TEKNILLINEN KORKEAKOULU Kemian tekniikan osasto
Henna Lehtola
PUHDISTAMOLIETTEEN OMINAISUUKSIEN PARANTAMINEN
Diplomityö, joka on jätetty opinnäytteenä tarkastettavaksi diplomi-insinöörin tutkintoa varten.
Hangossa 8.2.2006
Valvoja:
Professori Matti Leisola
Dl Peter Lundqvist
Esipuhe
Diplomityö on tehty Hangon Puhdistamolla Hangossa sekä Teknillisen korkeakoulun kemian tekniikan osaston bioprosessitekniikan laboratoriossa Espoossa 16.5.2005-8.2.2006 välisenä aikana. Diplomityön valvojana toimi professori Matti Leisolaja ohjaajina Peter Lundqvist ja Ensio Pukkila. Kiitos heille hyvistä neuvoista ja kannustuksesta. Kiitos myös käytännön järjestelyissä avustaneelle puhdistamonhoitaja Ilmo Pikkaraiselle. Haluan lisäksi kiittää kaikkia, jotka avustivat minua jakamalla henkilökohtaista asiantuntemustaan tai muuten avustivat työtäni. Kokemusperäisestä tiedosta oli paljon apua työn eri vaiheissa.
Hangossa 8.2.2006
Henna Lehtola
TEKNILLINEN KORKEAKOULU Kemian tekniikan osasto
DIPLOMITYÖN TIIVISTELMÄ
Tekijä
Henna Lehtola
Päiväys
8.2.2006 Sivumäärä
88 (+34) Työn nimi
Puhdistamolietteen ominaisuuksien parantaminen
Professuuri
Bioprosessitekniikka
Koodi
Kem-70 Työn valvoja
Professori Matti Leisola Työn ohjaaja
Dl Peter Lundqvist
Työn tarkoituksena oli selvittää mahdollisuuksia parantaa teollisuusjätevesiä käsittelevän aktiivilietepuhdistamon lietteen vedenerotusprosessia. Työssä keskityttiin lietteen tiivistämiseen jatkuvatoimisessa tiivistämössä, koagulointi- ja flokkulointiprosesseihin sekä mekaaniseen vedenerotusprosessiin dekantterisentrifugissa.
Vedenerotukseen ja flokkulointiin vaikuttavia tekijöitä selvitettiin laboratoriokokein ja prosessikoesarjoin.
Lietteen vedenerottuvuutta mitattiin suodattuvuuskokeilla. Prosessin toimintaa tutkittiin kiinto- ja kuiva- ainemäärityksien avulla laskettujen massataseiden perusteella.
Flokkulointipolymeereistä paras vedenerottuvuus saavutettiin vahvasti kationisilla polyelektrolyyteillä.
Lietteen pH ei vaikuttanut fiokkulointiprosessiin pH-välillä 5-7. Lietteen koagulonti ferrisulfaatilla vähensi flokkulontipolymeerin tarvetta ja paransi vedenerotusprosessia dekantterisentrifugilla. Yli 36 g kg Fe +- pitoisuuksissa koagulointi kuitenkin heikensi flokkulointia. Polymeeriliuoksen flokkulointiominaisuudet heikkenivät, kun liuoksen pH:ta säädettiin yli 6. Tiivistämön toiminnan kannalta merkittävin parametri vaikutti olevan kiintoaineviipymä altaassa. Kiintoaine tiivistyi parhaimmillaan 45 % tiivistämössä. Tiivistymistä voitiin parantaa flokkulointipolymeerillä, mutta polymeerin lisääminen lietteeseen ennen tiivistämistä heikensi flokkulointia dekantterisentrifugilla. Lietekakun kuiva-ainepitoisuuden kannalta merkittävimpiä muuttujia olivat lietteen kiintoainepitoisuus ja dekantterisentrifugin rummun ja ruuvin välinen erokierrosluku. Erokierrosluvun pienentäminen 4 rpm paransi lietekakun kuiva-ainepitoisuutta 7 %-yksikköä, mutta pienensi kiintoainesaantoa 12 %-yksikköä. Suuremmilla kiintoainepitoisuuksilla saavutettiin yli 2 %-yksikköä kuivempi lietekakku, kun lietteen kiintoainepitoisuus vaihteli välillä 5-14 g Г1. Lietevirtaaman pienentäminen paransi kiintoainesaantoa dekantterisentrifugissa.
Vedenerotusprosessia voidaan parantaa optimoimalla tiivistämön toimintaa. Prosessin kannalta tärkeää olisi syöttää liete dekantterisentrifugille mahdollisimman suuressa kiintoainepitoisuudessa ja pienessä tilavuudessa. Kapasiteetin riittäessä vedenerotusprosessia voidaan edelleen parantaa pienentämällä dekantterisentrifugin erokierroslukua.
HELSINKI UNIVERSITY OF TECHNOLOGY ABSTRACT OF MASTER’S THESIS Department of Chemical Technology
Author
Henna Lehtola
Date
8 February 2006 Pages
88 (+34) Title of thesis
Improving of dewatered sludge quality
Chair
Bioprocess engineering
Chair Code
Kem-70 Supervisor
Professor Matti Leisola Instructor
Peter Lundqvist M. Sc.
The purpose of this work was to study the possibilities of improving activated sludge dewatering in an industrial waste water treatment plant. The focus of the study was on sludge thickening in a continuous gravity thickener, sludge coagulation and flocculation dosing and sludge dewatering in a decanter centrifuge.
Factors influencing water separation and flocculation were studied in the experimental part by laboratory tests and process scale test runs. A filtration assay was used as a measure of the rate of water release from sludge. Process parameters were evaluated with mass balance calculations based on total solids and total suspended solids determinations.
The best dewatering results were obtained with strongly cationic polyelectrolytes. The sludge pH had no effect on flocculation between 5 and 7. Coagulation of sludge with ferrisulfate decreased the amount of flocculation polymer needed and improved the dewatering process in the decanter centrifuge. The flocculation was weakened in concentrations bigger than 36 g kg'1 of Fe3+ ions. The quality of flocculation polymer solution deteriorated when the pH of the solution was adjusted above 6. The solids retention time seemed to be the most important variable in the gravity thickener. At its best the sludge thickened 45 % in the thickener. The thickening improved when the polymer was added before thickener. As a result of this action the dewatering process weakened significantly. The dewatering process in decanter centrifuge was most affected by the sludge solids concentration and the differential speed between the scroll and the bowl.
Decreasing the differential speed from 6 rpm to 2 rpm increased the total solids concentration of the dewatered sludge as much as 7 % units. Concurrently solids yield decreased approximately 12 % units.
Sludge solids concentration of 14 g I"1 yielded 2 % units higher solids concentrations of dewatered sludge than solids concentration of 5 g Г1. The solids yield was improved with decreased flows in decanter centrifuge.
One possible way to improve sludge dewatering is to optimise sludge thickening and produce higher solids concentration and smaller volumes of sludge. When there is enough capacity dewatering can be further increased with smaller differential speed.
Sisällysluettelo
1 Johdanto... 1
KIRJALLISUUSOSA... ... 2
2 Aktiivilieteprosessi... ... 2
2.1 Jätevesien puhdistamisen periaate... 2
2.2 Prosessinosat...2
2.3 Mikro-organismit... 5
2.4 Prosessiparametrit ja jäteveden ominaisuudet... 6
2.5 Teollisten jätevesien puhdistaminen...6
3 Aktiivilietteen ominaisuudet...2
3.1 Aktiivilietteen partikkelikokojakauma...7
3.2 Flokkien toimintamekanismit... 2
3.3 Flokkien rakenne... 8
3.3.1 Ekstrasellulaariset polymeeriset aineet... 8
3.3.2 Rihmat... 10
3.4 Flokkien rakenteen vaikutus lietteen kuivattavuuteen... 11
3.5 Entsyymien vaikutus lietteeseen... 12
3.6 Lieteominaisuuksien analysointi... 13
3.6.1 Lietteen kuiva-ja kiintoainepitoisuus...13
3.6.2 Lietteen laskeutumisominaisuudet... 13
3.6.3 Flokkien herkkyys leikkausvoimille... 13
3.6.4 Lietteen vedenerottumisominaisuudet...13
3.6.5 Lietepartikkelien kokoja muoto... 14
4 Lietteen tiivistäminen...14
4.1 Menetelmät... 14
4.1.1 Laskeutus- ja flotaatiotiivistys... 14
4.1.2 Mekaaninen tiivistäminen... 15
4.2 Anaerobisen säilytyksen vaikutus lietteeseen...17
4.3 Lietteen kiintoainepitoisuuden vaikutus kuivattavuuteen...17
5 Lietteen stabilointi... 18
5.1 Kemiallinen stabilointi... 18
5.2 Aerobinen ja anaerobinen stabilointi... 18
6 Lietteen kunnostaminen...19
6.1 Flokkulaatio ja koagulaatio...19
6.1.1 Teoria...19
6.1.2 Epäorgaaniset elektrolyytit... 21
6.1.3 Polyelektrolyytit...22
6.2 Muut menetelmät... 28
6.2.1 Kunnostaminen hapoilla, emäksillä, pinta-aktiivisilla aineilla ja hapettavilla kemikaaleilla...29
6.2.2 Terminen ja termokemiallinen kunnostaminen... 29
6.2.3 Kemikond...30
6.2.4 Entsymaattiset menetelmät... ... 31
7 Mekaaninen vedenerotus...31
7.1 Sentrifugit...32
7.2 Muut vedenerotusprosessit... 34
8 Kompostointi... 35
9 Työn taustatiedot...36
9.1 Puhdistamon kuvaus...36
9.1.1 Tulevat jätevedet... 36
9.1.2 Jätevesien käsittely... 37
9.1.3 Ylijäämälietteen käsittely...37
9.2 Lietekakun kuiva-ainepitoisuus ja käsittelykustannukset... 38
TUTKIMUSOSA... 40
10 Materiaalit ja menetelmät...40
10.1 Näytteiden kerääminen...40
10.2 Polymeeriliuoksen valmistaminen... 40
