Typenpoisto jätevedenpuhdistamoiden jälkeisillä laajoilla kosteikoilla

Prosessi- ja ympäristötekniikan osasto Vesi- ja ympäristötekniikan laboratorio Diplomityö Typenpoisto jätevedenpuhdistamoiden jälkeisillä laajoilla kosteikoilla Oulussa 3.8.2012 Tekijä: Markus Savikuja Työn valvoja: Bjørn Kløve professori Työn ohjaajat: Esko Lakso professori emeritus Jarmo Sallanko tekniikan tohtori

OULUN YLIOPISTO Teknillinen tiedekunta Osasto Prosessi- ja ympäristötekniikan osasto Tekijä Savikuja, Markus Ilmari Tiivistelmä opinnäytetyöstä Koulutusohjelma Ympäristötekniikan koulutusohjelma Työn valvoja Kløve B, prof. Työn nimi Typenpoisto jätevedenpuhdistamoiden jälkeisillä laajoilla kosteikoilla Opintosuunta Työn laji Aika Sivumäärä Vesi- ja geoympäristötekniikka Diplomityö Elokuu 2012 115 s., 15 s., 3 liitelehteä Tiivistelmä Työn tavoitteena oli selvittää ja kokeilla erilaisia menetelmiä jätevedenpuhdistamon kesäaikaisen typenpoiston tehostamiseksi laajoja jälkikäsittelykosteikkoja hyödyntäen. Tutkittujen kosteikkojen puhdistustehoa seurattiin myös yleisemmin. Keskeisenä osana tehtiin virtaamamittauksiin ja laskennalliseen tarkasteluun perustuvaa arviointia sateen ja haihdunnan vaikutuksesta kosteikkojen hydrologiaan ja jäteveden pitoisuuksiin. Lisäksi tehtiin yleinen aihepiiriin johdatteleva katsaus jätevesiä käsitteleviin kosteikkoihin ja niiden käyttöön Suomessa ja maailmalla. Biologiseen typenpoiston vaikuttavia tekijöitä selvitettiin kirjallisuuden perusteella. Tutkimuskohteina työssä olivat Lakeuden Keskuspuhdistamon ja Siikalatvan Keskuspuhdistamon jälkikäsittelykosteikot Pohjois-Pohjanmaalla. Lakeuden järviruokoa kasvava kosteikko on kooltaan 17,1 ha ja sen mitoitusvirtaaman mukainen hydraulinen kuorma on 45 mm/d. Siikalatvan entiselle turvetuotantoalueelle perustetun kosteikon vastaavat tunnusluvut ovat 24,5 ha ja 6 mm/d. Lakeuden Keskuspuhdistamolla toteutettuja kokeita typenpoiston tehostamiseksi olivat pinnankorkeuden vaihtelu, virtauksen pysäytys ja laitosnitrifiointi. Kosteikon pinnankorkeutta vaihdeltiin viikkorytmissä n. 2 kk:n ajan kosteikonpohjan hapettamiseksi. Virtaus pysäytettiin kahdeksan päivän ajaksi viipymän tilapäiseksi kasvattamiseksi. Laitosnitrifioinnissa kokeiltiin laitoksen toimivuutta biologisen typenpoiston nitrifikaatiovaiheena ja kosteikon toimivuutta denitrifikaatiovaiheena. Jäteveden laadun seurantaan käytettiin kenttämittareita ja jätevedelle tyypillisiä laboratorioanalyysejä, kuten typpi- ja fosforipitoisuudet. Kokeilluista menetelmistä saatiin viitteitä niiden potentiaaleista, mutta ei valmista ratkaisua typenpoiston välittömäksi parantamiseksi. Pinnankorkeuden vaihtelun taso jäi liian alhaiseksi, mutta pysäytyskokeen voimakkaamman pinnanlaskun jälkeen nitrifikaatio tehostui kosteikolla. Laitosnitrifiointikoe osoitti nitrifioivan ajon olevan mahdollista Lakeuden Keskusupuhdistamolla syksyisin, mutta ei ongelmitta. Menetelmän käyttöönotto edellyttäisi laitoksen prosessin kehittämistä nitrifikaation ehdoilla; alkalin lisäämistä ja nitrifikaation aiheuttamien ongelmien ratkaisemista selkeytyksessä ja lietteenerotuksessa. Yksinkertaisin, varmin ja käyttökustannuksiltaan edullisin tapa typenpoiston parantamiseen on kosteikon laajentaminen. Molempien kosteikkojen puhdistustulokset olivat pääosin hyviä. Typenpoisto jäi Lakeudella alhaiselle tasolle (28 %), mutta Siikalatvalla typpeä poistui tehokkaasti (68 %). Fosforia puolestaan Lakeudella poistui tehokkaasti (79 %) ja Siikalatvan jäi käytännössä nollapoistumaan laitoksen tehokkaan fosforinpoiston vuoksi. Ainoa huomattava huuhtouma oli COD-pitoisuuden nousu Siikalatvan kosteikolla lämpimimpinä kesäkuukausina. Sadannan ja haihdunnan huomiointi osoittautui molemmilla kosteikoilla välttämättömäksi ainakin pitkien hellejaksojen yhteydessä ja runsaiden sateiden jälkeen. Säilytyspaikka Tiedekirjasto Tellus Muita tietoja

UNIVERSITY OF OULU Faculty of Technology Department Dept. of Process and Environmental Engineering Author Savikuja, Markus Ilmari Thesis Abstract Degree Programme Degree Programme in Environmental Engineering Thesis Supervisor Kløve B, Prof. Title of Thesis Removal of nitrogen using wide wetlands as advanced wastewater treatment Major Subject Type of Thesis Submission Date Number of Pages Water and Geoenvironmental Engineering Master's Thesis August 2012 115 p., 15 p., 3 App. Abstract The aim of this thesis was to find out and experiment different kinds of methods to enhance summer time nitrogen removal using wide treatment wetlands. Overall removal efficiency of investigated wetlands was also studied. The effect of rainfall and evapotranspiration on the wetland hydrology and contaminant concentrations was studied by flow measurements and computational models. A general literature review was composed on wastewater treatment wetlands and their utilisation in Finland and on a global scale. Factors contributing to biological nitrogen removal were studied based on literature. Treatment wetlands examined in this study were at central municipal wastewater treatment plants of Lakeus (Lakeuden Keskuspuhdistamo) and Siikalatva (Siikalatvan Keskuspuhdistamo), both located in Northern Ostrobothnia, Finland. The 17,1 hectare phragmites dominant wetland at Lakeus has a hydraulic load of 45 mm/d. The wetland at Siikalatva is established on a former peat production bog with area of 24,5 ha and a hydraulic load of 6 mm/d. Three experiments were conducted at Lakeus for enhancing nitrogen removal: fluctuation of water level, ceasing the flow, and nitrification at the plant. The water level of the wetland was fluctuated weekly for about two months in order to aerate the bottom of the wetland. The flow was ceased for eight days to increase the hydraulic retention time temporarily. Nitrification was trialled at the plant by adjusting the process, whereby the capability of the wetland as a denitrification phase was observed. The quality of the wastewater was monitored using field measurements and laboratory analyses, such as nitrogen and phosphorus content. None of the studied methods gave a conclusive solution for enhancing nitrogen removal but they showed some potential. The fluctuation of the water level was too low to induce notable effects in removal rates. Instead, ceasing the flow enhanced nitrification in the wetland. The nitrification trial at the plant showed that nitrifying conditions can be achieved at the plant in autumn. However, implementation of the method requires addition of alkali and solving the problems in sludge settling and separation. The simplest solution with low operating costs for enhancing nitrogen removal would be to expand the wetland. Both wetlands achieved mainly good removal rates. Nitrogen removal was low at Lakeus (28%) but at Siikalatva it was 68%. Phosphorus concentrations decreased efficiently at Lakeus (79%). At Siikalatva, instead, practically no phosphorus was removed at the wetland due to efficient phosphorus removal at the plant. The only significant negative reduction was with COD at Siikalatva during the warmest summer months. It was considered necessary to take the effect of rainfall and evapotranspiration into account at least during heat waves and after heavy rains. Place of Storage University of Oulu, Science Library Tellus Additional Information

Alkusanat Tämän diplomityön aiheena oli jätevedenpuhdistamoiden jälkeiset laajat kosteikot, joista varsinaista tutkimusta ei oltu vielä tehty Suomessa. Aiempi tutkimus on kohdistunut pienempiin, viipymältään 1 4 päivän kosteikkoihin. Työssäni pyrin vastaamaan osaltani kohdekosteikkojen tutkimustarpeisiin, joissa typenpoiston parantaminen oli keskeisin asia. Tavoitteena oli, että työn tulokset hyödyttävät myös muita puhdistamoja, joilla luonnollista kosteikkokäsittelyä suunnitellaan osaksi puhdistamon prosessia. Diplomityö tehtiin Oulun yliopiston Vesi- ja ympäristötekniikan laboratoriossa. Työn kokeellinen osuus tehtiin kesä joulukuussa 2011 ja sen kohteena olivat konkreettiset toteuttajatahot Lakeuden Keskuspuhdistamo oy ja Siikalatvan Keskuspuhdistamo oy. Hankkeen muut rahoittajat olivat VVY:n Vesilaitosten kehittämisrahasto, Pohjois- Suomen Vesivaliokunta, Kuusamon energia- ja vesiosuuskunta sekä Maa- ja vesitekniikan tuki ry. Haluan kiittää hankkeen järjestelystä ja asiantuntevista neuvoista työni ohjaajia emeritusprofessori Esko Laksoa ja TkT Jarmo Sallankoa sekä työni valvojaa professori Bjørn Kløveä. Suuret kiitokset Lakeuden ja Siikalatvan puhdistamoiden koko henkilökunnille kaikesta avusta ja yhteistyöstä. Kiitos myös muille apua tai tietoja tarjonneille sekä tietysti perheelleni. Oulussa 3.8.2012 Markus Savikuja

Sisällysluettelo Tiivistelmät... 2 Alkusanat... 4 Lyhenneluettelo... 9 Kuvaluettelo... 10 1 Johdanto... 12 2 Jätevesien kosteikkokäsittely... 14 2.1 Luonnollinen jätevesien käsittely... 14 2.2 Vesienkäsittelykosteikot... 15 2.2.1 Vesienkäsittelykosteikon määritelmä... 15 2.2.2 Kosteikkojen ryhmittely... 16 2.2.3 Vapaan vesipinnan kosteikot... 17 2.2.4 Maanalaisen virtauksen kosteikot... 18 2.3 Kosteikon rooli yhdyskuntajäteveden puhdistuksessa... 18 2.4 Kosteikkokäsittely Suomessa... 19 2.5 Kosteikkokäsittely maailmalla... 21 2.5.1 Kosteikot lämpimillä alueilla... 21 2.5.2 Kosteikot viileillä alueilla... 22 2.6 Muita vesienkäsittelykosteikkojen sovelluskohteita... 23 3 Jätevettä puhdistavat prosessit kosteikossa... 24 3.1 Puhdistumisen mekanismit yleisesti... 24 3.2 Typen prosessit... 25 3.2.1 Kosteikkovesien typpi... 25 3.2.2 Typen prosessit kosteikossa... 26 3.2.3 Nitrifikaatio... 27 3.2.4 Denitrifikaatio... 29 4 Työssä tutkitut kosteikot... 31 4.1 Lakeuden keskuspuhdistamo... 31 4.1.1 Lakeuden Keskuspuhdistamon prosessi... 32 4.1.2 Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikko... 33 4.1.3 Viipymä Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikolla... 34 4.2 Siikalatvan Keskuspuhdistamo... 34 4.2.1 Siikalatvan Keskuspuhdistamon prosessi... 35

4.2.2 Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikko... 36 4.2.3 Viipymä Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikolla... 37 4.3 Tutkittujen jätevesien lämpötilat... 38 4.4 Kemiallisen hapenkulutuksen kasvu Siikalatvan kosteikolla... 40 4.4.1 Pahanevan turvetuotannon aikaiset tulokset... 40 4.4.2 Vertailu Kurunnevaan... 41 4.4.3 Vertailu Hirvilampeen... 42 5 Typenpoisto tutkituilla kosteikoilla... 43 5.1 Typenpoiston tulokset Lakeuden Keskuspuhdistamolla... 43 5.1.1 Tulokset laajentamattomalla kosteikolla ja koekentällä... 43 5.1.2 Velvoitetarkkailun tulokset laajennetulla kosteikolla... 44 5.2 Typenpoiston tulokset Siikalatvan Keskuspuhdistamolla... 47 6 Menetelmiä typenpoiston tehostamiseksi... 49 6.1 Pinnankorkeuden vaihtelu... 49 6.2 Laitosnitrifiointi... 50 6.3 Kosteikon laajentaminen... 51 6.4 Hydrauliikan parantaminen... 53 6.5 Kasvillisuuden lisääminen... 54 6.6 Kasvillisuuden poisto... 55 6.7 Puhdistetun jäteveden hapettaminen... 56 6.8 Hiililähteen parantaminen... 56 7 Tutkimusmenetelmät... 57 7.1 Vedenlaadun seuranta... 57 7.2 Kokeet... 57 7.2.1 Pinnankorkeuden vaihtelu... 57 7.2.2 Virtauksen pysäytys... 58 7.2.3 Laitosnitrifiointi... 58 7.3 Virtaamien seuranta... 59 7.3.1 Tulovirtaama... 59 7.3.2 Menovirtaama Lakeuden Keskuspuhdistamolla... 59 7.3.3 Menovirtaama Siikalatvan Keskuspuhdistamolla... 61 7.3.4 Sadanta ja haihdunta... 64 7.4 Virtaamiin perustuva laskenta... 64 7.4.1 Aikasarjat ja vesitaseet... 64 7.4.2 Sadannan ja haihdunnan vaikutus pitoisuuksiin... 65

8 Tulokset... 68 8.1 Vedenlaatu parametreittain... 68 8.1.1 Kokonaistyppi... 68 8.1.2 Ammoniumtyppi... 70 8.1.3 Nitraatti- ja nitriittityppi... 71 8.1.4 Biologinen hapenkulutus... 72 8.1.5 Kemiallinen hapenkulutus... 74 8.1.6 Kokonaisfosfori... 75 8.1.7 Fosfaattifosfori... 77 8.1.8 Kiintoaine... 78 8.1.9 Happipitoisuus... 79 8.1.10 Redox-potentiaali... 81 8.1.11 Sähkönjohtokyky... 82 8.1.12 Happamuus... 83 8.2 Pinnankorkeuden vaihtelukokeen tulokset... 85 8.3 Virtauksen pysäytyskokeen tulokset... 87 8.4 Laitosnitrifiointikokeen tulokset... 89 8.4.1 Nitrifikaatio laitoksella... 89 8.4.2 Denitrifikaatio kosteikolla... 90 8.5 Virtaamatarkastelun tulokset... 91 8.5.1 Virtaamien aikasarjat... 91 8.5.2 Vesitase... 93 8.5.3 Sadannan ja haihdunnan vaikutus pitoisuuksiin vuonna 2011... 95 8.5.4 Poikkeuksellisen sään vaikutus pitoisuuksiin... 97 8.6 Erikoiskuorma Lakeuden Keskuspuhdistamolla... 99 9 Tulosten arviointi... 100 9.1 Jätevedenlaadun tulokset yleisesti... 100 9.1.1 Puhdistusteho Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikolla... 100 9.1.2 Puhdistusteho Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikolla... 101 9.2 Pinnankorkeuden muuttamisen vaikutus... 102 9.2.1 Pinnankorkeuden vaihtelu... 102 9.2.2 Virtauksen pysäytys... 103 9.3 Laitosnitrifiointi... 104 9.4 Sadannan ja haihdunnan huomiointi... 105 9.4.1 Sadanta ja haihdunta Lakeuden Keskuspuhdistamolla... 105 9.4.2 Sadanta ja haihdunta Siikalatvan Keskuspuhdistamolla... 106

9.4.3 Sadanta-haihduntakompensaation tarve... 106 10 Johtopäätökset ja suositukset... 107 10.1 Puhdistusteho ja hydraulinen kuorma... 107 10.2 Kokeista tehdyt johtopäätökset... 107 10.3 Orgaanisen aineksen liukeneminen... 108 10.4 Sadannan ja haihdunnan huomiointi kosteikkojen tarkkailussa... 109 10.5 Virtauksen ohjauksen kehittäminen... 110 11 Lähdeluettelo... 111 Liite 1. Lakeuden Keskuspuhdistamon ja Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikkojen veden analyysi- ja mittaustulokset 8.6. 13.12.2011... 116 Liite 2. Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikko (Maanmittauslaitos)... 129 Liite 3. Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikko (Maanmittauslaitos)... 130

Lyhenneluettelo 9 BOD BOD 5 BOD 7 biochemical tai biological oxygen demand (engl.), biokemiallinen tai biologinen hapenkulutus [mg/l O 2 ] BOD 5-päiväisessä kokeessa (käytetään Yhdysvalloissa) BOD 7-päiväisessä kokeessa (käytetään mm. Suomessa) COD chemical oxygen demand (engl.), kemiallinen hapenkulutus [mg/l O 2 ] COD Cr COD Mn FWS HSSF N tot N 2 N 2 O NO 2 -N NO 3 -N NO 23 -N NH 3 NH 4 -N ORP q Q SSF TIS TKN TSS VF hapetus dikromaatilla (vahvempi hapetin), nykyinen jätevesien COD-analyysi hapetus permanganaatilla (heikompi hapetin), myös KMnO 4 -luku free-water-surface (engl.), vapaan vesipinnan kosteikkotyyppi horizontal subsurface flow (engl.), vaakasuoran maanalaisen virtauksen kosteikkotyyppi kokonaistyppi, myös kok.-n (engl. TN, total nitrogen) molekulaarinen typpi eli alkuainetyppi dityppioksidi eli typpioksiduuli eli ilokaasu nitriittityppi [mg/l tai µg/l] nitraattityppi [mg/l tai µg/l] nitraatti-nitriittitypen summa [mg/l tai µg/l], täsmällisemmin: NO 2 +NO 3 -N, nitraatti- ja nitriittitypen summa ammoniakki ammoniumtyppi [mg/l] oxidation / reduction potential (engl.), redox-potentiaali [mv] eli hapetus-pelkistyskyky hydraulinen kuorma [m/d] (engl. HLR, hydraulic loading rate) virtaama [m 3 /d] subsurface flow (engl.), maanalaisen virtauksen kosteikkokategoria, johon kuuluvat HSSF- ja VF-kosteikot tank in series (engl.), usean altaan hydrologinen malli total Kjeldahl nitrogen (engl.), Kjeldahlin kokonaistyppi (orgaaninen typpi ja ammoniumtyppi) [mg/l] total suspended solids (engl.), kiintoaineen määrä [mg/l] vertical flow (engl.), pystysuoran virtauksen kosteikkotyyppi

