Aktiivilieteprosessin energiatehokkuuden ja ravinnekierron kehittäminen

Olivia Kaarlela

AKTIIVILIETEPROSESSIN ENERGIATEHOKKUUDEN JA RAVINNEKIERRON KEHITTÄMINEN

Kandidaatintyö

Tekniikan ja luonnontieteiden tiedekunta

Tarkastaja: Hannele Auvinen

Huhtikuu 2020

TIIVISTELMÄ

Olivia Kaarlela: Aktiivilieteprosessin energiatehokkuuden ja ravinnekierron kehittäminen Enhancing energy efficiency and nutrient recovery of the activated sludge process Kandidaatintyö

Tampereen yliopisto

Ympäristö- ja energiatekniikka Huhtikuu 2020

Tähän asti jätevedenpuhdistamoiden tärkein tehtävä on ollut poistaa jätevedestä orgaanista ainesta ja ravinteita. Tämä on välttämätöntä vesistöjen suojelemiseksi, mutta kuluttaa paljon energiaa ja kemikaaleja, joiden tuotannolla on omat ympäristövaikutuksensa.

Jätevedenpuhdistuksen ekologisen kestävyyden kehittämisessä energian ja ravinteiden talteenotto ovat keskeisessä roolissa. Energian ja ravinteiden talteenoton myötä jätevedenpuhdistus ei ainoastaan kuluta resursseja vaan myös tuottaa niitä.

Tämä työ on kirjallisuuskatsaus jätevedenpuhdistuksessa hyödynnetyn aktiivilieteprosessin energiatehokkuudesta ja ravinnekierrosta. Työn tavoitteena on selvittää, mitkä ovat prosessin ongelmakohdat energiatehokkuuden ja ravinnekierron näkökulmasta sekä millaisia keinoja niiden ratkaisemiseksi on kehitetty.

Energiatehokkuuden parantamiseksi tulee pienentää prosessin energiankulutusta ja kasvattaa jätevedestä tuotetun energian osuutta. Vaikuttavin keino pienentää prosessin energiankulutusta on optimoida ilmastamista, jonka osuus jätevedenpuhdistamon kokonaisenergiankulutuksesta on noin 50 %. Ilmastuksen energiankulutuksen vähentämisessä tärkeitä tapoja ovat jäteveden esikäsittelyn tehostaminen, nitrifikaation tilan seuraaminen ja typpipitoisten rejektivesien erillinen käsitteleminen. Ilmantarpeen määrittämisessä ja siihen reagoimisessa prosessiautomaation merkitys on keskeinen.

Tärkein keino tuottaa jätevedestä energiaa on mädättää lietettä anaerobisissa olosuhteissa, jolloin muodostuu biokaasua. Jäteveden esikäsittelyn tehostaminen parantaa myös biokaasun tuottoa, koska sen ansiosta orgaaninen aines saadaan tehokkaammin talteen. Muita keinoja biokaasun tuoton parantamiseksi ovat lietteen esikäsittelymenetelmät ja lietteen ja ruokajätteen yhteismädätys.

Jäteveden ammoniumtyppeä tulisi ottaa talteen, koska sekä ammoniumin poistaminen jätevedestä että ammoniakin teollinen tuotanto Haber–Bosch-prosessissa ovat energiaintensiivisiä prosesseja. Kokonaistypenpoisto kuluttaa nitrifikaation vaatiman ilmastamisen takia paljon energiaa, ja Haber–Bosch-prosessin arvioidaan kuluttavan jopa 1–2 % maailmassa käytetystä energiasta. Ammonium talteenotetaan strippaamalla se ammoniakkikaasuksi ja adsorboimalla kaasu happamaan liuokseen.

Fosforin talteenottoon kannustavat sen varantojen rajallisuus ja epätasainen jakaantuminen maapallolla. Fosforin talteenottaminen on väistämätöntä, koska lopulta sen raakavarannot loppuvat. Talteenottamalla fosforia parannettaisiin myös paikallisen ruoantuotannon omavaraisuutta, koska tällä hetkellä lähes kaikki valtiot ovat riippuvaisia ulkomaisen fosforin tuonnista. Hyvin Suomen olosuhteisiin soveltuvia talteenottotekniikoita ovat fosforin jälkisaostaminen RAVITA-prosessissa tai fosforin talteenottaminen lietteenpolton tuhkasta PAKU-prosessissa.

Tämän kirjallisuuskatsauksen perusteella aktiivilieteprosessin energiatehokkuus ja ravinnekierto ovat kiinteästi yhteydessä toisiinsa, minkä takia niiden tarkastelu rinnakkain on hyödyllistä. Pienentämällä energiankulutusta ja parantamalla biokaasun tuottoa voi jätevedenpuhdistamoista tulla energiaomavaraisia ja energiaa tuottavia laitoksia. Tässä ammoniumin poistolla ja talteenotolla on tärkeä rooli. Jätevirtojen fosforin talteenottaminen taas on elintärkeää ruoantuotannon turvaamiseksi nyt ja tulevaisuudessa.

Avainsanat: aktiivilieteprosessi, energiatehokkuus, fosfori, ravinteiden talteenotto, typpi

Tämän julkaisun alkuperäisyys on tarkastettu Turnitin OriginalityCheck –ohjelmalla.

SISÄLLYSLUETTELO

1. JOHDANTO ... 1

2.AKTIIVILIETEPROSESSI JA SEN HAASTEET ... 2

2.1 Prosessikuvaus ... 2

2.2 Energia ... 4

2.2.1 Energian kulutus ... 4

2.2.2 Energian tuotto ... 7

2.3 Ravinteet ... 8

2.3.1Typpi ... 8

2.3.2Fosfori ... 9

3.UUDET RESURSSITEHOKKAAT RATKAISUT ... 11

3.1 Energiaomavarainen jätevedenpuhdistamo ... 11

3.1.1Ilmastuksen energiankulutuksen pienentäminen ... 11

3.1.2Lietteen biokaasun tuoton optimoiminen ... 13

3.2 Ravinteiden talteenotto ja hyödyntäminen ... 14

3.2.1 Typpi ... 14

3.2.2Fosfori ... 17

4.JOHTOPÄÄTÖKSET ... 21

LÄHTEET ... 22

LYHENTEET JA MERKINNÄT

AVL asukasvastineluku

BOD engl. biochemical oxygen demand, biologinen hapenkulutus CEM engl. cation exhange membrane, kationia vaihtava kalvo

CEPT engl. chemically enhanced primary treatment, kemiallinen esikäsittely CHP engl. combined heat and power, tuottaa sekä sähköä että lämpöä COD engl. chemical oxygen demand, kemiallinen hapenkulutus

DO engl. dissolved oxygen, liuennut happi

GPHM engl. gas permeable hydrophobic membrane, kaasua läpäisevä hydrofobinen kalvo

HSY Helsingin Seudun Ympäristöpalvelut

MEC engl. microbial electolysis cell, mikrobielektrolyysikenno MFC engl. microbial fuel cell, mikrobipolttokenno

PAH engl. polycyclic aromatic hydrocarbons, polysykliset aromaattiset hiilivedyt TSS engl. total suspended solids, suspendoitunut kiintoaine

VS engl. volatile solids, kiintoaineen hehkutushäviö

VSS engl. volatile suspended solids, suspendoituneen kiintoaineen hehkutushäviö

VVY Vesilaitosyhdistys

1. JOHDANTO

Yhdyskuntien vesihuolto käsittää koko käyttöveden elinkaaren vedenotosta jäteveden puhdistukseen: talousveden tuoton ja jakelun sekä jäteveden viemäröinnin ja käsittelyn.

Veden urbaanin kiertokulun aikana ilmastoa lämmittäviä kasvihuonekaasuja vapautuu ilmakehään vesihuollon prosessien energiankulutuksen epäsuorien päästöjen ja käytettyjen kemikaalien aiheuttamien välillisten päästöjen takia sekä jätevedenpuhdistamoiden suorina päästöinä, metaanina ja typpioksiduulina (Frijns et al.

2013). Päästöistä huolimatta jätevedenpuhdistus on erittäin tärkeä osa vesihuollon ekologista kestävyyttä, koska se suojaa vesistöjä haitta-ainekuormitukselta.

Puhdistamolla jätevedestä poistetaan vastaanottavalle vesistölle haitallisia aineita kuten orgaanista ainesta ja ravinteita.

Kiertotalouden näkökulmasta puhdistusprosessissa poistettavat haitta-aineet ovat arvokkaita resursseja, jotka kannattaisi talteenottaa energiana ja lannoitetuotteina. Viime aikoina onkin alettu selvittää, miten jätevedenpuhdistamoista voisi energiaa kuluttavien laitosten sijaan tulla energiaomavaraisia tai jopa energiaa tuottavia laitoksia (Chae &

Kang 2013; Frijns et al. 2013). Lisäksi yhä enemmän keskustellaan siitä, miten jäteveden sisältämät ravinteet saataisiin paitsi poistettua myös kierrätettyä tehokkaasti (Berninger et al. 2017; Ye et al. 2018).

Tämän kandidaatintyön tavoitteena on selvittää kirjallisuuskatsauksen keinoin, mitkä ovat jätevedenpuhdistuksessa paljon hyödynnetyn aktiivilieteprosessin ongelmakohdat energiatehokkuuden ja ravinnekierron näkökulmasta ja mitä keinoja niiden ratkaisemiseksi on. Työssä selvitetään, millaisia energiansäästömahdollisuuksia prosessissa on ja miten prosessin sivutuotteen, lietteen, biokaasun tuottoa voisi optimoida. Lisäksi pohditaan, miten jäteveden sisältämät ravinteet, typpi ja fosfori, voitaisiin talteenottaa kasveille helposti saatavassa muodossa.

Luvussa 2 esitellään ensin aktiivilieteprosessin periaate, minkä jälkeen käsitellään prosessia energiatehokkuuden ja ravinnekierron näkökulmasta. Luvussa 3 esitetään ratkaisuja energiankulutuksen vähentämiseksi ja resurssien talteenoton edistämiseksi.

Työn lopuksi, luvussa 4, esitetään johtopäätökset tärkeimmistä tuloksista.