10.3 Lietenäytteiden flokkulointi... 40
10.4 Design Expert -mallinnus... 41
10.5 Määritykset...42
10.5.1 Kiintoainepitoisuus...42
10.5.2 Ku iva-ainepitoisuus... 42
10.5.3 Lieteindeksi... 43
10.5.4 Vedenerottumisominaisuudet...43
10.6 Flokkulointipolymeerit...44
10.6.1 Kationiset ja anioniset polymeerit...44
10.6.2 Kaksivaiheinen flokkulointi... 44
10.7 Lietteen koagulointi ja pH:n säätö... 45
10.7.1 Ferrisulfaatin vaikutus suodattuvuuteen... 45
10.7.2 Ferrisulfaatin vaikutus flokkulointiin... 45
10.7.3 Lietteen pH:n vaikutus flokkulointiin... 46
10.8 Lämpötilan, sekoituksen ja pH:n vaikutukset polymeerin ominaisuuksiin... 47
10.8.1 Lämpötilan ja sekoituksen vaikutukset polymeerin liukenemiseen...47
10.8.2 Polymeeri liuoksen pH:n vaikutus flokkulointiin... 48
10.9 Lietteen tiivistäminen...48
10.9.1 Kiintoaineviipymä... 50
10.9.2 Rauhoituslieriö ja virtauksen tasaaminen... 50
10.9.3 Tiivistäminen ilman polymeeriä...50
10.9.4 Polymeerin käyttö tiivistämisessä...50
10.9.5 Tiivistetyn lietteen virtaaman vaikutus tiivistymiseen... 51
10.10 Lietteen vedenerotus dekantterisentrifugilla...51
10.10.1 Ferix-liuoksen pitoisuus... 52
10.10.2 Polymeeriliuoksen pitoisuus... 53
10.10.3 Koesarjat... 53
10.10.4 Seuranta... 54
11 Tulokset ja tulosten tarkastelu...54
11.1 Määritykset...54
11.1.1 Vedenerottumisominaisuudet...55
11.2 Flokkulointipolymeerit...58
11.2.1 Kationiset ja anioniset polymeerit... 58
11.2.2 Kaksivaiheinen flokkulointi...59
11.3 Lietteen koagulointi ja pH:n säätö...60
11.3.1 Ferrisulfaatin vaikutus suodattuvuuteen... 60
11.3.2 Ferrisulfaatin vaikutus flokkulointiin... 61
11.3.3 Lietteen pH:n vaikutus flokkulointiin... 62
11.4 Prosessipolymeeriliuoksen valmistaminen... 65
11.4.1 Lämpötilan ja sekoituksen vaikutukset polymeerin liukenemiseen...65
11.4.2 Polymeeriliuoksen pH:n vaikutus flokkulointiin... 66
11.5 Lietteen tiivistäminen...67
11.5.1 Kiintoaineviipymä...67
11.5.2 Rauhoituslieriö ja virtauksen tasaaminen... 68
11.5.3 Tiivistäminen ilman polymeeriä...68
11.5.4 Polymeerin käyttö tiivistämisessä...70
11.5.5 Tiivistetyn lietteen virtaaman vaikutus tiivistymiseen...72
11.6 Lietteen vedenerotus dekantterisentrifugilla... 72
11.6.1 Ferix-liuoksen pitoisuus... 72
11.6.2 Prosessipolymeeri liuoksen pitoisuus...73
11.6.3 Koesarjat...73
11.6.4 Seuranta...78
12 Yhteenveto
Lähdeluettelo.... 85
81
Liitteet
Liite 1. Puhdistamon prosessikaavio Liite 2. Flokkulointipolymeerit
Liite 3. Tiivistämön ja dekantterisentrifugin massatase Liite 4. Vedenerottumisominaisuudet
Liite 5. Polymeerien flokkulointiominaisuudet Liite 6. Lietteen koagulointi ja pH:n säätö
Liite 7. Lämpötilan, sekoituksen ja pH:n vaikutukset polymeerin ominaisuuksiin Liite 8. Lietteen tiivistäminen
Liite 9. Lietteen vedenerotus dekantterisentrifugilla
Lyhenteiden merkitykset
BOD Biologinen hapenkulutus (biological oxygen demand).
COD Kemiallinen hapenkulutus (chemical oxygen demand).
EPS Ekstrasellulaariset polymeeriset aineet (extracellular polymeric substances).
F/M Lietekuorma (food per microorganism).
1 Johdanto
Teolliset ja yhdyskuntien jätevedenpuhdistamot tuottavat vuosittain suuria määriä jätelietettä. Lietteen määrän vähentäminen ja vedenerotusominaisuuksien parantaminen ovat nousseet kriittisiksi tekijöiksi puhdistamoiden toiminnan kannalta. Jätelietteen pääoma- ja käsittelykustannukset saattavat muodostaa jopa 25-50 % jätevesiprosessin kokonaiskustannuksista (Neyens et ai, 2004).
Jatkokäsiteltävien lietteiden määrää pyritään puhdistamoilla vähentämään poistamalla vettä lietteestä. Tyypillisesti liete tiivistetään ja sen ominaisuuksia parannetaan kemikaaleilla ennen mekaanista vedenerotusta. Mekaanisessa vedenerotuksessa käytetään yleensä sentrifugeja, suotonauhapuristimia tai ruuvipuristimia (Rintala ja Hänninen, 2002).
Hangon Puhdistamo Oy käsittelee teo 11 isuusentsyymejä valmistavan Genencorin ja lääkeraaka-aineita valmistavan Fermionin tehtaiden jätevesiä. Aktiivilieteprosessissa syntyvä biologinen ylijäämäliete tiivistetään tiivistysaltaassa ja kuivataan dekantterisentrifugilla. Kuiva-ainepitoisuudeltaan keskimäärin 13 % lietekakkua syntyy vuorokaudessa lähes 20 t. Kompostointilaitokselle viedään siis yli 6000 t vettä vuodessa lietteen seassa. Lietteen alhaisesta kuiva-ainepitoisuudesta johtuen lietemäärät ovat suuria ja niiden käsittely kallista.
Diplomityön tavoitteena oli pienentää jätelietteen käsittelykustannuksia. Työssä selvitettiin mahdollisuuksia parantaa lietteen vedenerotusprosessia dekan tterisentrifugissa ja tiivistämössä sekä optimoida kunnostuskemikaalien käyttöä. Kiijallisuusosassa perehdyttiin aktiivilieteprosessin sekä vedenerotusprosessien teoriaan. Tutkimusosassa keskityttiin tiivistämön ja dekantterisentrifugin toiminnan sekä lietteen kunnostamisen optimointiin. Lietekakun tavoitteellisena kuiva-ainepitoisuutena pidettiin 18 %.
KIRJALLISUUSOSA
2 Aktiivilieteprosessi
2.1 Jätevesien puhdistamisen periaate
Aktiivilieteprosessi on laajasti käytössä oleva prosessi teollisten ja yhdyskuntajätevesien käsittelemiseksi. Menetelmän ensimmäinen käytännön sovellus on vuodelta 1913.
Aktiivilieteprosessin analogia on peräisin jokien itseään puhdistavasta prosessista. (Gray, 1990).
Aktiivilieteprosessi perustuu tiheään mikrobisuspensioon, joka sekoitetaan jätevesi virtaan aerobisissa olosuhteissa. Bakteerit ja muut mikrobit käyttävät ravintonaan jäteveden sisältämää orgaanista ainesta. Samalla kun jäteveden orgaaniset molekyylit vähenevät, uutta solumassaa syntyy. Prosessi kuluttaa happea. Solumassan lisäksi muodostuu hiilidioksidia, vettä ja mikrobien aineenvaihdunnan sivutuotteita (Woodard, 2001).
Aktiivilieteprosessi koostuu kahdesta osasta: ilmastuksesta ja lietteen selkeytyksestä (kuva 1). Prosessi on jatkuvatoiminen.
\— Ilmastus Selkeytys
---V---
Paineilma
Sekoitus
Jätevesi Kirkaste
Palautusliete
> Ylijåämäliete
Kuva 1. Aktiivilieteprosessi (muokattu Anon., 2005a).
Ensimmäisessä vaiheessa jätevettä ja mikrobeja ilmastetaan ja sekoitetaan.
Aktiivilieteprosessissa mikrobit muodostavat soluaggregaatteja eli aktiivilieteflokkeja (Gray, 1990). Ilmastusaltaaseen pyritään luomaan mahdollisimman suotuisat olosuhteet
niille mikrobeille, jotka tehokkaasti puhdistavat jätevettä. Mikrobien pitoisuus pyritään säilytttämään korkeana, jotta puhdistusprosessi tapahtuisi nopeasti. Ilmastusallas voi olla joko täyssekoitteinen tai tulppavirtausprosessi. Tulppavirtausreaktorissa jäteveden ravinnepitoisuudet pienenevät etenemissuunnassa (Rintala ja Hänninen, 2002). Toisessa vaiheessa jätevesi selkeytetään laskeuttamalla solumassa selkeytysaltaan pohjalle. Altaan ylivuotona eli kirkasteena saadaan kiintoaineeton puhdistettu vesi. Osa laskeutetusta lietteestä palautetaan ilmastusaltaaseen palautuslietteenä, jotta mikrobien pitoisuus saadaan ylläpidettyä halutulla tasolla (Gray, 1990). Selkeytys voidaan toteuttaa myös flotaatioyksiköllä, mutta lietteen laskeuttaminen on yleisempää (Rintala ja Hänninen, 2002).
Aktiivilietepuhdistamon puhdistetun veden laatu riippuu suurelta osin neste-kiintoaine - erotusprosessin tehokkuudesta. Aktiivilieteflokkien muodostuminen eli bioflokkulaatio on tärkeä tekijä prosessin toimivuuden kannalta. Flokit mahdollistavat jäteveden selkeyttämisen painovoiman avulla parantamalla kiintoaineksen laskeutuvuutta. Vain hyvin muodostuneet flokit laskeutuvat, kun taas pienet flokit, yksittäiset mikrobisolut ja kolloidiset partikkelit poistuvat kirkasteen mukana. Ideaalitilanteessa flokit laskeutuvat ja kuivautuvat hyvin sekä sisältävät suuren osan kiintoaineesta (Gray, 1990, Wilén et ai., 2003).
2.2 Prosessinosat
Ilmastuksen ja jälkiselkeytyksen lisäksi aktiivilieteprosessiin kuuluu yleensä myös esiselkeytys, tasausallas, ravinnelisäys, neutralointi, biolietteen tiivistys ja lietteen kuivaus.
Prosessiin saattaa kuulua myös erilliset typen-ja fosforinpoistovaiheet.
Esiselkeytyksessä tulevan jäteveden raskaat partikkelit laskeutetaan säiliön pohjalle ja suurin osa kiintoaineksesta poistetaan (Lohiniva et ai., 2001). Karkea kiintoaines voidaan poistaa vedestä välpällä ennen esiselkeytystä. Yhdyskuntien jätevedenpuhdistamoilla on yleensä erillinen puhdistusvaihe hiekan erottamiseksi prosessita. Siivilöintiä voidaan käyttää välpän, hiekanerotuksen ja esiselkeytyksen sijasta (Rintala ja Hänninen, 2002).