Kuvaluettelo 10 Kuva 1. Kosteikkotyyppien toimintaperiaatteet (Ghermandi ym. 2007)... 16 Kuva 2. Typen kierto vapaan vesipinnan kosteikolla (Kadlec & Wallace 2009, s. 273)... 26 Kuva 3. Typen kierto jäteveden puhdistuksessa (Ruissalo 2006, s. 11)... 27 Kuva 4. Lakeuden Keskuspuhdistamo (kuva: Suomen Ilmakuva Oy 6.7.2011)... 31 Kuva 5. Lakeuden Keskuspuhdistamon virtauskaavio ja jätevesi- ja lietevirtaamat vuodelta 2011 (Lakeuden Keskuspuhdistamo Oy 2012)... 32 Kuva 6. Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikko (kuva: Suomen Ilmakuva Oy 6.7.2011).... 33 Kuva 7. Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikko (kuva: Pertti Häikiö 27.7.2010). 35 Kuva 8. Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikon keskeiset virtausreitit ja hahmotelma virtauksesta kosteikonosissa... 37 Kuva 9. Kosteikoilta lähtevien ja sinne tulevien vesien lämpötiloja vuodelta 2011... 39 Kuva 10. Kokonaistypen pitoisuudet ja niiden perusteella lasketut poistumat Lakeuden Keskuspuhdistamon velvoitetarkkailussa 2010 2011... 46 Kuva 11. Kokonaistypen pitoisuudet ja niiden perusteella lasketut poistumat Siikalatvan Keskuspuhdistamon velvoitetarkkailussa 2008 2011... 48 Kuva 12. Nitraatin pitoisuuden ja kuorman alenema hydraulisen kuorman funktiona hypoteettisella FWS-kosteikolla (Kadlec & Wallace 2009, s. 633)... 52 Kuva 13. Lakeuden Keskuspuhdistamon purkupato (kuva: Savikuja 10.6.2011)... 59 Kuva 14. Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikon purkupadon aukko alhaisella virtaamalla koetilanteessa (kuva: Savikuja 12.8.2011)... 60 Kuva 15. Eteläinen purkupato Siikalatvan kosteikolla (kuva: Savikuja 19.7.2011)... 62 Kuva 16. Rakennettujen mittapatojen piirustukset... 62 Kuva 17. Kokonaistyppipitoisuudet tutkituilla kosteikoilla... 69 Kuva 18. Ammoniumtyppipitoisuudet tutkituilla kosteikoilla... 70 Kuva 19. Nitraatti- ja nitriittitypen summapitoisuus tutkituilla kosteikoilla... 72 Kuva 20. Biologinen hapenkulutus tutkituilla kosteikoilla... 73 Kuva 21. Kemiallinen hapenkulutus tutkituilla kosteikoilla... 75 Kuva 22. Kokonaisfosforipitoisuus tutkituilla kosteikoilla... 76 Kuva 23. Fosfaattifosforipitoisuus tutkituilla kosteikoilla... 77 Kuva 24. Kiintoainepitoisuus tutkituilla kosteikoilla... 79 Kuva 25. Happipitoisuus tutkituilla kosteikoilla... 80

11 Kuva 26. Redox-potentiaali tutkituilla kosteikoilla... 81 Kuva 27. Sähkönjohtokyky tutkituilla kosteikoilla... 82 Kuva 28. ph tutkituilla kosteikoilla... 84 Kuva 29. Pinnankorkeuksien vaihtelun vaikutus Lakeuden Keskuspuhdistamon purkupadolla (kuvat: Savikuja 7. ja 11.7.2011)... 85 Kuva 30. Kokonais- ja ammoniumtypen pitoisuudet pinnankorkeuden vaihtelun aikana Lakeuden Keskuspuhdistamolla... 86 Kuva 31. Lakeuden Keskuspuhdistamon velvoitetarkkailun kokonaistypen pitoisuuden ja poistuman vertailua vuosien 2010 ja 2011 välillä touko syyskuun ajalta... 87 Kuva 32. Lakeuden Keskuspuhdistamon virtauksen pysäytyskokeen aikainen vedenpinnan lasku näkyi erityisesti purkupadolla (kuvat: Savikuja 18.8.2011)... 87 Kuva 33. Kokonais- ja ammoniumtypen pitoisuudet virtauksen pysäytyskokeessa (10. 18.8.2011) Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikon laajennusosalla.. 88 Kuva 34. Kemiallinen hapenkulutus ja fosfaattifosforipitoisuus virtauksen pysäytyskokeessa (10. 18.8.2011) Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikon laajennusosalla.... 89 Kuva 35. Nitrifikaation tasoa kuvaavat ammoniumtyppipitoisuudet Lakeuden Keskuspuhdistamolla laitosnitrifiointikokeen aikana... 89 Kuva 36. Nitraatti-nitriittitypen pitoisuus kosteikon eri osissa... 91 Kuva 37. Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikon virtaamat 1.6. 13.11.2011... 92 Kuva 38. Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikkon virtaamat 14.7. 30.9.2011... 92 Kuva 39. Kosteikolta lähtevän virtaaman jakautuminen eteläisen ja pohjoisen purkuputken välillä Siikalatvan Keskuspuhdistamolla eri kompensaatioilla... 93 Kuva 40. Sadannasta ja haihdunnasta johtuvat näennäiset poistumat ja kosteikolta lähtevät virtaamat Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikolla 2011 allas- ja tulppavirtausmalleissa... 95 Kuva 41. Sadannasta ja haihdunnasta johtuvat näennäiset poistumat ja kosteikolta lähtevät virtaamat Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikolla 2011 allasja tulppavirtausmalleissa... 96 Kuva 42. Laskennallinen haihdunnan maksimivaikutus Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikolla vuoden 1970 kuivan kesäkuun datan perusteella ja eri malleilla... 98 Kuva 43. Suviseurojen aikaiset laitokselle tulevan veden vuorokautisten kokoomanäytteiden tulokset.... 99

1 Johdanto 12 Typpi on fosforin ohella toinen merkittävimmistä vesiä rehevöittävistä ravinteista. Suomessa jätevesien käsittelyssä on perinteisesti keskitytty fosforin poistoon, koska se on suomalaisissa vesissä tavallisin minimiravinne, eli rehevyyttä ensisijaisesti säätelevä ravinne. Typenpoiston tarpeellisuudesta on keskusteltu Suomessa jo 1980-luvulta lähtien ja erityisesti EU:n yhdyskuntajätedirektiivin (1991) johdosta. (Pietiläinen 2008, s. 5 6) Euroopan komissio vaati direktiivissä tehostettua, vähintään 70 %:n typenpoistotehoa kaikilta yli 10 000 asukkaan jätevedenpuhdistamoilta, myös Perämereen jätevetensä laskevilta puhdistamoilta. Tämä vaatimus kaatui EY-tuomioistuimessa, mutta se ei vähennä typenpoiston merkitystä siellä, missä yhdyskuntajäteveden typpi aiheuttaa haittaa purkukohdan alapuolisille vesille (Ympäristöministeriö 2009). Typenpoistovelvoitteista päätetään nyt laitoskohtaisesti ympäristölupakäsittelyn yhteydessä. Laitosmaista typenpoistoa pidetään tarkoituksenmukaisena lähinnä välittömästi Suomen eteläisiin merialueisiin jätevetensä laskevissa puhdistamoissa. Niin kosteikkokäsittelyssä kuin laitosmaisessakin biologisessa typenpoistossa hyödynnettävät nitrifioivat ja denitrifioivat bakteerikannat edellyttävät riittävän korkeaa jäteveden lämpötilaa. Monilla suomalaisilla puhdistamoilla jäteveden lämpötilaa laskevat pitkät siirtoviemärit ja viemäristön vuotovedet. Merkittävimmillään vaikutus on tyypillisesti harvemmin rakennetuilla pohjoisilla alueilla keskuspuhdistamoratkaisuissa korostuen. Silloin potentiaalinen typenpoistoaika voi rajoittua suhteellisen lyhyelle ajanjaksolle, muutamiin kesän ja syksyn kuukausiin. Biologisen typenpoiston lämpötilariippuvuus yhdessä minimiravinteen fosforipainotteisuuden kanssa heikentävät täkäläisten typenpoistoinvestointien tehokkuutta, jolloin lämpimämpiin ympäristöihin vakiintuneet ratkaisut ovat helposti kalliita suhteessa saavutettuihin hyötyihin myös käyttökustannusten osalta. Jätevedenpuhdistamon jälkeinen kosteikko eli jälkikäsittelykosteikko on periaatteeltaan yksinkertainen ja käytössä edullinen. Laaja-alaisena se on myös potentiaalinen vaihtoehto kesäaikaisen typenpoiston tehostamiseksi. Nykyisellään kosteikkojen puhdistustulokset ovat kuitenkin kovin erilaisia eri kosteikoilla niin typen kuin muidenkin aineiden osalta. Tässä valossa kosteikkoja kehittämällä voitaisiin saada merkittävästi parempia puhdistustuloksia.

13 Työssä tutkitut Lakeuden Keskuspuhdistamon ja Siikalatvan keskuspuhdistamon laajat kosteikot ovat suhteellisen nuoria ja Suomessa ainutlaatuisia. Siksi aiempi tutkimus on rajoittunut pienempiin kosteikkoihin, joilla viipymä on 1 4 päivää. Kuitenkin esimerkiksi eteläisessä Ruotsissa on tutkittu ja käytetty laajoja kosteikkoja, joiden typenpoistosta on hyviä tuloksia. Tämän työn tavoitteena oli tutkia kohdekosteikkojen kesäaikaista puhdistustehoa erityisesti typen suhteen. Työssä selvitettiin eri tekijöiden, kuten viipymän sekä jäteveden lämpötilan ja kemiallisen koostumuksen merkitystä typenpoistossa. Tavoitteena oli myös etsiä kosteikkoa hyödyntäviä menetelmiä typenpoiston tehostamiseksi, mihin liittyen tehtiin erilaisia kokeita sekä kosteikolla että laitoksella. Lisäksi tärkeänä osana tutkimusta selvitettiin kosteikkojen hydrologiaa haihdunnan ja sadannan väkevöittävän ja laimentavan vaikutuksen arvioimiseksi.

2 Jätevesien kosteikkokäsittely 14 2.1 Luonnollinen jätevesien käsittely Luonnolliset jäteveden käsittelyjärjestelmät (engl. natural wastewater treatment systems) suunnitellaan saavuttamaan veden puhdistus- ja muut käsittelytavoitteet mahdollisimman pitkälle luonnollisin menetelmin välttäen energiaintensiivisiä koneellisia ratkaisuja. Yleensä tämä suunnitteluperiaate johtaa ratkaisun pieneen energiankulutukseen sekä edullisuuteen niin rakentamisen kuin käytönkin osalta. Tällaiset passiiviset vedenkäsittelyjärjestelmät ovat yleensä myös helppohoitoisia ja tuottavat vain vähän jatkokäsittelyä vaativaa kiintoainetta. (Crites ym. 2006, s. 1 9; Water Environment Federation 2010, s. 1 2) Tässä työssä tutkittu vapaan vesipinnan kosteikkotyyppi (FWS, luku 2.2.3) sopii malliesimerkiksi luonnollisesta jäteveden käsittelyjärjestelmästä. Kosteikkokäsittely sinänsä ei edellytä energian käyttöä; vain veden siirtoon voidaan tarvita pumppausta. Kosteikon rakentamisen kustannukset riippuvat erityisesti työvoiman ja materiaalien hinnoista. Yleisesti kosteikon rakentamiskustannus on samaa luokkaa kuin puhdistustavoitteeltaan vastaavanlaisilla tekniikoilla, mutta käyttökustannukset ovat tyypillisesti paljon matalammat. Elinkaaritarkastelussa kosteikko on useimmiten vaihtoehtojaan edullisempi. (Kadlec & Wallace 2009, s. 793) Ylläpidoltaan vapaan vesipinnan kosteikot ovat luonnollisen käsittelyn periaatteen mukaisesti helppohoitoisia ja tavallisesti pelkkä seuranta riittää pitkälle. FWSkosteikkotyypille erityinen ylläpidon kohde on penkereiden kunnon seuranta ja kunnossapito, joka voi olla tarpeen esim. rankkasateen aiheuttaman eroosion vuoksi. Toinen mahdollinen ongelma on kuolleista kasvinosista syntyvän kelluvan detrituksen aiheuttamat tukkeumat padoissa ja putkissa. (Kadlec & Wallace 2009, s. 788) Pitkällä aikavälillä sedimentoituminen ja kosteikon sisäinen kuolleen kasvimassan tuotto aiheuttaa pohjan nousua. Pohjalietteen kertyminen on suuruusluokkaa 1 2 cm vuodessa. Sopivan hydrauliikan säilyttämiseksi kosteikko täytyy lopulta uudistaa poistamalla ylimääräinen pohjamateriaali ja kasvattamalla kosteikon kasvusto uudelleen. Uudistaminen voi olla ajankohtaista esimerkiksi noin 20 vuoden käytön jälkeen. (Kadlec & Wallace 2009, s. 788 789). Toisaalta ruotsalaisessa tutkimuksessa (Flyckt

15 2010) tutkituilla seitsemällä kosteikolla ei havaittu viitteitä kosteikkojen puhdistavan vaikutuksen heikentymisestä, vaikka ne ovat olleet jatkuvassa käytössä 7 17 vuotta. Kosteikkojen ohella luonnollisiksi jäteveden käsittelymenetelmiksi luetaan allas- ja lammikkopuhdistamot (engl. aquatic treatment) sekä erilaiset pintavalutus- ja imeytysratkaisut (engl. terrestial tai soil-based treatment). Koska lietteenkäsittely on kiinteä osa jätevesien käsittelyä, voidaan myös eräät lietteenkäsittelymenetelmät, kuten kompostointi, lukea kuuluvan tähän menetelmäkategoriaan. (Crites ym. 2006, s. 2 9) 2.2 Vesienkäsittelykosteikot Kosteikot eivät sovellu puhtaan veden, kuten talousveden valmistamiseen. Siksi vesienkäsittelykosteikoista voidaan puhua ilman, että korostetaan puhdistettavan veden olevan jätevettä. Englanninkielisessä kirjallisuudessa vesienkäsittelykosteikon käsite onkin vakiintunut yksinkertaiseen muotoon treatment wetland. Toinen paljon käytetty nimitys on constructed wetland eli rakennettu kosteikko, joka on lähes synonyymi vesienkäsittelykosteikolle luonnollisten kosteikkojen jäätyä sivuosaan vesien kosteikkokäsittelyn alalla. 2.2.1 Vesienkäsittelykosteikon määritelmä Kosteikot määritellään maa-alaksi, jolla veden pinta on maanpinnan tasolla tai sen yläpuolella vähintään niin suuren osan vuodesta, että maa pysyy kyllästyneenä vedestä ja luo kosteikolle tyypillistä vesi- ja kosteikkokasvillisuutta (Water Environment Federation 2010, s. 7). Luonnonympäristön kosteikkoja ovat suot, tulvamaat, jokisuistot, umpeen kasvavat järvet ja meren rannikon maatuvat lahdet. Luontotyypin määritelmään sopivat myös useimmat vesienkäsittelykäyttöön rakennetut kosteikot. Jätevesien käsittelyyn rakennettu kosteikko ymmärrettiin aluksi yksinkertaisena itsenäisenä ratkaisuna, johon liittyi yleensä kevyt esikäsittely. Nykyään kosteikkokäsittelyyn liitetään monimutkaisempia sarjaan ja rinnan kytkettyjä kosteikkoverkkoja, joissa voidaan käyttää myös sisäisiä kiertoja. Myös eri kosteikkotyyppejä yhdistellään parempiin tuloksiin pääsemiseksi. (Kadlec ja Wallace 2009, esipuhe) Kosteikon käsite on venynyt jätevesien käsittelyyn liittyvässä kirjallisuudessa. Määritelmän keskeisestä vaatimuksesta, kosteikolle tyypillisestä kasvillisuudesta on

16 osittain luovuttu ja jopa kasvittomista vesienkäsittelykosteikoista puhutaan. Sellaisessa vesienkäsittelyratkaisuissa luonnonkosteikkoanalogia ei enää päde. Periaatteessa "kasvittomat kosteikot" ovatkin lammikoita tai maasta, hiekasta tai sorasta koostuvia suodattimia. (Kadlec & Wallace 2009, esipuhe) 2.2.2 Kosteikkojen ryhmittely Nykyisin laajassa käytössä olevat modernit jätevettä käsittelevät kosteikot voidaan jakaa kolmeen perusryhmään (kuva 1) (Kadlec & Wallace 2009, s. 5; Water Environment Federation 2010, s. 383): FWS (free water surface) eli vapaan vesipinnan, HSSF (horizontal subsurface flow) eli vaakatasoisen maanalaisen virtauksen ja VF (vertical flow) eli pystysuoran virtauksen kosteikot. Kuva 1. Kosteikkotyyppien toimintaperiaatteet (Ghermandi ym. 2007). Edellisten lisäksi käytetään usein nimitystä SSF (subsurface flow) eli maanalaisen virtauksen kosteikko. Nimitystä voidaan käyttää HSSF- ja VF-kosteikoista (Kadlec & Wallace 2009) tai se nähdään HSSF-kosteikon synonyyminä (Crites ym. 2006, luku 7; Water Environment Federation 2010, s. 383 385). Vapaan vesipinnan (FWS) kosteikoilla vedenpinta on merkittäviltä osin avoimena maanpinnan yläpuolella samaan tapaan kuin kosteilla luonnonsoilla. Maaperän sisäisen virtauksen (SSF) kosteikoilla vesi kulkee huokoisen maaperän läpi vedenpinnan jäädessä piiloon maanpinnan alapuolelle. Alkujaan kosteikkoratkaisut virtasivat aina vaakaan, mutta nykyään jätevesien kosteikkokäsittelyn piiriin on luettu myös

