Bakteerien glukoosinotto selluteollisuuden jätevesien vaikutusten arviointimenetelmänä

1981:83

BAKTEERIEN GLUKOOSlNOTTO SELLU- TEOLLISUUDEN JÄTEVESTEN VAIKUTUSTEN ARVIOINTIMENETELMÄNÄ

Tuija Talsi

V E S I H A L L I T U K S E M N I S E S

1981:83

BAKTEERIEN GLUKOOSINOTTO SELLU- TEOLLISUUDEN JÄTEVESIEN VAIKUTUSTEN ARVIOINTIMENETELMÄNÄ

Tuija Talsi

V tn L p i. i r' i n ( ~ ; i L ^> m i : ; L o

na i 1

H J A

SISÄLLYS

1.

ALKUSANAT

HETROTROFISET BAKTEERIT JA VESISTÖJEN KUORr1ITUS

1.1. Kuormituksen vaikutukset bakteerien lul-cu- määrään

1.2. Kuormituksen vaikutukset bakteerien aktiivi- suuteen

1.3. Heterotrofiset bakteerit kuormituksen ilmen- täjinä

2.

2.1.

2.1.1.

2.1.2.

2.1.4.

2.1.5.

2.2.

2.2.1.

2.2.2.

2.2.3.

2.2.4.

2.3.

3.

3.1.

3.2.

3.2.1.

3.2.2.

4.

4.1.

4.2.

4.3.

4.3.1.

4.3.2.

BAKTEERIT MYRKYLLISYYSTESTEISSÄ

Myrkyllisyystesteissä mitattavat muuttujat Kuoleminen

Kasvunopeus

Lajisten muutokset Hajotusaktiivisuus Muita muuttujia

Koejärjestelyt ja koeorganismit Puhdasviljelmäkokeet

Bakteerien sekaviljelmät

Bakteerien ja muiden eliöiden sekavi1jelmät Luonnon bakteeristo

Bakteeritestien erityisongelmia

SELLUTEOLLISUUS VESISTÖJEN KUORMITTAJANA Selluteollisuus Suomessa

Jätevesien koostumus Orgaaninen aines Epäorgaaninen aines

Jätevesien vesistövaikutukset TUTKIMUKSEN TAUSTA

Tutkimuksen tavoitteet

Tutkimusalue ja sen kuormitus Oy Metsä-Botnia Ab:n sellutehdas Tehtaan toiminta

Tehtaan vesihuolto

Jätevedet ja niiden käsittely AINEISTO JA MENETEIJf1ÄT

Havaintopisteet

sivu

1

1

3

4 6 6 6

7

8 8 10 10 10 11 12 12 13 14 14

15

15 16

17

18 18

19 19 19

21 22 22 22

5.2.

5.3.

5.3.1.

5.3.2.

5.3.2.1.

5.3.2.2.

5.4.

5.5.

6.

6.1.

6.1.1.

6.1.2.

6.1.4.

6.2.

6.2.1.

6.2.2.

6.2.2.1.

6.2.2.2.

6.2.2.3.

7.1.

7.2.

7.2.1.

7.2.2.

n ,.

(. ?·

Näytteenotto

Näytteiden analysointi

Fysikaalis-kemia1liset määritykset Biologiset määritykset

Perustuotantakyky ja k1orofylli a

Heterotrofisten bakteerien aktiivisuus Erilliskokeet

Myrky1lisyystestit TULOKSET

Fysikaalis-kemial1iset määritykset Sähkönjohtavuus, pH ja alkaliniteetti

Lämpötila, happi ja hapen ky1lästysprosentti Väri, näkösyvJ7rs ja kemiallinen haperuDilutus Kokonaistyppi ja kokonaisfosfori

Biologiset määritykset

Perustuotantakyky ja k1orofylli a

Heterotrofisten bakteerien aktiivisuus Erilliskokeet

Glukoosin kiertoaika tutkimusaluealla Myrkyllisyystestit

TULOSTEN TARKASTELU

Glukoosin kiertoaika Kaskisten merialueella Kiertoaikaan vaikuttaneita tekijöitä

Fysikaalis-kemialliset tekijät Kausivaihtelut ja levätuotanto Vesistön hydrografian vaikutukset

Jätevesien leviäminen tutkimusaluee1la Sellutehtaan jätevedet

Muut kuormittajat

7.4o Jäteveden vailu1tukset bakteerien glukoosin- ottoon

7.4.1.

7.4.2.

7.4.3.

7.5.

7.5.1.

Jäteveden vaikutusajan merkitys Jäteveden myrkkyvaikutukset

Jäteveden myrkyllisyys luonnonoloissa Menetelmän tarkastelua

Yhden lisäyksen menetelmä heterotrofisten bakteerien aktiivisuuden mittauksessa G1ukoosin lciertoaika jätevesikuormi tulesen i1ment1tj rin(i

23 24

2L~

25 25 25

28

29

30 30 30

31 31 32 32 32

33 33 34

40 48 48

49

49 52 54 54

5L~

56 57

57 58

()0

61 61 64

Glukoosin kiertoaika myrkyllisJrystestien muuttujana

Menetelmään liittyviä yleisiä näkökohtia TIIVISTELMÄ

KIITOKSET KIRJALLISUUS LIITTEET

65 66 67

71

ALKUSANAT

Vesistöjemme suurimman lcuormittajan, puunjalostusteollisuuden, jätevesien vaikutukset hajottajabakteereihin ja niiden toimin- taan ovat melko huonosti tunnettuja. Varsinkin selluteollisuu- den jätevesien myrkyllisten yhdisteiden haittavaikutu~sia on tutkittu varsin vähän.

Tämän tutkimuksen pääasiallisena tarkoituksena oli selvittää selluteollisuuden jätevesien vaikutuksia vastaanottavan vesis- tön bakteerien toimintaan. Erityisesti haluttiin tutkia, voi- vatko jätevesien sisältämät myrkylliset yhdisteet lamaannuttaa bakteerien toimintaa. Jäteveden vaikutusten arvioinnissa käy- tettiin bakteerien glukoosinottoon perustuvaa tutkimusmenetel- mää, jonka avulla voidaan mitata heterotrofisten bakteerien toimintakykyä. Samalla haluttiin selvittää, voidaanko kyseistä menetelmää käyttää hyväksi jätevesien leviämisen arvioinnissa.

- 1 -

1. HETEROTROFISET BAKTEERIT JA VESISTÖJEN KUORNITUS

Luonnontilaisessa vesistössä vallitsee herkkä dynaaminen tasa- paino eri eliöryhmien - myös bakteerien - välillä. Lajisto on yleensä monipuolinen eli diversiteetti on suuri (vrt. ODUM 1971, MITCHELL 1974). Bakteerien lajikoostumusta säätelevät sisäiset tekijät kuten lajien välinen inhibitio (de FREITAS ja FREDRICK- SON 1978), keskinäinen kilpailu tai suosiminen (HARDER ym. 1977)

sekä ympäristön vaikutukset (LYNCH ja POOLE 1979).

Bakteereihin vaikuttavista ympäristötekijöistä tärkeimpiä ovat veden orgaanisen aineksen ja ravinteiden pitoisuus, lämpötila, pH ja suolapitoisuus (mm. LYNCH ja POOLE 1979). Jätevesikuormi- tuksen sisältämät ravinteet ja muut yhdisteet saattavat suosia yksipuolisesti joitakin lajeja, jolloin herkemmät lajit katoa- vat ja lajiston diversiteetti pienenee (HITCHE'LL 1974). r-1onipuo- linen bakteerilajista on kuitenkin välttämätön, jotta kaikki mo- nimutkaisetkin orgaaniset yhdisteet hajoaisivat vesistössä

(SLATER 1979).

1.1. Kuormituksen vaikutukset bakteerien lukumäärään

Vesistön ravinnetaso ja kuormitus saattavat heijastua bakteerien lukumäärissä. Esimerkiksi KUZNETSOV (1959, 1970) on todennut, että bakteerilukumäärien välillä vähä- ja runsasravinteisissa vesissä on jopa satakertaisia eroja, ja samankaltaisia havainto-

ja on tehnyt myös GOLDLEWSKA-LIPOWA (1976). KUZNETSOV (1970) on ehdottanut, että bakteerilukumäärien perusteella voitaisiin

jopa arvioida vesistön eutrofioitumista. Bakteerilukumäärät ei- vät kuitenkaan aina ole riippuvaisia vesistöjen ravinnetasosta

ja kuormituksesta. OLAH (1974) ei kyennyt osoittamaan, että j~1.r­

ven kuormitus ja bakteerien lukumäärä olisivat selvästi verran- nolliset toisiinsa. ZIMMERMANN (1977) tutki bakteerien lukumää- rää ja biomassaa eteläisen Itämeren Kielin lahdella, ja sen voi- makkaasti kuormitetussa pohjukassa bakteerien lukumäärä oli noin kolminkertainen verrattuna puhtaamman ulko-osan arvoon. Tällä alueella eräät muut bakteeri toimintaan lii tt;yvät muuttujat hei-

jastivat huomattavasti selkeämmin jätevesikuormituksen vaiku- tuksia kuin bakteerien lukumäärä (vrt. GOCICE 1977a, RHEINHEIMEH

- 2 -

1977a). J01~S (1977) totesi, että runsasravinteisissa vesissä bakteeripitoisuus yleensä on suurempi kuin vähäravinteisissa, mutta suuntaus ei aina ole selkeä.