2. AKTIIVILIETEPROSESSI JA SEN HAASTEET

Aktiivilieteprosessi on yleisesti hyödynnetty jätevedenpuhdistuksen menetelmä, jota Suomessa käyttää 94 % noin 370 jätevedenpuhdistamosta. Jos tarkastellaan jäteveden kokonaisvirtaamaa, 99 % jätevedestä puhdistetaan aktiivilieteprosessin avulla. (VVY 2016, s. 83) Voidaan siis sanoa, että prosessia höydynnetään lähes kaiken Suomessa syntyvän jäteveden käsittelyyn.

Aktiivilieteprosessissa jätevedestä poistetaan orgaanista ainesta ja ravinteita, pääasiassa typpeä ja fosforia. Prosessissa saavutetaan erittäin hyviä puhdistustuloksia.

Esimerkiksi Helsingin Seudun Ympäristöpalveluiden eli HSY:n Viikinmäen jätevedenpuhdistamolla biologisen hapenkulutuksen eli BOD:n (biochemical oxygen demand) vähenemä on 98 %, kokonaistypen vähenemä 91 % ja fosforin vähenemä 97

% (HSY).

2.1 Prosessikuvaus

Ennen jäteveden johtamista aktiivilieteprosessiin siitä poistetaan esikäsittelyssä osa kiintoaineesta ja orgaanisesta aineksesta. Välppäyksessä ja hiekanerotuksessa jätevedestä erotetaan suurikokoista kiintoainetta (Davis 2011, s. 13-9–13-36), esimerkiksi oksia ja hiekkaa. Tämän jälkeen jäteveden kiintoaineen annetaan laskeutua esiselkeytyksessä, josta se johdetaan lietteenkäsittelyyn (Kuva 1). Koska esikäsittelyn aikana poistetaan kiintoainetta, josta osa on biologisesti hajoavaa, jäteveden BOD pienenee. Tämä pienentää ilmastuksen hapentarvetta, mikä taas vähentää prosessin energiankulutusta. (Metcalf & Eddy 2014, s. 477–478)

Esiselkeytyksen jälkeen jätevesi johdetaan ilmastusaltaaseen, jossa varsinainen aktiivilieteprosessi tapahtuu. Altaassa on erikseen aerobinen osa ja anoksinen osa.

Aerobista osaa ilmastetaan jatkuvasti, koska lietteen nitrifioivat bakteerit käyttävät happea elektronien vastaanottajana hapettaessaan ammoniumista nitriittiä ja nitraattia.

Ilmastuksen ansiosta jätevesi ja aktiiviliete sekoittuvat muodostaen suspension. (Davis 2011, s. 16-2–16-10)

Kuva 1. Aktiivilieteprosessin denitrifikaatio–nitrifikaatio-sovelluksen periaatekuva. D kuvaa denitrifikaatiota ja N nitrifikaatiota. (Muokattu lähteestä Davis 2011, s. 16-11) Biologisessa typenpoistossa happea vaativa nitrifikaatio tapahtuu ennen anoksisia olosuhteita vaativaa denitrifikaatiota, mutta prosessiteknisistä syistä altaassa on yleensä ensin anoksinen osa ja vasta sen jälkeen aerobinen osa. Nitrifioivien bakteerien hapetettua ammoniumin ensin nitriitiksi ja sitten nitraatiksi jäteveden ja lietteen seos kierrätetään takaisin ilmastusaltaan alkuun, jossa anoksinen osa on. Esiselkeytyksestä ilmastusaltaaseen johdettu jätevesi tarjoaa denitrifoiville bakteereille orgaanisen hiilenlähteen, jota ne hapettavat aineenvaihduntareaktioissaan. Jos jätevedessä ei ole riittävästi hiiltä, prosessiin voidaan syöttää myös ulkopuolista hiilenlähdettä, esimerkiksi metanolia CH3OH. (Davis 2011, s. 16-2–16-10) Hapettaessaan orgaanista hiiltä hiilidioksidiksi anoksisen osan denitrifioivat bakteerit käyttävät nitraattia elektroniakseptorina, minkä seurauksena nitraatti pelkistyy typpikaasuksi (Nancharaiah et al. 2016). Prosessissa ei siis saada typpeä talteen, vaan se poistuu typpikaasuna ilmakehään.

Suomessa aktiivilieteprosessissa ei juuri hyödynnetä biologista fosforinpoistoa, vaan fosfori poistetaan kemiallisesti saostamalla (VVY 2016, s. 85). Fosfori poistetaan esiselkeytysaltaassa ennen aktiivilieteprosessia, jolloin puhutaan esisaostamisesta, tai ilmastusaltaassa aktiivilieteprosessin aikana, jolloin puhutaan rinnakkaissaostuksesta.

Jätevedestä poistuva fosfori pidättyy lietteeseen. Saostaminen on mahdollista myös jälkiselkeytyksen jälkeen, mutta vaatii silloin oman altaansa. (Davis 2011, s. 19-2–19-5) Ongelmana on, että alumiini- ja rautasuoloilla saostettu fosfori on kasveille heikosti saatavassa muodossa eikä sitä näin ollen saada tehokkaasti kiertoon (Berninger et al.

2017; VVY 2016). Lisäksi fosforin kemiallinen saostaminen kasvattaa merkittävästi syntyvän lietteen määrää (Davis 2011, s. 19-2–19-5).

Jälkiselkeytyksessä suuri osa lietteestä palautetaan takaisin aktiivilieteprosessin alkuun, jotta prosessissa voidaan ylläpitää toimivaa mikrobipopulaatiota. Palautusliete muodostaa noin 20–30 % kokonaisvirtaamasta. Keskimääräistä aikaa, jonka verran lietettä pidetään prosessissa, kutsutaan lieteiäksi. Koska mikrobit muodostavat jäteveden hiilestä biomassaa, lietteen määrä kasvaa prosessin aikana. Ylijäämäliete toimitetaan yhdessä raakalietteen kanssa lietteen käsittelyyn, jossa siitä voidaan mädättämällä ja kompostoimalla tuottaa energiaa ja ravinnepitoisia tuotteita. (Davis 2011, s. 16-2–16-10)

2.2 Energia

Jätevedenpuhdistuksen energiatehokkuuden parantamiseksi tulee ensinnäkin pienentää puhdistusprosessin energiankulutusta ja toiseksi kasvattaa jätevedestä tuotetun energian määrää (Frijns et al. 2013). Energiatehokkuuden parantaminen on tärkeää sekä ekologisen että taloudellisen kestävyyden kannalta, koska sen seurauksena puhdistusprosessista aiheutuvat kasvihuonekaasupäästöt ja kustannukset pienenevät. Prosessin kustannusten hillitseminen auttaa pitämään jätevesimaksut kohtuullisella tasolla, sillä jätevedenpuhdistuksen kustannukset katetaan viemäriverkkoon liittyneiden kuntalaisten jätevesimaksuilla.

2.2.1 Energian kulutus

Gurung et al. (2018) selvittivät tutkimuksessaan 22 suomalaisen jätevedenpuhdistamon energiankulutusta. Tutkimuksen mukaan energiankulutus vaihtelee välillä 0,18–0,96 kWh/m³ jätevettä keskiarvon ollessa 0,49 kWh/m³. Vaihteluväli on suuri, koska jätevesikuution puhdistamiseen vaadittu energia riippuu voimakkaasti puhdistamon koosta. Suuret keskuspuhdistamot pystyvät puhdistamaan jäteveden tehokkaammin, joten niiden energiankulutus jätevesikuutiota kohti on matalampi kuin pienillä puhdistamoilla. (Gurung et al. 2018)

Kun tunnetaan jätevedenpuhdistamon energiankulutuksen jakaantuminen eri prosessivaiheiden välillä, voidaan energiankulutusta vähentää siellä, missä on mahdollista saavuttaa suurimmat säästöt. Svenskt Vatten toteutti selvityksen energiankulutuksesta ruotsalaisilla vesilaitoksilla vuonna 2011 (Kuva 2). Jäteveden- puhdistuksen data kerättiin 347 jätevedenpuhdistamolta, joiden yhteenlaskettu asukasvastineluku eli AVL oli 4,67 miljoonaa koko Ruotsin AVL:n ollessa 8,6 miljoonaa.

(Lingsten et al. 2013) Samankaltaisia arvioita energiankulutuksen jakautumisesta esiintyy useissa muissakin lähteissä (Metcalf & Eddy 2014, s. 1813; VVY 2016, s. 87).

Kuva 2. Jätevedenpuhdistamon sähköenergiankulutuksen jakautuminen (Muokattu lähteestä Lingsten et al. 2013)

Biologinen prosessi kuluttaa energiaa noin 0,24 kWh/m³ (Taulukko 1), mikä on noin puolet jätevedenpuhdistamon energiankulutuksesta. Biologisen prosessin energiankulutus aiheutuu pääasiassa ilmastamisesta. Koska hapen liukoisuus veteen on matala, ilman ja jäteveden rajapinnassa tapahtuva hapen liukeneminen veteen ei riitä ylläpitämään biologista prosessia. Ilmastamisen tarkoituksena on kasvattaa ilman ja veden välistä pinta-alaa, jotta lietteen mikrobeille riittää happea. (Metcalf & Eddy 2014, s. 419) Ilmastamisen energiankulutuksen vähentäminen – efluentin laadusta tinkimättä – on keskeistä, kun pohditaan aktiivilieteprosessin energiatehokkuuden parantamista.

Taulukko 1. Biologisen prosessin, tulopumppauksen ja lietteen käsittelyn (tiivistäminen, mädättäminen ja veden poistaminen sentrifugissa) energiankulutus

Energiankulutus (kWh/m³)

Lisätiedot

Biologinen prosessi

0,235^{a, b} 0,23^c

a Perustuu kuvan 2 jakaumaan. ^b Lähtöarvona on käytetty keskimääräistä energiankulutusta 0,49 kWh/m³ (Gurung et al. 2018). ^c Vertailuarvo (Metcalf and Eddy 2014, s. 1812) ^d Sisältää vain tulopumppauksen. ^e Mädätys tapahtuu mesofiilisissä olosuhteissa.