17 pystysuoran virtauksen (VF) kosteikot, joita aiemmin kutsuttiin imeytys- tai suodatuskentiksi. (Kadlec & Wallace 2009, s. 16 20) Crites ym. (2006) laskevat FWS- ja SSF-kosteikkojen ohella kolmanneksi ryhmäksi luonnonsuot (engl. natural marsh), joilla ei ole veden virtausta rajoittavia rakenteita. Luonnonsuolta tai -kosteikolta jätevesi voi virrata pinta- ja pohjavesinä eri suuntiin, jolloin kosteikon puhdistustehon ja ympäristökuorman tarkka seuranta on mahdotonta. Yleensä luonnonsuokosteikkoa ei pidetä puhdistamon osana ja kaikki jäteveden käsittelyn velvoitteet on täytettävä ennen kosteikkoa. Sellaisena kosteikkopuhdistus ei hyödytä puhdistamon toimintaa. (Crites ym. 2006, s. 4 5) Luonnonkosteikkoja pidetäänkin marginaalisena ryhmänä modernin kosteikkokäsittelyn alalla (Kadlec & Wallace 2009, s. 3). Seurannan vaikeus tekee luonnonkosteikosta myös tutkimuskohteena vähemmän mielenkiintoisen eikä niitä erityisesti käsitellä alan kirjallisuudessa. Rakennettujen kosteikkojen periaatteet ovat kuitenkin pitkälti sovellettavissa myös luonnonkosteikoille. 2.2.3 Vapaan vesipinnan kosteikot Tässä työssä tutkitut kosteikot voidaan lukea kuuluvan vähintään pääosiltaan vapaan vesipinnan rakennettuihin kosteikkoihin, vaikka vesipinta ei ole täysin avoin kummallakaan kosteikolla. Vapaan vesipinnan eli FWS-kosteikkojen vedenpinnan korkeudeksi Water Environment Federation (2010, s. 383) määrittelee n. 10 50 cm, jota kasvuvaiheessa oleva kosteikkokasvillisuus edellyttää. Crites ym. (2006, s. 259 260) puolestaan rajaa vedensyvyyden alueelle 5 80 cm. Vapaan vesipinnan ohella kosteikkotyypille on ominaista kelluva ja pohjasta nouseva kasvusto sekä luontotyypille ominainen eliöstö hyönteisineen ja vesilintuineen (Kadlec & Wallace 2009, s. 20). FWS-kosteikoille tyypillistä kasvillisuutta ovat osmankäämit, ruo'ot, sarat ja vihvilät. Jäteveden puhdistumisen kannalta FWS-kosteikoissa korostuu vedenalaisen elävään ja kuolleeseen kasvillisuusmassaan kiinnittyneiden bakteerien toiminta, jonka ohella vettä puhdistavat erilaiset fysikaaliset ja kemialliset prosessit (luku 3.1). Yleisimpänä nitrifikaation ja denitrifikaation kautta tapahtuvaa typenpoistoa rajoittavana tekijänä pidetään hapen loppumista nitrifikaatiovaiheessa. FWS-kosteikon käyttö edellyttää vähintään kiintoaineen erotusta jäteveden esikäsittelynä. (Water Environment Federation 2010, s. 387)

18 FWS-kosteikot sopivat kaikkiin ilmastoihin ja toimivat myös jääpeitteen alla, ellei jäätyminen estä virtausta. Kuitenkin monet puhdistusprosessit hidastuvat talviaikaan nopeasti jäähtyvässä jätevedessä. Erityisesti typpeä poistavat prosessit hidastuvat alhaisen lämpötilan ja hapen siirtymisen hidastumisen vuoksi. Toisaalta esimerkiksi kiintoaine erottuu jääpeitteisellä kosteikolla paremmin, kun tuuli ja sade eivät häiritse virtausta. (Kadlec ja Wallace 2009, s. 5) 2.2.4 Maanalaisen virtauksen kosteikot Vaakatasoisen maanalaisen virtauksen (HSSF) kosteikot koostuvat altaista tai kanavista, jotka on täytetty huokoisella materiaalilla. Täyttömateriaalina käytetään soraa, hiekkaa tai paikallista maa-ainesta. Materiaalipatjan korkeus on 30 90 cm. Tyypillisesti HSSF-kosteikkojen mitoitusvirtaama on alle 200 m 3 /d. (Crites ym. 2006, s. 335) Kosteikon pinnalla käytettyjä kasveja ovat mm. ruo'ot ja osmankäämit (Crites ym. 2006, s. 353). Pystysuoran virtauksen (VF) kosteikot ovat perinteisiä kosteikkoja teknisempi menetelmä erilaisine sovelluksineen ja patentoituine ratkaisuineen. Water Environment Federation (2010) esittelee VF-kosteikon muunnoksena vuorottelevasta kiintoainepatjasuodatustekniikasta (engl. intermittent packed-bed filter technology). Niissä vähintään esikäsitelty jätevesi pumpataan kiertämään useita kertoja hiekasta tai sorasta ja kasvustosta koostuvan kosteikkomaisen rakennelman läpi. Pystysuoran virtauksen kosteikot ovat erityisen tehokkaita ammoniumtypen muuttamisessa nitraatiksi ja sopivat erityisesti jätevesille, joiden ammoniumtyppipitoisuus on korkeampi kuin yhdyskuntien jätevesissä. (Water Environment Federation 2010, s. 386) 2.3 Kosteikon rooli yhdyskuntajäteveden puhdistuksessa Tässä työssä käsitellään kosteikkoja, jotka on suunniteltu ja mitoitettu tavanomaisessa yhdyskuntajätevedenpuhdistamossa puhdistettujen vesien jälkikäsittelyyn (engl. tertiary treatment, advanced treatment tai polishing). Nykypäivän Suomessa vallitseva kunnallisen jätevedenpuhdistamon tyyppi on biologis-kemiallinen rinnakkaissaostus. Puhdistamotyypin prosessivaiheita ovat välppäys ja hiekanerotus esikäsittelynä ja varsinaisena puhdistuksena ilmastus ja saostus sekä mahdolliset etu- ja jälkisaostusvaiheet. Saostuskemikaaleja lisätään hiekanerotuksen jälkeen (etusaostus) tai ennen

19 jälkiselkeytystä (jälkisaostus). Biologinen puhdistus edellyttää ilmastusvaihetta ja toteutetaan aktiivilietemenetelmänä tai kiinteillä kasvualustoilla, kuten bioroottoreilla. Kosteikkokäsittelyssä laitospuhdistamolla puhdistetut jätevedet pumpataan tai puretaan painovoimaisesti kosteikon yläpäähän, josta vesi virtaa hitaasti kohti purkuvesistöä ja puhdistuu edelleen kosteikon luontaisten prosessien vaikutuksesta. Ennen nykyisen kaltaisten laitospuhdistamojen vakiintumista Suomessa on tutkittu ja käytetty erilaisia lammikkopuhdistamo- ja imeytyskäsittelyratkaisuja. Sellaiset menetelmät ovat osoittautuneet toimivuudeltaan heikoiksi, erityisesti ilmaston kylmyyden ja siitä seuraavien jäätymisongelmien vuoksi. (Lakso 2012) Nykyisin tunnettujen luonnollisten jäteveden käsittelyjärjestelmien soveltuvuus yhdyskuntien jätevesille näyttää Suomessa rajoittuvan laitospuhdistamolla käsitellyn veden jälkikäsittelyyn. Jälkikäsittelykäytössä kosteikkoon kohdistuu suuruusluokkia matalampi kuorma kuin toteutettuna ilman laitoskäsittelyä, jossa tapahtuvat primaarinen ja sekundaarinen puhdistus. Jälkikäsittelykosteikolla pystytään tehokkaasti poistamaan ravinteita ja muita haitta-aineita myös hyvin matalista pitoisuuksista, joka on laitoskäsittelyssä hankalampaa. Toisaalta jälkikäsittelyssä kosteikon rooli ei ole kokonaispuhdistustehon kannalta keskeinen osa, jolloin esimerkiksi talviaikaan alentunut kosteikon puhdistusteho ei ole niin merkittävä ongelma kuin täysin luonnollisiin menetelmiin perustuvassa jäteveden puhdistuksessa. Nykyään rakennetun kosteikon käyttö pääasiallisena yhdyskuntajäteveden puhdistusratkaisuna voi sopia vain lähinnä lämpimien maiden pienille yhdyskunnille. Muualla kosteikot toimivat varsinaisen puhdistusmenetelmän lisänä, kuten laitoksen ylikuormitustilanteissa tai jälkikäsittelynä. (Kadlec ja Wallace 2009, s. 9) 2.4 Kosteikkokäsittely Suomessa Yhdyskuntien jätevesien kosteikkokäsittely ei ole kovin laajasti käytetty menetelmä Suomessa ja vain neljällä kunnallisella jätevedenpuhdistamolla on jälkikäsittelykosteikko käytössään (Taulukko 1). Ivalon Mellanaavan jätevedenpuhdistamo sijaitsee Inarissa ja Rukan jätevedenpuhdistamo Kuusamossa. Keskimääräiset viipymät jäävät niillä muutamaan päivään: Mellanaavan kosteikolla 1 d ja laajentamattomalla Rukan kosteikolla (0,6 ha) 1 2 d. Lakeuden ja Siikalatvan puhdistamoja sekä niiden

kosteikkoja käsitellään tarkemmin luvussa 4. Lisäksi Taivalkoskelle on suunnitteilla jälkikäsittelykosteikko. 20 Taulukko 1. Suomalaisten jälkikäsittelykosteikkojen tietoja. Kuormitustiedot: Ivalo 2002 2006 (Ronkanen & Kløve 2009, s. 847), Lakeus 2007 2011 (Lapin Vesitutkimus Oy 2012, s. 10), Ruka 2007 2008 (Pöyry 2009) ja Siikalatva 2007 2010 (Lapin Vesitutkimus Oy 2011, s. 12 ja 14). Kosteikko Ivalo Lakeus Ruka Siikalatva otettu käyttöön 1994 1996 1995 2007 laajennettu - 2009 2005 2008 nykyinen pinta-ala [ha] 5,4 17,1 1,1 24,5 mitoitustiedot jäteveden määrä [m 3 /d] 2400 7700 2250 1575 hydraulinen kuorma [mm/d] hydraulinen kuorma [m/a] 44 16 45 16 205 75 vuosittainen kuorma [kg/ha/a] BOD 7-747 1370 332 kokonaisfosfori 15 26 32 4 kokonaistyppi kiintoaine 3300-1430 1400 12 500 6370 6 2 774 181 Kaikki neljä jälkikäsittelykosteikkoa ovat Pohjois-Suomessa, vaikka eteläisemmässä Suomessa vuosittainen kosteikon tehokkaan toiminnan aika olisi hieman pitempi. Kosteikko tosin edellyttää riittävän laajaa tarkoitukseen sopivaa maa-alaa, jonka löytyminen puhdistamon läheltä tai kohtuulliselta etäisyydeltä puhdistamosta voi olla vaikeaa tai mahdotonta tiheimmin rakennetuilla kaupunkialueilla. Kosteikkokäyttöön sopivalle maalle on rajoituksensa. Tehokkainta ja edullisinta kosteikon rakentamisalaa on luonnostaan vettä heikosti läpäisevä ja tasainen maanpinta, jonka muu käyttöarvo on alhainen. Jos maa on tiivis ja hienojakoinen, ei erillisiä tiivistemateriaaleja välttämättä tarvita. Tasainen ja sopivasti viettävä maapinta ei vaadi maansiirtotöitä kuin kosteikon reunojen rakentamiseen ja pumppaustarpeeltakin voidaan välttyä. Luonnollisesti myös vaikutukset purkuvesistöön, alueen luontoarvot sekä maaperän ja pohjaveden pilaantumisriski ovat tärkeitä asioita kosteikon mahdollisia paikkoja arvioitaessa. Parhaiten kosteikon vaatimukset voidaan ottaa huomioon uutta puhdistamoa sijoitettaessa, kuten Lakeuden ja Siikalatvan keskuspuhdistamoilla on tehty.

21 2.5 Kosteikkokäsittely maailmalla 2.5.1 Kosteikot lämpimillä alueilla Suomeen nähden lämpimämmissä maissa luonnollisille jätevesien käsittelyjärjestelmille on paljon laajempi potentiaali, kun tehokkain vuosittainen toiminta-aika ei ole yhtä rajoittunut. Trooppisella vyöhykkeellä jäteveden lämpötila pysyy kasvillisuuden ja erityisesti bakteeritoiminnan kannalta lähes optimaalisella tasolla ympärivuotisesti. Myös subtrooppisella vyöhykkeellä kylmimmän vuodenajan aiheuttaman häiriön merkitys jäänee kokonaisuuden kannalta vähäiseksi. Otollisessa ympäristössä luonnollisen jätevesien käsittelyn mahdollisuudet eivät rajoitu pelkkään jälkikäsittelyyn. Water Environment Federation (2010, s. 384) eritteleekin FWS-kosteikot tertiaarisen käytön ohella sekundaariseen jäteveden puhdistukseen. Sekundaarisessa puhdistuksessa kosteikon rooli on kokonaistuloksen kannalta keskeinen ja tertiaarisessa puhdistuksessa kosteikolle tuleva vesi on jo niin puhdasta, että kosteikon suunnittelussa ja käytössä voidaan keskittyä jopa virkistyskäyttöön. Isoimmat tertiaarisessa käytössä olevat kosteikot ovat hyvin laajoja, joista isoimmat ovat Floridassa sijaitsevat Lakelandin ja Orlandon n. 5 km 2 :n ravinteiden poistoon käytetyt kosteikot. Eteläiseen Floridaan on myös rakennettu hulevesien käsittelyyn tarkoitettuja FWS-kosteikkoja yhteensä 16 km 2. (Kadlec ja Wallace 2009, s. 14) Esimerkiksi Lakelandin 647 ha:n jälkikäsittelykosteikko vastaanottaa puhdistettua jätevettä keskimäärin 30 000 m 3 /d (City of Lakeland 2012, luku 4, s. 28). Virtaama on kosteikkoon kohdistuvana hydraulisena kuormana 5 mm/d, joka on samaa tasoa kuin Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikolla. Kosteikolle lasketut laitospuhdistetut vedet ovat laadultaan samaa tasoa kuin suomalaisten jätevedenpuhdistamot hyvällä typenpoistolla. Kosteikon BOD-kuorma on 98 kg/d (pitoisuus 3,23 mg/l), mutta kosteikon pinta-alaan suhteutettuna vain 55 kg/ha vuodessa. Kosteikolla päästään kymmenen vuoden keskiarvoina 88 % kokonaistypen, 34 % kokonaisfosforin, 51 % BOD:n ja 71 % kiintoaineen poistumiin. Kosteikolta poistuvan veden kokonaistyppipitoisuus on hyvin alhainen (1,09 mg/l), mutta kokonaisfosforipitoisuus suomalaisiin raja-arvoihin nähden korkea (2,89 mg/l). (City of Lakeland 2010, Wetlands Overview, s. 5)

2.5.2 Kosteikot viileillä alueilla 22 Lämpötilariippuvuudestaan huolimatta jätevesien kosteikkokäsittelyä käytetään ympäri maailmaa kaikilla ihmisen asuttamilla maanosilla trooppisilta alueilta aina Kanadan Luoteisterritorioihin asti. Pohjois-Amerikassa kosteikkoja on rakennettu aktiivisesti viimeisen kahdenkymmenen vuoden ajan ja erityisesti kylmillä pohjoisilla alueilla on keskitytty FWS-kosteikkoihin. Euroopassa yleisesti painopiste on ollut HSSF- ja VFkosteikoilla, mutta myös FWS-kosteikkoja käytetään monissa Euroopan maissa, kuten Virossa, Puolassa ja Belgiassa. (Kadlec & Wallace 2009, s. 18) Vuonna 1996 Ruotsissa oli ainakin 14 ja Norjassa noin 20 jätevesiä käsitteleviä kosteikkoja (Fujita Research 2008). Pohjoismaissa jätevesien kosteikkokäsittely on yleisintä Tanskassa, jossa kosteikkoja oli jo vuonna 1998 ainakin 130 puhdistamolla. Tanskalaiset vesienkäsittelykosteikot ovat pääosin HSSF-tyyppisiä. (Fujita Research 2008, luku 2) Tanskassa kosteikkokäsittelyn menetelmiä on sovellettu lähes kaikkiin mahdollisiin kohteisiin eikä kosteikkojen käyttöä voida enää laajentaa (Kadlec & Wallacen 2009, s. 8). Ruotsissa FWS-kosteikkojen rakentaminen ja tutkimus on ollut aktiivisempaa kuin Suomessa. Siellä FWS-kosteikot on rakennettu erityisesti typenpoiston parantamiseksi, mutta tavoitteena on myös ollut parempi fosforinpoisto ja toisaalta puskuritoiminta laitoksen ongelmatilanteissa (esim. ohijuoksutus). (Kadlec & Wallace 2009, s. 18) FWS-kosteikkoja Ruotsissa on ainakin kahdeksan (Kadlec & Wallace 2009, s. 947 948) ja ne sijaitsevat pääosin Tukholman eteläpuolisella alueella, jossa kosteikon toiminnan kannalta tehokkain lämmin kesäaika on vähän pitempi kuin Suomessa. Flycktin (2010) opinnäytetyössä tutkittiin seitsemää Ruotsalaista FWS-kosteikkoa (1,6 28 ha), joiden kaikkien toimintaan oltiin haastattelujen perusteella oltu tyytyväisiä. Vuosittainen kosteikolle tuleva typpimäärä oli 1100 9900 kg/ha, josta kosteikoilla poistui 420 2400 kg/ha. Fosforille kuorma oli 17 145 kg/ha ja poistuma 10 110 kg/ha. Fosforikuorman ja -poistuman välillä havaittiin lineaarinen riippuvuus, jollaista typenpoiston suhteen ei löydetty. BOD-pitoisuus pysyi alle 5,0 mg/l, vaikka kosteikolle tulevassa pitoisuudessa oli vaihtelua. Typenpoiston hinnaksi tuli kosteikolla 3 21 /kg.