Ravinnealustoilta lasketut bakteerimäärät ovat yleensä vain muu- tamia prosentteja kokonaisbakteerilukumääristä (JANNASCH ja JONES 1959), mutta näiden maljaviljelymenetelmällä laskettujen ns. saprofyyttien (RHEINHEIMER 1974) lukumäärä ja osuus koko- naisbakteerimääristä vaihtelee selvästi vesistön kuormituksen mu- kaan (RHEINHEIMER 1977a). Esimerkiksi selluteollisuuden orgaani- sen kuormituksen on todettu erittäin voimakkaasti lisäävän sap- rofyyttien lukumäärää jätevesiä vastaanottavasaa vesistössä

(RAO ym. 1976, ROKOSH ym. 1977).

Jätevesikuormituksen selkeimmät vaikutukset saattavat ilmetä la- jiston muutoksina. Esimerkiksi asumajätevesien purkualueelle ri- kastuu runsas valkuaisaineita hajottava bakteeristo, ja vaike- asti hajoavat yhdisteet kuten selluloosa jäävät koskemattomiksi.

Kauempana purkualueella kasvaa sitten selluloosaa hajottavien bakteerien osuus (RHEINHEIMER 1960). Puunjalostusteollisuuden jätevesien vaikutusalueella sellulolyyttisten bakteerien määrä kasvaa suuremmaksi kuin luonnontilaisilla vesialueilla (GOD- LEVJSKA-LIPOWA 1976).

Orgaanisen aineksen ja ravinteiden aiheuttaman kuormituksen li- säksi myös jätevesien korkea lämpötila voi horjuttaa bakteeris- ton lajitasapainoa (HORVATH ja BRENT 1972, REICHARDT 1979). Läm- pötilan kohoaminen vain muutamalla asteella saattaa luonnonti- laisessa vesistössä kasvattaa bakteerien lukumäärää, mutta pie- nentää lajiston diversitecttiä (GUTHRIE ym. 1974).

Jätevedet saattavat sisältää myös myrkyllisiä yhdisteitä, jotka lamaannuttavat myrkylle herkkien bakteerien toimintaa. Esimer- kiksi öljyn ja sen sisältämien hiilivetyjen on todettu ehkäise- vän eräiden heterotro.fisten bakteerien kasvua (GRIFFIN ja CALDER 1977). Luonnontilaisilla vesialueilla suuri osa bakteereista saattaa olla herkkri öljylle, kun taas vastaavilla öljyn jatku- vasti saastuttamilla alueilla useimmat bak.teeri t kykenevfit öl- tiyti hajottamaan. Hiilivetyjä huonosti sietävät lajit karsiutu-

- 3 -

vat ja niiden SlJan valtaavat öljystä yksipuolisesti hyötyvät lajit (WALKER ja COLWELL 1975, VJALKER ym. 1975).

Rikkivety on myrkyllistä korkeampien eliöiden lisäksi myös useil- le bakteereille, sillä sen on todettu ehkäisevän metaanin muo- dostusta (CAPPENBERG 1974) ja sulfaatin pelkistystä (BROWN ym.

1973) sekä heterotrofisten bakteerien toimintaa yleensä (SOROKIN 1970). Jos rikkivetyä pääsee kertymään vesistöön, tulevat sitä hyvin'sietävät ja siitä suoranaisesti hyötyvät kemo- ja fotoauto- trofit vallitseviksi (mm. RHEINHEIMER 1974). Selluteollisuuden rikkipitoisten jätevesien vaikutusalueella on todettu sulfaattia pelkistävien heterotrofien (Desulfovibrio SE.) ja varsinkin rik- kiä hapettavien autotrofien (Thiobacillus sp.) lisääntyvän erit~

täin merkittävästi (RAO ym. 1976, POOLE ym. 1977).

1.2. Kuormituksen vaikutukset bakteerien aktiivisuuteen

Laboratoriokokeissa ja luonnontilaa jäljittelevissä olosuhteissa on todettu, että ravinteista ainakin fosfori lisää liuenneiden orgaanisten yhdisteiden kuten sokerien ja aminohappojen ottoa

ja hajotusta (HALL 1975, OVERBECK ja TÖTH 1978). Nyös orgaani- sen aineksen lisäys nopeuttaa heterotrofisten bakteerien glukoo- sinottoa (VACCARO 1969). Voidaan siis olettaa, että jätevesi- kuormitus vilkastuttaa bakteeritoimintaa ja orgaanisen aineksen hajotusta luonnonoloissa, mistä onkin olemassa melko runsaasti kokeellisia havaintoja. HOBBIE ja WRIGHT (1968) sekä HOBBIE ja CRAWFORD (1969a) totesivat, että glukoosinottona mitattu hetero- trofinen aktiivisuus voi vaihdella useita kertaluokkia järven ravinnetasosta riippuen. CARNEYn ja COLWELLin (1976) tutkimusten mukaan heterotrofisten bakteerien toimintakyky on selvästi suu- rempi jätevesien voimakkaasti kuormittamilla kuin luonnontilai- silla vesialueilla. Vastaavia havaintoja ovat tehneet mm.

ALBRIGHT ja WENTWORTH (1973), FURSENKO (1975) ja GOCKE (1974a, 1978). Kielin lahden tutkimuksissa GOCKE (1977a) totesi amino- happojen ja sokerien hajotuksen olevan selvästi vilkkaampaa lah- den kuormitetussa pohjukassa kuin sen puhtaassa ulko-osassa.

Myös biologinen hapenkulutus (BHK) ja hajottajabakteerien dehydro-

genaasients~yymin aktiivisuus (DHA) olivat lahden pohjukassa suu- ria verrattuna kuormittamattoman alueen arvoihin (GOCKZ ja

- L.~ -

=IOPPE 1977) •

Orgaanisen aineksen ja ravinteiden vaikutusten lisäksi myös jä- tevesien korkea lämpötila saattaa aiheuttaa muutoksia baktee- rien hajotusaktiivisuudessa. Laboratoriokokeiden perusteella glukoosinotto ja mineralisaatio nopeutuu lämpötilan noustessa ainakin tiettyyn rajaan, noin 30-35 °C:een saakka (PARSONS ja STRICKLAND 1962, KADOTA ym. 1966, GOCKE l974a). Luonnossa lämmön vaikutukset eivät ole aivan yksiselitteisiä, mutta yleisesti ot- taen bakteerien hajotusaktiivisuus on suurempi lämpimissä kuin kylmissä vesissä (mm. GOCKE 1978).

Vesistöön tuleva ravinnekuormitus yleensä vilkastuttaa baktee- rien hajotustoimintaa, mikä saattaa johtua bakteeriston luku- määrän kasvusta, lajiston muutoksista ja yksittäisen solun toi- minnan vilkastumisesta. Ilmeisesti kaikki nämä tekijät vaikutta- vat osaltaan. CHROSTin ja SIKORSKAn (1976) mukaan nimenomaan bakteerien lukumäärä kasvaa merkittävästi, mutta yksittäisen so- lun aktiivisuus ei muutu. GOCKEn (1977a) ja ZI~lliRMANNin (1977) havainnot Kielin lahdella ovat kuitenkin päinvastaisia: jäteve- sikuormitus lisää selvemmin bakteerien heterotrofista aktiivi- suutta kuin niiden lukumäärää. Samalla muuttuu myös lajisto sel- laiseksi, joka parhaiten hyötyy runsaasta orgaanisen aineen kuor- mituksesta (vrt. RHEINHEIMER 1977a).

1.3. Heterotrofiset bakteerit kuormituksen ilmentäjinä

Laajoja mikrobiekologisia tutkimuksia vesistöjen kuormituksen vaikutuksista ei ole tehty paljon, vaikka bakteerien merkitys vesiekasysteemin toiminnassa on varsin suuri. Tämä saattaa osin

johtua siitä, että useat vesimikrobiologiset tutkimusmenetelmä:!:;

ovat melko vaivalloisia (vrt. SOROKIN ja KADOTA 1972), ja mene- telmien kehittyessä bakteerien osuus vesistötutkimuksissa tulee varmasti kasvamaan (HOBBIE ja WRIGHT 1979). Bakteerit t)Ovel tu- vat eri ttä.in hyvin vesistön tilassa tapahtuvien muutOE3ten ilmen- täjiksi, koska ne reagoivat nopeasti ympäristön biologisiin ja fysikaalis-kemiallisiin muutoksiin (AI,BRIGHT ja VJENTWOH'rH 197?,

BOWIE ja GILijESPIE 19'?(,, GODLEWSKA-LIPOWA 1976).

- 5 -

Saprofyyttien lukumäärä ilmaisee orgaanista kuormitusta parem- min kuin bakteerien kokonaislulrumäärä (RHEINHEIIviER l977a, l977b).

Saprofyyttejä on käytetty hyväk.si jätevesien vaikutusten ja le- viämisen seurannassa, ja niiden on todettu tavanomaisia fysi- kaalis-kemiallisia havaintoja herkemmin ilmaisevan selluteolli-

suuden jäteveden leviämistä (RAO ym. 1976, ROKOSH ym. 1977).

Vastaavasti saprofyyttien avulla on kyetty seuraamaan ravinne- pitoisen jokiveden leviämistä järvialueelle (RAO ja BUKATA 1977).

