Kemikaalionnettomuuksien riskinhallinta ja pilaantuneiden alueiden
Kemikaalionnettomuuksien riskinhallinta ja pilaantuneiden alueiden kunnostus Tämä julkaisu on tuotettu osana Risk Management and Remediation of Chemical Accidents (RIMA) -hanketta, joka on saanut rahoituksen Central Baltic INTERREG IV A Programme 2007-2013 ohjelmasta, Varsinais-Suomen elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskukselta, Lahden kaupungilta sekä partneriorganisaatioilta. Julkaisu heijastelee kirjoittajien näkemyksiä, eikä Central Baltic INTERREG IV A Programme 2017-2013 ohjelman hallintoviranomainen vastaa hankkeen partnereiden julkaiseman tiedon oikeellisuudesta. Tekijät: Helsingin yliopisto Koulutus- ja kehittämiskeskus Palmenia, Kotka: Mari Dahl, Katri Lepikkö ja Vuokko Malk. Helsingin yliopisto Ympäristötieteiden laitos: Suvi Simpanen. Raportin sisällön tuottamisessa mukana olleet: Eduardo Barreto Tejera, Magdalena Gerlach, Jani Häkkinen, Sanna Kauppi, Anna Kiiski, Mona Lindfors, Riikka Mäkelä, Olli-Pekka Penttinen, Martin Romantschuk ja Harri Talvenmäki Taitto: Mia Petroff Kuvat: RIMA-hanke ja Jorma Lappalainen Joulukuu 2013 Risk Management and Remediation of Chemical Accidents www.rimaproject.eu ISBN 978-952-10-9640-2 (nid.) ISBN 978-952-10-9641-9 (PDF) Painopaikka: Helsinki, Unigrafia Kemikaalionnettomuuksien riskinhallinta ja pilaantuneiden alueiden kunnostus Teksti: Mari Dahl Katri Lepikkö Vuokko Malk Suvi Simpanen Alkusanat Sisällysluettelo Alkusanat 3 Maaperän ja pohjaveden pilaantuminen Pilaantumista aiheuttava toiminta ja pilaavat aineet 4 4 Kemikaalionnettomuudet Suomessa 5 Lähteet 5 Lisälukemisto 5 Toiminta maalla tapahtuvissa öljy- ja kemikaalivahingoissa 6 Öljy- ja kemikaalivahinkoja koskeva lainsäädäntö 6 Eri toimijoiden roolit ja ongelmatilanteet öljy- ja kemikaalivahingoissa 8 Lisälukemisto 9 Saastumisen aiheuttamat riskit Kulkeutuminen (Non-Aqueous Phase Liquids, NAPL) 10 12 Onnettomuusskenaarioiden mallinnus HMTECM-mallilla 15 Yksinkertaisia (analyyttisiä) laskukaavoja 20 Ekotoksisuustestit laboratoriossa 23 23 Lähteet 25 Lisälukemisto 26 Pilaantuneen alueen kunnostus Suomessa 27 Yleisimmät kunnostusmenetelmät 28 Kunnostusprosessin eteneminen 28 Kunnostusmenetelmän valintaan vaikuttavat tekijät 32 Kysely saastuneen maaperän ja pohjaveden kunnostamisesta ja in situ -tietokanta Kunnostuksen testaus kokeellisesti Öljyonnettomuuden mallinnus ja in situ -kunnostusmenetelmien vertailu pilot -mittakaavassa Raportti sisältää aiheeseen liittyvän koostetun tiedon lisäksi esittelyjä hankkeen aikana tehdyistä kokeellisista tutkimuksista ja mallinnuksista. Tutkimuksista on julkaistu myös hankkeen nimeä kantava yhteisraportti, artikkeleita ja opinnäytetöitä. Yhteisraporttiin ja muihin hankkeen tuotoksiin voi tutustua hankkeen internetsivuilla: www.rimaproject.eu. Sivuilla tullaan vuoden 2013 loppuun mennessä julkaisemaan myös Access-tietokanta, johon on koottu tietoa Suomessa tehdyistä in situ -kunnostuksista sekä NAPL-laskuri, joka on tarkoitettu alustavaan veteen liukenemattomien kemikaalien kulkeutumisen arviointiin onnettomuustilanteissa. 10 Kulkeutumiskoe laboratoriossa Polttoaineiden ekotoksisuus Tämä kemikaalionnettomuuksien riskinhallintaa ja maaperän kunnostusta koskeva raportti on tehty RIMA (Risk Management and Remediation of Chemical Accidents) -hankkeen yhtenä lopputuotoksena. RIMA on Helsingin yliopiston ja virolaisen tutkimusinstituutin (National Institute of Chemical Physics and Biophysics) yhteistyöprojekti, jonka tavoitteena on maalla tapahtuvaan kemikaalionnettomuuteen liittyvän riskinhallinnan tehostaminen sekä uusien, innovatiivisten puhdistusmenetelmien käyttöönoton edistäminen. Hanke on jatkoa Helsingin yliopiston ChemRisk-hankkeelle, jossa selvitettiin Kymenlaaksossa tärkeimpien kemikaalien maantie- ja rautatiekuljetusten ympäristöriskejä. RIMA on ollut käynnissä vuosina 2011-2013 ja se on toteutettu yhteistyössä viranomaisten, kemikaali-, kuljetus- ja ympäristöhuoltoalan yritysten sekä tiedeyhteisön kanssa. Hanketta rahoittavat EU:n Central Baltic INTERREG IV A Programme 2007-2013 -ohjelma, Varsinais-Suomen Elinkeino-, Liikenne ja Ympäristökeskus, Lahden kaupunki ja partneriorganisaatiot. 