2.6 Muita vesienkäsittelykosteikkojen sovelluskohteita 23 Kunnallisten jätevesien käsittelyn ohella rakennettuja kosteikkoja voidaan hyödyntää myös monien muiden jätevesien käsittelyssä. Pienpuhdistamoiksi on suunniteltu erilaisia SSF-kosteikon sovelluksia. Biologisen laitoskäsittelyn jälkeen monet teollisuuden jätevedet sopivat kosteikkokäsittelyyn, kuten sellu- ja paperiteollisuuden sekä elintarvike- ja kemianteollisuuden jätevedet. Glykolipitoisia lentokenttien valumavesiä käsitellään SSF-kosteikoilla mm. Heathrow'n lentoasemalla. Hulevesien kiintoaineen poistoon kosteikkoja on käytetty jo pitkään ja sekaviemäröinnissä kosteikkokäsittelyä voidaan käyttää laitokselta ohijuoksutetun jäteveden käsittelyyn suurien virtaamapiikkien aikana. Myös kaatopaikkojen valumavesien ja kaivosten kuivatusvesien käsittelyssä on käytetty kosteikkoratkaisuja. (Water Environment Federation 2010, s. 391 404) Kaikki edellä kuvatut jätevesien kosteikkokäsittelyn sovelluskohteet eivät sovi suomalaiseen ilmastoon, mutta erityisesti maatalouden valumavesien käsittelyyn kosteikkoja on käytetty myös Suomessa. Tämäntyyppiselle hajakuormitukselle keskitetty ratkaisu ei ole vaihtoehto, vaan joudutaan käyttämään luonnonmukaisia käsittelymenetelmiä hajautetusti jätevesien syntypaikoilla. Maatalouden ravinnekuormituksen vähentämiseksi on viime vuosina ollut monia kosteikkojen hyödyntämiseen tähtääviä hankkeita niin tutkimuksen kuin itse rakentamisen tukemisen muodossa, kuten maatalouden ympäristötuki 2007 2013 ja Active Wetlands -hanke. Tutkittuja maatalouden FWS-tyyppisiä vesiensuojelukosteikkoja ovat ainakin Loimaan Alastaron, Inkoon Flytträskin ja Vihdin Hovin kosteikot (Puustinen ym. 2001). Kosteikkokäsittelyä vastaava vesienkäsittelyn menetelmä on erityisesti suomalaisessa turvetuotannossa paljon käytetty pintavalutuskenttä, jolla käsitellään turvesoiden kuivatusvesiä. Nimitystä pintavalutuskenttä on perinteisesti käytetty laajasti, myös kaikista suomaalle rakennetuista kosteikkopuhdistamoista (Ronkanen 2009, s. 14). Pintavalutuskentissä vesi virtaa turpeen pintakerroksessa ja puhdistavat prosessit ovat pitkälti samoja kuin kunnallisten jätevesien kosteikkokäsittelyssä, erityisesti SSFkosteikoilla, vaikka puhdistettavan jäteveden ominaisuudet ja puhdistustavoitteet ovatkin hieman erilaisia. Myös varsinaisia kosteikkoja on käytetty turvetuotannon vesienkäsittelyssä jonkin verran.

3 Jätevettä puhdistavat prosessit kosteikossa 24 3.1 Puhdistumisen mekanismit yleisesti Kosteikon vettä puhdistavat prosessit voidaan karkeimmillaan jaotella fysikaalisiin, kemiallisiin ja biologisiin prosesseihin. Näitä mekanismeja on lueteltu ainesosittain ryhmiteltynä (Taulukko 2). Taulukko 2. Jäteveden puhdistumismekanismit kosteikossa (Cooper ym. 1996, ks. Perälä 2006, s. 9). Jäteveden ainesosa kiintoaine liuenneet orgaaniset yhdisteet typpi fosfori metallit patogeenit Puhdistumisen mekanismi sedimentaatio suodatus aerobinen mikrobiologinen hajotus anaerobinen mikrobiologinen hajotus ammonifikaatio, nitrifikaatio, denitrifikaatio kasvien käyttö adsorptio ammoniakin haihtuminen pidättyminen biomassaan kertyminen adsorptio ja kationinvaihto kompleksien muodostuminen saostuminen biomassaan kertyminen mikrobiologinen hapetus ja pelkistys sedimentaatio suodatus kuoleminen saalistus UV-säteily Jätevettä puhdistavia reaktioita, kuten sedimentoitumista ja kemiallisia reaktioita, tapahtuu luonnollisesti bulk-virtauksessa, mutta kosteikolla korostuvat sen erityispiirteisiin liittyvät reaktioympäristöt. Kosteikko tarjoaa puhdistumismekanismeille laajan alan funktionaalista pintaa kosteikon pohjan ja makrokasvuston muodostamilla pinnoilla sekä suhteellisen laajan veden ja ilman välisen rajapinta-alueen.

3.2 Typen prosessit 25 3.2.1 Kosteikkovesien typpi Typen tärkeimmät epäorgaaniset esiintymismuodot jätevesiä käsittelevissä kosteikoissa ovat ammonium (NH + 4 ), nitriitti (NO - 2 ), nitraatti (NO - 3 ), dityppioksidi (N 2 O) ja liuennut alkuainetyppi (N 2 ). Niiden lisäksi typpeä on monissa orgaanisissa yhdisteissä, kuten aminohapoissa, ureassa, puriinissa ja pyrimidiinissä. Orgaanista typpeä on liukoisissa yhdisteissä ja kiinteissä hiukkasissa. (Kadlec & Wallace 2009, s. 267) Ammonium esiintyy paitsi ionisoituneessa (NH + 4 ), myös varauksettomassa muodossa (NH 3 ) ammoniakkina. Molempia muotoja on käytännössä aina läsnä kosteikkovesissä, mutta normaaliolosuhteissa ammoniakin osuus on hyvin pieni. Esimerkiksi veden lämpötilassa 25 ºC ja ph:ssa 7 ammoniakin osuus ammoniumtypestä on 0,6 %. Lämpötilan ja erityisesti ph:n noustessa osuus kuitenkin kasvaa. Samassa lämpötilassa ph:ssa 8 osuus on jo 5,4 %. Ammoniakki on myrkyllistä vesieliöstölle jo pitoisuuksilla 0,2 mg/l ja luonnonvesissä se aiheuttaa kalakuolemia. (Kadlec & Wallace 2009, s. 268) Pitoisuusmittauksissa typen eri muotojen massat muutetaan ko. muodon sisältämän typen massaksi, jolloin typen eri pitoisuusparametrit ovat helposti vertailtavissa. Siksi analyyseissä käytetään typpipäätteisiä nimiä, esim. ammoniumtyppeä (NH 4 -N) ammoniumin ja ammoniakin sijasta. Tavallisesti jätevesistä mitattavia typpiparametreja ovat nitraatti- ja nitriittityppi (yleensä niiden summa), ammonium- ja kokonaistyppi. Karjalainen ym. (2005, s. 24) suosittelevat kokonaistypen tarkaksi selvittämiseksi Kjeldahl-menetelmän käyttöä runsaasti ammoniumtyppeä sisältäville jätevesille. Kjeldahl-typpeen (TKN, engl. total Kjeldahl nitrogen) sisältyy orgaaninen typpi ja ammoniumtyppi, jolloin kokonaistyppi saadaan TKN:n ja nitraatti-nitriittitypen summana (Kadlec & Wallace 2009, s. 267). Yhdyskuntien jätevesissä typpi esiintyy lähinnä ammoniumina (n. 60 %) ja orgaanisena typpenä (n. 40 %). Ilman erityistä typenpoistoa tavanomainen rinnakkaissaostuslaitos poistaa 10 30 % kokonaistypestä kohdistuen erityisesti orgaaniseen typpeen. Tämän vuoksi jäteveden typen ammoniumpainotteisuus kasvaa ennen jälkikäsittelyä, jolloin jälkikäsittelyyn tuleva typpi on valtaosin ammoniumtyppenä (tutkituilla laitoksilla 80 100 %). Siispä kokonaistypen poiston tehostamisen tärkein ja ensimmäinen vaihe on ammoniumtypen hapettaminen. Toisaalta elintarviketeollisuuden jätevedet voivat sisältää korkeita orgaanisen typen pitoisuuksia. (Kadlec & Wallace 2009, s. 268)

26 Typpeä tulee kosteikolle paitsi puhdistetussa jätevedessä, myös märkä- ja kuivalaskeumina. Taivaalta tuleva typpi esiintyy kaikissa muodoissaan, partikkelimaisena ja liuenneena sekä epäorgaanisena ja orgaanisena. Suurimman kuorman aiheuttaa sadanta ja erityisesti vesisade, lumessa pitoisuudet ovat pienempiä. Kokonaistypen pitoisuus sadevedessä on suuruusluokkaa 0,5 3,0 mg/l, josta reilu puolet ammonium- ja nitraattityppenä. Pitoisuus riippuu ilmastosta, ilmansaasteista ja maantieteellisestä sijainnista. (Kadlec & Wallace 2009, s. 273 274) Pohjois-Suomessa yleisesti typpilaskeuman taso on 2 3 kg/ha vuodessa (Helmisaari ym. 2009). Vaikka paikallinen kuorma olisi jostain syystä vähän isompi, jää typpilaskeuman merkitys kosteikon jätevesiperäiseen typpikuormaan suhteutettuna alle prosenttiin. 3.2.2 Typen prosessit kosteikossa Typen prosessit voidaan jakaa aineensiirron (fysikaalisiin) ja molekyylirakennetta muuttaviin (kemiallisiin ja biokemiallisiin) prosesseihin. Typen eri muotoja koskevia aineensiirron prosesseja ovat mm. laskeutuminen, resuspensio, diffuusio, adsorboituminen ja haihtuminen. Molekyylirakennetta muuttavia prosesseja puolestaan ovat mm. ammonifikaatio, nitrifikaatio, denitrifikaatio, fiksaatio ja assimilaatio. Kuvassa 2 on esitetty yksinkertaistettu kuvio typen muutoksista eri muotoihinsa ja kierrosta jäteveden, sedimentin, kasvuston ja ilman välillä. (Kadlec & Wallace 2009, s. 272 273) Kuva 2. Typen kierto vapaan vesipinnan kosteikolla (Kadlec & Wallace 2009, s. 273).

27 Typen molekyylirakennetta muuttavien prosessien aikaansaaman typen kierron periaate on hahmoteltu kuvassa 3. Jätevesien käsittelyssä typenpoisto tarkoittaa käytännössä typen eri muotojen saattamista kaasumaiseksi ja ilmaan vapautuvaksi alkuainetypeksi. Ammoniumtypelle normaali biologisen typenpoiston reitti typpikaasuksi tapahtuu nitrifikaation ja denitrifikaation eli hapettumisen ja pelkistymisen kautta. Orgaanista typpeä saadaan poistettua muuttamalla se ensin ammoniumtypeksi. Kuva 3. Typen kierto jäteveden puhdistuksessa: 1 ammonifikaatio, 2 nitrifikaatio, 3 pelkistyminen, 4 denitrifikaatio, 5 fiksaatio, 6 assimilatiivinen pelkistyminen ja 7 assimilaatio (Ruissalo 2006, s. 11). Luonnonvesissäkin samaa reaktioreittiä tapahtuvan biologisen typenpoiston ohella on kehitetty myös kemiallis-fysikaalisia menetelmiä, mutta ne ovat yleensä biologista menetelmää kalliimpia ja soveltuvat lähinnä vain tietyille lietevesijakeille ja erityispiirteisille teollisuusjätevesille. Näitä menetelmiä ovat taitepisteklooraus, ioninvaihto, strippaus ja kalvotekniikat. (Sohlo 2011, s. 32) 3.2.3 Nitrifikaatio Nitrifikaatio on biologisen typenpoiston ensimmäinen vaihe. Siinä nitrifioivat bakteerit hapettavat ammoniumtyppeä ja hyödyntävät reaktioissa vapautuvan energian. Laitosprosesseissa ammoniumtyppi hapettuu kaksivaiheisesti ensin nitriitiksi nitritaatiossa (yhtälö 1) ja nitriitti nitraatiksi varsinaisessa nitrifikaatiossa (yhtälö 2). Nitritaatio on niistä hitaampi ja rajoittaa nitrifikaation nopeutta. 2NH4 3O 2 2NO2 4H 2H2O O2 2 3 2NO 2 NO (2) (1)

28 Näistä reaktioista vastaavat pääosin aerobisten bakteerien suvut Nitrosomonas (nitritaatio) ja Nitrobacter (nitrifikaatio). Kosteikoilla edellä mainitut reaktioreitit ja bakteerit eivät hallitse prosessia yksin, ja tilanne on paljon monimutkaisempi. Esimerkiksi nitritaatio voi tapahtua kaksivaiheisesti entsyymien katalysoimana. Nitrifioivia bakteereja on lähes kaikissa aerobisissa ympäristöissä, mutta niiden pieni määrä ja hidas kasvunopeus ovat rajoittavia tekijöitä nitrifikaation laajamittaisessa käynnistymisessä. Nitrifioivat bakteerit ovat herkkiä ja monet tekijät voivat haitata niiden kasvua. Hyvät kasvuolosuhteet edellyttävät runsasta happipitoisuutta sekä sopivaa lämpötilaa ja ph:ta. (Kadlec & Wallace 2009, s. 279) Nitrifikaation teoreettinen hapenkulutus on 4,6 g happea ammoniumgrammaa kohti. Todellinen hapenkulutus on hieman pienempi, 4,3 go 2 /gnh 3 -N. (Metcalf & Eddy 2003, s. 613) Nitrifikaation kannalta paras happipitoisuus on lähellä saturaatiota (80 100 %) ja alle 2,0 mg/l happipitoisuuksilla nitrifikaatiota ei tapahdu. Nitrosomonas-bakteerit eivät ole niin herkkiä matalalle happipitoisuudelle kuin Nitrobacter. (Fritz Industries, 2012) Hapetus-pelkistyskykynä (engl. oxidation/reduction potential, ORP) nitrifioitavan jäteveden optimaalinen redox-potentiaalin arvo +100 mv. (Perälä 2006, s. 12) Nitrifioivat bakteerit joutuvat kilpailemaan hapesta heterotrofisten orgaanista ainetta hapettavien bakteerien kanssa, jonka vuoksi happea riittää tehokkaasti toimivalle nitrifikaatiolle vain, jos helposti hajoavaa orgaanista ainetta on jäljellä enää vähän: BOD 7 < 5 mg/l (Perälä 2006, 12). BOD-pitoisuuden merkitystä on myös kuvattu suhteessa typpipitoisuuteen BOD/TKN-suhteena, jonka pitäisi olla mahdollisimman alhainen nitrifikaation onnistumiseksi, esimerkiksi alle 1,0 (Crites ym. 2006). Kosteikkojen typenpoiston ja BOD/TKN-suhteen korrelaatio on kuitenkin heikko, ja parametri on epävarma indikaattori riittävän alhaisesta orgaanisen aineen pitoisuudesta. (Kadlec & Wallace 2009, s. 280). Nitrifikaatio on herkkä veden happamuuden muutoksille. Reaktionopeus laskee nopeasti ph:n laskiessa alle 6,8 ja alueella 5,8 6,0 nopeus on enää 10 20 % ph 7,0:n tasosta. ph:n optimialue nitrifioitavalle vedelle on 7,5 8,0, mutta yleensä käytetään ph-aluetta 7,0 7,2 nitrifikaation pitämiseksi sopivalla tasolla. (Metcalf & Eddy Inc. 2003, s. 615). Nitrifikaatio alentaa veden alkaliniteettia ja ph:ta, minkä vuoksi jäteveden alkaliniteettia joudutaan yleensä nostamaan laitosmaisessa typenpoistossa esimerkiksi kalkilla. Karbonaatti-ioneja kuluu 7,1 g hapettunutta ammoniumtyppigrammaa kohti (Kadlec & Wallace 2009, s. 279).

29 Nitrifikaatiolle optimaalinen lämpötila riippuu bakteerilajista ja menetelmästä, mutta yleisenä optimina pidetään aluetta 25 30 ºC. Alle 20 ºC lämpötiloissa nitrifikaation nopeus puolittuu ja alle 10 ºC lämpötilassa nopeus jää neljännekseen. Noin 4 ºC:ssa nitrifikaatio lakkaa kokonaan. (Fritz Industries 2012) Nitrifikaation käynnistäminen kuitenkin edellyttää veden lämpötilan nousevan selvästi yli 10 ºC (Water planet company 2012). 3.2.4 Denitrifikaatio Denitrifikaatiossa nitraatti pelkistetään molekulaariseksi typeksi (N 2 ). Päinvastoin kuin nitrifikaatiossa, denitrifikaatio tapahtuu anoksisissa olosuhteissa ja edellyttää orgaanisen hiilen lähteen. Pääasiallisesti denitrifikaatio tapahtuu heterotrofisissa bakteereissa, jotka hajottavat orgaanista ainesta hiililähteekseen. Esimerkiksi metaania käytettäessä reaktio voidaan kirjoittaa yhtälön 3 muotoon. Yhtä nitraattityppigrammaa kohti kuluu esimerkiksi metaania 1,90 g tai glukoosia 2,67 g. Kosteikkoympäristössä saatavilla olevaa orgaanista ainetta tarvitaan vastaavasti 3,02 g. (Kadlec & Wallace 2009, s. 280 281) 6 NO3 5CH OH 3N 5CO 7H O 6OH 3 2 2 2 - (3) Denitrifikaatiota voi tapahtua monissa aerobisissa bakteerilajeissa, jotka pystyvät vaihtamaan vapaaseen happeen perustuvan metaboliansa nitraatin hengitykseen eli aerobisesta metaboliasta anoksiseen metaboliaan. Aerobinen metabolia tuottaa enemmän energiaa, jonka vuoksi bakteereilla on luontainen taipumus käyttää happea elektronin vastaanottajana ja nitraattia pelkistetään vain jos happea ei ole saatavilla. Kosteikkokäsittelyssä veden hapettomuus ei kuitenkaan ole välttämätöntä, koska bakteerifilmeihin syntyy anoksisia vyöhykkeitä (redox < 0 mv). Toisaalta hapettomuusvaatimukseen on raportoitu myös poikkeamia koskien matalia ns. hypoksiatilanteen happipitoisuuksia (0,3 1,5 mg/l), jolloin denitrifikaatiosta vastaa aerobinen bakteerilaji, kuten Paracoccus denitrificans. (Kadlec & Wallace 2009, s. 280 281) Metaani on pienimolekyylisenä helposti hajoava ja nopeasti käytettävä hiililähde, jonka käyttö johtaa nopeampaan denitrifikaatioon. Puhdistamattoman jäteveden sisältämän hiilen käyttö pudottaa reaktionopeuden noin puoleen verrattaessa metaanin käytössä saavutettuihin nopeuksiin. Hitaammillakin hiililähteillä denitrifikaatiota voidaan kuitenkin pitää nopeana suhteessa nitrifikaatioon. (Perälä 2006, s. 13 14)

30 Happamuusasteen suhteen denitrifikaatio ei ole kovin herkkä. Ongelmatonta ph-aluetta denitrifioitavalle vedelle on 7,0 8,0, mutta 6,0:ssa denitrifikaatio hidastuu (Metcalf & Eddy Inc. 2003, s. 623). Edelleen päinvastoin kuin nitrifikaatio, denitrifikaatio nostaa veden alkaliniteettia; kalsiumkarbonaattia (CaCO 3 ) muodostuu 3,0 g pelkistynyttä nitraattityppigrammaa kohti (Kadlec & Wallace 2009, s. 280). Alkaliniteetin noustessa myös veden ph yleensä nousee. Denitrifikaatio on nopeampaa korkeissa lämpötiloissa samaan tapaan kuin nitrifikaatio. Carreran ym. (2003) tutkimuksessa teollisuuden nitraattipitoisen jäteveden puhdistusprosessissa denitrifikaationopeus putosi 93 % laskettaessa lämpötila 25:sta 6:een ºC. Siinä kylmän veden denitrifikaatiota hidastava vaikutus painottui alle 10 ºC lämpötiloihin. Vastaavanlaisia tuloksia on saatu myös nitraattipitoisista jokipohjasedimenteistä. Pfenningin & McMahonin (1996) tutkimuksessa potentiaalinen denitrifikaationopeus putosi 77 % laskettaessa lämpötilaa 22:sta 4:ään ºC. Kiihtyvä reaktionopeuden lasku oletettavasti jatkuu matalammissa lämpötiloissa ja denitrifikaatio käytännössä pysähtyy lähellä veden jäätymispistettä.