Jätevesien vaikutus bakteerien lajikoostumukseen on ilmeinen, ja GODLEWSKA-LIPOWA (1976) on ehdottanut, että bakteerilajistoa tarkkailemalla voitaisiin määritellä jätevesikuormituksen laatu ja samalla sen aiheuttaja. Viljelemällä vesistön bakteereja eri- laisilla valikoivilla, esimerkiksi öljyä tai torjunta-aineita sisältävillä alustoilla voidaan määrittää näitä yhdisteitä sie- tävien bakteerien osuus ja tämän mukaan päätellä, ovatko kysei- set yhdisteet mahdollisesti vesistöä saastuttaneet.

Bakteerien lukumäärä ja lajikoostumus ovat hetkellisiä arvoja, joiden perusteella vesistön toimintaa on vaikea arvioida. Bak- teerien hajotustoiminta ja sen vilkkaus heijastaakin herkemmin vesistön tilaa ja sen mahdollista kuormitusta kuin bakteerien lukumäärä (ALBRIGHT ja WENTWORTH 1973).

Heterotrofisten bakteerien hajotusaktiivisuutta voidaan arvioi- da esimerkiksi mittaamalla jonkin yksinkertaisen orgaanisen yh- disteen ottoa ja hajotusta .. Tätä ns. "heterotrofista potenti- aalian on pidetty erittäin herkkänä ilmaisemaan pieniäk:in muu- toksia vesistön bakteerien toiminnassa ja sitä on ehdotettu käy- tettäväksi ilmentämään vesistöjen eutrofioitumista ja jätevesien aiheuttamaa ravinnekuormitusta (ALBRIGHT ja WENTWORTH 1973,

CARNEY ja COL\'/ELL 1976). Heterotrofiseen potentiaaliin perustuen on tehty jopa järvien trofiatason luokituksia (GILLESPIE 1976, SPENCER 1978a, 1978b).

Bakteeriaktiivisuus laskettuna yhtä solua kohden, ns. "spesi- fisen aktiivisuuden indeksi", kuvastaa ehkä parhaiten vesistö-

jen orgaanista kuormitusta ja sen vaikutuksia heterotrofisiin bakteereihin (\1\fRIGHT 197B). Indeksi., jonka arvo riippuu hajotus-

- 6 -

toiminnan vilkkaudesta ja bakteerien lukumäärästä, ilmentää myös muutoksia bakteerien laadussa. Kuormitetuilla, runsasra- vinteisilla alueilla vallitsevat orgaanista ainesta nopeasti hajottavat bakteerit, mutta kuormituksen vaikutusten laimentu-

essa bakteerilajista muuttuu. Bakteerien lukumäärä pysyy lähes samana, mutta niiden hajotusaktiivisuus pienenee (vrt. GOCKE 1977a, ZI~~ERMANN 1977), ja spesifisen aktiivisuuden indeksin arvo pienenee.

2. BAKTEERIT f1T.RKYLLISYYSTESTEISSÄ

Myrkyllisyystesteissä on käytössä lukuisia erilaisia menetelmiä, joiden avulla vesistöjä saastuttavien aineiden vaikutuksia bak- teereihin on pyritty seuraamaan. Kokeen onnistumisen ja johto- päätösten teon kannalta on ehdottomasti tärkeintä valita miele- käs ja tutkimuksen tavoitteisiin soveltuva koejärjestely (GROSS- BARD 1973). Tutkimusmenetelmää valittaessa on pidettävä mieles- sä, mikä on tutkimuksen perimmäinen tarkoitus ja mihin tutkimus- tuloksia halutaan soveltaa (LANDlf.ER 1978, JENSEN 1978).

Bakteeritesteissä olisi parasta, jos voitaisiin valita yksi ai- noa koejärjestely ja yksi ainoa tutkittava muuttuja, jotka täy- dellisesti ilmentäisivät kuormituksen ja myrkkyjen vaikutuksia luonnon bakteerien toimintaan. Tällaista ihanteellista koejärjes- t,elyä ei kuiterucaan voida luoda, vaan jokaisessa tutkimuksessa on erikseen valittava olosuhteisiin ja tutkimuksen tavoitteisiin parhaiten soveltuvat menetelmät (GROSSBARD 1973). JENSEN (1978)

ja NYHOLM (1979) ovat sitä mieltä, että paras mahdollinen tapa tutkia eri aineiden myrkyllisyyttä löytyy, kun myrkkyjen vaiku- tusmekanismi saadaan selville.

2.1. Myrkyllisyystesteissä mitattavat muuttujat

2.1.1~ Kuoleminen

Suurimmassa osassa vesieliöillä suoritetuista myrkyllisyysko- keista on tutkittu myrkyllisten aineiden tappavia pitoisuuksia

(vrt. BLANCK ym. 1978), ja sama koskee eräiden tutkijoiden mie-

lest~ my~s bakteerien myrkyllisyystestejä. Mikrobiekologisen

- 7 -

tutkimuksen kannalta suuntaus on osittain vääristynyt, sillä saastuneissakin vesist myrkyllisten aineiden pitoisuudet ovat suhteellisen pieniä. Lukuunottamatta aivan pieniä alueita, joissa myrkkyjen pitoisuudet ovat bakteereita tappavia, myrkyl- liset aineet häiritsevät bakteerien toimintaa muulla tavoin kuin suoranaisesti tappamalla niitä (ALBRIGHT ym. 1972).

Tappavien myrkkypitoisuuksien käyttö vesimikrobiologisissa tut- kimuksissa on tietyissä tapauksissa aivan välttämätöntä. Esimer- kiksi silloin, kun halutaan hävittää terveydelle haitallisia bakteereita juoma- tai jätevedestä tai limoittumista aiheutta- via bakteereita putkistoista, on myrkyllisyyskokeiden avulla pystyttävä löytämään varmasti riittävät myrkkypitoisuudet (vrt.

SOLYOr1 1978) .

Kuolemisen tutkiminen bakteereilla tai korkeammilla eliöillä on tarkoituksenmukaista silloin, kun myrkkyjä halutaan alustavasti arvioida ja luokitella ennen yksityiskohtaisempia tutkimuksia

(LANDNER 1978, NYHOLM 1979). Varsinkin raskasmetallien tappavia pitoisuuk·sia on tutkittu bakteerien puhdasviljelmillä (AVAKAYAN

1967, BABICH ja THORMANN 1975, SINGLETON ja GUTHRIE 1977). Näi- tä tuloksia vertailemalla raskasmetallit voitaisiin asettaa jär-

jestykseen myrkyllisyytensä mukaisesti, vaikka tutkimusten eri- laiset koejärjestelyt saattavat vaikeuttaa vertailua (THORI1ANN

1975).

2.1.2. Kasvunopeus

LANDNERin (1978) mielestä ekologisesti sovellettavissa myrkylli- SJrJStesteissä on tutkittava sellaista tekijää, jolla on merki- tystä koeorganismin elinkyvyn ja luonnollisen toiminnan kannal- ta. Bakteerien myrkyllisyyskokeissa on tärkeänä tutkittavana muuttujana pidetty kasvuno~eutta. BRINGMANN ja KÖHN (1976) to- teavat, että kokonaiskäsitys bakteereille haitallisten aineiden vaikutuksista vain tarkastelemalla bakteerien lisäänty- misnopeutta. Erityisten fysiologisten osatekijöiden kuten ent- syymiaktiivisuuden mittaaminen ei heidän mielestäön ole

eovellettav2 menetelm~.

Kaovunopeu(·J nn ttausta pano ^elmiss~ ovat soveltaneet mm.

- 8 -

LITCHJ:!'IELD ja HUBEN (1973) -bakteerilla ja ORiviEROD (1978)

NANN (1973) sekä BRINGMANN tutkivat ja luokitte- livat useita mahdollisia vesi ä tarkastelemalla niiden vaikutuksia eräiden pseudomonadien kasvunopeuteen .. t1yös jatkuvan viljelyn tekniikkaa on sovellettu myrkyllisyystutkimuksiin ..

LESTER ym. (1979) tarkastelivat raskasmetallien vaikutuksia bak- teerien sekaviljelmään ja sen eri jäsenten kasvunopeuteen.

2 .. 1.3.. Lajistan muutokset

Luonnonoloissa jätevesien ja niiden mahdollisesti sisältämien myrkyllisten yhdisteiden tärkeimpiä vaikutuksia ovat bakteerien lajisuhteiden muutokset. Tästä huolimatta lajistamuutoksia on myrkyllisyystesteissä tutkittu varsin vähän (GROSSBARD 1973).

LESTERin ym. (1979) kokeet neljän eri bakteerilajin sekaviljel- mällä osoittivat selvästi, miten suuria muutoksia raskasmetal- lit voivat aiheuttaa bakteeriston koostumuksessa. Sietokykyisin bakteerilaji hyötyi metallilisäyksestä ja tuli viljelmässä val- litsevaksi. Myrkyllisyyskokein on osoitettu, että raskasmetal- lit pienentävät myös luonnon bakteeriston diversiteettiä (SINGLE- TON ja GUTHRIE 1977).

2.1.4. Hajotusaktiivisuus

Bakteerien myrkyllisyyskokeissa yleisimmin mitattavia muuttujia on - kasvunopeuden ohella - ollut hajotusaktiivisuus. Bakteerien keskeinen asema vesiekasysteemissä liitt~J orgaanisen aineen ha-

jotukseen, minkä vuoksi hajotuksen mittaaminen myrkyllisyysko- ssa on perusteltua silloin, kun tarvitaan ekologisesti sovel- lettavia tuloksia (GUSTAFSSON 1978, JENSEN 1978).

