄHDELUETTELO... 100 LIITTEET Liite 1 Laskuesimerkkejä

1 Lyhenteet ja termit ATP cpvc DO Fermentaatio Adenosiinitrifosfaatti C 10 H 16 N 5 O 13 P 3. Solujen energian varastoinnissa käytetty yhdiste, joka vapauttaa energiaa kun sen fosforisidokset hydrolysoidaan Kloorattu polyvinyylikloridi Dissolved oxygen, liuennut happi Prosessi, jossa tuotetaan ATP:a sekä pienimolekyylisiä sivutuotteita, kuten esimerkiksi etyylialkoholia. Fosforylaatio Fosfaattiryhmän (PO 4 ) liittäminen orgaaniseen molekyyliin. ATP:n muodostumisen osaprosessi. Glykolyysi Hydrolyysi Metanogeneesi Glukoosin pilkkominen pyruvaatiksi. Sekä aerobisen että anaerobisen soluhengityksen lähtöprosessi. Kemiallinen prosessi, jossa aine pilkotaan pienimolekyylisemmäksi lisäämällä vettä sidosten väliin. Pääasiassa metaaniarkkien aineenvaihduntaprosessi, jossa käytetään vetyä ja hiilidioksidia. Lopputuotteena syntyy metaania. NAD + Nikotiiniamidiadeniininukleotidi C 21 H 27 N 7 O 14 P 2. Koentsyymi eli entsyymien toimintaa tukeva orgaaninen molekyyli. Osa elektroninsiirtoketjua solujen metaboliareaktioissa. PE PEH PEL PEM Polyeteeni, muovilaji Suuritiheyksinen PE Matalatiheyksinen PE Keskitiheyksinen PE Pyruvaatti Palorypälehappo, C 3 H 4 O 3 upvc VFA Pehmittämätön PVC Volatile fatty acid, haihtuva rasvahappo. Korkeintaan kuuden hiilen muodostamasta ketjusta koostuva molekyyli. Esimerkiksi asetaatti CH 3 COO

2 1. Johdanto Jätevesien käsittelylaitosten keskittäminen on lisännyt ja tulee lisäämään huomattavasti siirtoviemärien pituuksia. Pitkissä viemärilinjoissa jätevedessä tapahtuu fysikaalisia, biologisia ja kemiallisia muutoksia. Muutoksia tapahtuu lähes kaikissa mitattavissa parametreissa, mutta jätevedenpuhdistamojen kannalta olennaista on tieto BODkuorman muutoksesta sekä määrällisesti että laadullisesti. Laadullisilla muutoksilla tarkoitetaan tässä BOD kuorman niitä ominaisuuksia, jotka vaikuttavat sen poistamiseen jätevedenpuhdistamoilla. Uusi ajattelutapa, jossa viemäri ajatellaan osana puhdistusprosessia, on lisännyt tarvetta tutkia yksityiskohtaisesti viemärin, jäteveden ja vedenkäsittelyn vuorovaikutuksia. Biologisesti hajoavan materiaalin muutoksia tarkasteltaessa on järkevää yhdistää viemäri osaksi puhdistamon biologista prosessia. Varsinkin muutokset orgaanisen aineen biohajoavuudessa ovat hyvin olennaisia jätevedenpuhdistamon toimintaa suunniteltaessa ja optimoitaessa. Biologiset reaktiot aiheuttavat suurimmat muutokset jäteveden orgaaniseen aineeseen, mutta myös kemiallisilla ja fysikaalisilla muutoksilla on merkitystä. Varsinkin lämpötilan merkitys reaktionopeuksiin on suuri. Muutoksia tapahtuu yleensä lähinnä putken seinämien biofilmissä mutta myös bulkkiliuoksessa sekä sedimentissä. Gravitaatioviemäreissä muutokset ovat yleensä aerobisia, jolloin jätevedessä on liuenneena happea. Tällöin mikrobit käyttävät hapen avulla orgaanista ainetta hiililähteenään. Olosuhteet voivat olla myös anoksiset, jos jätevedessä on liuenneena nitraattia, jota mikrobit voivat käyttää hapen sijaan (Mathioudakis ja Aivasidis. 2009). Paineviemäreissä liukoinen happi kuluu nopeasti ja reaktiot ovat anaerobisia, eli liuennutta happea tai nitraattia ei ole läsnä. Tässä tapauksessa reaktiona ovat yleensä hydrolyysi ja fermentaatio, joissa orgaaninen aine muuttuu helpommin hyödynnettävään muotoon aiheuttaen helposti biohajoavan orgaanisen aineen nettotuoton (Tanaka ym. 2000). Paineviemäreissä sulfaatin pelkistäminen on myös reaktio, johon tulee kiinnittää huomiota. Siirtoviemärien määrän lisääntyessä, varsinkin alavilla seuduilla, suurin osa siirtoviemäreistä tulee olemaan paineviemäriä. Paineviemäreissä hydrolyysin ja fermentaation

3 seurauksena syntyvät helposti biohajoavat orgaaniset yhdisteet ovat toivottavia muun muassa puhdistamoiden typenpoistoprosesseissa (Tanaka. 2000b), mutta ne voivat myös aiheuttaa ongelmia esimerkiksi bioroottorin käyttöön mikäli ne ovat liian nopeasti mikrobien käytettävissä ja siten tukkivat roottorin alkupään. Keskitettäessä jätevesien puhdistus suuriin yksiköihin siirtoviemärien avulla, tulevat viemärien pituuksien lisäämisen myötä myös virtaamat ja putkikoot väistämättä kasvamaan. Virtaaman suureneminen vaikuttaa leikkausvoimien lisäksi viipymään ja putkikoon kasvattaminen pienentää reaktiopinta alaa viemärissä. Reaktioiden kokonaiskuvaa käsiteltäessä on tärkeää löytää vuorovaikutukset myös näiden parametrien välille pelkästään viemärien pituuden ja viipymän tarkastelun sijaan. Tutkimuksen tavoitteena oli selvittää jäteveden muutoksien erityisesti biologisen hapenkulutuksen riippuvuutta viemärin pituudesta ja lämpötilasta siten, että se voitaisiin ottaa huomioon uusia puhdistamoja ja siirtoviemäreitä mitoitettaessa. Tutkimus suunniteltiin siten, että voitiin havainnoida muutoksia sekä paine että viettoviemärissä sekä systeemeissä, joissa osuudet vuorottelivat. Tutkimuskohteina käytettiin Ylläksen, Siikalatvan ja Sievi Ylivieska välin siirtoviemäreitä. Lisäksi Ouluun Hollihaan pumppaamoon rakennettiin pienoismalli, jolla voitiin tutkia hapenkulutusta paineviemärissä. Hydrolyysin tutkimista varten suoritettiin mikro ja ultrasuodatuskokeita Siikalatvan siirtoviemärin jätevesistä. Tutkimuksia tehtiin ajalla 23.3.2009 1.11.2009, jotta analyyseja saataisiin sekä kylmistä että lämpimistä jätevesistä. Tutkimus aloitettiin Ylläksen kenttätutkimuksilla, jotta ehdittiin tutkimaan kevättalven sesongin aikaisia huippuvirtaamia.