Pumppaus 0,059^{a, b}

0,032–0,045^{c, d} Lietteen käsittely 0,054^{a, b}

0,098–0,175^{c, e}

Biologinen prosessi 48 % Tulo- ja ulospumppaus 12 % Lietteenkäsittely 11 % Lämmityssähkö 3 % Muu 4 %

Ei tilastoitu 22 %

Ilmastuksen dynamiikkaa voidaan kuvailla seuraavasti: Ilman virtausnopeus saa hapen siirtymään kaasufaasista nestefaasiin tietyllä hapensiirtoteholla. Hapensiirtoteho laskee, kun ilman virtausnopeus nousee. Hapensiirtoteho vaikuttaa liuenneen hapen eli DO:n (dissolved oxygen) konsentraatioon. Kun DO nousee, hapen siirtonopeus 𝑑𝐶/𝑑𝑡 laskee, koska liukeneminen on hitaampaa liuoksen kyllästymisen lähestyessä. Tätä kuvaa yhtälö 1, jossa 𝐾_𝐿𝑎 on hapensiirtovakio (1/𝑑), 𝐶_𝑠 DO:n kyllästymiskonsentraatio (𝑔/𝑚³), 𝐶_𝑡 DO:n konsentraatio ajan hetkellä 𝑡 (𝑔/𝑚³) ja 𝑟_𝑀 mikrobien käyttämä happi (𝑔/𝑚³𝑑).

Riittävän hapen määrän varmistaminen on tärkeää, jotta nitrifikaatio etenee eli ammoniumin pitoisuus pienenee. (Åmand & Carlsson 2012)

𝑑𝐶

𝑑𝑡 = 𝐾_𝐿𝑎(𝐶_𝑠− 𝐶_𝑡) − 𝑟_𝑀 (1)

Käytännönläheisempi lähestymistapa ilmastukseen on Motivan (2018) jaottelu, jossa ilmastuksen energiatehokkuus jaetaan kolmeen osaan: hapentarpeeseen, ilmantarpeeseen ja ilmastamisen kuluttamaan energiaan. Aktiivilieteprosessin hapentarpeeseen vaikuttavat jäteveden BOD- ja typpipitoisuus, lietteen laatu, lieteikä ja lämpötila. Tarvittava ilman määrä riippuu ilmastimien kunnosta, määrästä ja tyypistä, allassyvyydestä sekä siitä, mikä on ilman happipitoisuus. Varsinaisen ilmastuslaitteiston aiheuttamaan energiankulutukseen vaikuttavat muun muassa kompressorin tyyppi ja laitteiston asennus sekä sen mitoitus suhteessa toteutuneeseen kuormitukseen.

Jäteveden turhaa ilmastamista vältetään seuraamalla sen happipitoisuutta. (Motiva 2018)

Ilmastamisen lisäksi jäteveden pumppaaminen ja prosessissa syntyvän lietteen käsittely vaativat paljon energiaa. Pumppaamisen energiankulutus aiheutuu siitä, että pumpun pitää tuottaa tarvittava energia painovoiman kumoamiseksi. Jäteveden johtaminen verkostossa perustuu pääasiassa painovoimaan, minkä takia puhdistamon tulopumppaamo sijaitsee ensimmäisen yksikköprosessin alapuolella. Jätevesi nostetaan pumppaamalla puhdistusprosessin alkuun, minkä jälkeen se pyritään johtamaan prosessivaiheesta toiseen taas painovoimaisesti. (Davis 2011, s. 13-2)

Lietteen käsittelyssä on useita vaiheita, jotka kuluttavat energiaa. Ennen varsinaista lietteenkäsittelyä lietettä tiivistetään, minkä seurauksena sen tilavuus pienenee ja kiintoainepitoisuus kasvaa. (Metcalf & Eddy 2014, s. 1486–1490) Pienempi lietetilavuus helpottaa lietteen jatkokäsittelyä, koska laitteiston kapasiteetin ei tarvitse olla niin suuri.

Pumppauksen ja kuljetuksen energiankulutus pienenee, minkä lisäksi lietteen stabiloinnin energiankulutus on vähäisempää (Metcalf & Eddy 2014, s. 1486).

Lietteen stabiloinnin tavoitteena on hillitä lietteen mikrobiologista toimintaa: poistaa patogeeneja, vähentää hajuhaittoja ja pysäyttää ei-toivottu mätäneminen (Metcalf &

Eddy 2014, s. 1497). Suomessa yleisesti käytettyjä stabilointimenetelmiä ovat mädätys ja kompostointi. Menetelmien ketjuttaminen on yleistä, eli esimerkiksi lietteen mädättämistä seuraa usein mädätysjäännöksen kompostointi. (VVY 2017)

2.2.2 Energian tuotto

Aktiivilieteprosessin talteenotettavissa oleva energia voisi teoriassa ylittää prosessin energiankulutuksen. Shizasin ja Bagleyn (2004) kokeellisen määrityksen mukaan puhdistamolle tulevassa jätevedessä on yli yhdeksän kertaa niin paljon kemiallista energiaa kuin mitä jätevedenpuhdistamo kuluttaa: käsittelemättömän jäteveden energiasisältö on 2,26 * 10⁸ kJ/d, kun tapausesimerkkinä toimineen laitoksen kuluttama energia vuonna 2000 oli sähköenergiaksi muunnettuna 2,44 * 10⁷ kJ/d.

Käytännössä jäteveden sisältämä kemiallinen energia hyödynnetään biokaasuna.

Biokaasua syntyy, kun lietettä mädätetään anaerobisissa olosuhteissa (Kuva 3).

Biokaasun energiasisällön on arvioitu olevan jopa 8,58 * 10⁷ kJ/d, mikä sekin on 3,5- kertainen laitoksen päivittäiseen energiankulutukseen nähden. Tämä tarkoittaa, että jätevedenpuhdistamoista voisi tulla energiaomavaraisia tai jopa nettoenergiantuottajia.

(Shizas & Bagley 2004)

Kuva 3. Anaerobisen mädätyksen vaiheet (Muokattu lähteestä Christensen 2011, s.

584)

Lietteen mädätys on biologinen prosessi, mutta sen ensimmäinen vaihe, hydrolyysi, tapahtuu mikrobisolujen ulkopuolella. Hydrolyysissä hiilihydraatit, proteiinit ja lipidit hajoavat entsyymien vaikutuksesta sokereiksi, aminohapoiksi ja pitkäketjuisiksi rasvahapoiksi. Fermentoivat bakteerit pilkkovat sokereista alkoholeja, esimerkiksi

etanolia, ja aminohapoista orgaanisia happoja, esimerkiksi propionaattia ja butyraattia.

Fermentaation sivutuotteena syntyy vetyä ja hiilidioksidia. (Christensen 2011, s. 583–

595)

Asetogeenit hapettavat alkoholeista, orgaanisista hapoista ja pitkäketjuisista rasvahapoista asetaattia. Lisäksi syntyy vetyä ja hiilidioksidia. Metanogeneesissä on kaksi mekanismia, joista toiseen asetogeneesi kytkeytyy: hydrogenotrofit tuottavat asetogeneesin lopputuotteista, vedystä ja hiilidioksidista, metaania. Metaania muodostuu myös asetiklastisten mikrobien hajottaessa asetaattia metaaniksi ja hiilidioksidiksi. (Christensen 2011, s. 583–595)

Mädätyksessä muodostuva biokaasu koostuu sekä metaanista että hiilidioksidista, joista metaanilla on varsinaista energia-arvoa. Metaanin ja hiilidioksidin suhde riippuu jätteen koostumuksesta, mutta tyypillisesti metaania on 55–65 % ja hiilidioksidia 35–45 %.

(Christensen 2011, s. 583–595) Mädätyksessä syntynyttä biokaasua hyödynnetään jätevedenpuhdistamolla sähkönä ja lämpönä. Esimerkiksi HSY:n Viikinmäen jätevedenpuhdistamo tuottaa biokaasusta CHP-moottoreilla (combined heat and power) 91 % käyttämästään sähköstä ja kaiken käyttämänsä lämmön (HSY).

2.3 Ravinteet

Rehevöitymisestä kärsivän Itämeren alueen valtioissa ravinteisiin liittyvistä ongelmista ja mahdollisuuksista on keskusteltu jo pitkään. Ravinteiden kierron tehostaminen oli yksi Sipilän hallituksen kärkihankkeista vuosina 2015–2019. Hankkeen tavoitteena oli saattaa ”vähintään 50 % Suomessa syntyvästä lannasta ja yhdyskuntajätevesilietteestä kehittyneen prosessoinnin piiriin vuoteen 2025 mennessä” (Maa- ja metsätalousministeriö). Tällä hetkellä suurin osa stabiloidusta lietteestä hyödynnetään sellaisenaan maataloudessa tai viherrakentamisessa (VVY 2017). Jalostamalla jätevedestä ja lietteestä korkeamman jalostusasteen lannoitetuotteita voitaisiin niiden arvoa lisätä ja käyttöä tehostaa.

2.3.1 Typpi

Maataloudessa lannoitteena käytettävää ammoniakkityppeä NH3 tuotetaan ilmakehän kaasumaisesta typestä N2 ja vedystä H2 Haber–Bosch-menetelmällä. Koska typpimolekyylin kolmoissidos on erittäin vahva, sen rikkominen vaatii paljon energiaa.

Arvioiden mukaan Haber–Bosch-prosessi kuluttaa 1–2 % maailmassa käytetystä energiasta (Nancharaiah et al. 2016). Koska sekä ammoniumin poistaminen jätevedestä että sen tuottaminen ilmakehän typestä kuluttaa paljon energiaa, ammoniumia

kannattaisi ottaa jätevirroista talteen nykyistä tehokkaammin (Ye et al. 2018). Jos jäteveden ammonium saataisiin nykyistä paremmin kiertoon, elinkaariarvioinnin näkökulmasta jätevedenpuhdistuksen hiilijalanjälki pienenisi, koska ammoniakkityppeä ei tarvitsisi tuottaa teollisesti niin paljon.