Tasausaltaan tarkoituksena on turvata virtaukseltaan, ravinteiltaan ja haitta-aineiltaan mahdollisimman tasalaatuinen syöttö ilmastukseen. Tasausallas varustetaan aina sekoituksella (Eckenfelder ja Mustelman, 1995). Tasausaltaan lisäksi virtaushuippuja voidaan säädellä erillisellä varastoaltaalla, joka otetaan käyttöön ainoastaan erityistilanteissa (Rintala ja Hänninen, 2002). Aktiivilieteprosessi toimii parhaiten pH-
välillä 6,5 - 8,5. Mikäli tulevan jäteveden pH poikkeaa tältä väliltä, tulee sitä säätää (Eckenfelder ja Mustelman, 1995). Tulevan jäteveden tulee sisältää orgaanisen aineksen lisäksi sopivassa suhteessa myös typpeä, fosforia sekä hivenaineita ja mineraaleja.
Tarvittaessa prosessiin lisätään erillistä ravinnetta ennen ilmastusta (Gray, 1990).
Esimerkiksi typenpuute rajoittaa biohajoavan liukoisen orgaanisen aineksen, BOD:n, poistoa ja edistää rihmamaisten mikrobien kasvua. Sopiva massasuhde BOD:lle, typelle ja fosforille on luokkaa 100:5:1 (Eckenfelder ja Mustelman, 1995).
Aktiivilieteprosessiin voidaan yhdistää erillinen nitrifikaatiovaihe puhdistetun jäteveden typpikuorman vähentämiseksi. Nitrifikaatio on prosessi, jossa ammoniumyhdisteiden sisältämä typpi hapettuu ensin nitriitiksi ja sitten nitraatiksi. Heterotrofiset eli orgaanista hiiltä hiilenlähteinään käyttävät mikrobit pystyvät käyttämään vain pienen osan ammoniumtypestä jätevesiprosessissa. Reaktion saavat aikaan nitrifioivat bakteerit. Ne ovat kemoautotrofisia bakteereja eli ne käyttävät hiilenlähteinään epäorgaanista hiiltä ja energianlähteinään epäorgaanisten yhdisteiden hapetusta. Nitrifikaatio edellyttää korkeaa lieteikää, koska nitrifioivat bakteerit ovat hidaskasvuisia. Korkea happipitoisuus, yli 20 °C:en lämpötila ja alhainen orgaaninen kuorma ovat edellytyksiä nitrifikaation onnistumiselle. Nitrifikaatio laskee prosessin pH:ta (Gray, 1990).
Nitraatin pitoisuutta jätevedessä voidaan pienentää denitrifikaatiovaiheella. Nitrifikaation ja denitrifikaation reaktiot on esitetty kuvassa 2.
/ Nitrifikaatio / \ Denitrifikaatio
\ NH,+--- ► N02. --- ►\NO.v —► N02 --- ►NO --- ► N20--- ►N,
Kuva 2. Nitrifikaatio ja denitrifikaatio (Anon., 2005b).
Denitrifikaatiossa eli typenpoistossa nitriitti- ja nitraatti -muotoinen typpi pelkistyy molekylaariseksi typeksi ja poistuu prosessista kaasuna. Denitrifikaation saavat aikaan heterotrofiset bakteerit. Denitrifikaatioprosessi edellyttää alhaista happipitoisuutta ja sopivaa orgaanista hiililähdettä. Alhaisessa happipitoisuudessa bakteerit käyttävät hapenlähteenään nitraattia, korkeassa molekylaarista happea. Joissakin tapauksissa
denitrifikaatio edellyttää erillistä hiilenlähdettä, esimerkiksi metanolia (Rintala ja Hänninen, 2002). Denitrifikaatiolla on prosessin pH:ta nostava vaikutus.
Denitrifikaatiovaiheen keston ei sopivissa prosessiolosuhteissa tarvitse olla 30 minuuttia enempää (Gray, 1990).
Ylimääräistä fosforia voidaan poistaa jätevedestä kemiallisesti seostamalla tai biologisesti.
Fosforin saostamiseen voidaan käyttää kalkkia tai alumiini- ja rautasuoloja. Kemiallinen saostus voidaan suorittaa ennen ilmastusta, ilmastuksessa tai ilmastuksen jälkeen (Lohiniva et ai., 2001).
Aktiivilieteprosessissa muodostuu suuri määrä mikrobimassaa, josta osa poistetaan prosessista ylijäämälietteenä. Tasapainotilassa ylijäämälietteen määrä vastaa mikrobien kasvunopeutta (Gray, 1990). Lietteen käsittelyllä pyritään vähentämään lietteen määrääjä siten myös kuljetus- ja jatkokäsittelykustannuksia. Ylijäämälietteen kiintoainepitoisuutta voidaan nostaa tiivistämällä liete ennen varsinaista vedenerotusta. Mekaanisella vedenerotuksella tai kuivauksella lietteestä poistetaan vettä, jolloin lietteen kokonaismäärä laskee. Lietteen mukana prosessista poistuu ylimääräisiä ravinteita. Liete kunnostetaan ennen kuivausta vedenerotusominaisuuksien parantamiseksi. Liete voidaan myös stabiloida, jolloin lietteen biologinen toiminta pysähtyy (Lohiniva et ai, 2001).
2J Mikro-organismit
Aktiiviliete on monimutkainen ekologinen systeemi. Aktiivilietteen eliöt ovat prosessiolosuhteiden valikoima sekoitus mikrobeja ja monisoluisia yksinkertaisia eliöitä, joka koostuu suurimmaksi osaksi heterotrofisista bakteereista ja lisäksi hiivoista, sienistä, levistä, alkueläimistä, rataseläimistä ja sukkulamadoista. Bakteerit hyödyntävät suurimman osan jäteveden orgaanisesta kuormasta. Jäteveden bakteerit ovat joko flokkeja muodostavia, irrallisia tai flokkeihin kiinnittyviä. Kuitenkin suurin osa prossessiin palautuslietteen mukana kiertävistä mikrobeista on flokeissa kasvavia lajeja. Irrallisina kasvavat bakteerit huuhtoutuvat prosessista kirkasteen mukana. Seurauksena flokkeja muodostavien mikrobien kanta säilyy vahvana. Osa bakteereista on rihmoja muodostavia (Gray, 1990). Rihmoja muodostavat bakteerit ovat suurina määrinä haitallisia prosessille, koska ne saattavat heikentää lietteen laskeutuvuutta. Aktiivilietteen alkueläimet ja monisoluiset eliöt ovat prosessin indikaattoreita. Lajien esiintymisen perusteella saadaan tietoa prosessin hyvinvoinnista. Alkueläimet syövät aktiivilietteen irrallisia bakteereja ja alentavat veden sameutta (Rintala ja Hänninen, 2002).
2.4 Prosessiparametrit ja jäteveden ominaisuudet
Useat muuttujat vaikuttavat aktiivilieteprosessiin. Jäteveden koostumus vaikuttaa flokkien aktiivisuuteen ja laskeutumisominaisuuksiin. Ravinteiden määrä, laatuja suhde vaikuttavat bakteerien kasvun ylläpitämiseen. Jätevesi saattaa sisältää myrkyllisiä tai inhiboivia yhdisteitä, jotka haittaavat prosessin toimintaa. Suuret vaihtelut virtauksissa tai orgaanisessa kuormassa häiritsevät prosessia. Suuri merkitys on myös orgaanisella kuormalla, hapen pitoisuudella, lieteiällä, pH:lla ja lämpötilalla (Gray, 1990).
Aktiivilietteen kiintoainepitoisuus on karkea mitta ilmastusaltaan biomassan pitoisuudelle.
Sitä voidaan hyödyntää prosessin seurannassa. Lieteikä kertoo kuinka kauan lietteen mikrobit ovat keskimäärin prosessissa. Lieteikä lasketaan ilmastuksen ja selkeytyksen kokonaiskiintoainemäärän ja prosessista poistuvan kiintoainemäärän suhteena. Lieteikä vaikuttaa lietteen kuntoon ja laatuun ja sitä voidaan säädellä ylijäämälietteen virtausta muuttamalla (Gray, 1990).
Jäteveden orgaaninen aines voi olla liukoista tai kiinteää. Se voi olla joko biohajoavaa tai biohajoamatonta. Orgaanisen aineen pitoisuutta mitataan BOD:lla ja kemiallisella hapenkulutuksella (COD). F/M -luku kuvaa ravinnon määrää suhteessa mikrobien lukumäärään. Kun F/M -luku on suuri, mikro-organismeilla on ravintoa rajattomasti, ja ne kasvavat eksponentiaalisesti, BOD:n kulutus on suurta, mutta mikrobit eivät muodosta flokkeja ja laskeutuvat huonosti. Kun F/M -luku on pieni, ravinteita on tarjolla vain rajoitetusti ja mikrobien metabolia hidastuu. Lähes kaikki orgaaninen aines kuluu prosessissa ja mikrobit flokkautuvat hyvin (Gray, 1990).
Lämpötila nopeuttaa mikrobien aineenvaihduntaa tiettyyn maksimilämpötilaan asti, mutta heikentää hapen liukoisuutta veteen (Gray, 1990). Kun lämpötila on korkea, lietteen laskeutuvuus heikkenee ja rihmoja muodostavien mikrobien kasvu saattaa lisääntyä.
Lämpötilaa optimoidessa tulisi huomioida sekä lietteen laskeutuvuus että riittävä hapensaanti. Useimmiten kuitenkin tulevan jäteveden lämpötila määrittää prosessin lämpötilan (Eckenfelder ja Musterman, 1995).
2.5 Teollisten jätevesien puhdistaminen
Teollisten laitosten jätevesien puhdistaminen on usein yhdyskuntavesiä haasteellisempaa.
Puhdistettavan jäteveden ravinnesuhteet ovat usein epätasapainossa, syötön lämpötila saattaa olla huomattavan korkea ja jätevesi saattaa sisältää myrkyllisiä yhdisteitä.
Tasausaltaan merkitys korostuu, koska hydraulinen ja orgaaninen kuorma saattavat vaihdella suuresti ajallisesti, mikäli tuotteita valmistetaan panosluonteisesti tai kampanjoittain. Lietteen laskeutumisominaisuudet saattavat poiketa huomattavasti yhdyskuntien puhdistamoiden lietteestä, jolloin kiintoainesta kulkeutuu kirkasteen mukana (Eckenfelder ja Mustelman, 1995). Lisäksi joillekin teollisuusvesille ominaiset suuret suolapitoisuudet haittaavat bioflokkulaatiota (Neyens ja Baeyens, 2003).
3 Aktiivilietteen ominaisuudet
3.1 Aktiivilietteen partikkelikokojakauma
Aktiiviliete koostuu sekä flokeista että pienistä partikkeleista. Flokki on aktiivilietteen toiminnallinen yksikkö. Flokit ovat mikrobisolujen, epäorgaanisen ja orgaanisen aineksen muodostamia aggregaatteja. Flokkien koko ja muoto vaihtelevat. F lokkien halkaisija on yleensä 50 - 500 pm välillä. Jäteveden irtonaiset pienet partikkelit, halkaisijaltaan alle 5 pm, ovat soluja tai kolloidisia kiintoainespartikkeleita. Lukumääräisesti pieniä partikkeleita on lietteessä enemmän. Suurin osa lietteen massasta koostuu kuitenkin flokeista (Li ja Ganczarczyk, 1991).