Hajotuksen ja hajot-usaktiivisuuden mittauksessa on käytössä lu- kuisia erilaisia menetelmiä muunnelmineen (vrt. SOROKIN ja KADOTA 1972), joi osa on kehitetty myös rutiinitarkkailuun soveltuvaksi .. Teollisuusjätevesien mahdollisesti sisältämien myrkyllisten yhdisteiden seurantaan on kehitetty tjatkuvatoimi-

laitteita, joiden mikrobien hapenkulutusta ja hajotus- mitataan ( , SORTKJAER 1978). Hajottaja-

9 -

bakteerien aktiivisuus

( ) on s sovel-

lettava hajotusaktiivi (RYSSOV-NIELSEN

1975, ORMEROD ( ) näitä

hajotusaktiivi mittausmenetelmiä bakteeriviljelmän kasvu- nopeuden mittaukseen ja tot , että kasvunopeus hieman her-

kemmin kuin en yhdis~een

vaikutuksia.

Hapenkulutuksen avulla mitataan vain yleisesti orgaanisen ainek- sen hajoamista, mutta bakteeritesteihin voidaan valita yk-

erityinen yhdiste, jonka otusta

radioaktiivisesti leimatut et, joita

saa (vrt.

glukoo

lisätä hyvin pieninä pitoisuuksina, ovat tuoneet

tutkimukseen suuk-

yhdisteenä jotakin erityis-

hajoavaa yhdi en ym. 1976, CRAWFORD ym.

s luloo- ), tai vaihtoeh- yksinkertainen, helposti hajoava yhdiste lru.ten jokin aminohappo, j hajo~uksen oletetaan ku- vastavan heterotrofisten bakteerien yleistä hajotusaktiivisuut- ta. menettelytapaa on sovellettu myrkyllisyystesteihin var- sinkin silloin, kun on tutkittu erittäin pienten myrkkypitoi- suuksien vaikutuksia bakteerien aktiivisuuteen (vrt. ALBRIGHT

o ) . (1980) totesi, että bakteerien glukoosinotto

ja hajotus see herkemmin jätevesien haitallisia vaik~tuk-

bakteeritoimintaan kuin hapenkulutuksen avulla mitattu hajo- tusaktiivisuus.

jon

sinoton ja otuksen avulla on erityisen pal- ym ..

en vaikutuksia luonnonveden bakteerien ja HOLM-HANSEN

ALBRIGHT ja WIIJSON 1974, VACCARO ym. 1977). r1enetelmää on käy- tetty myö en (HODSON ym. ), fenolin ( ) ja

( ja 1977) vaikutusten tutkimiseen suuden jätevesien syyden arvioin-

)

.

2.1.5. Muita muuttujia

Typen kiertoon liittyvät s

mineralisaatio ja maamikrobiologi-

myrkyllisyystesteissä tutkittuja muuttujia (GROSSBARD 1973). Vesimikrobiologiassa nitrifikaation mittaami- nen on saanut laajimman

tarkkailussa (STENSEL ym. 1976).

sten toiminnan ym. (196G) ^totesi- nitrifioivat bakteerit ovat selvästi herkempiä useil- le myrkyllisille yhdisteille kuin bakteerit, jo- ten niitä voidaan käyttää ilmaisemaan eniäkin myrkyllisten aineiden pitoisuuksia jätevedessä.

Bakteereilla ja levillä on taipumus itseensä

raskasmetalleja ja torjunta-aineita, jotka kautta pääsevät; rikastumaan myös korkeampiin eliöihin

1975, GUTHRIE • 1977). Kun tutkitaan erilaisten

ympäi~istömyrkkyjen kertymistä , on tämän vuoksi tarpeellista sisällyttää koejärjestelyihin myös bakteereita.

en yksinkertaista rakennetta ja nopeaa aineenvaihdun- taa on käytetty hyväksi ihmisen kannalta merkityksellisessä rnyr- kyllisyystestissä, ns. testissä, jonka avulla jälj e-

tään aiheuttavia my·rkkyjä (mm. ym ..

1973). Amesin suustestiä on sovellettu myös selluteol··- lisuuden en jätevesien vaikutusten arviointiin (ru1.1J.ULL

• 1977, FEVOLDEN ja M~LLER ).

2.2.. Koejärj 2 .. 2.1.

Laboratorio-oloissa keskeinen asema

avulla on monipuolisesta

eivät evana

ja

puhdasviljelmäkokeilla on

perustutkimuksessa,

skohtainen tieto bakteerien 1971) .. Puhdasviljelmäko- semaan bakteerien toimintaa

harvoin ainort :i on )

.

j

on

en

ovat

elmää

halutaan soveltaa luonnon s bakteerien

sekaviljelmien käyttö näkökohtia.

ssa

on todettu, että eri ien yhdisteille vaihtelee huomattavasti (

euraamaan

). Sekavilj yhdisteiden en lajien

tulevat ) .. Tällais

ne kuvastavat myös

(GUSTAFSSON ⁾

.

vuoro-

ja ovat

2.2.3. Bakteerien ja muiden eliöiden sekaviljelmät

Luonnossa myrkkyjen vaikutukset eliöihin kuten le- myös bakteerien toimintaan saattavat epäsuorasti

j en sietokykyyn ja VIIUM-ANDERSEN

). Bakteerien ja muiden eliöiden muodostamia sekaviljelmiä voidaan käyttää myrkyllisyyst ssä silloin, kun halutaan saa- da myrkyllisten yhdisteiden vaikutuksista koko vesiekosys-

(GUSTAFSSON 1978).

Laboratorio-oloissa voidaan rakentaa yksinkertaistettuja malle- ja luonnon vesiekosysteemistä, joissa bakteerien ohella koeorga- nismeina käytetään mm. leviä, alkueläimiä, äyriäisiä ja kotiloi- ta (SUGIURA ym. 1976a, TAUB 1976). Näissä vesiekosyteemin keino- tekoisissa pienoismalleissa tehtyjen myrkyllisyyskokeiden perus- teella voidaan arvioida myrkyllisten yhdisteiden ja jätevesien

luonnon todelliseen eliöstö (DRAGGAN 1976a, SUGIURA 1976b). Sopivin koejärjestelyin on mahdollista tutkia myrk- en vaikutuksia vesistöissä tapahtuvaan aineiden kiertoon (DRAGGAN 1976a), mutta erityisen hyvin vesiekosysteemimallit so- veltuvat tutkimuksiin, joissa selvitetään myrkyllisten yhdistei- den rikastumista ravintoketjuun (vrt. DRAGGAN 1976b, SEPPOVAARA

ja HATTULA 1977)

2.2.4. Luonnon bakteeristo

Laboratorio-oloissa tehtävien puhdasviljelmäkokeiden perusteel- la on vaikea arvioida myrkyllisten yhdisteiden todellisia vaiku- tuksia luonnon.oloissa. Puhdasviljelmäk:okeissa ei ole laj

listä vuorovaikutusta, eikä yleensä tiedetä, millä

ten paljon yksittäiset bakteerilajit ottavat osaa luonnon tutkittava laji saattaa olla sin merkityksetön vesistöissä, joihin myrkyllisiä yhdisteitä joutuu (GROSSBARD , GUSTAFSSON 1978). Tämän vuoksi on suosi-

vaikutuksia vastaanottavan vesistön bakteeristolla, jos tuloksia halutaan soveltaa todelli- luonnon olosuhteisiin (ALBRIGHT ym.

1972).

voidaan tutkia joko luonnon olosuh-

- 13 -

teissa tai erikseen säädettävissä laboratorio-olosuhteissa.

Parhaita ä menettelytavasta ovat ns.

CEPEX , joissa reaktioita erilaisiin myrkyl- lisiin yhdisteisiin tutkittiin suurissa koeveteen upotetuissa altaissa (HODSON ym. 1977., VACCARO ym. ) Tällaisten koejär-

jestelyjen etu on se, että kokeiden aikana fysikaalis-kemialli- olosuhteet kuten ravinnetaso, valaistus ja lämpötila pysy- vät lähes luonnonmukaisina (TAKAHASHI ym. 1975). Suurissakin koealtaissa saattavat virtausolosuhteet kuitenkin häiriintyä,

j luonnonmukaisia eivät koeolosuhteet (VERDUIN ).

Kenttäkokeiden tulosten tulkinta on vaikeaa, myrkyllisyys- t en tuloksiin vaikuttavat täysin säätelemättömät ja monimut- s luonnonolot (KERSTING 1975, DRAGGAN 1976a). Laboratorio- kokeiden yleinen etu kenttäkokeisiin verrattuna onkin se, että tutkimusolosuhteet voidaan valita ja niitä säädellä tut- kimuksen kannalta tarkoituksenmukaisesti (SEPPOVAARA 1978).

Luonnonveden bakteeriston tutkiminen laboratorio-oloissa aiheut- taa kuitenkin ylimääräisiä vaikeuksia, sillä bakteerit joudu- taan irrottamaan omasta ympäristöstään ja niiden herkkää tasa- painotilaa häiritsemään (mm. RHEINHEIMER 1974). Bakteerien la- boratoriotestit ovat kuitenkin hyvin halpoja ja yksinkertaisia

.;;;;;...o_;;;;..;;.;;;..;;;...;;.;;. -tutkimuksiin verrattuna, mikä tekee ne myrkyllisyys-

tutkimuksissakin suosituiksi (vrt. ALBRIGHT ym. ., ALBRIGHT ja WILSON 1974, THORMANN 1975, SINGLETON ja GUTHRIE , LAHTI

1980, 1981).

estien erityisongelmia

sa myrkyllisen ja steen

a saattaa olla vaikeasti määriteltävissä. Esimerkiksi korkeam- mille

mille )

'

teereille (mm.