4 Työssä tutkitut kosteikot 31 4.1 Lakeuden keskuspuhdistamo Lakeuden Keskuspuhdistamo Oy:n Kempeleessä sijaitseva jätevedenpuhdistamo on etuselkeytyksellä varustettu biologis-kemiallinen jälkisaostuslaitos. Sen jälkikäsittelynä käytetään 17,1 ha kokoista kolmiosaista kosteikkoa. Kuvassa 4 näkyvät puhdistamon rakennukset (alhaalla), kompostointikenttä (oikealla alhaalla), lounaaseen (vasemmalle ylös) etenevä kosteikko ja Liminganlahti (ylhäällä). Kuva 4. Lakeuden Keskuspuhdistamo (kuva: Suomen Ilmakuva Oy 6.7.2011). Lakeuden Keskuspuhdistamo käsittelee Kempeleen, Limingan, Lumijoen, Oulunsalon, Tyrnävän ja Hailuodon kuntien viemäröidyt jätevedet sekä toimialueelta tuotavat sakoja umpikaivolietteet. Kuntien alueella ei ole sellaista teollisuutta, joka merkittävällä tavalla muuttaisi jäteveden koostumusta. Typenpoistoa koskevat ympäristöluvan määräämät raja-arvot ovat 70 % puhdistusteho ja 20 mg/l enimmäispitoisuus kesä-elokuun keskiarvoina vuodesta 2011 alkaen. (Pohjois-Suomen ympäristölupavirasto 2007)

4.1.1 Lakeuden Keskuspuhdistamon prosessi 32 Lakeuden Keskuspuhdistamon nykyinen Niittyrannan jätevedenpuhdistamo otettiin käyttöön vuonna 1996 ja sitä laajennettiin ja saneerattiin vuosina 2008 2010. Laajennuksessa mm. kaksinkertaistettiin biologisen osan kapasiteetti rakentamalla alkuperäisten ilmastus- ja väliselkeytysaltaiden rinnalle toinen linja uusine altaineen. Rinnakkaisille linjoille tulevia jätevesimääriä voidaan jakaa eri suhteissa ja linjojen lietteenkierrätystä voidaan ajaa lietteet sekoittaen tai omina linjansisäisinä kiertoinaan. Näitä biologisten linjojen erilaisia ajotapavaihtoehtoja hyödynnettiin laitosnitrifiointikokeessa (luku 7.2.3). Puhdistamon laajennus mitoitettiin vuoteen 2020 ennustetun vedenkulutuksen mukaan asukasvastineluvulle 40 000, keskimääräiselle jätevesimäärälle 7700 m 3 /d, BOD 7 - kuormalle 2830 kg/d ja typpikuormalle 560 kg/d. Viimeisinä vuosina edellä mainittujen kuormaparametrien vuosikeskiarvot ovat olleet 25 40 % mitoitusta matalampia: 2007 2011 jätevesimäärä 4800 m 3 /d, BOD 7 1700 kg/d ja kokonaistyppi 430 kg/d. (Lapin Vesitutkimus Oy 2012) Puhdistamon prosessin vaiheet on esitetty lohkoina virtauskaaviossa (kuva 5). Kuva 5. Lakeuden Keskuspuhdistamon virtauskaavio ja jätevesi- ja lietevirtaamat vuodelta 2011 (Lakeuden Keskuspuhdistamo Oy 2012).

4.1.2 Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikko 33 Kosteikon rakentamiseen käytetty alue oli jo valmiiksi varsin tasaista ja ojittamatonta, ruovikkoista ja pajukkoista aluetta, jonka puusto poistettiin kosteikkoa rakennettaessa. Kosteikoksi rakennetulla alueella maaperä on tiivistä silttiä. (Pohjois-Suomen ympäristölupavirasto 2007) Kosteikon ensimmäinen 4,4 ha osa otettiin käyttöön heti puhdistamon aloittaessa toimintansa vuonna 1996. Ennen kosteikon laajennusta virtaama oli noin 4000 m 3 /d ja hydraulinen kuorma noin 90 mm/d. Ensimmäisen osan vesisyvyys vaihtelee paljon, nollasta jopa reiluun metriin. Pääosin järviruo'osta ja sarakasveista koostuva kasvillisuus oli muodostanut kosteikon pohjalle kymmenessä vuodessa noin 10 cm kerroksen kuolleista kasvinosista koostuvaa massaa. (Perälä 2006) Kosteikkoa laajennettiin vuonna 2009 jatkamalla sitä 12,6 ha kokoisella alueella. Laajennus koostuu kahdesta lähes samansuuruisesta, välipadolla toisistaan erotetusta perättäisestä kosteikonosasta. Laajennettu kosteikko on kuvassa 6, jonka etualalla on alkuperäinen kosteikko ja pilottikokeissa käytetty koekenttä (vasemmalla). Kuvan keskellä ja yläreunassa ovat kosteikkoa laajentaneet toinen ja kolmas osa. Maanmittauslaitoksen ortokuva kosteikosta on liitteenä 2. Kuva 6. Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikko (kuva: Suomen Ilmakuva Oy 6.7.2011).

4.1.3 Viipymä Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikolla 34 Laajennetun 17,1 ha kosteikon jäteveden viipymä vaihtelee vuodenajan ja virtaamien mukaan, mutta nimelliseksi viipymäksi on arvioitu 7,1 päivää keskimääräisen virtaaman, kosteikon pinta-alan ja keskimääräisen pinnankorkeuden (20 cm) perusteella (Lakeuden Keskuspuhdistamo 2012). Nimellinen viipymä lasketaan yhtälön (4) mukaisesti (Kadlec & Wallace 2009, s. 23): V n n Q (4) missä n on nimellinen viipymäaika [d] (engl. nominal detention time), V n on kosteikon nimellinen tilavuus [m 3 ] ja Q on virtaama [m 3 /d]. Koska Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikkoa voidaan pitää hydraulisesti tehokkaana, on todellinen keskimääräinen viipymä lähellä nimellisviipymää eli noin 7 päivää. Joka tapauksessa tulo- ja menovirtaamien (sekä pinnankorkeuden) vaihtelut muuttavat todellista viipymää. Tarkan viipymäjakauman selvittäminen edellyttäisi merkkiainekoetta. 4.2 Siikalatvan Keskuspuhdistamo Siikalatvan Keskuspuhdistamo Oy:n Siikalatvalla, entisen Rantsilan kunnan alueella, sijaitseva jätevedenpuhdistamo on bioroottorilaitos jälkisaostuksella. Sen jälkikäsittelynä käytetään Pahanevalle rakennettua n. 24,5 ha kokoista erityyppisistä osioista koostuvaa kosteikkoa. Pahaneva on turvetuotannosta poistettua aluetta, joka on osittain kosteikkokäytössä ja osittain viljelymaana. Kuvassa 7 näkyvät kosteikon osat: 1 luonnonsuokosteikko (n. 3 ha), 2 ruokohelpialue (n. 4,5 ha) ja 3 käsittelemättömät turvetuotantoalueet (n. 17 ha) 3P pohjoisosa (n. 7 ha) ja 3E eteläosa (n.10 ha).

35 3P 2 3E 1 Kuva 7. Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikko (kuva: Pertti Häikiö 27.7.2010). Siikalatvan Keskuspuhdistamo käsittelee Siikalatvan entisten kuntataajamien Kestilän, Piippolan, Pulkkilan ja Rantsilan sekä Pyhännän kunnan taajaman viemäriverkostojen alueella syntyvät jätevedet ja toimialueelta tuotavat sako- ja umpikaivolietteet. Merkittävimmät teollisuuden jätevedet tulevat elintarviketuotannosta yhtiöiltä Kylmänen Food, Maustaja ja Real Snacks. Lisäksi liimapalkkeja valmistavat yhtiöt Prt- Lami ja Prt-Wood laskevat pesuvetensä viemäriin. Elintarviketeollisuuden vaikutus näkyy kausiluontoisina kuormituksina mm. BOD 7 :n ja kiintoainepitoisuuden nousuna. (Pohjois-Suomen aluehallintovirasto 2010) Ympäristöluvassa typenpoiston tasoksi on määrätty, että "typen poistossa on pyrittävä niin hyvään tulokseen kuin puhdistamon asianmukaisella hoidolla voidaan päästä". Lisäksi typenpoiston tehostamisesta määrättiin tehtäväksi suunnitelma vähintään 70 %:n kokonaistypen poistotehon saavuttamiseksi jäteveden lämpötilan ollessa vähintään 12 ºC. (Pohjois-Suomen aluehallintovirasto 2010) 4.2.1 Siikalatvan Keskuspuhdistamon prosessi Siikalatvan Keskuspuhdistamo aloitti toimintansa vuoden 2007 alussa. Etuselkeytyksessä pitkänomaisissa altaissa poistetaan noin kolmannes BOD 7 :sta ja puolet kiintoaineesta ja kokonaisfosforista. Bioroottoreiden jälkeisessä pikasekoituksessa veteen lisätään PAC-kemikaalia fosforin saostamiseksi. Jälkiselkeytyksessä laskeutetaan loput laitoksella erotettavasta lietteestä.

36 Puhdistamon mitoituksessa kokonaiskuorma on orgaaniselle aineelle (BOD 7 ) 650 kg/d ja kokonaistypelle 100 kg/d, asukasvastineluku on n. 9500 ja jätevesimäärä 1700 m 3 /d. (Pohjois-Suomen aluehallintovirasto 2010) Toteutuneessa kuormituksessa on ollut puhdistamon ensimmäisten vuosien aikana suurta vaihtelua. Vuonna 2010 keskimääräinen vesimäärä oli n. 1300 m 3 /d, mutta BOD:n (764 kg/d) ja kokonaistypen (111 kg/d) kuormat ylittivät mitoituksen. (Lapin Vesitutkimus Oy 2011) Bioroottoreiden kokonaispinta-ala on 48 700 m 2, joka on mitoitettu väljähköksi jäteveden kylmyyden vuoksi. Keväisin laitokselle tulevan veden lämpötila on 3 4,5 ºC, jolloin biologinen toiminta on hitaampaa kuin keskimäärin. Bioroottoreissa tapahtuu myös nitrifikaatiota, joka osaltaan laskee kosteikon ammoniumtyppikuormaa. (Pohjois- Suomen aluehallintovirasto 2010) Nitrifikaation kannalta suotuisissa olosuhteissa, kun veden lämpötila on suhteellisen korkea ja BOD-kuorma matala, voidaan ajautua tilanteeseen, jossa jäteveden alkaliniteetti loppuu ja ph laskee. Tällainen tilanne oli syksyllä 2007, jolloin Pyhännän elintarviketeollisuuden jätevesiä ei vielä johdettu keskuspuhdistamolle ja jäteveden BOD 7 -kuorma laski tasolle 200 kg/d. (Pohjois-Suomen aluehallintovirasto 2010) Liiaksi happamoituva jätevesi esti saostuskemikaalien toiminnan ja liete ei erottunut, vaikka typenpoiston kannalta voimakas nitrifikaatio olikin eduksi. 4.2.2 Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikko Jälkikäsittelykosteikon ensimmäisenä osana toimiva 3 ha laajuinen luonnontilainen ja ojittamaton suokosteikko (alue 1 kuvissa 7 ja 8) otettiin käyttöön heti puhdistamon toiminnan alkaessa 2007. Myöhemmin samana vuonna kosteikkoa jatkettiin 4,5 ha:n turvetuotannosta poistetulla alueella, jota oli muokattu tukkimalla tuotannonaikaisia sarkaojia ja kylvämällä ruokohelpeä (alue 2). Isot, yhteensä 17 ha:n laajuiset turvetuotannosta poistetut alueet (3P ja 3E) liitettiin jälkikäsittelykosteikkoon 2008. Viimeiset isot allasmaiset kosteikonosat ovat osittain rinnakkaisia. Eteläinen kosteikonosa (3E) saa vetensä pohjoiselta kosteikonosalta (3P) kahdesta eri putkesta, mutta pohjoisella osalla on myös oma purkuputkensa. Purkuvirtaus on pyritty jakamaan tasan pohjoisen ja eteläisen kosteikonosan välillä. Kosteikon virtausreittejä on merkitty kuvaan 8, jossa näkyvät myös puhdistamo (vasemmalla alhaalla) ja kompostointialue (kosteikonosien keskellä).

37 1 2 3P 3E Kuva 8. Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikon keskeiset virtausreitit (paksut nuolet) ja hahmotelma virtauksesta kosteikonosissa (ohuet nuolet) (muokattu Maanmittauslaitoksen kuvasta). Kesäisin (touko syyskuu) haihdunta ja maaperään imeytyminen poistavat kosteikolle tulevasta virtaamasta vuorokautisena keskiarvona 100 m 3 /d ja kesäkuussa n. 300 m 3 /d. Syksyllä (loka marraskuu) ja keväällä (maalis huhtikuu) keskimääräinen laimennusvaikutus on n. 500 m 3 /d. (Pohjois-Suomen aluehallintovirasto 2010). Maanmittauslaitoksen ortokuva kosteikkoalueesta on liitteellä 3. 4.2.3 Viipymä Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikolla Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikon nimellinen viipymä, joka ei ota huomioon kosteikon hydraulista tehokkuutta, on jopa kaksi kuukautta. Luonnonsuokosteikon ja ruokohelpialueen vesitilavuudet ovat koko kosteikkoon suhteutettuna pieniä ja jätevesi virtaa niiden läpi varsin nopeasti 2 3 päivässä (Lakso 2010). Pinta-ala- (3P 7 ha ja 3E 10 ha) ja vesisyvyysarvioiden (3P 0,7 m ja 3E 0,4 m) perusteella allastilavuuksiksi saadaan 3P:lle 49 000 m 3 ja 3E:lle 40 000 m 3. Jos oletetaan kosteikonosien 3P ja 3E ajettavan rinnakkain tasaisella virtaamajaolla ja käytetään keskimääräistä tulovirtaamaa 1300 m 3 /d (650 m 3 /d kumpaakin kosteikonosaa kohti), saadaan yhtälöllä (4) lasketuiksi viipymiksi pohjoisosalla 75 d ja eteläosalla 62 d.

38 Todellisuudessa molemmilla laajoilla kosteikonosilla on isot alueet päävirtausalueen ulkopuolella ja viipymän voidaan arvioida jäävän vähän yli kuukauteen. Tämäntyyppisellä kosteikolla olisi keskeistä tietää, kuinka paljon reuna-alueiden vedet sekoittuvat päävirtausalueiden kanssa. Todennäköisimmin heikosti sekoittuvaa eli ns. kuollutta aluetta on ainakin eteläosan matala länsikulma. Nimellisviipymän edustavuutta heikentävät myös laajojen kosteikonosien osittainen sarjaankytkentä ja virtaamien epätasainen jako kosteikonosien välillä. Vaikka hydraulisena tehokkuutena pidettäisiin alhaisena, esim. 50 %, on keskimäärinen viipymä silti yli kuukauden. Kasvittomilla FWS-kosteikolla hydraulinen tehokkuus e V (engl. volumetric efficiency) on Kadlec & Wallacen (2009, s. 24) keräämien viipymätutkimusten mukaan alueella 0,55 0,9. Todellinen viipymä kuitenkin väistämättä vaihtelee. Kosteikkoon kohdistuvien virtaamien summa vaihtelee sateiden ja helteiden mukaan. Kovien sateiden aikaan vuotovedet voivat nostaa laitokselta tulevan virtaaman jopa tasolle 3000 m 3 /d ja suoraan kosteikkoon voi sateena kohdistua n. 12 000 m 3 /d virtaama. Suhteessa kokonaisvesitilavuuteen runsassateisen päivän aiheuttama viipymän lyhenemä on suuruusluokkaa n. 10 %. Kovimpien hellejaksojen aikana haihdunnan ollessa n. 5 mm/d voi haihtumalla poistuva vesimäärä ylittää puhdistamolta tulevan määrän, jolloin virtaus purkuputkissa loppuu kokonaan. Tuolloin viipymä riippuu pitkälti helteen pituudesta. Jos purkautuva vesimäärä olisi pitkään huomattavasti pienempi kuin tuleva, voidaan uusi viipymä laskea kertoimella ln(q in /Q out ) / ( Q in /Q out -1) (Kadlec & Wallace 2009, s. 25). Kaavan perusteella esimerkiksi 50 % ulostulovirtaama antaa kertoimen arvoksi 1,39 ja 10 % virtaama kertoimen 2,56. 4.3 Tutkittujen jätevesien lämpötilat Molemmat työssä käsitellyt jätevedenpuhdistamot vastaanottavat keskuspuhdistamoina jätevesiä laajalta alueelta, kun useat vanhat puhdistamot on lopetettu tai muutettu jäteveden tasausaltaiksi ja monet myös lietteiden vastaanottopaikoiksi. Jäteveden laaja keruualue johtaa käytännössä pitkiin siirtoviemäreihin, jotka muuttavat laitokselle tulevan veden laatua ja lämpötilaa. Pitkä siirtoviemäri toimii eräänlaisena bioreaktorina, jossa mm. orgaaniset ainesosat muuttuvat helpommin hajoaviksi.