Flokkien koko riippuu niiden kyvystä kestää mekanaanista rasitusta ja prosessin sekoituksen voimakkuudesta (Gray, 1990). Sekoitetussa suspensiossa on aina usean kokoisia ja muotoisia flokkeja, koska flokit hajoavat, pakkautuvat yhteen ja flokkuloituvat uudelleen. Flokkien herkkyys sekoitukselle riippuu vuorovaikutusten lukumäärästä partikkelien välillä ja niiden vahvuudesta (Eriksson, 1997). Esimerkiksi kova ilmastuksesta johtuva turbulenssi saattaa hajottaa flokkeja. Flokkien hajoamista edistää myös lämpötilan lasku ja erittäin alhainen ja korkea F/M-suhde. Haitallinen vaikutus voi olla myös pinta- aktiivisilla aineilla, jotka laskevat pintajännitystä, sekä kemiallisilla dispersioaineilla (Eckenfelder ja Mustelman, 1995).
3.2 Flokkien toimintamekanismit
Puhdistuksen alkuvaiheessa ilmastusaltaassa jäteveden kolloidinen ja hiukkasmainen materiaali adsorboituu tai agglomeroituu nopeasti flokkien pinnalle. Myös osa liukoisista orgaanisista yhdisteistä kiinnittyy flokkeihin. Seurauksena jopa 85 % kokonais-COD:sta poistuu liuoksesta 10-15 minuutissa (Eckenfelder ja Mustelman, 1995). Flokkien pinnalle kiinnittynyt materiaali hyödynnetään aineenvaihdunnassa. Kolloidisen materiaalin
adsorptio jatkuu hitaaasti sitä mukaa, kun adsorptiopaikkoja vapautuu. Mikrobit voivat hyödyntää jäteveden liukoisen materiaalin sellaisenaan, mutta kolloidinen ja suspentoitunut aines pilkotaan ekstrasellulaarisesti entsyymien avulla ennen kuljettamista solun sisälle ja hyödyntämistä solukasvuun (Gray, 1990).
Nuoret flokit sisältävät aineenvaihdunnaltaan vilkkaita ja jakaantuvia bakteereja.
Vanhemmissa flokeissa bakteereja syövien mikrobien osuus on suhteessa suurempi.
Vanhempien (lokkien soluista osa on kuolleita, ja yleensä vain uloin kerros koostuu elävistä mikrobeista. Materiaalia adsorboituu (lokkien pinnalle, mutta orgaanisen aineksen hapettuminen on tehottomampaa ja tapahtuu ainoastaan elävissä soluissa. Kuolleista soluista erittyy kuitenkin entsyymejä. Yleensä vanhemmat flokit ovat rakenteeltaan tiiviimpiä ja tiheämpiä tai kooltaan suurempia, ja laskeutuvat siksi nuoria (lokkeja paremmin. Toisaalta (lokkien suuri koko hidastaa ravinteiden, liuenneen hapen ja aineenvaihduntatuotteiden diffuusiota ilokin sisäosiin ja sieltä pois, ja siten myös veden puhdistumista ilmastuksessa (Gray, 1990).
3J Flokkien rakenne
3.3.1 Ekstrasellulaariset polymeeriset aineet
Aktiivilieteflokki koostuu mikrobeista, ekstrasellulaarisista polymeerisistä aineista (EPS), orgaanisista kuiduista, rihmoista ja adsorboituneesta orgaanisesta ja epäorgaanisesta materiaalista (Wilén et ai, 2003). Osa EPS-molekyyleistä on vesiliukoisia (Flemming ja Windenger, 2001). Flokkien rakenne on heterogeeninen. Se muodostuu mikrobipesäkkeistä ja yksittäisistä soluista, jotka ovat kiinnittyneet toisiinsa EPS:n välityksellä suuremmiksi kokonaisuuksiksi. Aktiivilieteflokin rakenne on esitetty kuvassa 3. EPS:n oletetaan muodostavan löyhän, pilvimäisen rakenteen mikrobien ja mikrobipesäkkeiden ympärille (Keiding ja Nielsen, 1997). Heterogeenisen rakenteen vuoksi osa EPS-molekyyleistä on lujasti sitoutuneena soluihin ja osa on löyhemmin sitoutuneena (lokkimassaan (Wilén et ai, 2003). EPS-molekyylit kattavat suurimman osan (lokkien orgaanisesta massasta.
Yhdyskuntien puhdistamoilla solumassan osuus aktiivilietteen orgaanisesta aineksesta on ollut vain 10-15 % (Frølund et ai, 1996).
Kuva 3. Aktiivilieteilokin rakenne (muokattu Eriksson, 1997).
Aktiivilietteen EPS:a syntyy mikrobien aineenvaihduntatuotteina ja solujen hajoamisen seurauksena. Osa yhdisteistä on peräisin tulevasta jätevedestä (Urbain et ai, 1993).
Mikrobien tuottamat biopolymeerit ovat erityyppisiä makromolekyylejä kuten polysakkarideja, proteiineja, nukleiinihappoja, lipidejä tai muita polymeerisiä aineita (Flemming ja Wingender, 2001). Solujen hajoaminen vapauttaa flokkeihin muun muassa DNA:ta (Wilén et ai, 2003). EPS-matriisin ominaisuudet muuttuvat, kun mikrobit reagoivat ympäristön muutoksiin. (Flemming ja Windenger, 2001).
EPS:n ominaisuudet vaikuttavat (lokkien fysikaaliskemiallisiin ominaisuuksiin kuten tiheyteen, partikkelikokoon, pinta-alaan, varaustiheyteen, sitoutuneen veden määrään sekä hydrofobisuuteen (Murthy, 1998). EPS vaikuttaa merkittävästi (lokkien rakenteellisiin ja toiminnallisiin ominaisuuksiin. EPS edesauttaa synenergisten vuorovaikutusten syntymisessä mikrobien välille. Esimerkiksi nitrifikaatio tapahtuu ammoniumin hapettajien ja nitriitin hapettajien yhteisvaikutuksena. Kun (lokeissa molempia lajeja sijaitsee toistensa läheisyydessä, reaktiot nopeutuvat (Flemming ja Wingender, 2001). Mikrobit tuottavat yleisesti EPS-molekyylejä luonnollisissa ympäristöissä. Ainakin bakteereilla, arkeilla, levillä ja sienillä on havaittu kyky tuottaa ekstrasellulaarisia biopolymeerejä (Flemming ja Wingender, 2001).
Tämänhetkisen käsityksen mukaan proteiinien osuus EPS:stä on suurempi kuin hiilihydraattien tai humusaineiden. Jopa 50 % aktiivilietteen orgaanisesta aineksesta saattaa koostua proteiineista (Wilén et ai, 2003, Frølund et ai, 1996). Humusaineiden
osuuden orgaanisesta aineksesta on raportoitu olevan n. 20 %, samoin hiilihydraattien.
Tuloksiin vaikutttaa kuitenkin suuresti olosuhteet, joissa näytteet on uutettu. Luotettavan ja standardoidun menetelmän puute vaikeuttaa EPS:n tutkimista (Frølund et ai., 1996, Flemming ja Wingender, 2001).
EPS:n proteiinit voivat olla ekstrasellulaarisia entsyymejä, solukalvojen proteiineja, polypeptidien kapsulaarista materiaalia, lektiininomaista proteiinia sekä intrasellulaarisia proteiineja, jotka ovat vapautuneet soluhajoamisen seurauksena. Proteiineilla on todettu olevan suuri merkitys flokkien muodostumisessa. Proteiinien ajatellaan toimivan eräänlaisena liima-aineena polymeerien ja solujen välillä. EPS-proteiineista vallitseva osa on lektiininomaista proteiinia (Higgins ja Novak, 1997). Lektiinit ovat hiilihydraatteja ristisitovia proteiineja, joita esimerkiksi bakteerit hyödyntävät kiinnittyessään kasvualustaan (Stryer, 2000). Lektiininomaiset proteiinit mahdollisesti muodostavat ristisidoksia ekstrasellulaarisiin polysakkarideihin. Ristisidoksien ja kationisiltojen välityksellä polysakkaridit ja proteiinit voivat muodostaa biopolymeerien verkon, joka pitää flokkeja kasassa (Higgins ja Novak, 1997).
3.3.2 Rihmat
Flokkien morfologia saattaa vaihdella suuresti eri puhdistusprosesseissa, vaikka niiden kemiallinen koostumus olisi suurin piirtein samanlainen. Flokit voivat sisältää rihmoja tai olla rihmattomia (Wilén et ai., 2003). Rihmat ovat bakteeri- tai hiivalajeja, jotka jakautuvat päistä ja muodostavat pitkiä ketjuja. Rihmoilla on suuri vaikutus flokkien ominaisuuksiin.
Rihmat ja kuidut vahvistavat flokkien rakennetta. Suurina määrinä rihmoja muodostavat mikrobit heikentävät kuitenkin lietteen laskeutumisominaisuuksia ja saattavat aiheuttaa lietteen paisuntaa. Paisuntalietteessä rihmat ovat kasvaneet flokeista ulos eikä liete mahdu laskeutumaan selkeytysaltaissa (Boonaert et ai., 1999). Rihmoja sisältävät flokit voivat olla epäsäännöllisen muotoisia (Wilén et ai., 2003). Rihmat lisäävät flokkien pinta-alaa ja vesiliukoisten molekyylien ja EPS-molekyylien välisiä vuorovaikutuksia (Flemming ja Windenger, 2001). Suuremman pinta-alan takia rihmoja muodostavilla mikrobeilla on paremmat edellytykset hyödyntää liuoksen happi, orgaaniset yhdisteet ja ravinteet. Siksi juuri ravinne- ja happiköyhät olosuhteet usein suosivat rihmoja (Eckenfelder ja
Musterman, 1995).
3.4 Flokkien rakenteen vaikutus lietteen kuivattavuuteen
Osa lietteen vedestä on sitoutunut flokkien sisään partikkelien väliseen tilaan ja kapillaarisiin rakoihin. Partikkelien pinnalle on sitoutunut vettä adheesiolla ja adsorbtoitumalla. Osa vedestä on solunsisäistä ja kemiallisesti sitoutunutta. Suurin osa lietteen vedestä on vapaata vettä, jota voidaan poistaa esimerkiksi tiivistämöissä.