4 2. Viemärien fysikaaliset ominaisuudet Pitkät siirtoviemärit yleistyvät jatkuvasti, sillä jätevesien käsittely pyritään keskittämään yhä suurempiin yksikköihin. Pitkät siirtoviemärit aiheuttavat jätevedelle pitkiä viipymiä, joten mikrobiologisten tekijöiden lisäksi viemärien fyysisten ominaisuuksien vaikutus jätevesiin tulee selvittää. Jäteveden laatuun sekä orgaanisen kuorman muuttumiseen vaikuttavat suuresti viemärin rakenteelliset ominaisuudet, kuten putkikoko, materiaali ja kaltevuus sekä ilmanvaihto. Putkikoon, eli viemärin halkaisijan, ja kaltevuuden avulla voidaan arvioida useita muita jäteveden laatuun vaikuttavia tekijöitä, kuten esimerkiksi virtausnopeutta, viipymää sekä hydraulisia ominaisuuksia. Putken sisäpinnan materiaali vaikuttaa lähinnä biofilmin kasvuun sekä sedimentin kertymiseen. Viemärin putkikoko eli halkaisija on tärkein vedenlaatuun vaikuttava rakenteellinen ominaisuus. Virtaamasta riippuen suuri halkaisija aiheuttaa paineviemärissä sekä virtausnopeuden hidastumisen että viipymän kasvun. Gravitaatioviemäreissä halkaisijan vaikutus näihin ei ole yhtä suuri kuin paineviemäreissä. Gravitaatioviemärissä virtausnopeus riippuu lähinnä kaltevuudesta, kun taas paineviemärissä putken halkaisijalla on virtausnopeuteen virtaaman ohella suurin vaikutus. Virtausnopeuden pienentyminen aiheuttaa sedimentaatiota viemärissä; virtausnopeuden pienentyessä myös leikkausvoimat viemärissä pienenevät, jolloin putken seinämiin laskeutuva kiintoaines ei välttämättä irtoa enää. Suosituksen mukaan virtausnopeuden tulisikin olla putkessa vähintään 0,6 m/s kerran vuorokaudessa (Karttunen. 2004). Erityisesti paineviemärissä putken halkaisija vaikuttaa myös suoraan viipymään putken tilavuuden kasvaessa ja viipymän kasvaessa mikrobiologiset reaktiot taas tuovat yhä suurempia muutoksia jäteveden laatuun.

5 Halkaisijan muuttuessa muuttuvat myös laskennassa käytettävät hydrauliset suhteet, kuten märkäpiirin ja virtauspinta alan suhde sekä syvyyden ja halkaisijan suhde. Näistä ominaisuuksista riippuu hyvin paljon se, miten tehokkaasti mikrobit voivat toimia viemärissä. Paineviemärissä ja yhdistettyjen viemäreiden paineosuuksilla märkäpiiri on suoraan halkaisijasta laskettavissa oleva putken kehän pituus. Märkäpiiri yksin ei ole kovinkaan käyttökelpoinen suure viemärilaskuissa, mutta kun suhteutetaan märkäpiiri ja virtauspinta ala niin saadaan toimiva suure erilaisten viemärien vertailuun. Märkäpiirin ja virtauspinta alan suhde suurenee paineviemärissä lineaarisesti halkaisijan pienentyessä kaavan 1 mukaan. (1) missä ä ä Yllä oleva pätee vain paineviemärillä, jonka voidaan olettaa olevan aina täysi. Gravitaatioviemärillä tilanne on toinen, sillä viettoviemärissä vesi virtaa harvoin täytenä putkena (Karttunen. 2004) (Liite 1). Silloin sekä märkäpiiri että virtauspinta ala riippuvat syvyydestä, jolloin tarkka kaava tai riippuvuussuhde näiden välille on vaikeampi määrittää. Suhde p/a voidaan johtaa kaavoista 2, 3 ja 4. (2) ja (3) missä

6 ä ä (4) missä ä ä ä Sektorin pinta alasta voidaan laskea virtaaman pinta ala, kun vähennetään A s :stä virtauspinta alan ja keskuskulman välinen tyhjä pinta ala A t (liite 1). Samalla yhtälöä sieventämällä voidaan päästä eroon vaikeasti mitattavasta kulmasta ja johtaa yhtälö muotoon, jossa suhdeluku riippuu ainoastaan viemärin halkaisijasta ja veden virtaussyvyydestä. (5) Tässä tapauksessa suhdetta p/a on järkevä verrata viettoviemärissä tapahtuvan virtauksen syvyyden ja viemärin halkaisijan suhteeseen y/d. Suhdeluvun y/d kasvaessa märkäpiirin suhde virtauspinta alaan pienentyy, eli mikrobitoiminnalle otollista aluetta virtaamaan nähden on vähemmän. Kun y/d lähenee arvoa 1, tilanne muistuttaa virtaamaa paineviemärissä. Tästa nähdään, että gravitaatioviemärissäkin halkaisijan kasvaessa suhde p/a pienenee kun virtaama pysyy samana. Kuitenkin suuri halkaisija yleensä parantaa reaktiopinta alaa; virtaaman pysyessä samana ja halkaisijan kasvaessa syvyys pienenee, jolloin suhde y/d myös pienenee nopeuttaen siten reaktiota.

7 Viemärin putkimateriaalilla voidaan vaikuttaa jonkin verran sekä sedimentoitumiseen että mikrobitoimintaan. Pintamateriaalien karkeus, kuten betoni ja valurauta, keräävät huomattavan helposti kiintoainetta (Huisman ym. 2004a). Nykyisin käytetään kuitenkin lähes poikkeuksetta siirtoviemärienkin rakentamiseen muoviputkia, yleisimmin PE eli polyeteeniputkia. PE on materiaalina sileä, joten kiintoaine ei tartu siihen kovinkaan hyvin. Materiaalivalinta vaikuttaa myös mikrobitoimintaan; useissa tutkimuksissa (Rogers ym. 1994, Niquette ym. 2000 ja Hallam. 2001) on eri alustoille levinneissä biofilmeissä todettu eroja sekä itsessään biofilmissä että mikrobien aktiivisuudessa. Viemärin rakenteellisilla ominaisuuksilla voidaan vaikuttaa huomattavasti myös hapensiirtoon ja sitä kautta jäteveden laatuun. Gravitaatioviemäreissä tarkistuskaivojen kautta vaihtuva ilma riittää yleensä pitämään viemäri ilman happipitoisuuden lähes ilman normaalissa tasossa (Huisman ym. 2004b), mutta talvella ilmanvaihto voi olla heikompaa lumipeitteen vuoksi. Paineviemäreissä ilmastusta tapahtuu lähinnä pumppaamoilla veden siirtyessä viemäriputkesta kaivoon. Pumppaamoilla ilmastukseen voidaan vaikuttaa lähinnä tuloputken sijoittelulla vedenpinnan suhteen; korkeuserolla voidaan saada aikaan vapaata syöksyä, jolloin happea siirtyy ilmasta veteen (Hvitved Jacobsen. 2002). Paineviemäreissä pumppaamoilla tapahtuva ilmastus on kuitenkin hyvin tehotonta, sillä vapaan syöksyn aiheuttama pisaroituminen on lyhytaikaista eikä happea ehdi siirtyä vesifaasiin kovinkaan paljon. Tällaisesta ilmastuksesta onkin enemmän haittaa kuin hyötyä; vapaa syöksy tuloputkesta kaivoon saa ilmakuplat sekoittumaan veteen, joka voi aiheuttaa kavitointia ja tehontarpeen nousua pumpuilla. Tällöin myös hajuhaitat voivat tulla huomattaviksi (U.S. EPA. 1985). Tämän vuoksi pumppaamoilla tuloputki tulisikin sijoittaa mahdollisimman lähelle kaivon vesipintaa tai sen alle.