Lämpötila [ºC] 39 Tutkimuksen aikana havaittuja vesien lämpötilatietoja on kerätty kuvaan 9, josta nähdään, että kosteikon lämpötila seuraa ilman keskilämpötilaa ja laitoksen vedet lämpenevät hitaasti kesän aikana. Laitoksen läpäistessään jäteveden lämpötila nousee 1 2 astetta, joten laitosprosessin alkupäässä jäteveden lämpötila on esitettyä hieman matalampi. Syksy oli tutkimuksen aikana tavallista lämpimämpi, jonka vuoksi kuvan 9 lämpötilat ovat hieman keskimääräisiä lämpötiloja korkeampia. 25 20 15 Lakeus: laitokselta lähtevä vesi Lakeus: kosteikolta lähtevä vesi 10 5 Siikalatva: laitokselta lähtevä vesi Siikalatva: kosteikolta lähtevä vesi 0 4 5 6 7 8 9 10 11 Kuukausi Kuva 9. Kosteikoilta lähtevien ja sinne tulevien vesien lämpötiloja vuodelta 2011. Lakeuden Keskuspuhdistamolle kerätään jätevedet usean vanhan jätevedenpuhdistamon alueelta ja siirtoviemäriä on pelkästään Kempeleessä 101 km. Keskuspuhdistamoluonteesta kertoo osaltaan myös osakaslaitosten tasausallaskapasiteetti, jota on yhteensä 2886 m 3. Talvisin laaja verkosto jäähdyttää veden alle viisiasteiseksi (35 % vuodesta 3 5 C) ja kesäisin viemäri lämpenee viiveellä. Laitokselle tulevan jäteveden lämpötila nousee yli kymmenasteiseksi vasta syksyllä (10 % vuodesta 10 12 C). (Pohjois-Suomen ympäristölupavirasto 2007) Siikalatvan Keskuspuhdistamolla siirtoviemäreiden yhteispituus on 125 km. Käytöstä poistetut puhdistamot toimivat jäteveden tasausaltaina, joita on yhteensä 1140 m 3. Lämpötilan 11 C ylitystä laitokselle tulevassa vedessä pidetään epätodennäköisenä. (Pohjois-Suomen aluehallintovirasto 2010) Laitokselle tulevan veden lämpötila oli vuonna 2011 velvoitetarkkailun perusteella korkeimmillaan lokakuussa: 10,0 C.

4.4 Kemiallisen hapenkulutuksen kasvu Siikalatvan kosteikolla 40 Turvetuotannosta poistettujen kosteikonosien ongelmana on ollut humuksen irtoaminen, joka näkyy kosteikolta poistuvan veden näytteissä korkeina COD Cr -arvoina. Puolivuotisena keskiarvona laskettavat raja-arvot ovat enimmäispitoisuudelle 125 mg/l ja vähimmäisteholle 75 %. Pitoisuusraja-arvo ylitettiin 2010 heinä- (180 mg/l) ja elokuussa (160 mg/l). Tutkimuksen aikana loppukesän huuhtoutuminen jatkui ja velvoitetarkkailussa saatiin korkeita COD Cr -arvoja kesä-, heinä- ja elokuussa (190 200 mg/l). Huuhtouma aiheutuu lämpötilasta riippuvasta biologisesta reagoinnista kosteikon turvepohjassa (Lakso 2010). Kosteikkokäsittelyn tulosten vertailu turvetuotannon tarkkailutuloksiin on sikäli hankalaa, että turvetuotannon aikana kemiallisen hapenkulutuksen mittaukset tehtiin permanganaatilla (COD Mn ). Dikromaattiin perustuva hapenkulutus suhteessa permanganaattihapetukseen eli COD Cr /COD Mn -suhde voi olla korkea ja vaihtelee veden laadusta riippuen. Permanganaatti hapettaa orgaanisesta aineesta 20 80 % ja dikromaatti 90 100 %. Arviona COD Cr /COD Mn -suhdeluvun mahdollisesta suuruusluokasta mainittakoon Rukan ja Lakeuden kosteikoilta lähtevien vesien hapenkulutuskeskiarvojen perusteella lasketut suhdeluvut 3 ja 5. (Karjalainen & Ronkanen 2005) Vaikka parametrien vertailuun on suhtauduttava varauksella, ovat myös vanhat COD Mn -arvot varsin korkeita ja viittaavat selvästi orgaanisen aineksen merkittävään huuhtoutumiseen. 4.4.1 Pahanevan turvetuotannon aikaiset tulokset Pahanevalta on huuhtoutunut orgaanista ainetta myös ennen jälkikäsittelykosteikon rakentamista. Vaikka analyysit on tehty heikommalla hapettimella, on Pahanevan kuivatusvesien COD Mn -tuloksissa nähtävillä vastaavaa vaihtelua kuin nykyisen jälkikäsittelykosteikon COD Cr -tuloksissa. Esimerkiksi vuonna 1996 kesäkuussa hapenkulutus oli 66 mg/l ja heinäkuussa 32 mg/l (Pohjois-Suomen vesitutkimustoimisto 1996). Vuodelta 2002 saatu vuosikeskiarvo on suhteellisen matala (29 mg/l) ja maksimi korkea (74 mg/l) (PSV - Maa ja Vesi Oy 2002). Vuonna 2004 heinäkuussa pitoisuus oli yhä korkea: 59 mg/l (PSV - Maa ja Vesi Oy 2004).

4.4.2 Vertailu Kurunnevaan 41 Rantsilan Kurunnevalla on hyviä vertailukohtia Pahanevan kosteikkoon, vaikka sielläkin kemiallista hapenkulutusta on mitattu vain permanganaatilla. Kurunnevan käytöstä poistetulle tuotantoalueelle on rakennettu Kurunnevan lintujärvi sekä vuonna 2008 avatun Tahkonevan turvetuotantosuon valumavesien käsittelykosteikko. Turvetuotanto Kurunnevalla aloitettiin 1977 ja laajimmillaan tuotannossa oleva alue oli n. 400 ha. Kurunnevan lintuvesi rakennettiin vuosina 1996 1997, kun tuotanto oli lopetettu ko. Kurunnevan osalta 1995. Lintuveden laajuus on 46 ha ja altaan keskisyvyys 1,1 m. Turvekerrosta kentälle jätettiin n. 0,2 metriä happaman sulfaattimaapohjan eristämiseksi. Kentän pohja on Pahanevan tapaan tyypillistä suopohjaa; sen viljavuus on niukkaa ja ph matala (keskiarvo 4,9). Altaaseen johdetun veden määrää voidaan säädellä ja tulvavirtaamat ajetaan altaan ohi. Suunniteltu avovesikauden keskivirtaama 0,45 m 3 /s on 30- kertainen Siikalatvan kosteikkoon suhteutettuna. (Heikkinen & Väyrynen 2004) Lintuvesi on vertailukelpoinen Pahanevan viimeisten laajojen kosteikonosien kanssa. Esimerkiksi kokonaisfosforipitoisuus lintuveteen tulevassa vedessä on samaa luokkaa 100 µg/l ja happipitoisuus riittävä (kesäisin 6,0 9,5 mg/l) aerobisiin prosesseihin. Keskimääräinen ph oli tarkkailujakson 1997 2001 aikana sekä tulevassa että lähtevässä n. 6,5. (Heikkinen & Väyrynen 2004) COD Mn -arvo on ollut korkea niin tuotannon, kuin lintuvesivaiheen aikana. Kemiallinen hapenkulutus oli alhaisempi ennen lintuveden rakentamista vuosina 1987 1995 ja vaihteli alueella 13,3 36,0 mg/l. Rakentamisen jälkeisen tarkkailujakson 1997 2003 aikana COD Mn -arvo nousi ympärivuotisena keskiarvona tilastollisesti jokseenkin merkitsevällä tavalla ja kesäajan keskiarvoissa merkitsevällä tavalla. COD Mn -arvon kehitystä ei kommentoida tarkkailuraportissa, mutta esitettyjen keskiarvojen ja graafisesti kuvatun aikavälin (1997 2001) perusteella minkäänlaista laskevaa tai nousevaa trendiä ei ole. Koko tarkkailujakson tulevan ja lähtevän pitoisuuden keskiarvot olivat 29,2 ja 31,6 mg/l, ja kesäaikaiset keskiarvot 31,0 ja 34,8 mg/l. Humusaineiden pitoisuuden kohoamisen syynä pidetään turpeen hajoamista ja orgaanisten aineiden liukenemista turpeesta mikrobitoiminnan tuloksena. (Heikkinen & Väyrynen 2004)

42 Tahkonevan kosteikossa havaittiin myös happea kuluttavan aineksen pitoisuuden nousua, vaikka muilta osin vedenlaatu parani. Asiaa on raportoitu vuoden 2009 Siikajoen turvetuotannon tarkkailuraportissa (Pekkala 2010). Kosteikolla tapahtuva COD Mn -arvon nousu oli suurinta kesäkuussa (23:sta 48:aan mg/l) ja kesä syyskuun välisenä aikana pitoisuudet olivat korkeita (40 48 mg/l) suhteessa touko- ja lokakuun näytteisiin (30 ja 25 mg/l). Suuriin virtaamiin suhteutettuna kosteikon puhdistustehoa pidettiin kohtalaisen hyvänä. 4.4.3 Vertailu Hirvilampeen Limingassa sijaitseva Hirvilampi on turvetuotannosta vapautuneelle alueelle rakennettu lintujärvi. Hirvilampeen tuleva vesi on parempilaatuista kuin Kurunnevan lintujärvellä, jolloin sen kuormitusvaikutus näkyy selvemmin. Hirvilammen altaan laajuus on 106 ha ja valuma-alueen koko 11,1 km 2. (Perälä ym. 2005) Vaikka Hirvilampi ei tutkimuksen mukaan puhdistanut vettä minkään käytetyn vedenlaatuparametrin suhteen, on sen COD Mn -pitoisuudessa ollut laskeva trendi. Pitoisuus laski 55,3:sta 27:ään mg/l viiden vuoden (1995 1999) tarkkailun aikana. Pitoisuudet myös lähenivät luonnontilaisen vertailukohteen tasoa. (Siira 1999, Siira 2001, ks. Perälä ym. 2005) Vaikka Hirvilammen kuormitus riippuu paljon sademääristä ja valumien laadusta, voidaan sen perusteella COD-kuormituksen vähittäistä laskua pitää mahdollisena myös Siikalatvan kosteikolla.

5 Typenpoisto tutkituilla kosteikoilla 43 Suomessa vesienkäsittelykosteikkojen toimintaa on tutkittu monissa hankkeissa, kuten kansainvälisessä PRIMROSE-projektissa, jonka yhtenä osana tutkittiin Lakeuden Keskuspuhdistamon ja Rukan puhdistamon myöhemmin laajennettuja kosteikkoja. Tutkimuksessa selvisi mm. seuraavia tuloksia. Kosteikkoon ei keräänny suuria määriä haitallisia ja myrkyllisiä aineita, vaikka ne pidättävät hyvin ravinteita. Kosteikkojen kesäaikainen ruokokasvusto lisää veden sekoittumista ja tasaista jakautumista kentällä, mutta ei auta kiintoaineen laskeutumista. Kosteikon huokoisella biomassalla, kasvavista kasveista aina turpeeseen asti, on keskeinen rooli mm. biofilmien kiinnityspintoina. Typenpoiston rajoittavaksi tekijäksi nimettiin puhdistetun jäteveden alhainen happipitoisuus. (Karjalainen & Ronkanen 2005, s. 3 4) 5.1 Typenpoiston tulokset Lakeuden Keskuspuhdistamolla 5.1.1 Tulokset laajentamattomalla kosteikolla ja koekentällä PRIMROSE-projektissa Lakeuden keskuspuhdistamon vielä laajentamatonta kosteikkoa tutkittiin vuosina 2001 2003 (Karjalainen & Ronkanen 2005). Laajentamattoman kosteikon toiminta oli typenpoiston osalta varsin heikkoa, tavallisesti poistuma oli vain muutamia prosentteja. Ammoniumtypen poistumiksi PRIMROSE-projektissa saatiin 2 % talvena 2001 2002 ja 3 % roudattomaan aikaan vuonna 2002. Samalla aikajaksolla nitriitti-nitraattitypen poistuma sen sijaan oli hyvällä tasolla (n. 50 %), mutta sen merkitys on typen kokonaispoistuman kannalta hyvin pieni, kun kosteikolle tulevasta epäorgaanisesta typestä 99 % oli ammoniumtyppeä. Edellä mainittujen poistumien välillä havaittiin kuitenkin positiivinen korrelaatio, eli mitä enemmän ammoniumtyppeä hapettui nitraattitypeksi, sitä paremmin myös nitraattityppi poistui denitrifikaation kautta. Kasvinäytteenoton perusteella kasveilla on iso merkitys ammoniumtypen sitojina, vaikka osa ravinteista poistuukin ennen kasvien syksyistä lakastumista. Kesäkauden ammoniumtypen poistumasta laskettiin 83 % sitoutuneen kasvillisuuteen. Projektissa tehtiin myös kaasuvirtausmittauksia N 2 O-, CH 4 - ja CO 2 -kaasuille, mutta mikrobien biomassan ja N 2 -kaasun osuutta typen poistumasta ei arvioitu. Ilokaasuna (N 2 O) poistuvan ammoniumtypen osuus todettiin kuitenkin vähäiseksi (0,2 %). (Karjalainen & Ronkanen 2005)

44 Kosteikolta poistuvan jäteveden laadun ja virtaaman välillä on oletusten mukainen merkittävä negatiivinen korrelaatio. Sen todettiin olevan voimassa monille vedenlaatuparametreille (BOD, typpi- ja fosfaattiparametrit). Negatiivinen korrelaatio viittaa suuren hydraulisen kuorman (eli lyhyen viipymän) heikentävän puhdistustuloksia. Toisaalta suurimpien virtaamien aikana havaitaan matalampia pitoisuuksia kosteikolle tulevassa vedessä, jolloin myös alhaisen pitoisuuden ja heikon poistuman välillä on merkitsevä positiivinen korrelaatio. (Karjalainen & Ronkanen 2005) Kääntäen voidaan myös todeta, että viipymää kasvattamalla, eli hydraulista kuormaa laskemalla, saadaan todennäköisesti korkeampia poistumia useimmille vedenlaatuparametreille. Perälän (2005) diplomityössä käytettiin Lakeuden Keskuspuhdistamon koekenttää noin 22 mm/d hydraulisella kuormalla ja viiden päivän viipymällä. Kokeessa päästiin keskimäärin noin 34 % ammoniumtypen poistumaan. Vuorottelukokeen aikana saatiin selvästi korkeampia poistumia (36 %) kuin sen jälkeen (21 %). Eroa selittävät vuorottelun aikainen tulevan veden korkeampi lämpötila sekä erityisesti kentän käyttöasteen selvä paraneminen viipymän noustessa vuorottelussa kahdesta päivästä viiteen. Pinnankorkeuden vaihtelun todetaan olleen hyvin pientä verrattuna ruotsalaisen mallin mukaiseen ajotapaan. Perälä ehdottaakin tyhjäysajan pidentämistä, jotta sedimentin huokoset ehtisivät täyttyä ilmalla imun ja haihdunnan ansiosta. (Perälä 2005) Pinnankorkeuden vaihtelu aiheutti myös ongelmia, kun kentältä irtosi kiintoainetta ja fosforia (Perälä 2005). Avoimeksi jää millainen merkitys koekosteikon nuorella iällä oli havaitussa huuhtoutumisessa, kuten myös vuorottelun aikainen pohjan hapettumisen ja lämpenemisen merkitys typenpoistossa. 5.1.2 Velvoitetarkkailun tulokset laajennetulla kosteikolla Lakeuden Keskuspuhdistamon laajennetun kosteikon päästötietoja oli valmiina vain velvoitetarkkailusta noin kahden vuoden ajalta toukokuulta 2010 lähtien. Tarkkailutulosten kokonaistypen pitoisuudet ja niiden perusteella lasketut poistumat on esitetty kuvassa 10. Poistumakuvaajan kolme lievästi negatiivista poistumaa (-2-4 %) jätettiin kuvan ulkopuolelle. Lakeuden Keskuspuhdistamon kokonaistypen kuvaajista (kuva 10) voidaan havaita selvät erot kesien 2010 ja 2011 sekä kesien ja talvien välillä. Kokonaistypen poistuma jää talviaikaan muutamaan prosenttiin. Ainoana poikkeamana helmikuussa 2011

45 näytteenottohetkelle sattunut laitokselta tullut kokonaistypen piikki aiheuttaa näennäisen 22 % poistuman. Vaikka kosteikko ei talvisin juurikaan poista typpeä, saadaan laitoksella poistettua n. 20 30 % myös talvisin. Kesällä 2010 poistuma jäi tasolle n. 30 % ja syksyllä poistuma oli n. 14 %. Vuonna 2011 kosteikon kokonaistypen poistuman taso nousi selvästi heinäkuulta lähtien jopa vuoden loppuun asti ja jäännöspitoisuus lähes vakiintui pitoisuuteen 42 mg/l elo joulukuun ajaksi. Touko joulukuun välisenä aikana kokonaistypen poistossa päästiin 42 53 % kokonaispoistumiin, joka on selvä tasonkorotus vuoden 2010 tuloksiin. Poistuman kasvu ja jäännöspitoisuuden lasku johtunevat erityisesti puhdistamolla tehdyistä kokeista (luku 7.2), mutta mahdollisesti myös kosteikon luonnollisesta kehittymisestä.

Kokonaistypen poistuma 1/2010 2/2010 3/2010 4/2010 5/2010 6/2010 7/2010 8/2010 9/2010 10/2010 11/2010 12/2010 1/2011 2/2011 3/2011 4/2011 5/2011 6/2011 7/2011 8/2011 9/2011 10/2011 11/2011 12/2011 1/2012 2/2012 3/2012 4/2012 Kokonaistyppipitoisuus [mg/l] 46 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 laitokselle tuleva laitokselta lähtevä kosteikolta lähtevä 100% 90% laitos ja kosteikko 80% laitos 70% 60% kosteikko 50% 40% 30% 20% 10% 0% Kuva 10. Kokonaistypen pitoisuudet ja niiden perusteella lasketut poistumat Lakeuden Keskuspuhdistamon velvoitetarkkailussa 2010 2011.