Mekaanisella vedenerotuksella voidaan saada poistettua vapaan veden lisäksi flokkien rakenteen sitomaa vettä ja osa partikkelien pintavedestä (Tsang ja Vesillind, 1990).
Solunsisäisen veden poistaminen edellyttää solujen hajottamista ennen vedenerotusta (Lohiniva et ai., 2001). Veden jakautuminen lietteessä on esitetty kuvassa 4.
Flokin rakenteen sitoma vesi
Kuva 4. Veden sitoutuminen liettessä (muokattu Chen G. et ai, 2002).
EPS-molekyylit ovat erittäin viskooseja ja pystyvät sitomaan suuria määriä vettä (Forster, 1983). Sitomalla vettä ne suojaavat mikrobeja kuivumiselta ja säilyttävät ympäristön, jossa mikrobiologinen elämä on mahdollista. EPS-molekyylit voivat sitoa vettä elektrostaattisten vuorovaikutusten ja vetysidosten avulla. Teoriassa mitä enemmän flokeissa on biopolymeerejä, sitä enemmän muodostuu vuorovaikutuksia vesimolekyylien ja polymeerien välille, ja sitä suurempia määriä vettä voi sitoutua flokkeihin (Neyens et ai., 2004). EPS:n määrän on myös käytännössä todettu vaikuttavan lietteen kuivattavuuteen.
Houghton et ai, 2001 havaitsivat, että EPS:lle on määritettävissä optimaalinen pitoisuus, jossa lietteen vedenerottumisominaisuudet ovat suurimmillaan. Pienemmissä ja suuremmissa pitoisuuksissa vedenerottuminen heikentyy. Myös muissa tutkimuksissa on havaittu suurella EPS-pitoisuudella olevan haitallinen vaikutus flokkuloitumiseen ja
flokkien laskeutumiseen (Wilén et al, 2003, Liao et al., 2001). Ilmiön on spekuloitu johtuvan EPS-molekyylien kyvystä sitoa pieniä partikkeleita ja vettä. EPS-pitoisuuden kasvaessa jäteveden pieniä partikkeleita sitoutuu flokkeihin. Seurauksena lietteen vedenerottumisominaisuudet parantuvat, koska pienet partikkelit laskeutuvat huonosti ja sitovat suuria määriä kunnostuskemikaaleja. Kun vapaita partikkeleita ei enää ole, EPS sitoo flokkeihin ainoastaan vettä, ja vaikeuttaa vedenerotusta (Neyens ja Baeyens, 2003, Mikkelsen ja Keiding, 2001).
Flokkien pintavaraus ja hydrofobisuus vaikuttavat flokkien vedenerottumisommaisuuksiin.
Flokeilla, joiden pintavaraus on alhainen, on yleensä paremmat laskeutumisominaisuudet kuin flokeilla, joiden pintavaraus on korkea (Neyens ja Baeyens, 2003). Flokkien negatiivisen pintavarauksen on havaittu kasvavan suhteessa EPS-molekyylien määrään.
Ilmiötä on selitetty EPS-molekyylien negatiivisesti varautuneilla ryhmillä (Wilén et ai, 2003). EPS-molekyylit voivat olla hydrofobisia tai hydrofiilisia. Hydrofobisuus edesauttaa flokkien muodostumista ja laskeutumista. Hydrofobisuus on suurempaa, kun EPS- molekyylejä on vähän. Suurempi merkitys on pintavarauksen ja hydrofobisuuden kannalta on kuitenkin EPS-molekyylien suhteellisilla määrillä kuin niiden kokonaismäärällä. Flokit esimerkiksi muuttuvat hydrofobisemmiksi, kun niiden proteiinipitoisuus suhteessa hiilihydraatteihin kasvaa (Neyens ja Baeyens, 2003). Lieteiällä saattaa olla vaikutusta EPS:n koostumukseen sekä lietteen hydrofobisuuteen ja pintavarauksiin (Liao et ai., 2001).
3.5 Entsyymien vaikutus lietteeseen
Higgins ja Novak (1997) tutkivat pronaasin ja sellulaasin vaikutusta aktiivilietteeseen.
Pronaasi on ei-spesifinen proteiineja hydrolysoiva entsyymi. Sellulaasi on hydrolysoi polysakkaridien 6(1-4) -sidoksia. Sellulaasilla ei havaittu olevan vaikutusta lietteen partikkelikokojakaumaan. Pronaasi sen sijaan pienensi lietteen partikkelikokoa ja heikensi vedenerottumisominaisuuksia. Se aiheutti flokkien hajoamisen, jonka seurauksena myös polysakkarideja vapautui liuokseen. Toisessa tutkimuksessa Park et ai. (2000) havaitsivat proteaasin tuhoavan soluja ympäröivän rihmamaisen materiaalin. Tutkimusten perusteella proteiinit vaikuttaisivat olevan tärkeitä flokkien rakenteen kannalta.
3.6 Lieteominaisuuksien analysointi
3.6.1 Lietteen kuiva- ja kiintoainepitoisuus
Lietteestä voidaan määrittää kiintoainepitoisuus (total suspended solids) ja kuiva- ainepitoisuus (total solids). Kuiva-ainemäärityksissä näyte kuivataan, jolloin vain haihtuvat komponentit poistuvat ja liukoinen kiintoaines jää näytteeseen. Kiintoainemäärityksissä näyte suodatetaan, jolloin liukoinen kiintoaines poistuu näytteestä suodoksen mukana (Eaton et ai., 1995).
3.6.2 Lietteen laskeutumisominaisuudet
Selkeytetyn lietteen tilavuus (settled sludge volume) kuvaa lietteen laskeutumisnopeutta.
Selkeytetyn lietteen tilavuutta voidaan hyödyntää säädettäessä aktiivilieteprosessin palautus-ja ylijäämälietteiden sopivaa suhdetta. Lieteindeksiä (sludge volume index, SVI) käytetään kuvaamaan lietteen laskeutumisominaisuuksia. Lieteindeksi on tilavuus, jonka 1 g lietettä vie 30 minuutin selkeytyksen jälkeen. Kun lieteindeksi on suuri, lietteen laskeutumisominaisuudet ovat heikot. Lieteindeksiä hyödynnetään varsinkin rutiininomaisesti prosessin tarkkailussa (Eaton et ai., 1995).
3.6.3 Flokkien herkkyys leikkausvoimille
Kun lietevirtaus on turbulenssi, flokit hajoavat pienemmiksi flokeiksi sekä kuluvat eroosion vaikutuksesta. Flokkien kestävyys ja kyky vastustaa eroosiota ovat tärkeitä ominaisuuksia mekaanisessa vedenerotuksessa. Kun heikot flokit hajoavat, pienien partikkelien määrä kasvaa, ja lietteen kuivattavuus heikkenee. Flokkien herkkyyttä leikkausvoimille voidaan tutkia altistamalla ne hydrodynaamisille voimille. Flokkien kulumista ja hajoamista voidaan arvioida mittaamalla sameutta laskeuttamisen jälkeen (Mikkelsen ja Keiding, 2002).
3.6.4 Lietteen vedenerottumisominaisuudet
Vedenerottumisominaisuudet kuvaavat nopeutta, jolla vesi erottuu lietteestä.
Vedenerottumisominaisuutta voidaan käyttää mittana lietteen kunnostuksen optimaalisuudelle. Kapillaarinen imuaika (capillaiy suction time, CST) määritetään asettamalla lietenäyte pieneen lieriöön kromatografisen paperin päälle. Kapillaarivoiman ansiosta vesi kulkeutuu paperissa pois lieriöstä. Menetelmässä mitataan se aika, joka
vesirajapinnalta menee tietyn etäisyyden kulkemiseen. Suodatusaika (time-to-filter, TTF) korreloi kapillaarisen imuajan kanssa. Lietenäyte asetetaan biichner-suppiloon paperisen suodattimen päälle. Suodatus tapahtuu alipaineistetusti. Menetelmässä mitataan aika, jossa tilavuudeltaan 50 % alkuperäisestä näytteestä suodattuu (Eaton et ai, 1995).
3.6.5 Lietepartikkelien kokoja muoto
Lietteen jäännössameus (residual turbidity) kuvaa pienten partikkelien pitoisuutta lietteessä. Lietteen jäännössameus voidaan mitata spektrofotometrisesti supematantista aallonpituudella 650 nm lietenäytteen sentrifugoinnin (Mikkelsen ja Keiding, 2001) tai laskeuttamisen jälkeen (Neyens ja Baeyens, 2003). Aktiivilietteen partikkelikokojakauma (particle size distribution, PSD) vaikuttaa lietteen selkeytyksen onnistumiseen ja kirkasteen laatuun. Partikkelikokojakauma voidaan määrittää kuva-analyysillä, Coulter-laskijalla tai laserdiffraktiomenetelmällä (De Clercq, 2004). Mikroskopoimalla saadaan tietoa flokkien rakenteesta, koosta ja rihmojen määrästä.
4 Lietteen tiivistäminen
4.1 Menetelmät
Tiivistyksessä eli sakeutuksessa jatkokäsiteltävän lietteen määrää pienennetään, jolloin mekaanisen vedenerotuksen ja rakenteiden kapasiteettitarve laskee. Lietteen tiivistäminen nostaa lietteen kuiva-ainepitoisuutta yleensä 2-3 kertaiseksi. Tiivistetyn biolietteen kuiva- ainepitoisuus on keskimäärin 2-5 %. Tiivistämöstä poistuvaa vettä kutsutaan lietevedeksi (Rintala ja Hänninen, 2002).
4.1.1 Laskeutus-ja flotaatiotiivistys
Liete voidaan tiivistää laskeutus- tai flotaatiotiivistimillä (Lohiniva et ai., 2001).
Laskeutustiivistyksessä kiintoaines laskeutuu tiivistysaltaan pohjalle painovoiman vaikutuksesta (Lohiniva et ai., 2001). Tiivistyminen on hidasta, koska suuressa kiintoainepitoisuudessa partikkelit hidastavat toistensa laskeutumista. Laskeutustiivistys voi olla joko jatkuva- tai panostoiminen. Jatkuvatoimisen tiivistämön liete kerätään altaan pohjalta ja lietevesi poistuu ylivuotona reunakouruja pitkin. Lietevesi johdetaan takaisin puhdistusprosessiin. Panostoiminen tiivistämö edellyttää yleensä kahta allasta. Lietevesi poistetaan altaan pinnalta imuputkilla (Rintala ja Hänninen, 2002).