., j

rikkivety on haitallinen my5s useim- bakteereille (SOROKIN 1970, CAPPENBERG rikkiyhdisteitä hapettaville autotrafisille bak-

ym. 1976). Metanoli puolestaan on myrkyl-

ha~pettaville pseudomonadeille, mutta ei metanolia -bakteereille (HARDEH ym. 1977).

v~~Å~~~sevät joidenkin bakteeriryhmien toimintaa,

eivät siis välttämättä

bakteereillee~

Alkuperäisestä

toiminnan muutosten,

ansiosta bakteeriyhteisö, j

aineiden vaikutuksia ~ GHOSH ja , VARMA ym. 1976)~ Tällä

tulokset ovat vahvasti ja kokeen kestosta, mikä on

MENZEL

1977).

haitallisten , SENIOR ym.

myrkyllisyystes- tutkimusmenetelmästä

tuloksia

Luonnon bakteeristoa on myrkyllisyyst vilj sitä rikkailla

1975,

SINGLETON ja GUTHRIE

tenkin vain pieni osa luonnonvesien ja JONES

1959),

joten

tutkittu todellisen

JANNASCH

hin. Lisäksi ravinteet saattavat suo myrkyllis- ten yhdisteiden öljyjen ja raskasmetallien vaikutuksilta

(GRIFFIN CALDER

1977,

STOTZKY

1979)

j myrkyt luonnonoloissa vaikuttaa pienempinä pitoisuuksina kuin

toriakokeiden perusteella oletettaisiin. Radioaktiivisesti lei- mattuja yhdisteitä voidaan näytteisiin niin

toisuuksia, vältytään ravinteiden turhalta rikastamiselta.

Myrkkyjen vaikutuksia luonnonveden bakteereihin ja en kannalta tärkeään orgaanisen

olosuhteissa, jotka lähes ym.

1972).

3. SKLLUTEOLLISUUS

3.1. Selluteollisuus Suomessa Puunjalostusteollisuus on maamme

emme kuormittaja.

otukseen voidaan luonnonmukaisia

ä ja

rissä ^80-90 % kokonais-

Puunjalostusteollisuuden osuus ve- -kuormasta oli 85

%,

en

kuormitusosuudet 8

enempi kuin johtuu

sa syntyvä

sulfaat;tis en

ja

j ja

valkaisu lisää huomattavasti j en

s-

on

) Ii

vesistökuormitusta (mm. RENNERFELT • Suurin osa maassamme

sa ..

ty

on

sellumassasta valkaistiin jo

koostumus aines

orgaa- jätevedet sisältävät hyvin

kiinteässä, kolloidisessa tai essa muodos- tärkeimpiä ovat kuorij

karkaavat jätekuidut ..

mahdollisimman tarkoin talteen

jätekuitujen määrää jätevesissä on avulla (SIT&\

1970, )

valmistettaessa keitossa puusta jäteliemen mukana en

huolimatta niitä pääsee j suoraan

oavaa

liukenevat

1974).

Liuenneen ja en selkeyttimien tehostamalla j

(HRUTFIORD ym ..

orgaanisesta vaikeasti hajoavan j

)

..

muo-

dostavat erilaiset ligniiniyhdisteet ja niiden valkaisussa kloo- rautuneet johdannaiset. oavia yhdisteitä ovat

lihydraatit ja niiden sukuiset kuten hemiselluloosa sekä yksinkertaiset orgaaniset hapot, ja karbonyyliyhdis- teet (MELONI 1974). Jätevesistä on määritetty esimerkiksi nolia, oksaalihappoa ja aseta1dehydiä (OTA ym. 1973). Hyvin keitä jätevesien sisältämiä yhdisteitä ovat erilaiset puusta

olevat terpeenit ja feno1ityyppiset aineet sekä rasva- ja hartsihapot (HRUTFIORD ym. 1975).

valkaisussa useat orgaaniset yhdisteet pilkkoutuvat ja , jolloin syntyy niiden johdannaisia kuten kloorau- tuneita fenoleja, katekoleja ja guajakoleja (LINDSTRÖM ja

) sekä k1oorautuneita rasva- ja hartsihappoja (LEACH ja THAKORE 1975, LEACH ym. 1976).

3.2.2. Epäorgaaninen aines

Sulfaattisellutehtaiden jätevesien kiinteät epäorgaaniset muodostuvat suurelta osin meesa- ja soodasakoista, jotka ovat karbonaattien Na- ja Ca- suoloja. Liuenneista aineista merkit- tävimpiä ovat keitto ja valkaisukemikaaleina käytetyt kloori- ja rikkiyhdisteet erilaisine johdannaisineen. Vesistöjen kannalta erittäin merkityksellisiä ovat lisäksi kasvinravinteet ja fosfori (fv1ELONI 1974).

Epäorgaanisista klooriyhdisteistä jätevesissä on määritetty va- paata klooria, a, kloraatteja ja klooridioksidia (

VAARA 1973). Rikkiyhdisteistä runsaimpia ovat epäore;aanis

faatit ja sulfidit sekä eräät orgaaniset rikkijohdannaiset kuten metaanitioli ( ) ja dimetyylisulfidi ((CH

3)₂s) (

ja 1970, 1973).

Yleensä puunjalostusteollisuutta ole pidetty merkittävänä ra- vinnekuormittajana. Jätevesien typpi- ja fosforipitoisuuksien . on

huomattava

NAAKKA ⁾

.

^j

j

, että .niillä saattaa vastaanottavan vesistön

ilmeisen pieninä pitoisuuk-

- 17 -

sina, jotka saattavat olla

kanadalaisen selluteh- tyksellisiä. ROGERS (1973)

taan jätevesistä muutamia ' kadmiumia, kro- mia ja lyijyä s eroan

3.3. Jätevesien vesistövaikutukset

en sisältämät kiinteät aineet ja voimakkaan värilliset kuten ligniini chentavat tuottavaa kerrosta (PARKER ja SIBERT 1973). Usein levien perustuotanta on selvästi vähäi- sempää sellutehtaan välittömässä läheisyydessä ns. irulibitio- alueella kuin kauempana tehtaasta, jossa jätevesien sisältämät

kiihdyttävät tuotantoa. Tämä voi johtua paitsi heiken- tyneestä valaistuksesta myös jätevesien sisältämistä myrkylli-

yhdisteistä sekä siitä, että hajottajabakteerit

vat kanssa ravinteista jätevesien purkualueella (LEHMUS- LUOTO ja HEINONEN 1970, STOCKNER ym 1975).

Selkeimmin havaittava jätevesikuormituksen vaikutus on

happikato ja seuraava pelkistyneiden yhdisteiden muodostu- minen hapettomissa vesikerroksissa (SITRA 1970, PARKER ja SIBERT 1973). h~luu loppuun bakteerien hajottaessa vesistöön jou- tunutta orgaanista ainesta - myös vaikeasti hajaavaa ligniiniä

ja kuituja. pelkistyneissä olosuhteissa muodostuva rikkivety myöhemmin hidastaa orgaanisen aineen otusta

(POOLE ).

Biologista kiihdyttävien ravinnevaik:utuksien j voi olla suoranaisia myrkkyvaikutuksia

rikkiyhdi , rasva- ja hartsihapot sekä kloorautuneet yhdis- teet ovat kaloille (SEPPOVAARA ja HYNNTNEN

, LEACH ja THAKORE 1973, 1975) sekä ja (MÄENPÄÄ • 1968, SEPPOVAARA ja 1970,

• 1975, ELORANTA 1976a, 1976b, MOORE ja LOVE 1977).

Varsinkin rikkiyhdisteet ovat helposti haihtuvia ja häviävät

j en avulla (SEPPOVAARA ja HYNNINEN 1970).

van

ei Suomen olosuhteissa odoteta aiheutta- myrkkyvaikutuksia, mutta pitkäaikais- en mahdollisuutta ei voida jät·t;ää vaille huomiota

ja LEHTINEN 1980) • 'J:ode lli s us jätevesien muiden

- 18 -

kutusten kuten happikadon ja veden alentuneen pH -tason alle ..

Toisaalta kaikki nämä tekijät täydentävät toistensa haittavaikutuksia vesistöjen eliömaailmaan (SITRA 1970).

4. TUTKIMUKSEN TAUSTA

4 .. 1.. Tutkimuksen tavoitteet

Tämän tutkimuksen pääasiallisena tarkoituksena oli tutkia sul- faattiselluteollisuuden jätevesien vaikutuksia vastaanottc:tvan vesistön heterotrofisten bakteerien aktiivisuuteen. Erityisesti haluttiin tutkia jäteveden mahdollisia myrkkyvaikutuksia, jotka hidastaisivat orgaanisen aineen hajotusta purkualueella ..

Myrkyllisyystesteissä haluttiin tarkastella jäteveden hienova- raisia, bakteeritoimintaa lievästi lamauttavia vaikutuksia eikä suoranaisesti tappavia myrkkyvaikutuksia, joiden merkitys luon- nonolojen kannalta olisi kyseenalainen. Tämän vuoksi tutkittiin melko pienten jätevesimäärien vaikutuksia bakteeritoimintaan ..