8 3. Biofilmi ja sedimentti viemäriputkissa 3.1. Biofilmi Viemärin biofilmi muodostuu aluksi heterotrofisten bakteerien yhteenliittymistä. Aluksi vapaasti liikkuvat bakteerit jäävät pintaan kiinni heikoilla van der Waals voimilla sekä hiuksenomaisilla pileillä (lat. pilus) (Albert ym. 2008). Jotta biofilmi alkaisi kehittyä, tulee bakteereja olla pienellä alueella riittävästi kiinnittyneinä. Soluviestintää (engl. quorum sensing) käyttäen ne voivat aistia lähellä olevien bakteerien määrän. Kun riittävä määrä bakteereja on alueella, ne alkavat entsymaattisen toiminnan avulla muuntamaan orgaanista ainetta tahmeaksi polysakkaridimatriisiksi. (Campbell ja Reece. 2004) Biofilmin orgaanisesta aineesta 70 98 % onkin solujen ulkopuolista materiaa, kuten proteiineja, polysakkarideja sekä nukleiinihappoja (Jahn ja Nielsen. 1998). Polysakkaridimatriisin, eli biofilmin rakenne on sellainen, että ravinteet sekä aineenvaihduntatuotteet pääsevät liikkumaan filmin sisällä. Rakenteen hilamaisuuden ja tahmeuden vuoksi biofilmi on hyvä tartunta alusta myös muille mikrobeille kuin sen luoneille bakteereille. Biofilmillä elääkin useita lajeja kuten leviä, rihmaeläimiä, sieniä ja rataseläimiä. Näistä eliöryhmistä jokaisella on omat metaboliatehtävänsä (Campbell ja Reece. 2007). Biofilmin lajistoon ja sitä kautta ominaisuuksiin vaikuttaa lähinnä jäteveden ominaisuudet: ravinteiden määrä, lämpötila, happipitoisuus, ph ym. Biofilmin paksuutta ja rakennetta säätelevät viemärin virtaustekniset ominaisuudet, kuten esimerkiksi viemäriputken materiaali ja veden virtausnopeus. Gravitaatioviemäreissä biofilmin paksuus on yleensä useita millimetrejä paksu, riippuen viemäriveden virtausnopeuden aiheuttamien leikkausvoimien suuruuksista. Paineviemäreissä biofilmin paksuus on yleensä pienempi, yleensä 0,1 0,5 mm paksu (Norsker. 1995). Biofilmi paineviemärissä ohuempi myös siitä syystä että bakteerien kasvu on hitaampaa kuin viettoviemärissä. Paineviemärissä biofilmi on myös hyvin sileä ja tasainen, kun taas viettoviemärissä se

9 on yleensä huokoinen. Tämä tekee viettoviemärin biofilmiin lisää paksuutta sekä reaktiopinta alaa. Viemärin biofilmiprosessi eroaa merkittävästi jätevedenpuhdistamoiden biofilmiprosesseista. Viemärissä biofilmin laatu vaihtelee huomattavasti verkoston eri kohdissa niin mikrobikasvuston kuin filmin paksuudenkin osalta. Viemärin biofilmi altistuu myös usein suurista virtausnopeuksista johtuville leikkausvoimille sekä väkeville jätevesille. Myös viemäriverkostossa liuenneen hapen määrä vaikuttaa biofilmin kasvuun ja lajistoon; esimerkiksi happea vaativat mikrobit ovat yleensä viemärin alkupäässä, jossa happea on riittävästi saatavilla ja sulfaattia pelkistävät mikrobit paineviemärien loppupäässä (Mohanakrishnan, 2009). Viemärin biofilmin laatu vaihtelee suuresti myös ajan funktiona, sillä eri vuodenaikoihin viemäriveden laatu on erilaista. Biofilmin rakenteeseen ja lajistoon vaikuttaa myös viemäriputken materiaali. Useat aineet, kuten kupari, inhiboivat bakteerien kasvua (Rogers ym. 1994). Eri materiaalit soveltuvat myös eri tavoin biofilmin tarttumispinnaksi. Bakteerikolonioiden muodostumista eri pinnoille on tutkittu paljon. Rogers ym. tutkimuksissa (1994) materiaalien ja biofilmin kasvun suhdetta tutkiessa havaittiin lasin olevan huonoin ja lateksin paras. Materiaaleille havaittiin seuraava järjestys: lasi < ruostumaton teräs < polypropyleeni < cpvc < upvc < teräs < PE < etyleenipropyleeni < lateksi Niquette ym. (2000) tutkivat biomassan kasvua talousvesien kannalta. Näissä tutkimuksissa kävi ilmi, että sileät muovin kaltaiset materiaalit eivät luo hyviä olosuhteita biomassan kasvulle. Heidän tutkimuksissaan järjestys biofilmin kasvulle oli seuraava: PVC < PE < sementti < teräs Hallam ym. (2001) tutkivat biofilmin aktiivisuutta eri materiaaleilla ja saivat tulokseksi lasi < sementti < PEM < PVC