Viipymä jatkuvatoimisissa laskeutustiivistämöissä on yleensä 8-10 h. Kuiva-ainekuorman tulisi olla 30 - 150 kg (m2d)"'. Altaan syvyys on yleensä 2,5-4 m ja lietepatjan korkeus 1,2-1,8 m (Rintala ja Hänninen, 2002). Jos tiivistysaika ylittää 12 h, liete voi alkaa mädäntyä. Laskeutustiivistys on yleisin ylijäämälietteen tiivistysmenetelmä. Se on helppohoitoinen ja käyttökustannuksiltaan halpa prosessi. Tilantarpeeltaan se on melko suuri (Lohiniva et ai., 2001). Teollisuusjätevesiä käsittelevien laitosten bioliete tiivistyy laskeutustiivistyksessä yleensä huonosti, koska se on kevyttä ja hyytelömäistä. Kuitujen määrä parantaa tiivistymistä (Eckenfelder ja Musterman, 1995).
Flotaatiotiivistystä voidaan soveltaa kevyille lietteille, kuten alumiinisulfaattilietteelle, ja joissakin tapauksissa myös aktiivilietteelle. Flotaatiotiivistyksessä veteen liuotetaan ilmaa paineen alaisena lähes kyllästymistilaan asti. Kun tämä dispersiovesi johdetaan alempaan paineeseen, ilma vapautuu pieninä kuplina. Pienet ilmakuplat kiinnittyvät kiintoainehiukkasiin ja nostavat kiintoaineen pintaan. Tiivistynyt liete kerätään altaan pinnalta. Flotaatioaltaissa on yleensä pieni viipymä (Rintala ja Hänninen, 2002).
4.1.2 Mekaaninen tiivistäminen
Lietteiden mekaaniseen tiivistämiseen on tarjolla useita laitevaihtoehtoja.
Suodatushihnojen sekä rumpu-, ruuvi- tai levytiivistimien käyttö edellyttää yleensä lietteen flokkaamista. Suodatinhihnalla (kuva 5) liete ajetaan teloja kiertävälle suodatinviiralle.
Viiran läpi suotautuva lietevesi valuu viiran alle altaaseen. Tiivistetty liete kulkeutuu viiran päältä säiliöön, josta se pumpataan vedenerotukseen (Eckenfelder ja Musterman, 1995, Anon., 2005c).
Säädettävä koroke
Säiliö Tiivistetty liete
Kuva 5. Suodatinhihnan toimintaperiaate (muokattu, Anon., 2005d).
Rumputiivistimessä (kuva 6) lietettä kuljetetaan ruuvin avulla hitaasti sylinterimäisen suodattimen läpi. Liete tiivistyy rummun sisällä ja vesi poistuu suodatinmateriaalin läpi.
Lietteenkäsittely on hellävaraista (Anon., 2005e, Anon., 2005f).
Kuva 6. Rumputiivistin (Anon., 2005Í).
Levytiivistimessä (kuva 7) flokattu liete suodatetaan pyörivän suodatuslevyn avulla jatkuvatoimisesti. Myös levyn puhdistus on jatkuvatoiminen.
Kuva 7. Levytiivistin (Anon, 2005f).
4.2 Anaerobisen säilytyksen vaikutus lietteeseen
Lietteen tiivistäminen tapahtuu yleensä anaerobisissa olosuhteissa. Mikäli lietteen jatkokäsittely ei ole jatkuvatoimista, tiivistysallas voi toimia myös lietesäiliönä.
Anaerobinen säilytys saattaa heikentää lietteen vedenerotusominaisuuksia kemiallisten ja biologisten prosessien kautta. Anaerobisissa olosuhteissa flokit saattavat hajota (Rasmussen et ai, 1994, Nielsen et ai, 1996).
Orgaanisilla makromolekyyleillä on erilainen kyky sitoa soluja, epäorgaanista ja orgaanista materiaalia, ja säilyttää flokkien hyvä rasituksensietokyky. Siten muutokset tiettyjen molekyylien rakenteessa tai molekyylien hajoaminen saattavat merkittävästi edesauttaa flokkien hajoamista. Nielsen et ai. (1996) tutkivat anaerobisen säilytyksen vaikutusta EPS- molekyyleihin. Anaerobisen säilytyksen aikana lietteen haihtuvien kiintoaineiden määrä laski. Muutosten havaittiin johtuvan enimmäkseen proteiinien ja jossain määrin hiilihydraattien pilkkoutumisesta. Hajoaminen oli nopeinta kahden ensimmäisen säilytys vuorokauden aikana. Anaerobisissa olosuhteissa myös EPS:n kokonaismäärä väheni ja humusaineita vapautui bulkkiveteen. EPS-proteiinien ja -hiilihydraattien hajoaminen saattaa olla syynä flokkien hajoamiseen anaerobisissa olosuhteissa.
4.3 Lietteen kiintoainepitoisuuden vaikutus kuivattavuuteen
Tiivistysprosessien tarkoituksena on yleensä tuottaa mahdollisimman suuri kiintoainepitoisuus mahdollisimman pienessä nestetilavuudessa. Lietteen suurella kiintoainepitoisuudella voi kuitenkin olla myös haitallisia vaikutuksia lietteen kuivattavuuteen ja kunnostuskemikaalien kulutukseen. Liete altistuu leikkausvoimille pumpuissa ja putkistoissa. Suuri kiintoaineen määrä edistää partikkelien pintaeroosiota sekoituksessa, koska partikkelien välisten kontaktien määrä kasvaa. Pintaeroosio lisää pienien partikkelien määrää, jotka vuorostaan kuluttavat paljon kunnostuskemikaaleja.
Mikkelsen ja Keiding (2001) havaitsivat, että tiettyä rajapitoisuutta suuremmissa kiintoainepitoisuuksissa kunnostuskemikaalien kulutus kasvaa suhteessa kiintoainepitoisuuteen. Tulosten perusteella tiivistysprosesseja optimoitaessa tulisi huomioida kiintoainepitoisuuden kasvun lisäksi kiintoainepitoisuuden vaikutus kunnostuskemikaalien kulutukseen sekä vedenerotusprosessiin.
5 Lietteen stabilointi
Lietteen stabiloinnissa biologinen toiminta keskeytetään tai saatetaan loppuun. Lietteen stabilointi voidaan suorittaa ennen tiivistämistä, tiivistämisen ja vedenerotuksen välissä, vedenerotuksen yhteydessä tai sen jälkeen. Liete voidaan stabiloida kemiallisesti, anaerobisesti, aerobisesti, kompostoimalla tai fysikaalisesti lämpökäsittelemällä (Lohiniva et ai., 2001).
5.1 Kemiallinen stabilointi
Liete voidaan stabiloida kemiallisesti kalkilla nostamalla lietteen pH yli 1 Len vähintään 14 vuorokauden ajaksi yli 20 °C:en lämpötilassa. Orgaanisten yhdisteiden hajoaminen keskeytyy kunnes pH laskee taas lähelle neutraalia (Rintala ja Hänninen, 2002). Ennen tiivistystä ja kuivausta käytetään sammutettua kalkkia, kuivauksen jälkeen poltettua kalkkia. Kalkkistabiloinnissa haittapuolena ovat korkeat kemikaalikustannukset ja lietemäärän kasvu (Lohiniva et ai., 2001).
5.2 Aerobinen ja anaerobinen stabilointi
Aerobisessa ja anaerobisessa stabiloinnissa lietteen biologinen toiminta pysäytetään.
Prosessissa hajoaa orgaanista ainesta ja syntyy hiilidioksidia ja vettä. Kiintoaineen määrä vähenee ja lietteestä voidaan käsittelyn jälkeen poistaa vettä. Aerobinen stabilointi eli lahotus voidaan saadaa aikaan ilmastusaltaassa tai erillisessä reaktorissa. Lietettä ilmastetaan pinta- tai pohjailmastimilla. Lahotuksen viipymä saattaa olla 30 vuorokautta.
Menetelmä ei ole yleisesti käytössä (Rintala ja Hänninen, 2002). Anaerobisessa stabiloinnissa eli mädätyksessä biomassan orgaanisesta aineksesta muodostuu metaania, hiilidioksidia ja hydrolyysijäännöksiä. Viipymäaika mädättämöissä vaihtelee 10-20 päivään. Mädätyksessä noin 40 % lietteen orgaanisesta aineksesta muuttuu kaasuksi ja 10 % liukenee (Lohiniva et ai., 2001). Mädätyksen lämpötila on yleensä 30-37 °C, mutta osa prosesseista toimii lämpötila-alueella 50-65 °C. Prosessin pH on välillä 6,8-7,7.
Muodostuva kaasu koostuu suurimmaksi osaksi metaanista ja hiilidioksidista, mutta sisältää yleensä myös rikkivetyä. Metaani kerätään talteen ja käytetään yleensä lämmitykseen tai sähkön tuottamiseen. Mädättämön lietettä sekoitetaan mekaanisesti tai kierrättämällä lietettä. Lietteen mädättäminen saattaa edellyttää erillistä lämmitystä (Rintala ja Hänninen, 2002). Mädätyksen jälkeen liettestä voidaan poistaa vettä ja kompostoida jäännösliete (Lohiniva et ai, 2001).
6 Lietteen kunnostaminen
Kunnostamisen tarkoitus on parantaa lietteen vedenluovutusominaisuuksia ennen mekaanista vedenerotusta. Kunnostamisen haittavaikutuksena liuenneen aineen pitoisuus rejektissä kasvaa. Lisäksi kunnostuskemikaalit ovat melko kalliita (Rintala ja Hänninen, 2002). Kunnostuskemikaalien optimaalinen annostelu tulee selvittää laboratoriokokeilla.
Jätevedellä ei ole havaittu olevan sellaista mitattavaa ominaisuutta, jonka perusteella kemikaalien tarvetta voitaisiin ennustaa (Woodard, 2001).
6.1 Flokkulaatio ja koagulaatio
6.1.1 Teoria
Kolloidit ovat partikkeleita, jotka ovat läpimitaltaan 1 nm - 10 pm (Sjöström, 1998).
Solujen koagulaatiota ja flokkulaatiota voidaan jossain määrin ymmärtää kolloidisten partikkelien käyttäytymisperiaattei 1 la. Biologiset partikkelit ovat yleensä negatiivisesti varautuneita. Kolloiditieteessä koagulaatio tarkoittaa aggregaatiota, joka tapahtuu elektrostaattisten ja van der Waals -vuorovaikutusten seurauksena. Koagulaatio saadaan aikaan epäorgaanisilla elektrolyyteillä. Flokkulaatio viittaa kiintoainespartikkeleiden aggrego i tu m i seen polymeerien välityksellä. Solujen flokkulaatio voi tapahtua flokkuloivien apuaineiden tai solujen erittämien polymeerien välityksellä. Aktiivilietteessä uudet solut saattavat jo muodostuessaan olla kiinnittyneinä flokkeihin (Boonaert et ai.,
1999).
Koagulaatiessa muodostuu pieniä aggregaatteja. Koagulaatio tapahtuu ympäristön muutosten ja partikkelien ominaisuuksien muutosten seurauksena. Flokkulaatiossa partikkelit muodostavat isompia aggregaatteja, (lokkeja, sähkökemiallisten vetovoimien ansiosta polymeerimolekyylien välityksellä (Records ja Sutherland, 2001).