Koska myrkyllisyystestien tuloksien perusteella haluttiin arvi- oida jätevesien todellisia ympäristövaikutuksia, tutkittiin myr- kyllisyysteissä nimenomaan vastaanottavan vesistön omaa baktee- ristoa. Tutkimusmenetelmä pyrittiin valitsemaan sen mukaan, että tulokset olisivat mahdollisimman hyvin sovellettavissa luonnon- olosuhteisiin ..

Laboratorio-oloissa suoritettavien myrkyllisyystestien ohella tutkimuksen toisena päätavoitteena oli seurata heterotrofisten bakteerien aktiivisuutta jätevesien vaikutusalueella ..

toiminnan vilkkauden ajalliseen ja paikalliseen vaihteluun rittiin löytämään joitakin yksinkertaisia syy-yhteyksiä, minkä vuoksi bakteeriaktiivisuuden lisrucsi mitattiin joitakin

omaisia fysikaalis-kemiallisia ja biologisia vesistömuuttujia ..

KUPARISEN (1980) aiemmin suorittamien tutkimusten mukaan hetero- trofisten bakteerien aktiivisuus ilmentää erittäin hyvin jäte- vesien kulkeutumista tutkimusalueella .. Tähän perustuen pyrittiin tässä tutkimuksessa myös selvittämään jätevesien vaikutusalueen laajuutta, minkä vuoksi havaintoja kerättiin varsin laajalta alueelta sellutehtaan ymp~iristöstä.

- 19 -

4.2.. Tutkimusalue ja sen kuormitus Tutkimusalue käsitti 150 km2

ten kaupungin edustalla (kuva 1) .. Alue , vaan

Kaskön ja Sälgrundin kärjistä .. Tutki-

musalueen suurista lahdista vain Järvöfj erottaa avome- matala kynnys; sen SlJaan Närpesfjärdenissä on vaih- Selkämeren kanssa esteetöntä (Maa ja Vesi 1976) ..

Kaskisten pienen, vajaan 2000 asukkaan kaupungin jätevedet pur- kautuvat puhdistamattomina Kaskisten salmeen .. Niiden mukana me- reen joutuu pieniä määriä ravinteita ja BHK

7

-kuormaa ( 1, Maa ja Vesi 1976).

Alueen ainoa merkityksellinen joki on Närpiönjoki. Se on tyypil- linen Etelä-Pohjanmaan pieni joki, jonka virtaamavaiht ovat hyvin suuret. Ylivirtaama (HQ) on 98 m3 s , keskivirtaama

( ) 7 m3 s-l ja alivirtaama (NQ) vain 0.15 m3 s-l TIITINEN ). Närpiönjoki laskee Selkämereen Kaskisten kaupungin syydessä, missä jokisuu on padottu Västerfjärdenin makeavesi- altaaksi v. 1975 valmistuneen maapadon avulla (ROPPONEN 1978).

Ennen makeavesialtaan rakentamista huuhtoutui joen mukana mereen vuosittain 24.9 t fosforia, 418 t typpeä ja 11 000 t kiintoai- netta (KAIJALAINEN 1972). Vastaavat luvut vuorokautta kohden laskettuna on esitetty taulukossa 1.

Taulukko 1.. Tutkimusalueen kuormitus

Fosfori Typpi

Kiintoaine t t t t

4.3. Oy Metsä-Botnia

L~ • .1.

Kaskisten kaupunki 0.006

0 .. 024 0 .. 150

:n sellutehdas

Närpiönjoki

0 .. 07 1.

30

toimintansa Oy Netsä-Botnia Ab:n sul-

...,. ... ._ . .,_,; ... u,

j on suunniteltu täydessä toiminnassa

,o 0

- 20 -

1km

l

62° 25'

t H 13

p:;

:~ ~

PORI fj

r:D

~

().

0

28

24-

35

Kuva 1. '.futkimusalue

tuottamaan vuodessa 000 t s ^{) e}

Tehtaan s v.

tanto jäi kuitenkin 190 ( Toimintakertomus 1978), mutta v .. 1979 tehdas toimi jo kapasiteetillaan.

Tehdas käyttää puuraaka-ainetta vuosittain noin 1.3 milj. m3, josta sahausjätettä on noin 20

%,

lehtikuitupuuta 15

%

ja loput havukuitupuuta (AHAVA 1978). Lehtipuu ja osa havupuusta kuori-

niin, että noin 5096keittoon syötetystä hakkeesta on kuo- retonta (KALISH 1977).

Haketettu puuaines keitetään j sessa Kamyr-keittimessä, jonka kapasiteetti on 880 t d-1 • Keiton, pesun ja lajittelun jälkeen massa johdetaan valkaistavaksi (AHAVA 1978). Sellun val- kaisu tapahtuu tavanomaisena 6 -vaiheisena kloorivalkaisuna, jos- sa valkaisukemikaaleina toimivat kloori, klooridioksidi ja hypokloriitti. Tehdas on kuitenkin varautunut ottamaan käyt- töön happivalkaisun (KALISH 1977).

4.3.2. Tehtaan vesihuolto

Tehdasta suunniteltaessa ja rakennettaessa oli päämääränä mah- dollisimman alhainen vedenkulutus (KALISH 1977). Tehtaan raaka- veden tarve on mitoitettu 140 m3:lle sellutonnia kohden, mutta taseiden mukainen vedenkulutus on ollut vain noin 100 m3 sellu- tonnia kohden (AHAVA 1978). Lukua voidaan pitää varsin pienenä, sillä suomalaisten sellutehtaiden ominaisvedenkulutus on ollut yleensä 200-300 m3 sellutonnia kohden (HÄGGBI~M ja

!JIELONI

Tehdas tarvitsemansa makean raakaveden Västerfj

pumpataan vettä ~~~av~~.u kaut- ta tehtaan vesiasemalle 1.3 m3 s-l (AHAVA 1978), on

noin 20

%

keskivirtaamasta. lisru{-

siin jäähdytystarkoituk-

4.3.3. Jätevedet ja Länsi-Suomen

määräävät jätevesien -kuormituksen (

-kuormitus oli suuri, .8 t v. 1978 jo selvästi alentunut (

2. Tehtaan j

' j

),

2, KUPARINEN 1980).

valmistuksen mukaan kuitupitoisia j

tely aloitetaan taan talteen ja

vesitasekaavion

• Niiden käsit- elkeyttimellä, jossa muodostuva liete ote- jälkeen jätevedet johdetaan avo-ojaa pitkin esiselkeytysaltaaseen, jossa veden viipymä on 18 tuntia. Vaikaisimon jätevedet

daan kalkilla ennen niiden johtamista een. Tä- män jälkeen jätevedet johdetaan varsinaiseen käsittelyaltaaseen eli ilmastettuun lammikkoon. Ilmastettu lammikko on Tallvarpenin lahden pohjukkaan :n suuruinen allas, jossa j

vedet viipyvät 10-14 vuorokautta. Ti1avuudeltaan 655 000 suuruiseen

den teho on

det johdetaan mereen

5. AINEISTO JA MENETELMÄT

Tämän työn

ja 3)' ^j osa

lahteen~

pohjailmastinta, j j

merialueelta vaikutusalueen

näytepistettä (kuva 1

Oy Metsä-Botnia

- 23 -

:n velvoitetarkkailun kaan jätevedet

salmi ärden

, jonne kulkeudu.

Numero 8

25 34 länsipuoli 28

19

20

)

StoDremmargrund Tallvarpenin lahti

steenä toi- en mu-

Numero

30

24

l\Iyrkyllisyystestejä varten valittiin pisteis- kolme ja 26-, jotka sijaitsivat lähes suorassa

jassa j purkukohdasta päin. Näiden

ot neljäs, ylimääräinen piste 261 Tallvarpenin lahden • Kyseisten pisteiden etäisyydet jätevesien purlrukohdasta olivat noin 9.5, 3.0, 1.5 ja 0.2 km.

Varsinai tutkimusten lisäksi tehtiin tutkimusmenetelmä.än skokeita, joissa havaintopisteet kus- sakin tapauksessa en.

~1tkimusalueen havaintopisteistä otettiin fysikaalis-kemiallis- ten ja en määritystä varten

.5 m:n Ruttner-noutimella siten,

men 0.,5 m:n välein. Kokoomanäyte

tettiin hyvin 70 l:n ja annosteltiin 2 l:n

pulloihin. ainoastaan pintavedestä, me-

kulkeutuvat pääasiallisesti pinta- siitä, että avovesikautena

sekoittuvat voimakkaasti (KUOPPAMÄKI ja )

.

en jätevesinäytteet otettiin kertanäyt-

teinä ilmastusaltaasta mereen j Jätevesien vaikutusalueen

havaintopisteeltä kolme kyllisyyskokeita

erilliskokeita varten

5.6., 8.6.

ja

19.9.).