Edellä selvitettiin, miten biologisessa typenpoistossa ammonium muuntuu nitrifikaatio–

denitrifikaatiossa typpikaasuksi, joka poistuu ilmakehään. Reaktioyhtälöt 2 ja 3 kuvaavat nitrifikaatiota ja yhtälö 4 denitrifikaatiota. Yhtälön 4 lähtöaine C10H19O3N kuvaa jäteveden orgaanisen hiilen keskimääräistä koostumusta. (Davis 2011, s. 15-16–15-21)

2 𝑁𝐻₄⁺ (𝑎𝑞) + 3 𝑂₂ (𝑎𝑞) → 2 𝑁𝑂₂⁻ (𝑎𝑞) + 4 𝐻⁺ (𝑎𝑞) + 2 𝐻₂𝑂 (𝑙) (2) 2 𝑁𝑂₂⁻ (𝑎𝑞) + 𝑂₂ (𝑎𝑞) → 2 𝑁𝑂₃⁻ (𝑎𝑞) (3) 𝐶₁₀𝐻₁₉𝑂₃𝑁(𝑠) + 10 𝑁𝑂₃⁻(𝑎𝑞) → 5 𝑁₂(𝑔) + 10 𝐶𝑂₂(𝑔) + 3 𝐻₂𝑂(𝑙)

+𝑁𝐻₃(𝑎𝑞) + 10 𝑂𝐻⁻(𝑎𝑞) (4)

Koska ilmakehän typpeä on saatavilla rajattomasti, ravinteen saatavuuden ja ruokaturvan näkökulmasta typen talteenottaminen ja hyödyntäminen ei ole kuitenkaan niin kriittistä kuin fosforin. Ihmisen saavutettavissa olevat fosforivarannot ovat maapallolla rajalliset, minkä lisäksi fosforin biologinen kierto on huomattavasti rajoittuneempi kuin typen (Smil 2000).

2.3.2 Fosfori

Fosforin elinkaari on ihmisen aikajänteellä tarkasteltuna pääasiassa yksisuuntainen.

Fosfori louhitaan fosfaattikivenä maaperästä, minkä jälkeen suurin osa louhitusta fosforista käytetään maataloudessa lannoitteena. Maaperästä fosfori kulkeutuu eroosion ja pintavalunnan mukana suoraan vesistöön tai pidättyy kasveihin, joita ihmiset tai eläimet käyttävät ravintonaan. Vesistöissä fosfori lisää vesiekosysteemin perustuotantoa, sillä fosfori on usein kasvua rajoittava tekijä. Lopulta fosfori sitoutuu merten pohjasedimentteihin, minkä jälkeen sitä on vaikea saada enää talteen. Merten sedimenteistä fosfori vapautuu 10⁷–10⁸ vuoden kuluessa, mikä tekee siitä fossiilisen resurssin ihmisen näkökulmasta. (Smil 2000) Fosforin elinkaaren sulkeminen elinkierroksi vaatii muutoksia nykyiseen ekologisesti ja sosiaalisesti kestämättömään järjestelmään.

Koska maapallon fosforivarannot ovat rajalliset, sekä fosforin käyttöä että kiertoa tulee tehostaa. Fosforin kierron tehostamiseksi ei ole kuitenkaan olemassa vain yhtä ratkaisua, vaan fosforia pitää ottaa talteen useista eri jätevirroista. (Smil 2000) Cordell et al. esittävät skenaariossaan (2009), että pitkäaikaisen fosforin tarpeen turvaaminen vaatii, että fosforin kysyntä laskee tämän hetkisestä ”business-as-usual” -ennusteesta

kaksi kolmasosaa. Tämä tarkoittaa, että maatalouden ja ruoan toimitusketjujen pitää tehostua sekä kuluttajien ruokailutottumusten muuttua niin, että lannoitteeksi käytetyn fosforin määrä vähenee voimakkaasti. Skenaarion mukaan jäljelle jäävä osuus, kolmasosa, voidaan tuottaa ihmisten, maatalouden ja kaivosteollisuuden jätteistä.

Fosforivarantojen rajallisuuden lisäksi haasteena on, että fosfaattivarannot ovat jakautuneet maapallolle hyvin epätasaisesti (Childers et al. 2011). U.S. Geological Surveyn raportin (2020) mukaan vuonna 2018 kolme valtiota, Kiina, Marokko ja Venäjä, louhivat 73 % maailman fosfaattikivestä, kun kokonaismäärä oli 249 miljoonaa tonnia.

Useimpien maailman valtioiden ruoantuotanto on siis täysin riippuvaista muutamien valtioiden fosforin tuonnista. Fosforin alueellisen kierrätyksen tehostaminen tuottaisikin kaksinkertaisen hyödyn, sillä vesistöjen rehevöitymisen torjumisen lisäksi talteenotolla voitaisiin myös turvata paikallinen ruoantuotanto (Mayer et al. 2016). EU:n ainoa fosfaattikaivos sijaitsee Siilinjärvellä Itä-Suomessa (Yara).

Jätevedenpuhdistamolla fosforin kemialliseen saostamiseen käytetään esimerkiksi alumiinisulfaattia Al2(SO4)3 tai rautakloridia FeCl3 (Davis 2011, s. 19-3). Fosforia poistuu jätevedestä pääasiassa muutaman eri mekanismin kautta: Alumiini- tai rautasuolat muodostavat kidevedellisiä metallioksideja, joihin fosfaatti PO43- joko adsorptoituu tai muulla tavoin liittyy. Fosfaatti myös muodostaa suoraan metalli-ionien kanssa alumiini- tai ferrifosfaatteja. (Metcalf & Eddy 2014, s. 482) Lisäksi noin 20–30 % jätevedestä poistetusta fosforista assimiloituu aktiivilietteen biomassaan (VVY 2016, s. 13).

Sakkaantunut fosfori muodostaa vedessä flokkeja, jotka pidättyvät lietteeseen.

Kokonaisuudessaan 90–98 % jäteveden fosforista poistetaan lietteen mukana (VVY 2016, s. 13). Yhtälö 5 kuvaa fosforin saostusreaktiota metallisuolan kanssa (Metcalf &

Eddy 2014, s. 482).

𝑟 𝑀𝑒³⁺(𝑎𝑞) + 𝐻𝑃𝑂₄⁻(𝑎𝑞) + (3𝑟 − 1) 𝑂𝐻⁻(𝑎𝑞) → 𝑀𝑒_𝑟∙ 𝐻₂𝑃𝑂₄(𝑂𝐻)_3𝑟−1(𝑠) (5) Fosforin saostumisen yhteydessä saostuu myös jäteveden sisältämiä raskasmetalleja.

Liukoiset metalliyhdisteet adsorboituvat hydroksidikomplekseihin, kun taas kolloidiset ja partikkelimaiset yhdisteet kertyvät lietteeseen. Metallit voivat inhiboida anaerobisen mädätyksen mikrobien toimintaa, minkä seurauksena lietteen hyödyntäminen mädättämällä on vaikeaa. (Metcalf & Eddy 2014, s. 498–501) Raskasmetallit saattavat myös rajoittaa lietteen käyttöä maataloudessa.

3. UUDET RESURSSITEHOKKAAT RATKAISUT

Tässä luvussa esitellään ratkaisuja luvussa 2 tunnistettuihin energiatehokkuuden ja ravinnekierron haasteisiin. Tärkeimpiä keinoja resurssitehokkaan jätevedenpuhdistamon rakentamiseksi ovat ilmastuksen energiankulutuksen pienentäminen, biokaasun tuoton parantaminen ja ravinteiden, erityisesti fosforin, talteenoton edistäminen.

3.1 Energiaomavarainen jätevedenpuhdistamo

Jätevedenpuhdistamon energiaomavaraisuuden saavuttamiseen on useita tapoja. Niistä tärkeimpiä ovat esikäsittelyn tehostaminen, ilmastuksen energiankulutuksen pienentäminen, vaihtoehtoisten typenpoistomenetelmien hyödyntäminen, biokaasun tuoton optimoiminen ja muiden mahdollisten energiantuottotapojen, esimerkiksi aurinkopaneelien ja bioelektrokemiallisten kennojen, käyttöönottaminen (Gurung et al.

2018; Maktabifard et al. 2018). Koska ilmastus kuluttaa noin puolet jätevedenpuhdistamon energiasta, luvussa 3.1.1 keskitytään ilmastuksen energiankulutuksen pienentämiseen. Biokaasun tuottoa voidaan parantaa esikäsittelyn tehostamisella, biojätteen yhteismädätyksellä ja lietteenkäsittelyllä (Hautamäki 2017;

Maktabifard et al. 2018; Zupančič et al. 2008), mistä kerrotaan luvussa 3.1.2.

Vaihtoehtoisia typenpoistomenetelmiä ja bioelektrokemiallisia kennoja käsitellään myöhemmin luvussa 3.2.1, joka käsittelee typen talteenottoa jätevesistä.

3.1.1 Ilmastuksen energiankulutuksen pienentäminen

Esikäsittelyn tehostaminen vähentää aktiivilieteprosessin ilmastustarvetta ja parantaa lietteen biokaasuntuottopotentiaalia (Rusten et al. 2017). Viime vuosina mikrosiivilöitä on tutkittu perinteisen esiselkeytyksen vaihtoehtona. Yhdistettynä kemialliseen esikäsittelyyn eli CEPT:iin (chemically enhanced primary treatment) mikrosiivilöiden on havaittu poistavan tehokkaasti orgaanista ainesta. (Gikas 2017; Hautamäki 2017; Remy et al. 2014) Pilottitutkimuksissa orgaanisen aineksen aiheuttaman kemiallisen hapenkulutuksen eli COD:n (chemical oxygen demand) vähenemä on ollut koagulantti- ja polymeerilisäyksen sekä mikrosiivilöinnin jälkeen 60–85 %. Poistoteho riippuu muun muassa siivilän huokoskoosta, influentin kiintoainepitoisuudesta, kemikaalilisäyksestä ja virtaamasta. (Remy et al. 2014; Rusten et al. 2017)

Automaation avulla ilmastusta voidaan säätää biologisen prosessin hapentarpeen mukaan. Vaadittu hapen määrä riippuu tulevan jäteveden orgaanisen aineksen ja ammoniumin pitoisuuksista, jotka vaihtelevat vuorokaudenajasta riippuen (Maktabifard et al. 2018). Tulokuorman vaihtelun aiheuttama vaste prosessissa voidaan mitata esimerkiksi DO-pitoisuuden muutoksena. Tieto muutoksesta välitetään kontrollerille, jonka tehtävänä on poistaa mittauksen ja tavoitellun tilan välinen ero säätämällä ilmastusta. (Smith 2018) Tätä takaisinkytkentää havainnollistetaan kuvassa 4.