DLVO (Derjaguin, Landau, Verwey, Overbeek) -teorian perusteella kolloidisten partikkelien välillä vaikuttaa kaksi vastakkaista vuorovaikutustyyppiä: hylkivät elektrostaattiset voimat sekä puoleensavetävät van der Waalsin voimat (Sjöström, 1998).
Jos hylkivät voimat ovat hallitsevia, partikkelit eivät muodosta aggregaatteja. Tällaista liuosta kutsutaan stabiiliksi. Epästabiilissa liuoksessa puoleensavetävät voimat ovat hylkiviä suurempia, ja aggregaatteja muodostuu (Blanco et ai., 2001). Kolloidisen partikkelin pintavaraus ja varauksen neutraloivat ionit muodostavat sähköisen
kaksoiskerroksen partikkelin ympärille (Sjöström, 1998). Sähköinen kaksoiskerros on esitetty kuvassa 8.
Elektrostaattinen kaksoiskerros
~-\© ©
1+1 > H [+1 = H
Negatiivisesti varautunut
partikkeli Diffuusio
Elektrostaattinen vetovoima
© ©V
Diffuusio
Muuttunut Muuttumaton Etäisyys partikkelin alue alue pinnasta
Kuva 8. Elektrostaattinen kaksoiskerros (muokattu Blanco et ai., 2001).
Partikkelin pintavarauksen vahvuutta voidaan mitata zeta-potentiaalilla. Zeta-potentiaalin väheneminen tarkoittaa stabiloivien voimien pienenemistä. Kun zeta-potentiaali on nolla, kolloidinen systeemi on mahdollisimman epästabiili. Koagulaatio ei kuitenkaan edellytä varausten täydellistä kumoamista, ainoastaan tietyn kriittisen zeta-potentiaalin alittamista (Woodard, 2001).
DLVO-teoria ei pelkästään riitä kuvaamaan biologisten partikkeleiden ja solujen käyttäymistä. Partikkelien hydrofobisuudella tai hydrofiilisuudella saattaa olla merkittävä vaikutus solujen flokkuloinnissa, etenkin suurissa ionivahvuuksissa. Hydrofiilisten pintojen välillä vuorovaikutukset ovat vesiliuoksissa hylkiviä, kun taas hydrofobisten pintojen välille puoleensavetäviä. Molekyylien välillä voi olla myös steerisiä hylkiviä vuorovaikutuksia. Suuret polymeerit voivat adsorboitua partikkelin ympärille siten, että osa polymeeristä on kiinnittynyt partikkelin pintaan, mutta osa siitä muodostaa lenkkejä ja häntämäisiä ketjuja. Polymeeriulokkeet estävät partikkeleita pääsemästä toistensa läheisyyteen (Boonaert et ai., 1999). Steerisiä vuorovaikutuksia on aktiivilieteflokeissa pitkäketjuisten EPS-molekyylien välillä (Wilén et ai., 2003).
Solujen flokkuloituminen ja koaguloituminen riippuu myös sekoituksen voimakkuudesta.
Partikkelien törmääminen johtaa flokkien muodostumiseen, mutta myös hajottaa niitä.
Flokkien muodostumisen ja hajoamisen välille syntyy vakiosekoitusolosuhteissa tasapaino.
Flokkulointim vaikuttaa suuresti myös liukoisessa muodossa olevat EPS-molekyylit sekä muut jäteveden komponentit (Boonaert et ai., 1999).
Vaikka yksittäiset voimat ja vuorovaikutukset molekyylien välillä ovat heikkoja, niiden yhteisvaikutus on merkittävä vuorovaikutusten lukumäärän ansiosta. Olosuhteista riippuen tiettyjen vuorovaikutusten merkittävyys saattaa olla muita suurempi. Eri sidosten vahvuus riippuu EPS molekyylien luonteesta (Flemming ja Windenger, 2001).
6.1.2 Epäorgaaniset elektrolyytit
Epäorgaaniset elektrolyytit ovat yhdisteitä, jotka pienentävät elektrokineettistä potentiaalia partikkeleiden välillä. Ne aiheuttavat partikkelien koaguloitumisen, minkä takia niitä kutsutaan koagulanteiksi. Elektrolyytit heikentävät hylkiviä voimia, koska elektrolyyttien positiiviset varaukset kumoavat partikkelien negatiivisia varauksia. Seurauksena sähköinen kaksoiskerros ohenee (Sjöström, 1998).
Aktiiviliete voidaan esikäsitellä epäorgaanisilla elektrolyyteillä ennen polyelektrolyytin lisäystä. Epäorgaanisten elektrolyyttien vaikutuksesta syntyy pieniä, tiiviitä flokkeja.
Epäorgaaniset elektrolyytit ovat polyelektrolyyttejä edullisempia, mutta niiden teho on heikompi (Blanco et ai., 2001). Yleisimpiä lietteen koaguloinnissa käytettyjä elektrolyyttejä ovat alumiinisulfaatti, ferrisulfaatti, ferrikloridi, kalkki ja polyalumiinikloridi. Koagulointi saattaa muuttaa lietteen pH:ta merkittävästi.
Epäorgaanisten elektrolyyttien käyttö aiheuttaa ylimääräisiä kemikaalikustannuksia ja edellyttää omaa annostelulinjaa. Lietteen koagulointi kannattaa, jos sillä voidaan tehostaa flokkulointiaja saavuttaa kokonaissäästöjä prosessissa (Records ja Sutherland, 2001).
Yhdenarvoiset ionit eivät ole yhtä tehokkaita pienentämään elekrostaattisia hylkiviä voimia kuin kahden- ja kolmenarvoiset ionit. Mitä korkeampi on elektrolyytin valenssiluku, sitä vähemmän sitä tarvitaan. Siksi vedenkäsittelyssä suositaan kolmenarvoisia rauta- ja alumiinisuoloja (Sjöström, 1998). Rauta-ja alumiinisuolojen teho riippuu sekä pFLsta että elektrolyytin pitoisuudesta. Pitoisuuden pitää olla riittävän suuri, jotta sähköinen kaksoiskerros ohenee tai partikkelien pintavaraus neutralisoituu. Liian suuressa pitoisuudessa pintavarauksen muuttuminen vastakkaiseksi stabiloi partikkelit (Boonaert et ai, 1999).
Kahden- ja kolmenarvoisten ionien kykyä sitoa flokkeja on kuvattu silloittumismekanismilla. Ne voivat sitoutua kahteen tai kolmeen negatiivisesti varautuneeseen ryhmään, ja muodostaa siten siltoja EPS-polymeerien ja solujen välille (Eriksson, 1997). Kahdenarvoisten Ca2+ja Mg2+ -kationien on havaittu sitovan proteiineja flokkeihin Samalla lietteen laskeutumisominaisuudet parantuvat. Kahdenarvoiset kationit saattavat lisäksi stabiloida flokkeja sitovia proteiineja (Higgins ja Novak, 1997). Myös rautayhdisteiden on havaittu sitovan tehokkaasti liukoista proteiinia flokkeihin ja lujittavan flokkien rakennetta. Mg" -ionien on havaittu lisäävän flokkien tiheyttä. Kahdenarvoisten kationien käyttö vähentää polyelektrolyyttien tarvetta (Murthy, 1998).
Yhdenarvoiset Na+ ja K" -kationit syrjäyttävät suurissa konsentraatioissa kahdenarvoiset kationit. Yhdenarvoiset kationit eivät pysty muodostamaan siltoja polymeerien välille vaan vapauttavat biopolymeerejä liuokseen ja aiheuttavat flokkien hajoamisen (Higgins ja Novak, 1997). Esimerkiksi meriveden lisääminen prosessiin saattaa johtaa lisääntyneeseen polymeerien tarpeeseen flokkien pienen koon vuoksi (Chen L. C. et ai., 2002). Osa lietteen EPS-molekyyleistä sitoutuu flokkiin Ca2t -ionien välityksellä, ja irtoaa, kun ioni poistetaan. Ioninvaihto vaikuttaa erityisesti löyhästi sitoutuneisiin EPS-molekyyleihin.
Suurin osa flokista vapautuvista yhdisteistä on yleensä humusaineita. Myös NH/ -ioneilla on havaittu haitallinen vaikutus lietteen kuivattavuuteen. Kuitenkin K+-ionit saattavat pieninä pitoisuuksina (0,25 - 0,5 meq Г1) parantaa lietteen kuivattavuutta ja edistää pienien partikkelien sitoutumista flokkeihin (Murthy, 1998).
Kun kahdenarvoisia kationeja on yhdenarvoisiin nähden vähän, flokkien rakenne on heikko. Kun suhde on päinvastainen, flokit ovat tiiviitä. Koska kahden-ja kolmenarvoiset kationit sitovat biopolymeerejä flokkeihin ja yhdenarvoiset vapauttavat niitä liuokseen, kationien suhteella saattaa olla merkittävä vaikutus kirkastetun jäteveden COD- pitoisuuteen. Kationeilla voidaan parantaa myös aerobisesti stabiloidun lietteen vedenerottumisominaisuuksia (Murthy, 1998).
6.0 Polyelektrolyytit
Liuos voidaan saattaa epästabiiliin tilaan myös polyelektrolyyteillä. Lietteen kunnostamisessa käytetään usein synteettisiä orgaanisia polyelektrolyyttejä.
Polyelektrolyyteiksi kutsutaan polymeerejä, joissa on ionisoituvia ryhmiä. Negatiivisesti varautuneet polymeerit ovat anionisia ja positiivisesti varautuneet kationisia.
Flokkulointipolymeerit voivat olla myös nonionisia. Polyelektrolyytit valmistetaan
polymerisoimalla varautuneita ja varauksettomia monomeereja. Varautuneiden monomeerien osuus määrittää polymeerin varaustiheyden. Polyelektrolyytit koostuvat usein akryyliamidimonomeereistä. Polyelektrolyyttien molekyylipaino vaihtelee 200 000 — 30 000 000 välillä (Records ja Sutherland, 2001). Varaustiheys ilmoitetaan prosentteina.
Se vaihtelee 1-100 % välillä (Blanco et ai., 2001).
F lokkulointimekanism it
Polyelektrolyytit nokkaavat partikkeleita muodostamalla siltoja kolloidien välille.
Silloittumista tapahtuu, kun polyelektrolyytti adsorboituu useamman kuin yhden partikkelin pinnalle, ja polymeeriketju sitoo partikkeleita toisiinsa (Sjöström, 1998).
Silloittumismekanismi on esitetty kuvassa 9.
Kuva 9. Flokkien muodostuminen silloittumismekanismilla. Pitkät polymeerimolekyylit muodostavat siltoja partikkelien välille (Blanco et ai, 2001).