10 Eri tutkimusten tulokset poikkeavat toisistaan, sillä koeolosuhteet ja tutkimusmenetelmät voivat vaihdella tutkimusten välillä. Mikrobilajien kiinnittyminen ja aktiivisuus ovat erilaisia eri pinnoilla, kuten Rogers ym. (2004) tutkimuksesta käy ilmi. Myös viemärin olosuhteet, kuten esimerkiksi virtausnopeus ja lämpötila vaikuttavat tuloksiin. Tuloksia tarkasteltaessa on muistettava, että materiaalikokeet on yleensä tehty muutamien kuukausien aikana, kun taas biofilmin kehitys voi kestää huomattavasti pidempään (Mohanakrishnan. 2009). On kuitenkin selvää, että eri materiaalit ovat erilaisia kasvualustoja; esimerkiksi kupari inhiboi mikrobikasvua kun taas yleisesti viemäriputkien materiaalina käytetty PE on mikrobeille kohtalaisen hyvä kasvualusta, kuten tutkimustuloksista voidaan huomata (Rogers ym. 1994 ja Hallam ym. 2001). Polyeteeneistä liukenevat aineet voivat lisätä mikrobien kasvua (Kekki. 2007). Karkeat materiaalit, kuten vanha valurauta tai sementti, luovat kuitenkin parhaat olosuhteet mikrobikasvustolle lähinnä karkean pintansa vuoksi. Mikrobien kasvualustana toimii myös sedimentti ja jätevedessä kulkevat suuremmat partikkelit, sillä mikrobikasvustoa muodostuu kaikille pinnoille (Campbell ja Reece. 2004). Sedimentti soveltuu yleensä hyvin biofilmin kasvualustaksi, sillä se on huokoinen ja sisältää biofilmin mikrobeille tärkeitä ravinteita (Ristenpart. 1995). Vedessä kulkevat partikkelit ovat luonnollisestikin samoin hyviä kasvualustoja kuten sedimentti. Biofilmin muodostumiseen ja kypsymiseen menee kuitenkin huomattavasti pidempi aika kuin jäteveden viipymä on viemärissä (Mohanakrishnan. 2009), mutta reaktioiden kannalta partikkeleihin kiinnittyneillä mikrobeilla on suuri merkitys niiden suuren pinta alan vuoksi. 3.2. Mikrobitoiminnan aiheuttamat reaktiot Orgaanista ainetta käyttäviä mikrobeja on sedimentissä, biofilmissä ja nesteessä. Nämä mikrobit, jotka käyttävät orgaanista ainetta ovat toisenvaraisia eli heterotrofeja (Campbell ja Reece. 2004). Jätevedessä tapahtuvat muutokset johtuvat pääosin

11 mikrobien metaboliasta aiheutuvista reaktioista. Mikrobien kannalta viemärissä on kolmenlaisia pääolosuhteita, joiden mukaan tapahtuvat reaktiot määräytyvät. Aerobisissa olosuhteissa tapahtuu aerobista soluhengitystä. Tällöin orgaanista ainetta muuttuu hiilidioksidiksi ja vedeksi. Anoksisissa olosuhteissa tapahtuu denitrifikaatiota. Täysin anoksiset olosuhteet ovat kuitenkin harvinaiset, sillä viemärissä typen yhdisteet ovat yleensä ammoniakkina tai sitoutuneena orgaaniseen aineeseen, jolloin nitraattipitoisuudet ovat hyvin pienet. Anaerobisessa tilanteessa merkittävimmät reaktiot ovat fermentaatio ja sulfaatin pelkistyminen (Hvitved Jacobsen. 2002). Sulfaattia pelkistäviä mikrobeja on vain biofilmissä ja sedimentin siinä osassa johon sulfaatit pääsevät (Norsker. 1995). Vesifaasissa sulfaatteja pelkistäviä mikrobeja ei yleensä esiinny, koska nämä mikrobit kasvavat hitaasti eivätkä siis ehdi kasvaa vesifaasissa. Pieniä määriä sulfaattia pelkistäviä mikrobeja löytyy vesifaasistakin biofilmin irtoamisen ja vesifaasiin kulkeutumisen myötä (Hvitved Jacobsen. 2002). Mikrobitoiminnan aiheuttamia reaktioita on esitetty kuvissa 1 ja 2. Hydrolyysi tuottaa partikkelimaisesta aineesta helposti biohajoavaa materiaalia mikrobien metaboliaa varten (kuva 2). Prosessi toimii niin aerobisissa, anoksisissa kuin anaerobisissa olosuhteissa (Campbell ja Reece. 2004). Orgaanisten aineiden ollessa kyseessä läsnä tulee olla katalyytti, sillä vain harvat orgaaniset aineet reagoivat esimerkiksi viemärissä veden kanssa. Viemärissä orgaanisen aineen hydrolyysissä katalyyttinä toimivatkin bakteerien erittämät entsyymit (Alberts ym. 2007). Näiden entsyymien ansiosta suuret orgaaniset molekyylit, kuten polysakkaridit, voidaan pilkkoa yksinkertaisiksi molekyyleiksi, joita mikrobit voivat käyttää. Hydrolyysin tarkoituksena onkin saada ravinteet liukoiseen muotoon, jotta ne pääsevät soluseinän lävitse tai voivat adsorboitua mikrobin pinnalle ja fermentaatio tai aerobinen respiraatio voi alkaa (Isoaho ja Valve. 1986). Mikrobiologinen raja liukoisuudelle on huomattavasti pienempi kuin viemäritekniikassa on yleensä totuttu pitämään liukoisena. Viemäritekniikassa liukoisuuden rajana on yleisesti käytetty 0,45 μm, joka on saatu suodatuksien ja sentrifugaation kautta. Mik

12 robiologiselta kannalta liukoisena voi pitää korkeintaan 10 4 μm kokoisia hiukkasia, koska soluseinä ei päästä läpi suurempia partikkeleita (Hvitved Jacobsen. 2004). Entsymaattinen hydrolyysi voi tapahtua solun sisällä, solun ulkopinnalla tai jopa bulkkiliuoksessa. Hydrolyysin mekanismi on kuitenkin sama tapahtumispaikasta riippumatta. Solun sisäiset ja ulkopinnalla toimivat (endo ja exocellular) hydrolyysit ovat kuitenkin huomattavasti tehokkaampia kuin irrallaan solusta olevien entsyymien (ekstracellular) toimintaan perustuva hydrolyysi. Syynä tähän on solusta irrallaan olevien hydrolyysientsyymien pieni konsentraatio; solulle on edullisempaa tuottaa entsyymiä sen välittömään läheisyyteen (Campbell ja Reece. 2004). Solusta irrallaan olevien hydrolyysientsyymien olemassaolo onkin yleensä seurausta virtauksen irrottamista soluista ja entsyymeistä. Aerobinen respiraatio eli soluhengitys on bakteereille tehokas tapa saada energiaa orgaanisesta aineesta. Tässä tapauksessa ravinteina toimivat aminohapot, hiilihydraatit ja rasvat. Aerobinen respiraatio tarkoittaa prosessia, jossa mikrobit aiheuttavat entsymaattisella toiminnallaan suuren energian omaavien yhdisteiden hajoamisen yksinkertaisemmiksi yhdisteiksi. Aerobinen respiraatio sisältää kolme vaihetta: glykolyysi, sitruunahappokierto ja hapettava fosforylaatio (Campbell ja Reece. 2004). Glykolyysi ei vaadi happea, mutta useimmat solut käyttävät kuitenkin sitä aerobisessa kataboliassaan saadakseen aloitusmateriaalia sitruunahappokiertoa varten. Glykolyysi tarkoittaa glukoosin pilkkomista pyruvaatiksi ja se tapahtuu sekä aerobisessa respiraatiossa että fermentaatiossa. Glykolyysiä ei tarvita, jos aloitusmateriaaliksi on saatavilla haihtuvia rasvahappoja. Haihtuvat rasvahapot, eli VFA, ovat erityisen hyvää materiaalia bakteerisolulle, sillä toisin kuin sokerit, VFA:n ei tarvitse käydä läpi glykolyysiä ennen mitokondrioon pääsemistä (Alberts ym. 2007). Sitruunahappokierto, joka tapahtuu mitokondrioissa, viimeistelee glukoosin pilkkomisen useiden vaiheiden kautta lopulta hiilidioksidiksi. Aerobisen respiraation viimeisessä vaiheessa, hapettavassa fosforylaa