Kuva 4. Takaisinkytkennän periaate (Muokattu lähteestä Smith 2018) DO-pitoisuuden lisäksi tai sen sijaan voidaan mitata jäteveden ammoniumpitoisuutta.

Ammonium on prosessissa poistettava parametri, joten sen pitoisuudesta voidaan päätellä nitrifikaation tila, mikä taas määrittää hapentarpeen. Ideaalitilanteessa seurataan sekä DO:n että ammoniumin pitoisuutta, koska nitrifikaation nopeus ei parane juurikaan DO:n pitoisuuden ollessa suurempi kuin 2,0 mg/l. (Smith 2018) Toisin sanoen yli-ilmastaminen ei tehosta nitrifikaatiota vaan ainoastaan kasvattaa ilmastuksen energiankulutusta, minkä takia DO-pitoisuuden seuraaminen ammoniumpitoisuuden rinnalla on tärkeää. Åmandin ja Carlssonin (2012) simulaatiossa saatujen tulosten perusteella juuri ammoniumin pitoisuuteen perustuva takaisinkytkentä on tehokkain keino ilmastuksen optimoimiseksi erityisesti silloin, jos ammoniumpitoisuuden vaihtelu ajan funktiona on suurta.

Takaisinkytkentää yksinkertaisempi tapa on säätää ilmastusta ennalta määrätyissä ajanjaksoissa, jolloin prosessiautomaatio ei reagoi tulokuorman vaihteluihin (Smith 2018). Leen et al. (2015) tutkimuksessa pilotoitiin ABA²-prosessia (anaerobic-buffer- aerobic-aerobic), jossa ilmastus kytkettiin ensin päälle 60 minuutin ajaksi, minkä jälkeen se kytkettiin pois päältä 45 minuutin ajaksi. Pilotissa saatujen tulosten perusteella ABA²

vaati noin puolet vähemmän energiaa kuin perinteinen aktiivilieteprosessi, mutta sen puhdistustulos ei ollut aivan yhtä hyvä. Esimerkiksi kokonaistypen poistoteho oli 67 %, kun sen pitäisi Suomessa olla vähintään 70 % (A 888/2006).

Ilmastusajan lisäksi ilmastustilavuuden säätäminen voi olla käyttökelpoinen keino ilmastuksen energiatehokkuuden parantamiseksi. Toinen Leen et al. (2015) pilotoimista prosesseista oli MB-A²O (mechanical-biological anaerobic-anoxic-oxic), jossa ilmastusaltaan aerobisen osan tilavuutta suhteessa altaan kokonaistilavuuteen pienennettiin arvosta 0,58 arvoon 0,42. Toimenpide säästi sähköenergiaa 28 % eikä heikentänyt efluentin laatua verrattuna perinteiseen aktiivilieteprosessiin.

Laitosmittakaavassa tilavuuden säätö voidaan toteuttaa jakamalla allas levyjen avulla useaan osaan. (Lee et al. 2015)

Suoraan aktiivilieteprosessin kohdistuvien toimenpiteiden lisäksi ilmastuksen energiankulutusta voidaan pienentää myös välillisesti. Lietteenkäsittelyssä syntyy niin kutsuttuja rejektivesiä, jotka ovat erittäin ravinnepitoisia. Arnoldin et al. tutkimuksessa (2000) rejektivesien ammoniumpitoisuus oli välillä 460-700 mg/l. Väkevimmissä rejektivesissä pitoisuus on jopa 1000 mg/l (Arnold et al. 2000). Tyypillisesti rejektivedet johdetaan takaisin jätevedenpuhdistusprosessin alkuun, jossa ne muodostavat 15–25 % koko prosessin typpikuormasta (Nancharaiah et al. 2016). Rejektivesien erillisellä käsittelyllä voitaisiin keventää aktiivilieteprosessin typpikuormitusta ja saavuttaa siten energia- ja kustannussäästöjä.

3.1.2 Lietteen biokaasun tuoton optimoiminen

Jäteveden esikäsittelyn tehostaminen mikrosiivilöinnillä parantaa lietteen biokaasun tuottoa, koska orgaaninen aines saadaan tehokkaammin talteen kuin esiselkeytyksessä (Rusten et al. 2017). Tällöin orgaanista ainesta päätyy vähemmän aktiivilieteprosessiin, jossa se assimiloituu mikrobisoluihin. Hautamäen (2017) tutkimuksessa kemiallisessa esikäsittelyssä ja mikrosiivilöinnissä syntyneen lietteen metaanintuotto hehkutushäviötä VS (volatile solids) kohti ilmoitettuna oli 406–411 l/kg VS, kun laskeutuksessa saadun lietteen metaatuotto oli 372 l/kg VS.

Mikrobisolujen heikko hajoaminen anaerobisen mädätyksen hydrolyysissä rajoittaa biokaasun tuottoa (Maktabifard et al. 2018). Mädätystä voidaan tehostaa hajottamalla mikrobisolut jo esikäsittelyvaiheessa, jolloin niiden sisältämä orgaaninen aines vapautuu lietteen nestefaasiin. Esimerkiksi termisessä hydrolyysissä lietteen COD-pitoisuus kasvaa 10–15 -kertaiseksi, minkä seurauksena mädätyksen biokaasun tuotto kasvaa

30–50 %. (Spinosa et al. 2011) Mikrobisolun rakenne voidaan myös rikkoa kemiallisesti typpihapokkeella tai fysikaalisesti ultraäänellä tai mikroaalloilla (Maktabifard et al. 2018) Lietteen ja ruokajätteen yhteismädätys sekä nopeuttaa metaanin muodostumista että parantaa sen tuottoa (Koch et al. 2015). Yhteismädätystä on tutkittu viime vuosina paljon niin pilotti- kuin laitosmittakaavassakin (Koch et al. 2015; Zupančič et al. 2008).

Laitosmittakaavan kokeessa havaittiin, että biokaasun tuotto kasvoi 80 %, kun orgaanisen aineksen kuormaa kasvatettiin 40 % lisäämällä reaktoriin lietteen ja ruokajätteen seosta. Tätä selittää se, että ruokajätteen suspendoituneesta kokonaiskiintoaineesta TSS (total suspended solids) noin 90 % on hajoavaa ainesta VSS (volatile suspended solids), joka kokeen mukaan on täysin biohajoavaa. (Zupančič et al.

2008) Aktiivilietteen VSS/TSS-suhde on noin 0,7 (Krzeminski et al. 2012), minkä takia se hajoaa ruokajätettä heikommin ja hitaammin.

Tyypillisesti biokaasu hyödynnetään jätevedenpuhdistamon CHP-moottoreissa, joiden tuottamaa sähköä ja lämpöä puhdistamo voi hyödyntää omiin tarpeisiinsa. Jos biokaasu jatkojalostettaisiin vastaamaan laadultaan maakaasua, voitaisiin se injektoida maakaasuverkkoon ja hyödyntää liikennepolttoaineena (Maktabifard et al. 2018).

Suomessa sähköä pystytään tuottamaan melko puhtaasti, mutta liikenteeseen on vaikea löytää nykyisiä fossiilisia polttoaineita korvaavia hiilidioksidineutraaleita polttoaineita.

Tämän vuoksi lietteestä tuotetun biokaasun hyödyntämistä liikennepolttoaineena kannattaisi harkita.

3.2 Ravinteiden talteenotto ja hyödyntäminen

Typen ja fosforin kierrättämiseen kannustavat osin eri tekijät. Ammoniumin talteenottaminen on tärkeää jätevedenpuhdistuksen energiatehokkuuden parantamisen takia, kun fosforin talteenottamiseen kannustaa ennen kaikkea sen varantojen rajallisuus. Luvussa 3.2.1 esitellään menetelmiä, joiden tavoitteena on ammoniumin poiston tehostaminen ja talteenottaminen jäte- tai rejektivesistä. Fosforin talteenottomenetelmiä ja niiden soveltuvuutta Suomen olosuhteisiin käsitellään luvussa 3.2.2.

3.2.1 Typpi

HSY:n Rejektityppi-hankkeen ensisijaisena tavoitteena oli tutkia lietteenkäsittelyn typpipitoisten rejektivesien erilliskäsittelyä ANITA^TM Mox-pilotin avulla. ANITA^TM Mox on kantoaineprosessi, jossa mikrobit muodostavat kantoaineen pinnalle biofilmiä.

Ammoniumia hapettavat mikrobit ovat biofilmin pinnalla, jossa on aerobiset olosuhteet,

ja nitrifioivat ammoniumista nitriittiä. (HSY 2016) Biofilmin sisällä anoksisissa oloissa viihtyvät anammox-bakteerit tarvitsevat nitriittiä elektroniakseptoriksi hapettaessaan ammoniumista typpikaasua (HSY 2016; Nancharaiah et al. 2016). Anammox on perinteistä nitrifikaatio–denitrifikaatiota energiatehokkaampi typenpoistomenetelmä, koska happea vaativa nitrifikaatio tapahtuu vain osittain (Nancharaiah et al. 2016) . Typenpoiston tehostamisen lisäksi Rejektityppi-hankkeessa selvitettiin mahdollisuutta typen talteenottoon. Talteenotto tapahtuisi strippaamalla ammoniakki ja liuottamalla se happamaan sulfaattiliuokseen, jolloin muodostuisi ammoniumsulfaattia. (HSY 2016) Tekniikka perustuu siihen, että korkeassa lämpötilassa ja/tai pH:ssa ammoniumin ja ammoniakin välinen tasapaino siirtyy kohti ammoniakkia, joka on kaasumainen yhdiste.

Adsorboimalla stripattu ammoniakki happamaan liuokseen muodostuu ammoniumsuola.

Reaktioyhtälö 6 kuvaa ammoniumin ja ammoniakin välistä tasapainotilaa. (Ye et al.

2018)

𝑁𝐻₄⁺ (𝑎𝑞) + 𝑂𝐻⁻ (𝑎𝑞) → 𝑁𝐻₃ (𝑔) + 𝐻₂𝑂 (𝑙) (6) Aalto-yliopiston kehittämässä NPHarvestissa jäteveden typpi ja fosfori talteenotetaan eri jakeissa. Typen talteenotossa hyödynnetään ammoniumin strippausta ja adsorptiota happamaan liuokseen. (Pradhan et al. 2019) Tekniikkaa on tutkittu erityisesti erilliskerätyn virtsan käsittelyssä (Pradhan et al. 2019), mutta sitä on pilotoitu myös lietteenkäsittelyn rejektivesillä (Aalto-yliopisto 2018). Menetelmässä jäteveteen lisätään kalsiumhydroksidia Ca(OH)2, minkä seurauksena fosfori saostuu reaktioyhtälön 7 mukaisesti. Kohonneen pH:n vaikutuksesta ammonium höyrystyy ammoniakiksi.