5.2 Typenpoiston tulokset Siikalatvan Keskuspuhdistamolla 47 Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikko on varsin nuori, eikä sen toiminnasta ole tehty laajoja tutkimuksia. Laajin esitys kosteikosta ja siihen liittyvistä tutkimuksista on Lakson Vesi Oy:n selvitys kosteikon toiminnan tehostamisesta (Lakso 2010), jonka lisäksi saatavilla on viranomaisvalvontaan ja velvoitetarkkailuun liittyvää aineistoa. Velvoitetarkkailussa saadut kokonaistypen pitoisuudet ja niiden perusteella lasketut poistumat on esitetty kuvassa 11. Kuvaajien havainnollisuuden vuoksi viisi poikkeuksellista arvoa on jätetty kuvaajien ulkopuolelle: pitoisuuskuvasta puhdistamolle tulevan jäteveden korkeat pitoisuudet 380 mg/l (3/2008) ja 230 mg/l (3/2009) sekä poistumakuvaajasta kosteikon alkuosan (luonnonsuo ja ruokohelpialue) negatiiviset poistumat (-17 %, -33 % ja -33 %). Kuvaajista (kuva 11) voidaan havaita kylmien talvikuukausien matala typenpoiston taso. Bioroottorilaitoksella tapahtuva typenpoisto on myös ollut kokonaisuuden kannalta merkittävässä roolissa; enimmäkseen alueella 30 60 % ensimmäisen vuoden jälkeen. Kesäaikaisessa typenpoistossa päästiin vuonna 2011 hyvälle, noin 80 % tasolle huomioitaessa sekä laitoksen (n. 40 %) että kosteikon (n. 70 %) vaikutus. Vuosien aikana tapahtunut muutos poistumissa johtuu ainakin osittain laitokselle tulevan jäteveden koostumuksen muuttumisesta. Kuvan viimeisimpien kuukausien laitoksen typenpoiston tuloksia heikentää bioroottorien huolto.

Kokonaistypen poistuma 1/2008 4/2008 7/2008 10/2008 1/2009 4/2009 7/2009 10/2009 1/2010 4/2010 7/2010 10/2010 1/2011 4/2011 7/2011 10/2011 1/2012 4/2012 Kokonaistyppipitoisuus [mg/l] 48 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 laitokselle tuleva laitokselta lähtevä ruokohelpialueelta lähtevä kosteikolta lähtevä 100 % laitos ja kosteikko 90 % 80 % laitos 70 % kosteikon alkuosa 60 % koko kosteikko 50 % 40 % 30 % 20 % 10 % 0 % Kuva 11. Kokonaistypen pitoisuudet ja niiden perusteella lasketut poistumat Siikalatvan Keskuspuhdistamon velvoitetarkkailussa 2008 2011.

49 6 Menetelmiä typenpoiston tehostamiseksi 6.1 Pinnankorkeuden vaihtelu Monilla vesienkäsittelykosteikoilla vedenpinnan korkeutta on mahdollista vaihdella muuttamalla kosteikon virtaamia. Kosteikon tai kosteikonosan vedenpintaa voidaan laskea purkupatoa avaamalla tai varastoimalla vettä ylempiin kosteikonosiin. Kosteikko voidaan myös rakentaa pinnankorkeuden vaihtelua varten kahtena tai useampana rinnakkaisena linjana, jolloin niiden pinnankorkeutta ja kuorman jakoa voidaan hallita vapaasti. Pinnankorkeuden vaihtelun eli vuorottelun tärkeimpiä teorian mukaisia vaikutuksia Perälän (2006, s. 27) kokoamana ovat: hapen kulkeutuminen pohjasedimenttiin matalan vesipinnan aikana, kentän parempi käyttöaste, vähemmän oikovirtauksia, matalan vesipinnan aikana maaperän, jäteveden ja ilman parempi kontakti sekä pohjasedimentin mahdollinen lämpeneminen. Typenpoiston kannalta tärkein vaikutus on kosteikon pohjan paljastaminen suoraan kontaktiin ilman kanssa, jolloin pohjasedimentti ja kasvillisuus sekä niihin adsorboituneet ammoniumionit pääsevät hapettumaan. Hapen siirtymiseen vaikuttaa kosteikon pohjan biofilmien pinta-ala ja paksuus, mikrobien aineenvaihdunta ja kuivan jakson pituus. Paras hapettuminen saataisiin laskemalla vedenpinta yli 10 cm kosteikon pohjan alapuolelle, jolloin imun vaikutuksesta pohjan huokosten vesi korvautuisi ilmalla (Perälä 2006, s. 27 28). Myös kentän käyttöaste paranee vuorottelussa, jos kosteikolla on virtaamattomia alueita (engl. dead zone fraction). Helsel (1992) on simuloinut hypoteettista FWS-kosteikkoa erilaisilla virtaamattomien alueiden osuuksilla (ks. Kadlec & Wallace 2009). Tutkimuksen mukaan jo puolittaisella (50 %) vuorottelulla saadaan merkittävästi vähennettyä päävirtauksen ulkopuolisten alueiden hukkaan menevää alaa. Tehokkainta on kuitenkin suunnitella kosteikko alun perin niin, että virtaus olisi tasaista eikä virtaamattomia ja oikovirtausalueita olisi. (Kadlec & Wallace 2009, s. 830) Ruotsissa vuorottelua on käytetty ainakin kahdella suurella jälkikäsittelykosteikolla, joilla on päästy hyviin typenpoiston tasoihin. Oxelösundin kosteikolla (24 ha) on kaksi

50 rinnakkaista systeemiä, joita täytetään vuorotellen 2 3 päivän ajan kerrallaan. Alhagenissa kosteikko (n. 28 ha) koostuu useista altaista sekä jätevettä hapettavasta pintavalutuskentästä. Siellä vuorottelurytmi on tiheämpi ja pinnankorkeuden vaihtelu on tasolla 0,5 1,5 m. Anderssonin ja Kallnerin (2002) mukaan vuorottelu parantaa typen poistoa. Alhagenissa ja Oxelösundissa keskimääräiset vuosittaiset typen poistumat kosteikoilla olivat 70 ja 39 %, hydrauliset kuormat 17 ja 21 mm/d ja teoreettiset viipymät 14 ja 8 päivää. (Andersson & Kallner 2002) Kadlec & Wallace (2009, s. 830) kuitenkin pitävät vuorottelusta saatavaa hyötyä kyseenalaisena riittämättömän vertailuaineiston vuoksi. Oxelösundin kosteikko on hyvin epäsäännöllisen muotoinen ja voi sisältää virtaamattomia alueita. Kun vuorottelusta saatava hyöty voi perustua kentän parempaan käyttöasteeseen, on mm. hapettumisen merkitystä vaikea arvioida. Kadlec & Wallace (2009, s. 552) korostavat myös vuorottelevasti tai panosmaisesti ajetun kosteikon eroja tasaisen virtauksen kosteikkoon. Ajotapa vaikuttaa perustavanlaatuisilla tavoilla kentän hydrauliikkaan, sorptio-ominaisuuksiin, kasvillisuuteen ja mikrobitoimintaan. 6.2 Laitosnitrifiointi Laitosnitrifiointiratkaisussa biologisen typenpoiston ensimmäinen vaihe eli nitrifiointi toteutetaan laitoksella esimerkiksi aktiivilieteprosessia säätämällä ja toinen vaihe eli denitrifikaatio jätetään kosteikolla tapahtuvaksi. Hyvin toimivassa laitosnitrifioinnissa jälkikäsittelykosteikolle tulee vain vähän ammoniumtyppeä ja pääosa typestä on nitraattina. Myös epätäydellinen nitrifikaatio laitoksella vähentää kosteikon ammoniumtyppikuormaa ja laitoksella tuotettu nitrifioiva bakteerikanta voi edistää kosteikolla tapahtuvan nitrifikaation käynnistymistä. Tavalliset laitosmaiset typenpoistoratkaisut vaativat omat allas- tai muut rakenteensa, ja niiden käyttöön ja rakentamiseen liittyy huomattavia kustannuksia. Sellaisia ovat kemialliset ja biologiset menetelmät, kuten esinitrifiointi (N/D-prosessi) ja jälkinitrifiointi (D/N-prosessi). Biologisissa prosesseissa denitrifiointi edellyttää anoksisen altaan (viipymä 0,5 2 h) ja yleensä myös hiililähteen (esim. metanoli) käyttöä. Pelkkä nitrifiointi voidaan kuitenkin järjestää riittävän lämpimälle jätevedelle (yli 12 ºC) aktiivilieteprosessin lietteenpoistoa säätämällä. Nitrifikaation käynnistymistä voidaan nopeuttaa tuomalla siemenlietettä puhdistamolta, jolla nitrifikaatio on jo käynnissä.

51 Aiempien kokeiden perusteella nitraatti pelkistyy alkuainetypeksi kosteikoilla varsin nopeasti. Lakeuden Keskuspuhdistamolla syys lokakuussa 2006 tehdyn Envistoneprosessin koeajoissa syntyneen nitraattipitoisen veden ja normaalin laitoksessa puhdistetun jäteveden seosta (aluksi n. 2,5 mg/l ja lopuksi n. 5 mg/l NO 3 -N) syötettiin 0,2 ha:n kokoiselle koekentälle. Kentältä poistuvassa vedessä havaittiin vain pieniä nitraattitypen pitoisuuksia, joista suurin yksittäisen näytteen tulos oli 44 μg/l. Vaikka nitraattiveden pitoisuus jäi aiottua pienemmäksi, tehtiin kokeen perusteella arvio, että dentrifikaatioprosessit on hyvin todennäköisiä jälkikäsittelykentällä pääosan vuotta. (Lakso 2006) Myös Koiviston (2009) diplomityössä bioroottoripilotissa nitrifioitua vettä käsiteltiin koekentällä. Kentälle johdetun veden nitraattipitoisuus oli n. 10 20 mg/l ja kentältä purkautuvien vesien nitraattipitoisuudet jäivät alhaisiksi. Korkein yksittäisen 24 tunnin kokoomanäytteen nitraattipitoisuus oli 0,11 mg/l. Kokeen aikainen virtaama oli kuitenkin matala, n. 40 m 3 /d, jonka perusteella teoreettinen viipymä oli 13 d ja hydraulinen kuorma 20 mm/d. (Koivisto 2009) 6.3 Kosteikon laajentaminen Periaatteeltaan yksinkertaisin tapa typenpoiston parantamiseksi on kapasiteetin lisääminen eli kosteikon laajentaminen, jolla voidaan pienentää hydraulista kuormaa ja lisätä viipymäaikaa. Yleensä laajoilla kosteikoilla saadaan parempia tuloksia kuin pienillä ja myös laajennuksilla on päästy parempiin tuloksiin kuin ennen laajennusta, kuten Lakeuden Keskuspuhdistamolla. Myös Siikalatvan ja Lakeuden puhdistamojen tuloksia vertaamalla voidaan arvioida Siikalatvan kosteikon väljän mitoituksen olevan keskeinen syy monien parametrien parempiin poistumiin. Kosteikon hydraulinen kuorma (engl. HLR, hydraulic loading rate) kuvaa kosteikon kokoa suhteessa sinne johdettuun vesimäärään, ja on keskeinen jälkikäsittelykosteikon mitoitusparametri. Hydraulinen kuorma riippuu kosteikolle tulevista vesimääristä ja on kääntäen verrannollinen kosteikon pinta-alaan yhtälön (5) (Kadlec & Wallace 2009, s. 22) mukaisesti: Q q, (5) A

missä q on hydraulinen kuorma [m/d], Q on virtaama [m 3 /d] ja A on kosteikon pinta-ala [m 2 ]. 52 Kosteikon tehokkaan pinta-alan ja hydraulisen kuorman merkitystä haitallisten aineiden poistossa voidaan kuvata yksinkertaistetusti teoreettisilla malleilla, kuten usean altaan TIS-mallilla (engl. tank in series). Allassarjamallia suositellaan käytettäväksi, koska se kuvaa kosteikon hydrologiaa perinteistä tulppavirtausmallia paremmin (Kadlec & Wallace 2009). Esimerkki yksinkertaistetun TIS-mallin antamista nitraatin poistumista on esitetty kuvassa 12. Kuva 12. Nitraatin pitoisuuden ja kuorman alenema hydraulisen kuorman funktiona hypoteettisella FWS-kosteikolla (Kadlec & Wallace 2009, s. 633). Kuvassa 12 käytetty pitoisuuden poistuma eli reduktio (engl. concentration reduction) on laskettu yksinkertaistetulla TIS-mallilla eli ensimmäisen kertaluvun yhtälöllä (6): Ci C C i 0 1 1 k Pq P, (6) missä C i on kosteikolle tulevan jäteveden pitoisuus, C 0 on kosteikolta lähtevän jäteveden pitoisuus, k on vähenemiskerroin, P on altaiden määrä TIS-mallissa ja q on hydraulinen kuorma.

Edelleen kuvassa 12 käytetty kuorman poistuma (engl. load removal) lasketaan kertomalla pitoisuuden poistuma kosteikkoon kohdistuvalla kuormalla (yhtälö 7): 53 kuorman poistuma qci 1 1 k Pq P. (7) Kuvassa 12 nitraatin vähenemiselle käytetyt TIS-mallin kertoimet ovat: C i = 10 mg/l, k = 35 m/a ja P = 4. (Kadlec & Wallace 2009, s. 633) Virtaamaan ei yleensä voida vaikuttaa, mutta esimerkiksi tuplaamalla pinta-ala hydraulinen kuorma puolittuu. Hydraulisen kuorman vähentäminen ei kuitenkaan pienennä jäännöspitoisuuksia samassa suhteessa, vaan poistuma voi noudattaa esimerkiksi kuvassa 12 esitettyä riippuvuutta hydraulisesta kuormasta. 6.4 Hydrauliikan parantaminen Kosteikon laajuuden ohella viipymäaikaan vaikuttaa keskeisesti kentän hydraulinen tehokkuus. Tasaisella virtauksella kosteikon tehokas pinta-ala voi olla lähellä sen varsinaista pinta-alaa ja todellinen viipymä lähellä nimellistä viipymää. Tämä edellyttää kosteikolla tasaista pohjaa ja jäteveden tasaista jakamista kentälle. Myös välipatojen ohitus tulee toteuttaa mahdollisimman tasaisena virtana käyttämällä esimerkiksi useita putkia ja jako-ojia. Kosteikon tulee olla myös tasaisesti purkusuuntaan laskeva. Sivusuuntainen vietto tai muu pinnanalaisen uoman muodostava pohjan muoto kerää ison osan virtauksesta ja muodostaa oikovirtausalueen. Helpointa oikeanlaisesta hydrauliikasta huolehtiminen on suunnittelu- ja rakennusvaiheessa. Oikovirtausalueelle voidaan rakentaa virtausta hidastavia penkereitä ja kentän pohjaa voidaan periaatteessa myös tasoittaa. Kosteikkokentän tasoittamisessa laajoilla maansiirtotöillä on kuitenkin ongelmansa. Maansiirto paljastaa ja sekoittaa alempia maakerroksia, jotka voivat olla huonoa kasvupintaa kosteikkokasveille. Esimerkiksi happamat sulfaattimaat laskevat veden ph:ta ja voivat sen vuoksi heikentää puhdistustuloksia sekä haitata kosteikon ekologiaa. Toiseksi kentän muokkaaminen hävittää luonnollisen kasviston, joka estää pohjan huuhtoutumista ja voi osittain soveltua myös kosteikon pysyväksi kasvillisuudeksi. Perusteellisella pohjan rakentamisella edellä kuvatut ongelmat voidaan välttää, mutta sellainen voi olla kohtuuttoman kallista jopa kymmenien hehtaarien laajuisilla alueilla.

54 Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikkoa voidaan pitää varsin tasaisena ja hydraulisesti tehokkaana. Viimeisen kosteikonosan lievää kaltevuutta ja oikean reunan oikovirtausta on vähennetty rakentamalla vuonna 2010 penkereeseen matalia poikkipatoja, jotka näkyvät ilmakuvassa pieninä väkäsinä (liite 2). Muita syvemmät alueet näkyvät heikommin kasvittuneina alueina. Siikalatvan Keskuspuhdistamon kosteikolla (liite 3) hydraulinen tehokkuus vaihtelee enemmän. Luonnonsuolla (alue 1) virtaus on tasaista, mutta ruokohelpialueella (alue 2) merkittävä osa maapinnasta on suorastaan kuivaa ja vesi virtaa turvetuotannosta jääneissä ojissa. Käsittelemättömillä turvetuotantoalueilla (3P ja 3E) jää laajat alueet pääasiallisen virtausalan ulkopuolelle. Eteläpuolen länsikulma jää lähes täysin virtauksen ulkopuolelle ja vesisyvyys hyvin matalaksi. Vastaavasti pohjoispuolen pohjoisella reunalla veden vaihtuminen on myös oletettavasti heikohkoa. Lisäksi turvetuotannon jäljiltä olevia pohjan muotoja on selvästi näkyvillä eri puolilla kosteikkoa. Virtausreittejä muokkaamalla Siikalatvan kosteikon hydrauliikkaa olisi mahdollista parantaa. Mahdollisia menetelmiä olisivat ainakin viimeisten kosteikonosien täydellinen rinnanajo johtamalla eteläiselle alueelle vesi suoraan ruokohelpialueelta. Yhdistettynä jo aiemmin suunniteltuun purkuputkien pinnankorkeussäätöön, voitaisiin kosteikkoja ajaa vuorotellen täyttö- ja kuivatusvaiheineen. Kuivatusvaihetta voitaisiin käyttää myös välineenä kehittämään kasvillisuutta, jota viimeisillä kosteikonosilla on vielä vähän. 6.5 Kasvillisuuden lisääminen Kosteikkojen keskeinen elementti on kosteikkokasvillisuus, joka sitoo ravinteita, tasaa virtausta, muodostaa biofilmien kiinnityspintaa ja parantaa kosteikon esteettisyyttä. Lakeuden kosteikolla olemassa oleva kasvusto on rehevöitynyt ja järviruokoa kasvaa tiheästi pääosalla kosteikon pinta-alasta. Siikalatvan kosteikko on nuori ja viimeisillä kosteikonosilla kasvillisuus on hyvin vähäistä. Siikalatvan käsittelemättömien entisten turvetuotantoalueiden kasvuston luonnollinen lisääntyminen voi olla suhteellisen hidasta happaman turvepohjan vuoksi ja rajoittua reuna-alueille vedenpinnan korkeuden vuoksi. Syksyllä 2010 kosteikon reunoille tuotiin järviruokoa ja osmankäämiä mätäsistutuksina. Tutkimusvuonna 2011 ruokokasvillisuutta oli hajanaisesti kosteikon reunoilla. Kosteikon reunojen kasvillisuus on tärkeää