13 tiossa, elektronin siirtoketju päättyy molekylaariseen happeen ja vetyyn muodostaen vettä (Campbell ja Reece. 2004). Aerobisessa respiraatiossa, kuten myös fermentaatiossa, glykolyysissä syntyy adenosiinitrifosfaattia, joka on solun energian varastoinnissa käytetty yhdiste. Aerobisessa prosessissa adenosiinitrifosfaattia eli ATP:tä syntyy kuitenkin huomattavasti suurempi määrä, koska sitruunahappokierto ja hapettava fosforylaatio käyttävät orgaanisen aineen huomattavasti tehokkaammin hyväkseen; hapen ollessa terminaalinen elektronin vastaanottaja lopputuotteena syntyy vain hiilidioksidia ja vettä (kuva 1). Viimeinen elektronin vastaanottaja voi olla myös typpi tai rikkiyhdiste, jolloin olosuhteet ovat joko anoksiset tai anaerobiset. Soluhengitys toimii periaatteessa silloin samalla tavalla kuin aerobisissa olosuhteissa, mutta käytännön kannalta sillä on suuri ero. Nitraatin ollessa elektronin terminaalinen vastaanottaja, toimii viemäri denitrifikaatioprosessina, jolloin jäteveden nitraattikonsentraatio pienenee (Hvitved Jacobsen. 2002). Sulfaatin ollessa elektronin siirtoketjun päässä viemärissä muodostuu sulfidia, joka reagoi ph:sta riippuen rikkivedyksi tai muiksi rikkiyhdisteiksi. Respiraatiossa yhtä glukoosimoolia kohti syntyy 38 moolia ATP:tä kun taas fermentaatiossa ATP:tä syntyy vain kaksi moolia. Energiatehokkuudeltaan aerobinen respiraatio onkin huomattavasti fermentaatiota parempi prosessi (Campbell ja Reece. 2004). Fermentaation avulla solut voivat hapettaa orgaanisia yhdisteitä ja siten tuottaa ATP:tä ilman happea. Yleensä adenosiinitrifosfaattia eli ATP:tä tuotetaan monimutkaisessa prosessissa hapettavalla fosforylaatiolla, jossa proteiiniin tai orgaaniseen yhdisteeseen lisätään fosfaattia bakteerien sisältämien entsyymien avulla. Ilman elektronegatiivista happea fosforylaatio kuitenkin lakkaa. Solujen on silti tuotettava ATP:tä energiataloutensa ylläpitämiseen. Tässä tilanteessa solut käyttävät substraattifosforylaatiota, jossa fosfaatin lisääminen yhdisteeseen tapahtuu ilman happea (Campbell ja Reece. 2004). Substraattifosforylaatio onkin energiatehokkuudeltaan hapettavaa fosforylaatiota heikompi, joka selittää osaltaan fermentaation huonomman tehokkuuden aerobiseen respiraatioon nähden.

14 Hapettomissa olosuhteissa glukoosin hapetusprosessi tapahtuu glykolyysin avulla. Glykolyysissä glukoosin hapettaa koentsyymi NAD + (nikotiiniamidiadeniininukleotidi, C 21 H 27 N 7 O 14 P 2 ) hapen sijasta. Tällöin glukoosimolekyyli hajoaa kahdeksi pyruvaattimolekyyliksi ja lisäksi reaktiossa vapautuva energia aiheuttaa ATP:n syntymisen. Tämä ravinteiden anaerobinen katabolia kuluttaisi solun NAD + varastot loppuun pian, ellei solulla olisi mahdollisuutta regeneroida NAD + :a. Solut kuitenkin pystyvät regeneroimaan NAD + :a hapettamalla glykolyysin lopputuotteita. Tällöin pyruvaatti ei mene mitokondrioihin, vaan se jää solulimaan ja poistuu hapetuksen jälkeen erilaisina jätteinä (mm. etanoli) (Campbell ja Reece. 2004). Fermentaatio on siis glykolyysin lisäprosessi, jossa glykolyysin lisäksi regeneroidaan NAD + :a ja saadaan lopputuotteena pyruvaatista johdettuja tuotteita. Viemärissä lopputuotteena asidogeneesin kautta saadaan haihtuvia rasvahappoja, kuten esimerkiksi etikkahappoa ja propionihappoa. Fermentaatioprosessissa siis vähenee proteiinien, hiilihydraattien ja lipidien konsentraatio liuoksessa ja haihtuvien rasvahappojen osuus kasvaa (Hvitved Jacobsen. 2002). Tällä on myönteinen seuraus viemärissä tai puhdistamolla tapahtuvaan orgaanisen aineen reduktioon, sillä VFA on helposti mikrobien hyödynnettävissä aerobisissa olosuhteissa. Fermentaatioprosessia seuraa olosuhteista riippuen metanogeneesi, eli metaanin muodostuminen tai sulfaatin pelkistys. Nämä reaktiot ovat ehdottoman anaerobisia. Olosuhteet eivät kuitenkaan välttämättä salli aina metanogeneesiä; sulfaatin läsnäolo inhiboi metaania tuottavien arkkieliöiden toimintaa huomattavasti. Sulfaattia onkin jätevesissä läsnä runsaasti, joten metanogeneesi jää yleensä marginaaliseksi reaktioksi yhdyskuntien jätevesissä. Kuitenkin syvällä sedimentissä metanogeneesiä voi tapahtua, koska happi ja sulfaatti eivät välttämättä tunkeudu syvälle sedimenttiin (Hvitved Jacobsen. 2002). Tällöin metaania voi muodostua joko vetyä tai asetaattia käyttävien metaaniarkkien toimesta. Vetyä käyttävä mekanismi ei kuitenkaan ole yleinen lukuun ottamatta joitain erikoistapauksia. Viemärisysteemeissä metanogeneesi tapahtuukin yleensä asetaattia käyttävien arkkien toimesta. Tällöin sedimentissä muodostuu metaania ja hiilidioksidia (Salkinoja Salonen. 2002).