Ammoniakkikaasu johdetaan konsentraatiogradientin avulla läpäisevän hydrofobisen kalvon eli GPHM:n (gas permeable hydrophobic membrane) läpi, jolloin se muodostaa rikkihapon H2SO4 kanssa ammoniumsulfaattia. Reaktioyhtälö 8 kuvaa ammoniumsulfaatin muodostumista. (Pradhan et al. 2019)

5 𝐶𝑎²⁺ (𝑎𝑞) + 3 𝑃𝑂₄³⁻ (𝑎𝑞) + 𝑂𝐻⁻ (𝑎𝑞) → 𝐶𝑎₅(𝑃𝑂₄)₃𝑂𝐻 (𝑠) (7) 2 𝑁𝐻₃ (𝑔) + 𝐻₂𝑆𝑂₄ (𝑎𝑞) → (𝑁𝐻₄)₂𝑆𝑂₄ (𝑎𝑞) (8) Bioelektrokemiallisia kennoja eli BES:iä (bioelectrochemical systems) pidetään lupaavina tekniikoina ammoniumin talteenottamiseksi ja energian tuottamiseksi typpipitoisista jätevirroista. Kennon mikrobit käyttävät anodia elektroniakseptorina hapettaessaan orgaanista hiiltä. Anodilta elektronit siirtyvät suolasiltaa pitkin katodille, jossa ne kuluvat pelkistysreaktioissa. (Nancharaiah et al. 2016) Anodi- ja katodikennon välissä on kationia vaihtava kalvo eli CEM (cation exchange membrane), jonka läpi anodiliuoksen ionit, esimerkiksi ammonium, siirtyvät sähkövaraustasapainon

säilyttämiseksi (Wu & Modin 2013). Katodilla ammonium voidaan talteenottaa strippaamalla ja adsorboimalla se rikkihappoon (Nancharaiah et al. 2016).

BES:n käytännön sovelluksista kaksi tärkeintä ovat mikrobipolttokennot eli MFC:t (microbial fuel cells) ja mikrobielektrolyysikennot eli MEC:t (microbial electolysis cells) (Kuva 5). Ne eroavat toisistaan katodireaktion osalta, sillä MFC:ssä happi pelkistyy hydroksidiksi (reaktioyhtälö 9) ja MEC:ssä vesi pelkistyy vetykaasuksi (reaktioyhtälö 10).

Molemmat tuottavat energiaa, mutta MEC tarvitsee lisäksi ulkopuolisen energialähteen.

(Ye et al. 2018)

2 𝐻2𝑂 (𝑙) + 𝑂2 (𝑔) + 4 𝑒⁻→ 4 𝑂𝐻⁻ (𝑎𝑞) (9) 2 𝐻2𝑂 (𝑙) + 2 𝑒⁻→ 𝐻2 (𝑔) + 2 𝑂𝐻⁻ (𝑎𝑞) (10) Wun ja Modinin MEC-koejärjestelyssä (2013) anodikennolle syötettiin käsittelemätöntä jätevettä, joka tarjosi mikrobeille hiilenlähteen. Lietteenkäsittelyn rejektivesi syötettiin suoraan katodikennolle, jossa sen sisältämä ammonium stripattiin ja adsorboitiin suolahappoon. Kokeessa rejektiveden ammoniumista saatiin parhaimmillaan talteen 79

%, kun käytettiin korkeinta 20 mA:n sähkövirtaa. Laitteiston laskettiin tuottavan nettoenergiaa 5,4–12,4 kWh/kg N, kun huomioitiin laitteiston sähkönkulutus, tuotetun vetykaasun energiasisältö ja ammoniakin tuottamiseen vaadittava energia Haber–

Boschissa. Laitteiston sähkönkulutus riippuu käytetyn sähkövirran voimakkuudesta, joka taas vaikuttaa ammoniumin saantoon. Tämä tarkoittaa, että tuotetun ammoniumin ja energian välillä on tehtävä kompromissi.

Kuva 5. Periaatekuva a. mikrobipolttokennosta eli MFC:stä b.

mikrobielektrolyysikennosta eli MEC:stä (Muokattu lähteestä Ye et al. 2018). Siniset läikät ovat biofilmiä ja oranssit kaasukuplia.

Maailmalla yleisesti hyödynnetty menetelmä ammoniumin ja fosforin talteenottamiseksi on saostaa ne struviittina MgNH4PO4·6H2O. Struviitin saostamisesta kerrotaan enemmän seuraavassa luvussa, jossa käsitellään fosforin talteenottoa jätevedestä.

3.2.2 Fosfori

Valtioneuvoston selvityksessä esitettiin vaihtoehtoisia tekniikoita jätevesien fosforin hyödyntämiseksi nykyistä paremmin. Tekniikoita analysoitiin SWOT-analyysilla, jonka perusteella niitä pystyttiin vertailemaan keskenään. (Berninger et al. 2017) Tekniikat on koottu taulukkoon 2 alkaen helpoimmin toteutettavasta ja päättyen vaikeimmin toteutettavaan.

Taulukko 2. Fosforin talteenottaminen jätevedestä (Berninger et al. 2017)

Tekniikka Toteutus Muutokset nykyiseen prosessiin

Fosforin jälkisaostus

Saostetaan fosfori muuten käsitellystä jätevedestä ja otetaan fosfori talteen sakasta.

Poistetaan fosforin esi- ja rinnakkaissaostus. Fosforin talteenottaminen sakasta vaatii vielä teknistä kehitystä.

Lietteen poltto

Fosfori otetaan talteen poltetun lietteen tuhkasta.

Vaatii muutoksia lietteenkäsittelyyn.

Fosforin talteenottaminen tuhkasta vaatii vielä teknistä kehitystä.

Biologinen fosforinpoisto

Fosfori poistetaan jätevedestä biologisesti ja otetaan talteen struviittina.

Aiheuttaa muutoksia nykyiseen ravinteidenpoistoprosessiin.

Yleisesti käytössä maailmalla.

Lietteen pyrolyysi

Fosfori kierrätetään bio- hiilessä.

Vaatii muutoksia lietteenkäsittelyyn.

Sekä pyrolyysi että biohiili vaativat vielä teknistä kehitystä.

Virtsan erilliskeräys

Fosfori otetaan talteen erillis- kerätystä virtsasta kiteyttämällä.

Aiheuttaa suuria muutoksia koko yhteiskunnan infrastruktuuriin.

Fosforin jälkisaostaminen voitaisiin totettuttaa ilman suuria prosessimuutoksia: nykyisen esi- tai rinnakkaissaostuksen sijaan fosfori saostettaisiin vasta sitten, kun jätevesi on muiden parametrien osalta käsitelty. HSY:n RAVITA-projektissa tutkitaan jälkisaostetun fosforin talteenottoa. Jälkisaostuksessa muodostunut liete erotetaan efluenttivedestä

laskeuttamalla tai suodattamalla. Tiivistettyyn ja kuivattuun lietteeseen lisätään fosforihappoa H3PO4. Happamissa olosuhteissa metallifosfaatti liukenee ioneikseen, minkä ansiosta fosfaatti ja saostuskemikaali voidaan erottaa toisistaan. Prosessin lopputuotteesta, fosforihaposta, osa kierrätetään takaisin RAVITA-prosessin alkuun ja loppu voidaan hyödyntää lannoiteteollisuuden raaka-aineena. Myös saostuskemikaali voidaan käyttää uudelleen. Prosessissa jäteveden sisältämästä fosforista saadaan talteen jopa 70 %. Loput 30 % fosforista assimiloituu aktiivilietteen biomassaan. (Rossi et al. 2018)

Sen lisäksi, että saostuskemikaali ja fosforihappo voidaan uudelleenkäyttää, RAVITA- prosessissa on useita muitakin etuja. Pilotissa muodostuneen lietteen raskasmetallipitoisuudet ovat olleet matalia verrattuna lainsäädännön raja-arvoihin.

Prosessiin voi yhdistää typen talteenoton rejektivesistä, sillä fosforihappoa voidaan käyttää stripatun ammoniakin liuottamiseen, jolloin muodostuu ammoniumfosfaattia (NH4)3PO4. Menetelmä soveltuu kaiken kokoisille jätevedenpuhdistamoille, koska puhdistamolla on välttämätöntä toteuttaa vain jälkisaostus: fosforihapon jalostaminen lietteestä voidaan tehdä suuremmissa yksiköissä. (Rossi et al. 2018) Toisaalta fosforin jälkisaostaminen vaatii oman altaan (Davis 2011, s. 19-2–19-5), johon kaikilla puhdistamoilla ei välttämättä ole vaadittavaa kapasiteettia rahan tai tilan puutteen takia.

Fosforin talteenottaminen poltetun lietteen tuhkasta aiheuttaisi muutoksia lietteenkäsittelyyn, mutta ei itse aktiivilieteprosessiin. Nancharaiah et al. (2016) arvioivat artikkelissaan, että tekniikka olisi tehokkain ratkaisu fosforin poistamiseksi ja talteenottamiseksi jätevedestä. Artikkelin mukaan haasteena on kuitenkin fosforin erottaminen raskasmetalleista. Suomessa on viime vuosina kehitetty ja tutkittu eri termokemiallisia menetelmiä fosforin talteenottamiseksi (Endev; Havukainen et al.

2016), koska tekniikka soveltuisi hyvin täkäläisiin prosessiolosuhteisiin.

Outotecin ASH DEC -prosessissa lietteenpolton tuhka käsitellään termokemiallisesti natriumsulfaatin Na2SO4 kanssa. Käsittelyn aikana arseeni ja raskasmetallit, esimerkiksi elohopea, kadmium, lyijy ja sinkki, höyrystyvät ja poistuvat prosessista savukaasuina.