Polyelektrolyytit voivat flokata partikkeleita myös muodostamalla varautuneita laikkuja partikkelien pinnoille ja siten vähentäen elektrostaattista repulsiota niiden välillä.
Laikkumekanismin periaate on esitetty kuvassa 10. Polyelektrolyytit neutralisoivat pintavarauksia yksittäisiä ioneja tehokkaammin. Epäorgaanisten elektrolyyttien lisääminen ennen polyelektrolyyttiä suosii silloittumisreaktioita. Polyelektrolyytit voivat adsorboitua myös neutraalien ja saman varauksen omaavien partikkelien pinnalle. Joissakin tapauksissa ne voivat suurentaa elektrostaattisia hylkiviä voimia partikkelien välillä (Sjöström, 1998).
Kuva 10. Kationiset polyelektrolyytit voivat muodostaa positiivisesti varautuneita laikkuja negatiivisten partikkelien pinnalle. Kuvassa vasemmalla on partikkelin pinta päältäpäin ja oikealla partikkelin poikkileikkaus.Vastakkaisesti varautuneet pinnat vetävät toisiaan puoleensa (Boonaert et ai, 1999).
Jos flokkulointiapuaineena käytetään kationista polyelektrolyyttiä, partikkelin pinnalle muodostuu positiivisesti varautuneita alueita. Kun kaksi partikkelia ovat tarpeeksi lähellä toisiaan, vastakkaiset varaukset sitovat partikkelit toisiinsa. Jos partikkelit ovat täysin kationisen polyelektrolyytin peitossa, positiivisesti varautuneet pinnat hylkivät toisiaan, eikä flokkuloitumista tapahdu (kuva 11).
Kuva 11. Polymeerikerros on elektrostaattista kaksoiskerrosta paksumpi, mutta polymeerikerros peittää partikkelit kokonaan. Seurauksena flokkeja ei muodostu (muokattu Blanco et ai, 2001).
Flokkulointitehoon vaikuttavat polyelektrolyytin molekyylimassa ja pitoisuus. Mitä enemmän polyelektrolyyttiä on, sitä suurempi osa partikkelien pinnasta on sen peitossa ja sitä paksumpi on polymeerikerros. Optimaaliseen polyelektrolyytin määrään vaikuttavat
myös liuoksen pH ja ionivahvuus, jotka määrittävät elektrostaattisten hylkivien voimien suuruuden (Boonaert et ai, 1999). Lietteen pH:n säätäminen muuttaa partikkelien pintavarauksia. Kun pH:ta lasketaan, negatiivinen pintavaraus pienenee ja elektrostaattiset hylkivät voimat pienenevät (Neyens ja Baeyens, 2003). F lokkeja muodostuu, kun partikkelien pinta on osittain polyelektrolyytin peitossa, ja polymeerikerroksen paksuus on suurempi kuin etäisyys, jolla hylkivät voimat vaikuttavat (Boonaert et ai, 1999).
Polyelektrolyyttiä kuluu suhteessa lietteen partikkelien pinta-alaan. Polyelektrolyytin tarvetta voitaisiin ehkä arvioida mittaamalla lietteen partikkelikokojakauma, ja partikkelikokojakauman perusteella lietepartikkelien kokonaispinta-ala (Records ja Sutherland, 2001). Kolloidisten partikkelien lisäksi liukoiset polymeerit kuluttavat paljon polyelektrolyyttiä. Pienempi osa polyelektrolyytistä kuluu suurien flokkien muodostamiseen ja flokkien ominaisuuksien parantamiseen (Eriksson, 1997). Mikkelsen ja Keiding (2001) tutkivat optimaalista polyelektrolyyttiannostelua lietteen vedenerottumisominaisuuksien perusteella. Optimaalisen polyelektrolyyttipitoisuuden havaittiin olevan suoraan verrannollinen kunnostamattoman lietteen jäännössameuteen.
Sameuden ja kiintoainepitoisuuden suhdetta voitaisiin ehkä käyttää polyelektrolyytin annostelun säätämisessä.
Polyelektrolyytin ominaisuuksien vaikutukset lietteen kunnostukseen
Polyelektrolyyteillä on suuri merkitys lietteen kunnostamisessa ennen mekaanista vedenerotusta. Sopiva polymeerityyppi riippuu paljon lietteen ominaisuuksista (Eriksson, 1997). Polymeerityypin valintaan vaikuttaa muunmuassa lietteen pH. Anioniset polymeerit toimivat parhaiten emäksisissä ja kation iset happamissa olosuhteissa. Biolietteiden flokkulointiin käytetään yleensä kationisia polymeerejä. Polymeerin teho on paras pH- alueella 5-9, mutta lietteen esikäsittely elektrolyyteillä saattaa laajentaa pH -aluetta ja parantaa polymeerin tehoa (Records ja Sutherland, 2001).
Jos polyelektrolyytin varaustiheys on suuri, se asettuu tasaisesti partikkelin pinnalle ja polymeerikerros jää ohueksi. Partikkelin pinnalle muodostuu neutraaleja alueita, eikä silloittumista pääse juurikaan tapahtumaan. Kun polyelektrolyytin varaustiheys on pieni, kiinnityskohtia partikkelin ja polyelektrolyytin välillä on polymeerin massaan nähden vähemmän. Polyelektrolyytti muodostaa lenkkejä partikkelin pinnalle ja siltoja partikkelien välille. Mitä suurempia molekyylit ovat, sitä enemmän polymeerimassaa voi adsorboitua partikkelien pinnalle (Boonaert et ai., 1999). Huonosti laskeutuvan aktiivilietteen flokkuloimiseen sopii paremmin suuri ja alhaisen varustiheyden polyelektrolyytti, kun taas
hyvin laskeutuvan lietteen flokkaamiseen sopii korkean varaustiheyden omaava polyelektrolyyttr. Alhaisen varaustiheyden omaavat poluelektrolyytit muodostavat joustavia flokkeja, jotka kestävät hyvin sekoitusta. Niiden suodattamisominaisuudet ovat kuitenkin heikot. Kun polyelektrolyytin varaustiheys on pieni, kunnostuksen onnistumiseen vaikuttaa alkuperäisten flokkien laatu. Mikäli flokit ovat höllärakenteisia ja heikkoja, myös kunnostetun lietteen rakenne on jossain määrin heikko. Korkean varaustiheyden omaavilla polyelektrolyyteillä lietteestä saadaan helpommin suodatettavaa, mutta flokkien rakenne saattaa olla heikko. Kuivattavan lietteen laatu saattaa olla hyvä, vaikka kunnostamattoman lietteen laatu olisi ollut heikko (Eriksson, 1997).
Pitkät polymeerimolekyylit kiinnittyvät useisiin partikkeleihin ja toisiin polymeereihin, ja ovat siten tehokkaampia muodostamaan polymeeriverkostoa partikkelien ympärille.
Polyelektrolyyttiverkosto tekee flokeista bioflokkeja ja koagulantteja kestävämpiä (Records ja Sutherland, 2001). Lineaaristen polymeerien yliannostus johtaa flokkien pienenemiseen ja heikkenemiseen. Markkinoilla on tarjolla myös ei-lineaarisia, ristisidottuja polymeerejä, joiden yliannostus ei heikennä flokkulaatiota. RistisidotuilIa polymeereillä on lisäksi suurempi kyky muodostaa uusia flokkeja hajoamisen jälkeen.
Ristisidottujen polymeerien liuottaminen on kuitenkin vaikeaa (Records ja Sutherland, 2001).
Joissakin tapauksissa hyvä flokkulaatio saadaan aikaan kahdella polymeerillä. Liete voidaan esimerkiksi esikäsitellä anionisella polymeerillä tai lyhytketjuisella kationisella polymeerillä. Anioninen polymeeri edellyttää yleensä kationista pidempää flokkulointiaikaa (Records ja Sutherland, 2001). Lee ja Liu (2000) flokkasivat lietettä kationisella ja nonionisella polyelektrolyytillä. Flokkulointimalli on esitetty kuvassa 12.
Kationisen ja nonionisen polyelektrolyytin yhdistelmällä saavutettiin laboratoriokokeissa parempi vedenerottuvuus ja isommat flokit kuin pelkällä kationisella polyelektrolyytillä.
Kahden polymeerin käyttö edellyttää kahta polymeerinvalmistus-ja annostelulaitteistoa, ja on siksi harvinaista (Records ja Sutherland, 2001).
Kuva 12. Flokkulointi kahdella polymeerillä, a) Kationinen polymeeri muodostaa tiiviitä primääriflokkeja (I). Nonioninen polymeeri kasvattaa flokkien kokoa edelleen (II), b) Flokkulointi nonionisella polymeerillä muodostaa löyhiä esiflokkeja (I). Kationisella polymeerillä flokkien koko kasvaa, mutta rakenne pysyy löyhänä (II) (Lee ja Liu, 2000).
Polyelektrolyytin valitseminen
Polyelektrolyyttien flokkulointikykyä voidaan arvioida laboratoriokokeiden perusteella.
Useista polyelektrolyyteistä valitaan parhaimmat rinnakkaiskoesarjoilla.
Laboratoriokokeilla voidaan kuitenkin karsia polymeereistä ainoastaan huonoimmat vaihtoehdot, sillä flokkuloinnin onnistuminen astiassa ei takaa sen onnistumista prosessissa. Jatkokokeita voidaan suorittaa muutamilla polyelektrolyyteillä pienemmillä polymeerimäärillä. Laboratoriossa voidaan tutkia myös lietteen pH:n ja koaguloinnin vaikutusta flokkulointiin. Polymeereistä valitaan yleensä se, joka saa aikaan kirkkaimman supematantin, suurimmat ja vahvimmat flokit ja nopeimman flokkien muodostumisen.
Hyvänä ominaisuutena pidetään myös flokkien kykyä muodostua uudelleen hajoamisen jälkeen (Records ja Sutherland, 2001).
Polvmeeriliuoksen valmistaminen
Kaupallisia flokkulointipolymeerejä myydään kiinteinä pulvereina ja granuleina sekä nestemäisinä, emulsioina ja dispersioina. Kiinteät polymeerit liuotetaan ennen käyttöä.
Polymeeri liuotetaan erillisessä sekoitussäiliössä, johon polymeeri annostellaan yleensä syöttöruuvilla. Kiinteän polymeerin liukeneminen kestää yleensä vähintään 30 minuuttia, jotta polymeeri saavuttaa oikean muodon ja täyden toimintakyvyn. Sekoitussäiliöstä polymeeri siirretään annostelusäiliöön. Polymeerin annostelu tapahtuu jatkuvatoimisesti.
Polymeeriliuoksen valmistaminen ei aina ole ongelmatonta. Liuokseen saattaa muodostua