15 Kuva 1. Periaatekuva orgaanisen aineen muutoksista ja välituotteista jätevedessä (Hvitved Jacobsen. 2002). Orgaanisen aineen muutoksissa kuvan 1 tärkeimmät prosessit ovat hydrolyysi sekä aerobiset ja anaerobiset reaktiot. Hydrolyysin tuloksena suuret orgaaniset molekyylit pilkkoutuvat pienemmiksi molekyyleiksi, kuten esimerkiksi monosakkarideiksi. Sokereiden, aminohappojen ja pitkäketjuisten rasvahappojen spesifiset muutospolut eivät ole työn kannalta oleellisia, sillä näiden reaktioiden tuloksena syntyy keskenään suurin piirtein samoin käyttäytyviä välituotteita. Nämä välituotteet ovat pienimolekyylisiä, helposti biohajoavia yhdisteitä, kuten esimerkiksi haihtuvia rasvahappoja. Helposti biohajoavaa orgaanista ainetta käytetään sen jälkeen joko aerobisiin tai anaerobisiin

16 prosesseihin (kuva 2). Aerobisissa olosuhteissa aine muuttuu biomassaksi sekä hiilidioksidiksi ja vedeksi. Hapettomassa tilanteessa voi syntyä lisäksi rikkivetyä tai metaania. Kuva 2. Aerobisten ja anaerobisten prosessien yhdistetty periaatekuva (Hvitved Jacobsen, 2002). Kuvan 1 lisäksi myös kuvassa 2 on esitetty viemärissä tapahtuvia mikrobitoiminnan aiheuttamia reaktioita viemärissä. Hydrolyysi tuottaa helposti biohajoavaa substraattia aerobisia ja anaerobisia prosesseja varten. Näissä prosesseissa mikrobit käyttävät substraatin hyväkseen muodostaen biomassaa. Anaerobisissa olosuhteissa biomassan tuoton lisäksi syntyy fermentaation sivutuotteita, jotka ovat haihtuvia rasvahappoja. Sulfaatin läsnä ollessa fermentaatiossa syntyneet haihtuvat rasvahapot kuluvat sulfaatteja pelkistävien mikrobien metaboliaan.

17 3.3. Sedimentti Sedimentin muodostuminen määräytyy hydraulisten ominaisuuksien ja veden laadun mukaan (Ashley ym. 2001). Sedimentin muodostuminen ei ole toivottavaa muun muassa viemärin hydraulisten ominaisuuksien huonontumisen vuoksi. Sedimentti mahdollistaa myös metaania muodostavien metanogeenisten bakteerien kasvun. Suurten virtaamien aikaan sedimenttiä yleensä myös irtoaa ja se voi aiheuttaa kuormituspiikin puhdistuslaitoksella (Sakrabani ym. 2009). Sedimentin muodostumista pyritäänkin ehkäisemään mitoittamalla viemäriputket siten, että saadaan aikaan riittävän suuri virtausnopeus vähintään kerran vuorokaudessa. Virtausnopeuden aiheuttamat leikkausvoimat estävät kiintoaineen kertymisen viemärin pohjalle (Karttunen. 2004). Sedimentti voi koostua lähes mistä tahansa laskeutuvasta aineksesta. Pääkomponentit ovat yleensä huonosti biohajoava orgaaninen aine ja epäorgaaninen kiintoaine, mutta sedimentin huokosissa ja pinnalla voi olla myös biofilmiä. Sedimentin ikä vaikuttaa suuresti sen koostumukseen; vanhoissa sedimenteissä orgaaninen aine on yleensä hajonnut ja epäorgaanisen kiintoaineen osuus on selvästi noussut (Ristenpart. 1995). Tämä aiheuttaa sen, että sedimentin hapenkulutus laskee iän funktiona. Tuoreen sedimentin ollessa kyseessä hapenkulutus kuitenkin nousee aluksi biofilmin muodostumisen vuoksi (Vollertsen ja Hvitved Jacobsen. 2000). Sedimentissä tapahtuvia reaktioita ovat fermentaatio, metanogeneesi ja sulfaattien pelkistys riippumatta viemäriveden happipitoisuudesta; happi ei kulkeudu sedimentissä kovinkaan syvälle, joten vaikka vesifaasin olosuhteet olisivatkin aerobiset, niin aerobinen respiraatio on mahdotonta sedimentin sisällä (Ristenpart. 1995). Fermentaatio tapahtuu sedimentissä samoin kuten biofilmilläkin anaerobisissa olosuhteissa; tämän vuoksi aerobisissa olosuhteissa viettoviemärissä tapahtuu jonkin verran fermentaatiota.

18 4. Jäteveden laatu 4.1. Orgaaninen kuorma Orgaanista ainetta on vaikea määritellä yksiselitteisesti, sillä jätevesi sisältää esimerkiksi proteiineja, hiilihydraatteja, lipidejä ja rasvahappoja. Sen vuoksi orgaanisen kuorman arviointiin on olemassa useita eri mittayksiköitä. Yleisimpiä näistä ovat biologinen hapenkulutus (BOD), kemiallinen hapenkulutus (COD), orgaaninen kokonaishiili (TOC) ja liuennut orgaaninen hiili (DOC), joista yleisimmin käytetään biologista hapenkulutusta. Biologinen hapenkulutus ilmoitetaan yleensä Suomessa seitsemän päivän hapenkulutuksena BOD 7 (mgo 2 /l). BOD kertoo siis hapen määrän, joka kuluu mikrobien käyttäessä orgaanista ainetta energiantuotantoonsa. Hapen kulutusta aiheuttaa viemärissä myös esimerkiksi nitrifikaatio. Nitrifikaation aiheuttama hapenkulutus tuleekin erottaa heterotrofisten, orgaanista hiiltä käyttävien bakteerien aiheuttamasta hapenkulutuksesta jos halutaan analysoida tarkasti vain orgaanista kuormaa (Sawyer. 2003). Biologiset hapenkulutuksen osat voidaan erottaa toisistaan kuvan 3 mukaisesti. Kuva 3. BOD kuvaaja. Orgaanisen aineen hapettamisen ja nitrifkaation erot (Sawyer, 2003).