Prosessin lopputuotteena syntyy natriumkalsiumfosfaattia NaCaPO4. (P-REX 2015) Lopputuotteen kupari- ja sinkkipitoisuudet ovat Suomen lannoitelainsäädännön raja- arvoja suurempia, mutta jos niiden pitoisuudet maaperässä ovat matalia, voidaan raja- arvoista joustaa. (Havukainen et al. 2016) Leachphos ja Mephrec ovat samankaltaisia menetelmiä kuin ASH DEC (Havukainen et al. 2016), mutta niistä ASH DEC:ssä on paras fosforin saanto, 98 % (P-REX 2015).

ASH DEC -prosessin haasteena on, että kannattaakseen laitos vaatii riittävän suuren tulokuorman. Havukaisen et al. (2016) arvion mukaan Suomessa voisi syntyä lietteenpolton tuhkaa 46–76 kt/a, josta Uudellamaalla syntyisi eniten, 8,8–15 kt/a.

Esimerkiksi Saksassa toimivan ASH DEC -laitoksen vuosittainen käsittelykapasiteetti on 16 kt, joten Suomessa ASH DEC -laitokseen pitäisi toimittaa tuhkaa useasta eri maakunnasta. Pitkien välimatkojen takia tuhkan kuljettaminen ei ole välttämättä kannattavaa. Osassa maata logistinen ongelma voitaisiin ratkaista käsittelemällä prosessissa jätevesilietteen tuhkan lisäksi lannanpolton tuhkaa. Lannan hävittäminen mahdollisen energiakäytön jälkeen on kuitenkin erittäin edullista, koska se voidaan levittää suoraan pellolle. Tämän vuoksi sen polttaminen ja tuhkan käsittely ASH DEC - prosessissa saattaa olla kannattamatonta. (Havukainen et al. 2016)

Lappeenrannan teknillisen yliopiston ja Endevin yhteistyössä kehittämä PAKU-prosessi on fosforin talteenottamiseksi kehitetty lietteenkäsittelymenetelmä. Mekaanisen kuivauksen jälkeen liete kuivataan termisesti 110 °C lämpötilassa, minkä jälkeen se poltetaan kiertomassareaktorissa 850 °C lämpötilassa (Endev). Endevin VVY:lle antaman tiedonannon mukaan sekä fosfori että raskasmetallit pidättyvät tuhkaan.

Raskasmetallit erotellaan pienempään tuhkajakeeseen, joka on noin 10 % kokonaistuhkasta. Loput 90 % tuhkasta soveltuu sellaisenaan lannoiteeksi. (VVY 2016, s. 45) Prosessissa syntyy lämpöä, joka voidaan hyödyntää esimerkiksi kaukolämpönä (Endev).

PAKU-prosessin kohderyhmää ovat pienet ja keskisuuret puhdistamot, joiden AVL on 5000–100 000. (VVY 2016, s. 45) Hyvän skaalautuvuuden ansiosta PAKU voisi soveltua Suomen kokoiseen maahan ASH DEC -prosessia paremmin. Suomen ensimmäinen PAKU-laitosta rakennettiin Rovaniemelle Alakorkalon jätevedenpuhdistamon yhteyteen vuosien 2018 ja 2019 vaihteessa. Laitoksen tuottama lämpö vastaa noin 1–2 % kaupungin kaukolämmöntarpeesta, mikä kattaa noin 300 omakotitaloa. (Passoja 2018) Koska laitos voidaan perustaa jätevedenpuhdistamon yhteyteen, lietettä ei tarvitse kuljettaa pitkiä matkoja. Ainoastaan prosessin lopputuote, ravinnepitoinen tuhka, pitää kuljettaa jätevedenpuhdistamolta pois. Sen massa on noin 8 % käsittelemättömän lietteen massasta. (Endev)

Useat fosforin talteenottamiseksi kehitetyt teknologiat vaativat biologisen fosforinpoiston.

Se on maailmalla yleisesti käytetty menetelmä, mutta Suomessa sitä hyödyntää vain muutama puhdistamo osittaisena ratkaisuna. Riittävän poistotehon saavuttamiseksi biologista fosforinpoistoa on täydennettävä kemiallisella saostamisella. Biologinen fosforinpoisto asettaa prosessille vaatimuksia allastilavuuden ja hiilen riittoisuuden suhteen. Sen hyödyntäminen vaatii mahdollisuuden kasvattaa ilmastusaltaan anoksista

aluetta, minkä lisäksi sekä denitrifioivien että fosforia poistavien bakteerien hiilen saanti tulee varmistaa. (VVY 2016, s. 14)

Biologiseen fosforinpoistoon siirtyminen tarjoaisi enemmän mahdollisuuksia fosforin talteenotolle. Biologista lietettä voidaan käyttää lannoitteena myös sellaisenaan, koska sen sisältämä fosfori on kasveille helposti saatavassa muodossa (Krogstad et al. 2005).

Esimerkkejä biologiseen fosforinpoistoon yhdistettävistä teknologioista ovat Airprex, KREPRO ja OSTARA, joiden kaikkien lopputuote on struviitti (VVY 2016, s. 36–40).

Struviittia muodostuu, kun raaka- ja ylijäämälietteen anaerobisessa mädätyksessä ammoniumia, fosfaattia ja magnesiumia vapautuu lietteestä. Jos niiden konsentraatiot ylittävät struviitin liukoisuuden reaktorissa vallitsevassa pH:ssa, kiteytyy struviittia MgNH4PO4·6H2O reaktioyhtälön 11 mukaisesti. (Metcalf & Eddy 2014, s. 492–493)

𝑀𝑔²⁺(𝑎𝑞) + 𝑁𝐻₄⁺(𝑎𝑞) + 𝑃𝑂₄³⁻(𝑎𝑞) + 6 𝐻₂𝑂(𝑙) → 𝑀𝑔𝑁𝐻₄𝑃𝑂₄∙ 6𝐻₂𝑂(𝑠) (11) Pyrolyysissa lietettä kuumennetaan vähähappisissa tai anoksisissa olosuhteissa 300–

700 °C lämpötilassa. Prosessin lopputuotteena syntyy biohiiltä. (Lehmann & Joseph 2015, s. 63–66) Biohiilen fosforipitoisuus on suurempi ja sen haitta-ainepitoisuudet ovat matalampia kuin lietteessä. Tutkimuksessa yhdyskuntajätevesilietteen fosforipitoisuus oli 34,7 g/kg, kun biohiilen fosforipitoisuus oli 57,0 g/kg. Biohiilen polysyklisten aromaattisten hiilivetyjen eli PAH-yhdisteiden (polycyclic aromatic hydrocarbons) pitoisuus oli 90 % pienempi kuin lietteen. Biohiilen käyttäminen lannoitteena vähensi muiden maaperän raskasmetallien paitsi sinkin kertymistä kasveihin. Lisäksi biohiilen fosfori oli kasveille helpommin saatavassa muodossa kuin lietteen fosfori. (Frišták et al.

2018) Näiden seikkojen perusteella pyrolyysiä voidaan pitää lupaavana tekniikkana jäteveden fosforin talteenottamiseksi.

4. JOHTOPÄÄTÖKSET

Ottamalla käyttöön energiatehokkuutta edistäviä keinoja jätevedenpuhdistamoista voi tulla energiaomavaraisia ja energiaa tuottavia laitoksia. Energiatehokkuuden parantamiseksi tulee sekä pienentää prosessin energiankulutusta että kasvattaa talteenotetun energian osuutta. Tärkein keino prosessin energiankulutuksen pienentämiseksi on vähentää ilmastuksen energiankulutusta, joka on noin 50 % jätevedenpuhdistamon kokonaisenergiankulutuksesta. Automaatio on tässä avainasemassa, sillä sen avulla ilmastusta voidaan säätää hapentarpeen mukaan.

Jäteveden esikäsittelyn tehostaminen ja lietteenkäsittelyn rejektivesien erillinen käsittely vähentävät prosessin tulokuormaa ja siten pienentävät ilmastuksen energiankulutusta.

Esikäsittelyn tehostaminen parantaa myös lietteen biokaasupotentiaalia. Muita keinoja biokaasun tuoton parantamiseksi ovat lietteen ja ruokajätteen yhteismädätys sekä termisen hydrolyysin kaltaiset lietteen esikäsittelymenetelmät.

Monet ravinteidenpoistomenetemät linkittyvät energiankäyttöön ja -talteenottoon.

Etenkin ammoniumtypen tehostetun poiston ja talteenoton etuna on energian säästyminen sekä aktiivilieteprosessissa että Haber–Boschissa. Käsittelemällä lietteenkäsittelyn typpipitoisia rejektivesiä erillään muusta jätevedestä voidaan aktiivilieteprosessin typpikuormaa pienentää 15–25 %. Erillisessä käsittely-yksikössä olisi myös helpompi pilotoida uusia ammoniumin talteenottomenetelmiä, kuten mikrobikennoja. Ne mahdollistavat ammoniumtypen ja energian samanaikaisen talteenoton.

Fosforin talteenoton tärkeimpiä motiiveja ovat sen varantojen rajallisuus ja epätasainen jakautuminen maapallolla. Tulevaisuudessa fosforin talteenottaminen jätevirroista on välttämätöntä ruoantuotannon turvaamiseksi. Suomessa monien fosforin talteenottomenetelmien esteenä vaikuttaa olevan biologisen fosforinpoiston puute.

Tiukkojen puhdistusvaatimusten takia sitä ei voida hyödyntää ainoana fosforinpoistomenetelmänä. Lisäksi Suomessa tuotetut lietemäärät ovat verrattain pieniä, minkä takia Keski-Euroopassa kehitetyt menetelmät kuten ASH DEC eivät sovellu tänne kovin hyvin. Suomen olosuhteisiin soveltuvia menetelmiä ovat fosforin jälkisaostaminen RAVITA-prosessissa tai sen talteenottaminen lietteenpolton tuhkasta PAKU-prosessissa. Molemmissa menetelmissä lopputuotteen raskasmetallipitoisuudet ovat alhaisia, joten ne ovat turvallisia lannoitteita tai lannoiteteollisuuden raaka-aineita.

LÄHTEET

A 888/2006. Valtioneuvoston asetus yhdyskuntajätevesistä. Saatavissa:

https://www.finlex.fi/fi/laki/alkup/2006/20060888

Aalto-yliopisto (2018). NPHarvest: Tulokset. Saatavissa:

https://www.aalto.fi/fi/npharvest/tulokset. Viitattu 28.03.2020.