5·3~ Näytteiden analysointi

5.3

1. ~ysikaalis-kemialliset

kerättiin

.7

Kokoomanäytteiden lisill{si jokaisella näytteenottokerralla erillinen näyte myös 1 m:n syvyydestä, josta

(SFS 3040) määritettiin happipitoisuus ja tila Ruttner-noutimen lämpömittarilla. Samalla mitattiin

me- lämpö- men valkean kannen avulla myös näkösyvyys. Hapen kyllästyspro- s laskettiin GRASSHOFFin

(1976)

merivesitaulukoiden

Kokoamanäytteistä mitattiin laboratoriossa pH, sähkönj

( \t

25) ja alkaliniteetti.Alkaliniteetti määritettiin vesihallituk- sen Kyläsaaren laboratorion käyttämällä menetelmällä, jossa

titrataan 0.02 N HCl: ensin 5:een ja sitten 4.2:een~

Tulokset kaavasta (1).

(1) 1-1

c

^::::: titraustulos 4.5

=

D ^::::: titraustulos 4.

k ^:::: hapon

Vaasan vesipiirin laboratoriossa näytteistä määritettiin

kokonaistyppi ja väri vesihallituksen en

ohj MÄKINEN

1975).

Jätevedestä -fosfori sekä suus (vrt.

vesilaimennuksista

ja sähkönj

ja

kokonaistyppi

ja kiintoainepitoi-

j

, sähkönjohtavuus, väri ja KHK.

j a

tiin ).

Tulosten laskemisessa suus

ja

bakteerien mittaamalla

bakteerien ^e menetelmä oli

AZAMin ja

(1973)

kehittämä

nso menetelmä.

muunnostan ovat leet

'

^{1978), KUPARINEN (1980) )}

ja

j

ossa

ja )

näytteiden '"" ... , ... _,_sen glukoo

ertoaika

rr (

bakteeristo

3).

(4) =

V c

liuos

T T --

radioaktiivisena substraattina (Radiochemical Centre, Amersham), jonka mmol-l eli 125 mCi molekyylipaino

%.

Glukoosi vesiliuoksena, j

tislatulla vedellä

g

ten, että saatiin varsinaisia tutkimuksia ja erilliskokeita var- ten kolme pitoisuudeltaan erilaista liuosta. Jokaisen liuoksen absoluuttinen

avulla ja tämän suus • Väkevin

suus tarkastettiin nestetuikelaskennan laskettiin liuosten glukoosipitoi- sisälsi glukoosia 0.16 g ml-l ja sen

Ci ml-¹• Keskimmäistä liuosta käy-

tettiin , ja sen glukoosipitoisuus

0.013 g ja radioaktiivinen pitoisuus 1.6 Ci

meimman liuoksen vastaavat olivat 0.0026 g ja

o ..

korkilla . klaavissa

' j

kumitulpalla ja ja

°C:n lämpötilassa •

vesistönäytteistä an- sti ettaviin 100 :n aloittamista eli radioaktiivi-

vi.ilennettiin inkubointilämpö-

+ 0

- 2 C:n tarkkuudella

Näytteisiin li 200 0.052 g lopetettiin liinia. Jokai

1, jolloin säämällä

näytteestä

tarkkuus- tuli

bakteeritoiminta 0.5 ml 39-prosenttista forma- sekä 0 e, jossa formaliini

rinna~caismääritystä

jo ennen inkuboinnin

Inkuboinnin jälkeen näytteet suodatettiin vesisuihkupumpun lie- vässä imussa selluloosaesterikalvoilla (Millipore HA)., joiden huokoskoko oli 0.45 ~m ja halkaisija 25 mm. Näytteen

kalvot huuhdeltiin 20 ml:lla j vettä, jotta kalvolle jäänyt mutta bakteereihin sitoutumaton radioaktii- visuus olisi saatu poistetuksi. Yleensä suodatettiin koko 50 ml:n

eräiden näytevesien sisältämät s ja epä- tukkivat suodatinkalvon , että näytteet oli jaettava kahdelle kalvolle, ml kummallekin. Varsinkin

läheisyydestä p pienempiinkin, vain

ssa näytteissä ml:n suodatustilavuuk-

Suodatinkalvot etettiin puhtaissa muovisissa petrimaljoissa Helsingin yliopiston maatalous-metsätieteellisen tiedekunnan isotooppiosastolle mitattaviksi nestetuikelaskimella (RackBeta

1215., •

Ensimmäisen näytteenottokierroksen (15.5.) jälkeen

käsiteltiin , jota VIRTANEN (1980) ja KUPARINEN (1980) ovat et 14c -isotoopin ja TAMMINEN (1980) sotoopin mittauksessa. Kostutettu suodatinkalvo liuotettiin 1 aan dioksaania :aan ^PCS -tuikeainetta (Amersham)., ja

suus mitattiin ^j estelmässä, j

soitu ulkoisen standardin kanavasuhdemenetelmällä ..

on pieni chemical

., ja

täydellisesti, vaan jäi epäpuhtauksia .. 3H -isotoopin energia (0 .. 018 MeV)

14

c

-isotoopin energiaan (0.. MeV)

), minkä vuoksi pienetkin hiukkasmaiset epä- tehokkaammin 3H:n f3--säteilyä ja lisäävät . Laskentatehokkuus ja tulosten tarkkuus

ellaankin

3H

-isotoopin mittauksissa näyt-

teiden polttamista, j ja näytteestä tulee

Mi ttaustekniikl.--aa muutettiin jälkeen, ja liuottamisen

soveltuvalla Junitek :n Uunin lämpötila oli 960 °C,ja orgaaninen aines paloivat

kerätä talteen 3H20:nä.

miiksi tuikeaineen (PCS) ja huuhteli dellä, joten lopullisen geelimäisen oli 2.6 vettä ja

7.4

ml:a PCS:ä.

tehokkuus oli 25-28

%,

Standardisaitiin koisen standardin kanavasuhdemenetelmällä käyttäen ..

näytteiden radioaktiivisuus oli

0 -näytteen aktiivisuus, tulokset malla tavalla ..

5~4- Erilliskokeet

) ~

samalla

tästä )

Bakteerisoluihill kertyvän radioaktiivisuuden tulee olla suoraan verrannollinen inkubointiaikaan, jotta kaavan (4) mukaan

kiertoajat luotettavia (vrt .. WILLIAMS ja ASKEW ).

Asiaa tutkittiin pisteistä 26 ja 35 noudettujen

la siten, että radioaktiivisen glukoosin lisäämisen j

la1bointia jatkettiin eripituisia a (0.5, 1, 1 .. 5, 2, 3 ja 5 h). Avomerialueen näytteeseen vielä 0 .. 5 jätevettä, sillä on todettu, myrkyt voivat

bakteerien ,

Nenetelmän

radioaktiivista pitoisuuksia,

seksi suoritettiin e, jossa

1

)

.

on

näytteeseen (piste suutta. Tässä

suu-

työlaimennuksia

en, een

o.

koosi alenee

otosta.

johtuen

a

e )

,

1, 2., 4

j

' ja

assa

(mm .. RHEIN- s-

ennen

au-

j en

t

j j

5

ja

l 2, 3, 4, 5 j 7

.. 1 ..

.1 1 ..

m , mikä 860 mS m

(700-830 vuus

n

ja

ja

2 ..

kisten

.. 1 3

4.

arvo

on ja

hapen

(piste 27) ..

pohjukka, jossa .6. ei ja kemiallinen

l

l

1 m:n

selvästi eri steiden ja j~.~~~~ ..

jen välillä. Keskikesällä (

.,0 m, hieman

avomeren

s pi ja

ss~iiin muualla 1

2

verran

m

- 32 -

mutta jätevesilaimennuksista 10- ja 1- prosenttisen värilukemat olivat suuremmat kuin puhtaan veden lukemat.

Kemiallinen hapenk~lutus jätevedessä vaihteli välillä 440-610 mg

o

_{2 1-}¹• Jätevesilaimertnuksista 10- ja 1- prosenttisissa voi- tiin havaita kohonneita arvoja puhtaan meriveden KHK-arvoihin verrattuna.

6.1.4. Kokonaistyppi ja kokonaisfosfori

Fosforipitoisuudet vaihtelivat jonkin verran eri pisteiden ja havaintokertojan välillä. Keskimäärin suurimmat arvot mitattiin keväällä. Eniten fosforia - Tallvarpenin pohjukkaa lukuunottamat~

ta - määritettiin Kaskisten salmessa ja Ådskäretin kohdalla (15-32 g 1-1 ), Närpesfjärdenissä (17-31 ~g 1-1 ) ja Tallvarpe- nin lahden ulko-osassa (21-74 flg 1-1). Lahden pohjukassa, jäte- veden purkuputken välittömässä läheisyydessä kokonaisfosforipi- toisuudet vaihtelivat välillä 71-430 g 1-1 • Jätevesi sisälsi fosforia 1200-1700 g 1-1

•

Typpipitoisuudet vaihtelivat alueella melko vähän ja jokseerucin epäsäännöllisesti. Jäteveden typpipitoisuudeksi määritettiin 5600-5900

f'

g 1-1•

6.2. Biologiset määritykset

6.2.1. Perustuotantakyky ja klorofylli a

Kasviplanktonin perustuotantakyky on Kaskisten edustalla melko alhainen, ja aluetta onkin pidetty varsin karuna (Maa ja Vesi 1976).

Keväinen näytteenottokerta

(15.5.)

ajoittui ilmeisesti lähelle kasviplanktonin kevätmaksimia, koska klorofylli a:n pitoisuudet olivat tällöin selvästi korkeammat kuin esimerkiksi keskikesällä.