19 Yhdyskuntajäteveden ollessa kyseessä BOD 7 määrityksessä orgaanisesta aineesta hapettuu yleensä noin 60 70 %. Orgaanisen aineen määrää voi arvioida myös mielivaltaisesti valitulla pidemmällä inkubointiajalla. Tässä työssä BOD on määritetty 21 päivän hapenkulutuksena, jolloin käytännöllisesti katsoen kaikki biohajoava aine on hapettunut (Sawyer. 2003). 20 päivän inkubointiajalla saavutetaan yleensä 95 99 % orgaanisen aineen hapettuminen (Salkinoja Salonen, 2002). 4.2. Redox potentiaali Suurin osa viemärissä tapahtuvista reaktioista on hapetus pelkistys reaktioita. Redoxpotentiaali kuvaa näiden reaktioiden välisiä suhteita, joten sen avulla voidaan kuvata viemärissä vallitsevia olosuhteita. Varsinkin biologisten reaktioiden kuvaamiseen redox on hyvä apukeino, sillä erilaiset biologiset reaktiot vaativat selvästi erilaiset redoxolosuhteet (Hvitved Jacobsen. 2002). Aerobisissa olosuhteissa redox potentiaali on positiivisella alueella (+50 +200 mv). Redoxin ollessa lähellä nollaa olosuhteet ovat anoksiset. Anaerobiset reaktiot vallitsevat redoxin ollessa selvästi negatiivinen ( 50 300 mv). Redox potentiaalin perusteella voidaan arvioida mitkä mikrobit ovat aktiivisia ja minkälaisia reaktioita mikrobit toiminnallaan aiheuttavat. Redox potentiaali kuvaa viemärissä jäteveden hapetus tai pelkistyskykyä. Sen avulla voidaan siis kuvata viemärissä vallitsevia reaktio olosuhteita. Viemärivesissä redoxpotentiaalin avulla onkin hyvä arvioida esimerkiksi biologista toimintaa. Hapetuspelkistysreaktiot eivät nimestään huolimatta tarvitse välttämättä happea; reaktioissa elektronin vastaanottajana voi toimia jokin muukin aine kuin happi. Kuitenkin aerobisissa olosuhteissa viettoviemäreissä hapen rooli redox reaktioissa on suuri. Hapen lisäksi elektronin vastaanottajana voivat olla myös typpi tai rikkiyhdisteet, mutta hapellisissa olosuhteissa hapetusreaktiot dominoivat selvemmin kuin muissa tapauksissa. Osaltaan tähän on syynä se, että pääosa viemärin reaktioista on biologisia. Biologisissa reaktioissa, eli mikrobien metaboliassa, hapellisissa olosuhteissa tuotetaan energiaa

20 tehokkaammin (Campbell ja Reece. 2004), kun taas joissain kemiallisissa prosesseissa esimerkiksi sulfaatti olisi paras elektronin terminaalinen vastaanottaja. Viemärissä redox potentiaali siis riippuu lähinnä hapen konsentraatiosta jätevedessä. Gravitaatioviemärissä, jossa happea siirtyy yleensä jatkuvasti veteen ja konsentraatio pysyy riittävän korkeana, redox potentiaali on yleensä selvästi positiivinen (+50 +300 mv) (Hvitved Jacobsen. 2002). Tällöin mikrobitoiminnan myötä helposti hajoava orgaaninen aines hapettuu. Paineviemäreissä taas happi kuluu nopeasti loppuun, jolloin dominoivina reaktioina ovat pelkistysreaktiot ja redox negatiivinen ( 50 300 mv). Tällöin mikrobien metaboliareaktiona toimii fermentaatio ja elektronin terminaalisena vastaanottajana esimerkiksi sulfaatti (Campbell ja Reece. 2004). 4.3. Happipitoisuus Perusreaktiot jätevedessä ovat hapetus pelkistysreaktioita. Hapellisissa olosuhteissa happi toimii elektronin vastaanottajana ja luovuttajana toimii yleensä orgaaninen aine tai ammoniumtyppi. Hapen kulutus viemärissä johtuu siten mikrobien aiheuttamasta orgaanisen aineen hapettamisesta sekä muiden pelkistyneiden aineiden hapettamisesta (Hvitved Jacobsen. 2002). Happi mahdollistaa soluhengityksen biofilmillä, joten aerobisissa prosesseissa tulisikin olla riittävästi happea saatavilla. Sen avulla mikrobit voivat hajottaa orgaanista ainetta tehokkaasti. Paineviemärissä liukoisen hapen määrällä on erilainen merkitys. Kun paineviemärissä happipitoisuus on yli 1 ppm (1 mg/l), se estää sulfidien ja sitä kautta rikkivedyn muodostumisen (Norsker. 1995). Kuitenkin yli 1 mg/l happipitoisuus aiheuttaa sen, että viemärissä kulutetaan mikrobitoiminnan myötä syntyneet helposti biohajoavat tuotteet kuten VFA (Tanaka ym. 2000b). Käytännössä liuennutta happea, mikäli sitä on, kuluu siis viemärissä kaikkialla, missä on mikrobitoimintaa niin paine kuin viettoviemärissäkin.

21 Hapen kulutus muuttuu huomattavasti jäteveden laadun myötä; suuri orgaanisen aineen konsentraatio ja mahdollisimman pieni partikkelikoko kuluttavat happea nopeasti. Mitä helpommin orgaaninen aines on hyödynnettävissä, sitä nopeampaa on hapenkulutus. Myös lämpötilalla on hapen kulutusnopeutta kasvattava vaikutus. Koska lämpötilan nousu nostaa mikrobien aktiivisuutta, niin samalla kasvaa myös hapenkulutus. Muita epäsuoria vaikuttajia hapenkulutukseen ovat muun muassa jäteveden viipymä viemärissä ja viemärin tekniset ominaisuudet (paine tai viettoviemäri), jotka muokkaavat jäteveden orgaanisen aineen ominaisuuksia. Hapen massatasapaino on tärkeää viemärin mikrobitoiminnalle. Hapen huono liukoisuus veteen, aineensiirron vastus kaasu neste rajapinnalla sekä hapen kuluminen viemärissä aiheuttavat sen, että happi on usein rajoittava tekijä aerobisissa prosesseissa (Hvitved Jacobsen. 2002). Happitasapainoa tutkittaessa tulee ottaa huomioon liukoisen hapen kyllästysarvo, joka kasvaa lämpötilan laskiessa. Hapen liukoisuutta lämpötilan funktiona voidaan arvioida yleisesti käytetyllä kaavalla 6 (Hvitved Jacobsen. 2002), josta on laskuesimerkki liitteessä 1. 14,652 0,41022 0,00799 0,00007733 (6) missä ä ö ä ö ä ö

22 Tutkittaessa liukoisen hapen konsentraatiota jätevedessä on otettava huomioon puhtaan veden ja jäteveden erot. Puhtaaseen veteen yleensä liukenee enemmän happea. Laskuissa on siis otettava huomioon korjauskerroin β, joka on yleensä noin 0,8 0,95 (Hvitved Jacobsen. 2002). Jäteveden liukoisen hapen määrä lämpötilan ja paineen funktiona voidaan siis laskea kaavalla 7., (7) Viemärivedessä liuennut happi kuluisi hyvin nopeasti loppuun ilman aineensiirtoa kaasu ja nestefaasin välillä. Tämä hapensiirto ilman ja viemäriveden välillä koskee lähinnä gravitaatioviemäreitä, mutta myös paineviemärien pumppukaivoissa veteen pääsee liukenemaan happea. Kaasun siirtymistä vesifaasiin kuvataan useilla aineensiirtomalleilla. Yleisimmin käytetyt ovat kaksoisfilmiteoria, pinnanuudistusteoria ja penetraatioteoria. Viemäritekniikassa hapen siirtymisen periaatetta kuvataan usein kaksoisfilmiteorialla, sillä se on havainnollinen ja selittää aineensiirron perustalla olevat mekanismit. Käytännön sovelluksissa hapensiirtoa on järkevämpää kuitenkin arvioida empiiristen mallien avulla (kaava 8) (Hvitved Jacobsen. 2002). Hapensiirtonopeuden laskuesimerkki on esitetty liitteessä 1., (8) missä, ä 0,95 ä ö, ä 1,024 &, 1961,