Åmand, L. and Carlsson, B. (2012). Optimal aeration control in a nitrifying activated sludge process. Water Research, vol. 46, no. 7, pp. 2101–2110.

Arnold, E., Bohm, B. and Wilderer, P.A. (2000). Application of activated sludge and biofilm sequencing batch reactor technology to treat reject water from sludge dewatering systems: a comparison. Water Science and Technology; Water Sci.Technol., vol. 41, no.

1, pp. 115–122.

Berninger, K., Pihl, T., Kasanen, P., Mikkola, A., Tynkkynen, O. and Vahala, R. (2017).

Jätevesien fosfori hyötykäyttöön – teknologioita ja ohjauskeinoja. Valtioneuvoston kanslia.

Chae, K. and Kang, J. (2013). Estimating the energy independence of a municipal wastewater treatment plant incorporating green energy resources. Energy Conversion &

Management, vol. 75, pp. 664–672.

Childers, D.L., Corman, J., Edwards, M. and Elser, J.J. (2011). Sustainability Challenges of Phosphorus and Food: Solutions from Closing the Human Phosphorus Cycle.

Bioscience, vol. 61, no. 2, pp. 117–124.

Christensen, T.H. (2011). Solid waste technology & management. Chichester, West Sussex, UK: Wiley.

Cordell, D.J., Neset, T.S., White, S. and Drangert, J. (2009). Preferred future phosphorus scenarios: a framework for meeting long-term phosphorus needs for global food demand.

London, UK: IWA Publishing, pp. 23–43.

Davis, M.L. (2011). Water and wastewater engineering : design principles and practice.

New York, NY: McGraw-Hill.

Endev. PAKU-prosessi. Saatavissa: https://www.endev.fi/paku-prosessi/. Viitattu 28.03.2020.

Frijns, J., Hofman, J. and Nederlof, M. (2013). The potential of (waste)water as energy carrier. Energy Conversion and Management, vol. 65, pp. 357–363.

Frišták, V., Pipíška, M. and Soja, G. (2018). Pyrolysis treatment of sewage sludge: A promising way to produce phosphorus fertilizer. Journal of Cleaner Production, vol. 172, pp. 1772–1778.

Gikas, P. (2017). Towards energy positive wastewater treatment plants. Journal of Environmental Management, vol. 203, pp. 621–629.

Gurung, K., Tang, W.Z. and Sillanpää, M. (2018). Unit Energy Consumption as Benchmark to Select Energy Positive Retrofitting Strategies for Finnish Wastewater Treatment Plants (WWTPs): a Case Study of Mikkeli WWTP. Environmental Processes, vol. 5, no. 3, pp. 667–681.

Hautamäki, H. (2017). Yhdyskuntajäteveden esikäsittely mikrosiivilällä ja erotetun lietteen anaerobinen käsittely. Tampereen teknillinen yliopisto. Diplomityö.

Havukainen, J., Nguyen, M.T., Hermann, L., Horttanainen, M., Mikkilä, M., Deviatkin, I.

and Linnanen, L. (2016). Potential of phosphorus recovery from sewage sludge and manure ash by thermochemical treatment. Waste Management, vol. 49, pp. 221–229.

HSY (2016). Rejektiveden käsittelyn biologiset ja fysikaaliskemialliset vaihtoehdot - hanke: ANITA^TMMOX -pilotoinnin loppuraportti 1.12.2016. Helsingin seudun ympäristöpalvelut -kuntayhtymä.

HSY. Viikinmäen jätevedenpuhdistamo. Saatavissa:

https://asset.egate.fi/versiondownload/225519/Viikinmaen_jatevedenpuhdistamon_esit e. Viitattu 18.04.2020.

Koch, K., Helmreich, B. and Drewes, J. (2015). Co-digestion of food waste in municipal wastewater treatment plants: Effect of different mixtures on methane yield and hydrolysis rate constant. Applied Energy, vol. 137, pp. 250–255.

Krogstad, T., Sogn, T.A., Asdal, Å and Sæbø, A. (2005). Influence of chemically and biologically stabilized sewage sludge on plant-available phosphorous in soil. Ecological Engineering, vol. 25, no. 1, pp. 51–60.

Krzeminski, P., Iglesias-Obelleiro, A., Madebo, G., Garrido, J.M., van Der Graaf, J. H. J.

M and van Lier, J.B. (2012). Impact of temperature on raw wastewater composition and activated sludge filterability in full-scale MBR systems for municipal sewage treatment.

Journal of Membrane Science, vol. 423-424, pp. 348–361.

Lee, I., Lim, H., Jung, B., Colosimo, M.F. and Kim, H. (2015). Evaluation of aeration energy saving in two modified activated sludge processes. Chemosphere, vol. 140, pp.

72–78.

Lehmann, J. and Joseph, S. (2015). Biochar for environmental management : science, technology and implementation. Abingdon, Oxon: Routledge.

Lingsten, A., Lundkvist, M. and Hellström, D. (2013). VA-verkens energianvändning 2011. Svenskt Vatten AB.

Maa- ja metsätalousministeriö. Maatalouden ravinteet hyötykäyttöön. Saatavissa:

https://mmm.fi/ravinteetkiertoon. Viitattu 18.04.2020.

Maktabifard, M., Zaborowska, E. and Makinia, J. (2018). Achieving energy neutrality in wastewater treatment plants through energy savings and enhancing renewable energy production. Reviews in Environmental Science and Biotechnology, vol. 17, no. 4, pp.

655–689.

Mayer, B.K., Baker, L.A., Boyer, T.H., Drechsel, P., Gifford, M., Hanjra, M.A., Parameswaran, P., Stoltzfus, J., Westerhoff, P. and Rittmann, B.E. (2016). Total Value

of Phosphorus Recovery. Environmental Science & Technology, vol. 50, no. 13, pp.

6606–6620.

Metcalf & Eddy (2014). Wastewater engineering : treatment and resource recovery. 5th ed. New York, NY: McGraw-Hill Education.

Motiva (2018). Energiatehokas ilmastus. Saatavissa:

https://www.motiva.fi/julkinen_sektori/vesihuoltolaitos/jateveden_puhdistus/energiateho kas_ilmastus. Viitattu 30.03.2020.

Nancharaiah, Y.V., Venkata Mohan, S. and Lens, P.N.L. (2016). Recent advances in nutrient removal and recovery in biological and bioelectrochemical systems. Bioresource Technology, vol. 215, pp. 173–185.

Passoja, A. (2018). Kaupunkilaisten jätöksillä lämmitetään pian satoja taloja – mikromuovit ja huumejäämät poltetaan pois luonnon kiertokulusta. Yle Uutiset.

Saatavissa: https://yle.fi/uutiset/3-10508704. Viitattu 28.03.2020.

Pradhan, S.K., Mikola, A., Heinonen-Tanski, H. and Vahala, R. (2019). Recovery of nitrogen and phosphorus from human urine using membrane and precipitation process.

Journal of Environmental Management, vol. 247, pp. 596–602.

P-REX. (2015). Technical Factsheet. Saatavissa: https://zenodo.org/record/242550/.

Viitattu 28.03.2020.

Remy, C., Boulestreau, M. and Lesjean, B. (2014). Proof of concept for a new energy- positive wastewater treatment scheme. Water Science and Technology, vol. 70, no. 10, pp. 1709–1716.

Rossi, L., Reuna, S., Tommi, F. and Heinonen, M. (2018). RAVITA Technology – new innovation for combined phosphorus and nitrogen recovery. Water Science and Technology, vol. 78, no. 12, pp. 2511–2517.

Rusten, B., Rathnaweera, S., Rismyhr, E., Sahu, A. and Ntiako, J. (2017). Rotating belt sieves for primary treatment, chemically enhanced primary treatment and secondary solids separation. Water Science and Technology, vol. 75, no. 11, pp. 2598–2606.

Shizas, I. and Bagley, D.M. (2004). Experimental determination of energy content of unknown organics in municipal wastewater streams. Journal of Energy Engineering, vol.

130, no. 2, pp. 45–53.

Smil, V. (2000). Phosphorus in the environment: Natural flows and human interferences.

Annual Review of Energy and the Environment, vol. 25, pp. 53–88.

Smith, R. (2018). How To Control Activated Sludge with Online Sensors. YSI.

Saatavissa: https://www.ysi.com/ysi-blog/water-blogged-blog/2018/10/how-to-control- activated-sludge-with-online-sensors. Viitattu 07.04.2020.

Spinosa, L., Ayol, A., Baudez, J., Canziani, R., Jenicek, P., Leonard, A., Rulkens, W., Xu, G. and van Dijk, L. (2011). Sustainable and Innovative Solutions for Sewage Sludge Management. Water, vol. 3, no. 2, pp. 702–717.

U.S. Geological Survey (2020). Phosphate Rock. Mineral Commodity Summaries.

Saatavissa: https://pubs.usgs.gov/periodicals/mcs2020/mcs2020-phosphate.pdf.

Viitattu 28.02.2020.

VVY (2016). Teknis-taloudellinen tarkastelu jätevesien käsittelyn tehostamisesta Suomessa. Helsinki: Suomen Vesilaitosyhdistys ry.

VVY (2017). Yhdyskuntalietteen käsittelyn ja hyödyntämisen nykytilannekatsaus.

Helsinki: Suomen Vesilaitosyhdistys ry.

Wu, X. and Modin, O. (2013). Ammonium recovery from reject water combined with hydrogen production in a bioelectrochemical reactor. Bioresource Technology, vol. 146, pp. 530–536.

Yara. Yara Siilinjärvi. Saatavissa: https://www.yara.fi/tietoa-yarasta/yara- suomi/toimipaikat/siilinjarvi/. Viitattu 19.04.2020.

Ye, Y., Ngo, H.H., Guo, W., Liu, Y., Chang, S.W., Nguyen, D.D., Liang, H. and Wang, J.

(2018). A critical review on ammonium recovery from wastewater for sustainable wastewater management. Bioresource Technology, vol. 268, pp. 749–758.

Zupančič, G.,D., Uranjek-Ževart, N. and Roš, M. (2008). Full-scale anaerobic co- digestion of organic waste and municipal sludge. Biomass and Bioenergy, vol. 32, no. 2, pp. 162–167.