55 eroosion vähentämiseksi, mutta veden puhdistumisen kannalta reuna-alueiden kasvillisuuden merkitys jää vähäiseksi. Jos kasvillisuus ei lähde leviämään kosteikon keskiosiin ja orgaanisen aineen huuhtoutuminen jatkuu, voi tarvetta olla raskaampiin pohjan käsittelyoperaatioihin. Tähän voisi liittyä sopivien kasvilajien selvittäminen, vedenpinnan lasku vähintään pohjan tasolle, kivennäismaan tuonti ja alueen kattava kylväminen tai istuttaminen valituilla kasveilla. Kalkitus pohjan ph:n säätämiseksi on kyseenalaista, koska se vapauttaisi veteen fosforia. Kun laajaan kasvillisuuden lisäämistyöhön ryhdytään, kannattaa suunnittelu ja toteutus tilata kokeneelta urakoitsijalta, koska epäonnistuminen on tavallista. Tavallisia epäonnistumisen syitä ovat mm. riittämätön kosteus, liian korkea tai nopea vedenpinnan nosto, pohjan epäonnistunut valmistelu, epäkelpo kasvimateriaali ja väärä ajoitus. (Kadlec & Wallace 2009, s. 769) Kadlecin & Wallacen (2009, s. 769 770) kuvaama tarkoin suunniteltu ja mittava kasvien viljely- ja istutusoperaatio maapohjan valmisteluineen voi kuitenkin olla kohtuuttoman kallis ratkaisu boreaalisessa ilmastossa toimivalle pienelle puhdistamolle. Myös kokemuksen puute vesienkäsittelykosteikkojen kasvittamisesta sekä ravinneköyhä ja hapan maapohja olisivat isoja haasteita Siikalatvalla tämäntyyppisessä projektissa. 6.6 Kasvillisuuden poisto Koska kasvillisuus sitoo typpeä, on sen niittäminen ja pois kerääminen yksi mahdollinen tapa parantaa typen poistoa kosteikolta. On kuitenkin arvioitu, että sillä voitaisiin saavuttaa vain n. 10 % parannus kosteikon typenpoistoon. (Crites ym. 2006, 88) Esimerkiksi Englannissa ja Pohjois-Carolinassa FWS-kosteikolla kasveihin sitoutuneeksi typpivarastoksi on tutkittu 20 50 gn/m 2 (Kadlec & Wallace, s. 289). Kasvimassan käsittelyyn liittyvien toimenpiteiden ja menetelmän kokonaiskustannusten vuoksi kasvien poistamista ei pidetä kannattavana typenpoiston parantamiseksi (Crites & Tchobanoglous 1998, ks. Kadlec & Wallace 2009, s. 290). Niittämistä harkittaessa tulee huomioida myös kasvillisuuden pitämisen hyviä puolia. Kosteikon pohjalle kertyvä kuollut kasvillisuus toimii biofilmien kasvualustana ja sedimenttiin painunut kasvimassa muodostaa denitrifikaation tarvitsemia hapettomia alueita. Pystyyn jäänyt ruokokasvisto myös sitoo talviaikaan lunta, joka toimii

56 erinomaisena lämpöeristeenä ja voi monilla kosteikoilla estää umpeen jäätymisen (Kadlec & Wallace 2009, s. 80). Kasvillisuuden poistamista on ehdotettu Lakeuden Keskuspuhdistamolle viranomaisten puolesta, mutta toimenpidettä pidetään kalliina, koska työ jouduttaisiin tekemään jääpeitteen päällä käsin niittämällä. 6.7 Puhdistetun jäteveden hapettaminen Jos kosteikossa on happea heikosti, ei nitrifikaatio onnistu. Tilannetta voidaan parantaa koneellisella ilmastuksella, ja mikäli kentälle tai kentällä on riittävästi pudotuskorkeutta, voidaan rakentaa jäteveden hapettumista parantavia patoja tai portaita. Käytettävissä olevaa pudotuskorkeutta hyödynnetään Lakeuden Keskuspuhdistamon hapettavaksi suunnitellussa purkupadossa. Kosteikolta purkautuvan veden hapettuminen ei hyödytä puhdistamoa, mutta parantaa vedenlaatua purkuojassa. Siikalatvan kosteikolla hapettumista tapahtuu kosteikonosien n. 1,5 m maanpinnan korkeuserossa välillä luonnonsuo ruokohelpialue. Periaatteessa pudotuskorkeus voitaisiin hyödyntää tehokkaammin käyttämällä hapetukseen suunniteltuja rakenteita pengertä vasten tapahtuvan vapaan valumisen sijasta. Koneellinen hapetus on energiaintensiivisenä suhteellisen kallista. 6.8 Hiililähteen parantaminen Jos kosteikolle tulevassa vedessä ei ole riittävästi liukoista orgaanista hiiltä (DOC, engl. dissolved organic carbon), ei denitrifikaatio onnistu. DOC:n määrän ja denitrifikaatiopotentiaalin välillä on yleinen korrelaatio, mutta erityisesti helposti hajoava orgaaninen aines korreloi denitrifikaation kanssa. (Kadlec & Wallace 2009, s. 281) Hiililähteen lisäämisen vaikutuksista on monia tutkimuksia (Kadlec & Wallace 2009, s. 281). Niissä hiililähteinä on käytetty ainakin metanolia, vain osittain puhdistettua jätevettä ja kasvibiomassaa. Kaikissa tämäntyyppisissä tutkimuksissa on havaittu, että nitraattikuormitteiset vesienkäsittelykosteikot voivat olla hiilirajoitteisia. Kosteikoilla ensisijainen denitrifikaation hiililähde on jäteveden mukana tuleva epästabiili hiili, jonka määrää biologinen hapenkulutus (BOD) kuvaa. Denitrifikaation kannalta sopivan typpi- ja hiilikuorman suhteen (N:C) alarajaksi on esitetty 1:5 ja 2:25 (Baker 1998, Hume ym. 2002, ks. Kadlec & Wallace 2009, s. 281). Kun laitoksen biologinen prosessi toimii hyvin ja orgaanista hiiltä tulee kosteikolle vain vähän, voi riittämätön hiililähde rajoittaa denitrifikaatiota. Hiililähteen riittävyys on otettava huomioon, jos esimerkiksi laitosnitrifioinnissa tuotettu nitraatti ei hapetu kosteikolla.

7 Tutkimusmenetelmät 57 7.1 Vedenlaadun seuranta Jäteveden laatua seurattiin vähintään kahden viikon välein laboratorionäyttein ja kenttämittauksin. Näytteistä analysoitiin pääsääntöisesti kahdeksan pitoisuusparametria: kokonais- ja ammoniumtyppi, nitraatti- ja nitriittitypen summa, biologinen ja kemiallinen hapenkulutus, kokonais- ja fosfaattifosfori sekä kiintoaine. Kentällä jätevedestä mitattiin happipitoisuus, redox-potentiaali, sähkönjohtavuus, ph ja lämpötila. Työtä varten otetut näytteet analysoitiin Suomen ympäristökeskuksen laboratoriossa. Velvoitetarkkailua analyyseineen hoiti molemmilla laitoksilla Lapin Vesitutkimus Oy. Molemmissa kohteissa seurannan kohteena oli neljä pistettä. Kosteikolle tulevan ja lähtevän jäteveden lisäksi Lakeuden Keskuspuhdistamolla otettiin näytteet yleensä myös kosteikonosien välistä. Siikalatvan Keskuspuhdistamolla molemmista purkuputkista otettiin omat näytteensä ja laitokselta lähtevän lisäksi ruokohelpialueelta tulevasta jätevedestä eli ennen laajoja käsittelemättömiä vanhoja turvetuotantoalueita. 7.2 Kokeet 7.2.1 Pinnankorkeuden vaihtelu Pinnankorkeuden vaihtelun vaikutusta tutkittiin Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikolla, jossa vedenpinnan korkeuksia muutettiin säännöllisessä viikkorytmissä yhdeksän viikon ajan 6.6. 7.8.2011 (viikot 23 31). Vaihtelu toteutettiin sulkemalla ja avaamalla 2. ja 3. kosteikonosan välisen välipadon ylitykseen käytetyt kolme putkea. Putkien venttiilit suljettiin maanantaisin ja avattiin torstaisin. Välipadon sulkemisesta seuraava padon yläpuolisen alueen pinnankorkeuden nousu siirsi virtauksen vähitellen kahteen välipadon keskellä sijaitsevaan ylivuotoputkeen. Ylivuotoputkien korkeustaso rajoitti pinnankorkeuden muutoksen suuruutta ja sulkuvaiheen lopussa viimeisen kosteikonosan pinnankorkeus riippui pääasiassa sadannasta ja haihdunnasta. Kokeeseen liittyviä näytteitä kerättiin ennen venttiilien muuttamista yhteensä 8 kertaa viikoilla 25 30. Lisäksi pinnankorkeuden vaihtelun aikana tehtiin kaksi velvoitetarkkailua, viikoilla 27 ja 31.

7.2.2 Virtauksen pysäytys 58 Viipymän merkityksen selvittämiseksi virtaus suljettiin Lakeuden keskuspuhdistamon kosteikon laajennusosalta kahdeksan vuorokauden ajaksi, 10. 18.8.2011. Kosteikon ensimmäiseltä osalta tuleva virtaus ohjattiin Kullionojaan, jota käytettiin kosteikon purkupaikkana ennen kosteikon laajennusta. Laajennusosan välipadolla tai purkupadolla ei tehty muutoksia, jolloin vedenpinta pääsi laskemaan vapaasti. Kosteikolta otettiin näytteet heti venttiilien sulkemisen jälkeen, kokeen puolivälissä viidentenä päivänä ja yhdeksäntenä eli lopetuspäivänä ennen venttiilien vähittäisen avaamisen aloittamista. Normaalitilan virtaama palautettiin koetta seuranneiden kahden viikon aikana avaamalla venttiilejä puolen viikon välein noin neljänneksellä normaalivirtaamasta. Kokeen aikana näytteitä otettiin kolmesta kohtaa; laajennusosan alkupäästä Kullionojan alituksen jälkeiseltä jako-ojalta, keskeltä välipadon alapuolisesta jako-ojasta ja purkupadolta purkautuvasta vedestä. Kokeen lopussa otettiin vielä lisänäytteitä kosteikon purkupään kuivumisen johdosta syntyneistä erillisistä virtausuomista. Kenttämittauksia tehtiin myös näytteenottopäivien välissä. 7.2.3 Laitosnitrifiointi Laitosnitrifiointikokeessa Lakeuden Keskuspuhdistamon toinen biologinen linja ajettiin nitrifioivaksi. Puhdistamon laajennuksessa vanhan rinnalle rakennettu uusi biologinen linja on toteutettu niin, että sitä voidaan ajaa omilla ajoparametreilla, omalla lietteellä ja myös virtaamien suhdetta voidaan säätää. Vanhemman linjan nitrifiointi käynnistettiin rajaamalla kokonaisvirtaamaa aluksi noin neljännekseen kokonaisvirtaamasta ja lisäämällä lieteikää. Myöhemmin virtaamien suhteita ja ajoparametreja säädettiin nitrifikaation edistämiseksi, mutta myös kapasiteetin nostamiseksi. Nitrifikaation tasoa seurattiin mittaamalla molemmilta biologisilta linjoilta tulevien ja laitokselta lähtevien jätevesien ammoniumtyppipitoisuuksia. Pitoisuusmittaukseen käytettiin laitoksen laboratorion kolorimetriä (YSI Model 9100 Photometer), jonka tarkkuus varmistettiin vertailunäytteiden laboratorioanalyyseillä.

7.3 Virtaamien seuranta 59 Kosteikkojen vesitase koostuu laitokselta tulevasta puhdistetusta jätevedestä, kosteikolta lähtevästä jälkikäsitellystä jätevedestä, kosteikkoon kohdistuvasta sateesta ja haihdunnasta, johon kuuluu evaporaatio veden pinnasta sekä transpiraatio kosteikon kasvien läpi. Maaperän läpi tapahtuma suotautuminen on mahdollista myös rakennetuilla kosteikoilla, mutta suotautuvat vesimäärät jäävät oletettavasti niin pieniksi, ettei niillä ole merkitystä vesitaseen kannalta. 7.3.1 Tulovirtaama Molemmilla tutkituilla kosteikoilla puhdistamoilta puretun puhdistetun jäteveden määrää mitataan osana laitosten automaatiojärjestelmiä. Siikalatvalla laitokselta lähtevän veden virtaamamittaus ei ollut kunnossa, jonka vuoksi laskennassa käytettiin laitokselle tulevaa virtaamaa kosteikolle tulevana virtaamana. 7.3.2 Menovirtaama Lakeuden Keskuspuhdistamolla Molemmilta tutkituilta kosteikoilta purkautuvan veden virtaamaa mitattiin padon yläpuolisen vedenpinnan korkeutena. Lakeuden keskuspuhdistamon kosteikolla on purkautuvaa vettä hapettavaksi suunniteltu suorakulmainen pato (kuva 13), jonka reunan korkeutta voidaan säätää. Kuva 13. Lakeuden Keskuspuhdistamon purkupato (kuva: Savikuja 10.6.2011).

Teorian mukaisen suorakulmaisen padon virtaama voidaan laskea Polenin kaavalla (8) (RIL 187-1990, 125): 60 Q 2 3 b 2g h 3 2 (8) missä Q on virtaama [m 3 /s], µ on purkautumiskerroin, b on aukon leveys [m] ( b 0, 484m ), g on putoamiskiihtyvyys (Suomessa pääosin g = 9,82 m/s 2 ) ja h on vedenkorkeus aukon pohjasta ylävedenpintaan [m]. Purkupadon geometria (kuva 14) poikkeaa todellisuudessa mallista monessa suhteessa. Uoma on hieman leveämpi kuin laskennassa käytetty aukon leveys (rakenteet reunoilla), uoman lävistää padon korkeudensäätöön liittyvä ruuvi (keskellä) ja virtausta rikkomalla jätevettä hapettava vaakatasossa oleva levy tekee padosta jossain määrin tylppäharjaisen. Purkautumiskerroin riippuu geometrian lisäksi myös vedenpinnan korkeudesta padon reunalla, mutta jos vedenkorkeuden vaihtelu ei ole suurta, voidaan purkautumiskerroin olettaa vakioksi ilman, että tarkkuus merkittävästi kärsii. Teorian mukaiselle teräväreunaiselle padolle purkautumiskerroin on 0,61. Padon todellinen purkautumiskerroin on oletettavasti lähellä teräväreunaisen padon purkautumiskerrointa ja sen arvo selvitettiin kokeellisesti vesitaseen perusteella. Kuva 14. Lakeuden Keskuspuhdistamon kosteikon purkupadon aukko alhaisella virtaamalla koetilanteessa (kuva: Savikuja 12.8.2011). Koska riittävän suureen tarkkuuteen päästään olettamalla µ vakioksi, voidaan Polenin kaavan (8) kertoimet yhdistää yhdeksi kokeelliseksi kertoimeksi a, jolloin se yksinkertaistuu yhtälön (9) muotoon:

61 Q a h 1,5, (9) missä a on kokeellisesti määritettävä kerroin, jossa yhdistyvät yhtälön (8) vakiokertoimet eli a 2 b 2g. 3 Kertoimen a (ja µ) selvittämiseksi käytettiin kosteikolle tulevan ja lähtevän virtaaman tietoja ajanjaksolta, jolloin sadanta ja haihdunta ovat olleet vähäisiä. Erityisesti haihdunta on tärkeää olla mahdollisimman pieni tarkastelujaksolla, koska sitä ei mitattu ja sen virheellinen tai epätarkka arvio vääristäisi vesitasetta ja selvitettävää vakiota. Vakion määrittämiseksi käytettiin lokakuun 2010 virtaamamittauksia, jolloin sekä transpiraatio että evaporaatio ovat olleet suhteellisen vähäisiä. Vajaan kuukauden tarkastelujakson (8. 31.10.2010) aikana satoi yhteensä 27 mm eli 4617 m 3, joka oli 4,0 % lisäys tulovirtaamaan. Hydrologisen kuukausitiedotteen mukaan lokakuun 2010 haihdunta oli ajankohtaan nähden tavanomainen ja järvihaihduntana se oli pääosin 20 50 mm (Suomen ympäristökeskus 2010). Haihdunta arvioitiin samansuuruiseksi kuin sadanta ja purkupadon pinnankorkeuden perusteella vesivaraston muutos jäi pieneksi (n. 1 mm). Kosteikolta lähtevän ja tulevan virtaamien summat saatiin samansuuruisiksi (114 200 m 3 ) arvolla a 0, 90, josta voidaan laskea myös purkautumiskertoimen arvo 0,63. Jos tulovirtaaman ja purkupadon pinnankorkeuden mittausten virheitä ei huomioida ja haihdunnan tiedetään olleen alueella 10 50 mm, saadaan selvitetyn vakioarvon a ja sen perusteella lasketun virtaaman tarkkuudeksi ± 3 %. Tarkkuus kuitenkin kärsii, jos virtaama poikkeaa paljon keskimääräisestä n. 5000 m 3 /d virtaamasta, jolloin selvitetty purkautumiskerroin µ ei ole enää tismalleen sama. Purkupadon tarkka kalibrointi äärivirtaamat huomioiden edellyttäisi purkupadon virtaaman suoraa mittausta vesitaseeseen perustuvan laskennan sijasta. 7.3.3 Menovirtaama Siikalatvan Keskuspuhdistamolla Siikalatvan keskuspuhdistamolla jälkikäsitelty puhdistettu jätevesi puretaan kahdesta purkuputkesta, joihin molempiin rakennettiin putkien purkupäähän v-mittapadot teräslevystä. Kuvassa 15 on eteläisen purkuputken pää padon ja mittausanturin asentamisen jälkeen.

62 Kuva 15. Eteläinen purkupato Siikalatvan kosteikolla (kuva: Savikuja 19.7.2011). V-mittapadolle eli Thompsonin padolle virtaama saadaan yhtälöllä (10) (RIL 187-1990, s. 123) Q 0,533 2g h 2,5 (10) missä µ on purkautumiskerroin, jonka arvo riippuu h:sta: µ = 0,597 0,584, mutta yksinkertaistettiin laskennassa vakioksi µ = 0,593, g on putoamiskiihtyvyys (Suomessa pääosin g = 9,82 m/s 2 ) ja h on vedenkorkeus padon kärjestä [m]. Padon suorakulmaisen aukon sijainti ja koko valittiin mahdollisimman suuren kapasiteetin ja tasaantumiselle riittävän korkean alareunan välisenä kompromissina (kuva 16). Pato pyrittiin rakentamaan mahdollisimman tarkasti mallia noudattavaksi mm. levyn ulkoreunaa viistottamalla, jotta tunnetun pinnankorkeuden perusteella saataisiin mahdollisimman tarkka tieto todellisesta virtaamasta. Kuva 16. Rakennettujen mittapatojen piirustukset: vasemmalla kokonaiskuva ja oikealla poikkileikkauksena padon reunan viistotus. Yksiköt millimetrejä.