23 Kokonaishapensiirtokertoimelle on laskettu useita empiirisiä kaavoja. Kaavat on esitetty taulukossa 1. Laskuesimerkki kokonaishapensiirtokertoimen laskemisesta on liitteessä 1. Taulukko 1. Kokonaishapensiirtokertoimia Lähde Krenkel & Orlob Owens ym Parkhurst & Pomeroy Tsivoglou & Neal Taghizadeh Nasser Jensen 0,121,, 0,00925,, 0,96 1 0,17 0,4 /, 0,86 1 0,2 ä ä ä ä, ä Pumppukaivot, miesluukut, risteyksen ja muut samankaltaiset poikkeavuudet viemärissä aiheuttavat ylimääräistä turbulenssia ja vapaata pudotusta. Näissä paikoissa hapensiirto tehostuu huomattavasti; turbulenttisuus siirtää hapen tehokkaammin pintakerroksesta alaspäin ja vapaan pudotuksen aiheuttama pisarointi lisää hapensiirron

24 pinta alaa ja näin edesauttaa hapen siirtymistä. Nämä kohteet ovat yleensä hyvin spesifisiä, eikä niiden aiheuttamaa hapensiirron lisäystä voida välttämättä yleistää (Hvitved Jacobsen. 2002). Happea kuluu niin nopeasti kuin mikrobit ehtivät hyödyntämään käytettävissä olevaa substraattia niin bulkkiliuoksessa, biofilmillä kuin sedimentissäkin. Mikrobilajisto ja aktiivisuus voidaan olettaa vakioksi tietyssä paikassa, joten hapen kulutukseen vaikuttaa vain jäteveden orgaanisen aineen kokojakauma ja biohajoavuus. Helposti biohajoavaa ainetta sisältävä viemärivesi kuluttaa myös happea nopeammin (Hvitved Jacobsen. 2002). Biologisen toiminnan aktiivisuus riippuu myös reaktiopinta alan ja virtaaman suhteista. Tätä suhdetta voidaan kuvata useilla parametreilla. Hapen kulutusta gravitaatioviemärissä on järkevä kuvata vesisyvyyden ja viemärin halkaisijan suhteella, koska samalla suhdeluvulla voidaan arvioida myös hapen siirtymistä ilmasta veteen. Syvyyden ja halkaisijan suhteesta y/d voidaan putkessa arvioida märkäpiirin ja virtauspinta alan suhdetta. Tämän perusteella syvyyden kasvaessa suhteellinen reaktiopinta ala pienenee riippumatta putkikoosta. Jäteveden korkea lämpötila aiheuttaa hapen nopean kulumisen; sen lisäksi, että lämpimässä vedessä maksimi DO on pienempi kuin kylmässä, lämpö myös kiihdyttää biologista ja kemiallista toimintaa. Sekä biologinen että kemiallinen reaktionopeuden muuttuminen noudattaa van't Hoff:n reaktiokinetiikkaa, jossa reaktionopeudet suunnilleen kaksinkertaistuvat lämpötilan noustessa 10 asteella (Chaplin. 2004). 4.4. Typpiyhdisteet Typen kokonaismäärällä on yleensä tärkeä merkitys jätevesianalyyseissä, sillä se on fosforin tavoin vesistöjen rehevöitymiseen vaikuttava ravinne. Viemärissä tapahtuviin hapetus pelkistysreaktioihin typellä ei kuitenkaan ole niin paljon merkitystä, koska

25 anoksisiin olosuhteisiin vaadittavaa nitraattia tai nitriittiä ei jätevedessä juuri ole (Mathioudakis ja Aivasidis. 2009). Jäteveden typpi onkin yleensä sitoutuneena orgaaniseen aineeseen tai ammoniumtyppenä. Ammoniumtyppeä kuluu viemärissä lähinnä assimilaatiossa, eli mikrobien metaboliassa rakennusaineena. Tämä ei kuitenkaan vähennä ammoniumtypen pitoisuutta juurikaan, sillä solujen kuollessa suuri osa ammoniumtypestä vapautuu takaisin vesifaasiin (Karttunen. 2004). Nitrifikaatio denitrifikaatio prosessi toimii viemärissä samaan tapaan kuten puhdistamojenkin typenpoistossa. Ammoniumtyppi lohkotaan irti orgaanisesta aineesta, jonka jälkeen se nitrifioidaan nitraatiksi. Tämän jälkeen se saatetaan denitrifikaatiolla alkuainetypeksi, jolloin se vapautuu kaasufaasiin. Viemärissä prosessi on tehoton, johtuen reaktion eri vaiheiden erilaisista vaatimuksista; nitrifikaatio vaatii hapen läsnäolon, kun taas denitrifikaatio on anaerobinen prosessi. Nitrifioivat bakteerit eivät myöskään siedä korkeita orgaanisen aineen pitoisuuksia; ne ovat autotrofeja ja ottavat metaboliaansa tarvitsemansa hiilen hiilidioksidista (Salkinoja Salonen. 2002). Nitrifioivien bakteerien energiatehokkuuskin on vaatimaton ja ne tarvitsevat riittävän lämpimät olosuhteet, eli vähintään yli 15 C, joskin optimaalinen lämpötila on huomattavasti korkeampi (Karttunen. 2004). Denitrifioivat bakteerit taas ovat heterotrofeja ja siis tarvitsevat helposti hyödynnettävän hiililähteen. Anoksiset olosuhteet, joissa denitrifioivat bakteerit käyttävät hyväkseen orgaanista ainetta, eivät ole viemäreissä tavallisia. Kuitenkin joissain tapauksissa tällaiset olosuhteet voidaan luoda keinotekoisesti, jotta estettäisiin anaerobinen rikkivedyn muodostuminen. Nitraatin syöttäminen haju ja korroosiohaittojen estämiseksi jäteveteen hapen sijaan voi olla järkevä vaihtoehto (Mathioudakis ja Aivasidis, 2009). Nitraatin syöttämisestä jäteveteen voi kuitenkin tulla ongelma, ellei syötön määrää tarkkailla jatkuvasti, sillä nitraatti on ravinne, joka pyritään poistamaan jätevesistä puhdistamoilla.