(17.7.). Myös perustuotantakyky oli varsinkin avomerellä suurem- pi keväällä (150-180 mg C m-3a-1 ) kuin keskikesällä (80-160

c m-3d-1 ). Rannikolla vuodenaikaisvaihtelua ei voitu selväs- ' vaan esimerkiksi Kaskisten salmessa, jota kuormit-

jätevedet, perustuotantakyky nousi tasaisesti

syksyä kohden (225-342 mg C m-3d-1 ).

Kasviplanktonin jyrkkää kevätmaksimia ja lyhyttä kesäminimiä seuraa usein syyskesällä toinen tuotantohuippu, joka kuitenkin jää keväistä alhaisemmaksi (mm. WETZEL 1975). Syyskesän näyt- teenottokerta (14.8.) ajoittui ilmeisesti juuri tämän huipun kohdalle, sillä klorofylli a:n pitoisuudet olivat lievästi ko- honneita keskikesän arvoihin verrattuna. Lisäksi tutkimusalueal- la havaittiin tuona ajankohtana ajelehtimassa suuri sinilevälaut- ta lähellä Orionia (piste 33).

Alkuperäinen havaintoaineisto on esitetty liitteissä 1 ja 2.

6.2.2. Heterotrofisten bakteerien aktiivisuus 6.2.2.1. Erilliskokeet

Bakteerien glukoosinotto oli suoraan verrannollinen inkubointi- aikaan tutkituilla pisteillä 26 ja 35, sillä soluihin kertyi ra- dioaktiivisuutta tasaisesti (liite 3). Regressiosuorien yhtälöt on laskettu kaikkien havaintojen (n= 14) perusteella, ja niiden selitysasteet ovat korkeat Cr2

35⁼ 0.935 ja r2

26= 0.981). Jäteve- silisäys ei vaikuttanut inkuboinnin lineaarisuuteen.

Varsinkin pisteessä 35, missä bakteerien toiminta oli vilkkaam- paa kuin pisteessä 26, glukoosinoton nopeus pieneni hieman kol- men tunnin inkuboinnin jälkeen. Tämä ilmiö havaitaan usein liian pitkiä inkubointiaikoja käytettäessä\ja se johtuu ilmeisesti sii- tä, että leimatun glukoosin pitoisuus tulee liian pivU\J~~~~

(DIETZ • 1977). Tässä tutkimuksessa käytetty kahden tunnin in- kubointiaika on perusteltu, sillä tällöin bakteerien glukoosin- otto oli täysin verrannollinen inkubointiaikaan.

Radioaktiivista glukoosia lisättäessä mitattu kiertoaika kasvoi merkittävästi vasta kun lisäyksen pitoisuus näytteessä ylitti 1 g (liite 4). Pienempiä lisäystasoja käytettäessä mitattu kiertoaika lähes muuttumattomana. Kokeen perust;eella voi- daan tutkimuksessa käytettyä glukoosin lisäystasoa 0.052 ~ g 1 -1

sopivana, koska se ei muuttanut mitattua kiertoaikaa. Kaa- van (3) sisältämä ehto tulee näin toteutetuksi.

- 34 -

Kun glukoosia lisättiin näytteeseen hyvin suuria määriä (yli 1 g 1-1

), kasvoi mitattu kiertoaika merkittävästi (liite 5).

Kun glukoosin lisäystaso oli 9-10 g , mitattu kiertoaika oli kasvanut lähes kaksinkertaiseksi alkuperäisistä, o.05)Jg 1-l -tasolla mitatuista. Pitoisuuksien noustessa 90-100 g 1-l oli- vat kiertoajat 5-6-kertaiset alkuperäisiin kiertoaikoihin ver- rattuna. Näytteissä, joihin oli lisätty myös jätevettä, glukoosi- lisäykset vaikuttivat mitattuihin kiertoaikoihin jyrkemmin kuin näyttei , joihin oli lisätty ainoastaan glukoosia.

Bakteerien glukoosinoton nopeus kasvoi erittäin paljon, kun näyt- teitä säilytettiin useita tunteja laboratoriotiloissa. Glukoosin kiertoaika pieneni ratkaisevasti jo 1-2 tunnin kuluttua näytteen- otosta, mutta muutokset tasoittuivat säilytysaikojen kasvaessa (liite 6). Havaintopisteessä 24 glukoosin kiertoaika lyheni kah- den ensimmäisen tunnin aikana 80 h:sta 45 h:iin eli lähes puo- leen alkuperäisestä. Kymmenen tunnin säilytyksen jälkeen näyt- teestä mitattu kiertoaika oli enää 15 h, mutta tämän jälkeen säi- lytysajan pidentäminen vuorokaudeksi ei enää merkittävästi muut- tanut kiertoaikaa. Havaintopisteen 19 tulokset ovat samansuun- taisia. Tunnin säilytyksen jälkeen kiertoaika oli pienentynyt 50 h:sta 26 h:iin eli noin puoleen alkuperäisestä. Tämän jäl- keen aktiivisuuden muutokset hidastuivat, ja kuuden tunnin jäl- keen kiertoaika oli 20 h ja vuorokauden kuluttua 15 h.

6.2.2.2. Glukoosin kiertoaika tutkimusaluealla

Eri havaintopisteistä mitatut glukoosin kiertoajat 95 %:n luo- tettavuusrajoineen on esitetty liitteessä

7,

mihin on merkitty myös rinnakkaismääritysten variaatiokerroin. Variaatiokerroin on keskihajonnan osuus keskiarvosta (VASAMA ja VARTIA 1973)., ja sen avulla on mahdollista vertailla erisuuruisten havaintojen

keskenään.

Liitteeseen

7

on merkitty myös kiertoajan käänteisluku ~ , ns.

ertonopeus .. Kiertonopeus kuvastaa bakteeritoiminnan vilkkaut- havainnollisemmin kuin kiertoaika, sillä se on suoraan verran- nollinen bakteerien glukoosinoton nopeuteen, mutta kiertoaika

verrannollinen. Glukoor:Jin kiertonopeutta onkin usein ki an silloin., kun vertaillaan bakteeri-

- 35 -

aktiivisuutta kuvaavia muuttujia keskenään (vrt. KUPARINEN 1980, TAMMINEN 1980).

Eri havaintopisteistä nitatut kiertoajat - tai kie:rtonopeudet - vaihtelivat erittäin selvästi, ja vaihtelua esiintyi paitsi ha- vaintopisteiden myös eri näytteenottokertojen välillä (kuvat 2, 3 ja 4). Ensimmäisellä näytteenottokerralla lyhyimmät kiertoajat - tai suurimmat kiertonopeudet - mitattiin Kaskisten salmessa ja Ådskäretin luona (13-15 h). Vastaavasti pisimmät kiertoajat

(52-79 h) mitattiin avomerialueilla lukuunottamatta Närpesfjärde- nissä mitattua poikkeuksellisen suurta 220 h:n kiertoaikaa.

Keskikesällä erot näytepisteiden välillä olivat suuremmat kuin keväällä. Lyhyimmät kiertoajat (8-9 h) mitattiin jälleen Kaskis- ten salmessa ja Ådskäretin luona, mutta lyhyitä, alle 20 h:n kiertoaikoja mitattiin myös Järvöfjärdenissä, Svarstenenin koh- dalla (piste 13), Närpesfjärdenissä, Granskäretin kohdalla (pis- te 14) ja Tallvarpenin lahdessa. Pisimmät kiertoajat (73-93 h) mitattiin jälleen avomerialueella.

Syyskesän tuloksissa pisteiden välinen vaihtelu oli suurinta.

Kaskisten salmessa mitattu kiertoaika oli vain

5.7

h, kun su~rin,

avomerellä Strömmingsbrottenin luona (piste 34) mitattu arvo oli 270 h. Lyhyitä kiertoaikoja (10-25 h) mitattiin myös Järvöfjärde- nissä, Närpesfjärdenissä, Tallvarpenin lahdessa ja Storremmar- grundetin kohdalla.

Myrkyllisyystestien yhteydessä mitattiin glukoosin kiertoaikoja myös Tallvarpenin lahden pohjukassa (liite 8). Jokaisella ha- vaintokerralla glukoosin kiertoaika oli erittäin lyhyt, vain 6.6-7.9 h. Myrkyllisyystestien yhteydessä määritettiin glukoosin kiertoajat myös pisteissä 26, 24 ja 35, joista näin ollen ole- massa tutkimusjaksolta yhteensä

5-6

havaintoa. Glukoosin kierto- nopeuden ja vertailun vuoksi myös perustuotantakyvyn vuodenai- kaisvaihtelut näissä kolmessa pisteessä on esitetty kuvassa

5.

Kaikissa kolmessa havaintopisteessä perustuotantakyky oli suu- rimmillaan toukokuussa ja ennen elokuun puoliväliä (14.8.), min-

jtilkeen perustuotantakyky aleni nopeasti. Pieniä perustuo- tantakyvyn arvoja mitattiin myös kesä-heinäkuussa. Glukoosin kiertonopeus oli. suurimmillaan keväällä ja juuri ennen elokuun

Kuva 2. Glukoosin kiertonopeus tutkimusaluealla 15~5.

2 1 -2

A= r-; r ⁼ 'T x 10

- 36-

d

0

•

Kuva 3. Glukoosin kiertonopeus

· tutkimusalueelia

17.7.

2 1 10-2.

A ;;; r ·- ; r ^::= 'T x

- 37 -

IJ

- 38 -

Kuva 4. Glukoosin kiertonopeus ~

tutkimusalueelia 14.8.

? 1 -2

A = r -·· ; r ::-: T x 10

0