32 34 35 Lähteet 40 Lisälukemisto 41 3 Maaperän ja pohjaveden pilaantuminen Pilaantumista aiheuttava toiminta ja pilaavat aineet Maaperän ja pohjaveden pilaantumisella tarkoitetaan sitä, että ihmisen toiminnan seurauksena maaperään tai pohjaveteen päätyy haitallisia aineita siinä määrin, että niistä aiheutuu haittaa tai vaaraa ympäristölle tai ihmisen terveydelle, ympäristön viihtyisyys vähenee taikka yleinen tai yksityinen etu tulee muuten loukatuksi. Pohjaveden ollessa kyseessä pilaantumisena pidetään myös veden laadun huonontumista vedenhankintaan soveltuvalla pohjavesialueella tai toisen kiinteistöllä olevan pohjaveden muuttumista kelpaamattomaksi käyttötarkoitukseensa. Pilaantuminen voi tapahtua joko äkillisesti tai hitaasti pitkän ajan kuluessa ja pilaantumista aiheuttavat aineet voivat olla peräisin joko piste- tai hajalähteistä. Suomessa on yli 20 000 pilaantunutta aluetta ja merkittävin pilaantumista aiheuttava toiminta on polttoaineen jakelu sekä varastointi. Yleisimpiin pilaantumista aiheuttavin toimintoihin lukeutuvat myös jätteenkäsittely, teollinen toiminta, ampumaradat, sahat sekä kyllästämöt. Haitallisia aineita pääsee maaperään ja pohjaveteen myös erilaisten vahinkotapausten ja onnettomuuksien seurauksena. Yleisimmät pilaantuneisuutta aiheuttavat aineet ovat öljyhiilivedyt ja raskasmetallit tai molemmat yhdessä. Muita yleisiä maaperää ja pohjavettä pilaavia aineita ovat esimerkiksi kloorifenolit, liuottimet ja torjunta-aineet. Kemikaalionnettomuudet Suomessa Tukes kerää eri lähteistä tietoa Suomessa sattuneista onnettomuuksista VARO-rekisteriin. Esimerkiksi vuodelta 2009 VARO-rekisteristä löytyy 129 kemikaalionnettomuutta ja näistä 116 kpl luokiteltiin vuodoksi tai päästöksi. Pelastusopiston ylläpitämässä PRONTO-tietokannassa vaarallisten aineiden onnettomuuksia oli vuonna 2012 319 kpl ja öljyvuotoja peräti 2371 kpl. PRONTO-tietokannassa ovat mukana kaikki pelastustoimien tehtävät. Onnettomuuksien lukumäärä eri lähteissä siis vaihtelee tiedon keräämistavan mukaan. Vaarallisten aineiden kuljetuksissa (VAK) tapahtuvat onnettomuudet ovat yksi esimerkki maahan kohdistuvista päästöistä, joissa tyypillinen onnettomuus on nestevuoto maahan (Häkkinen ym. 2010). Tehdas- ja varastoalueisiin verrattuna kuljetusten aikana liikutaan yleensä varoaluiden ulkopuolella, jonka vuoksi riskit ympäristölle voivat olla suuremmat. Kallio & Mäkelä (2012) mukaan Suomessa tapahtuu vuosittain noin 150 VAK-onnettomuutta. Onnettomuustodennäköisyys on suurin eniten kuljetettavilla kemikaaleilla. Vuonna 2007 79 % kuljetetuista kemikaaleista oli palavia nesteitä (kuten polttoaineita), 9 % syövyttäviä aineita, 6 % kaasuja ja 4 % hapettavia aineita tai orgaanisia peroksideja (LVM 2009). Esimerkki öljyvahingosta: Säiliöauto-onnettomuus Iisalmessa Juhannuksena 2010 Iisalmessa säiliöauto kaatui ojaan. Öljysäiliö repeytyi ja maaperään pääsi vuotamaan noin 4 m3 bensiiniä ja dieseliä. Maaperä onnettomuuspaikalla oli läpäisevää karkeaa hiekkaa ja alue sijaitsi tärkeällä (I-luokan) pohjavesialueella. Lähin vedenottamo oli noin kilometrin päässä. Onnettomuus sattui juhannuksena aamuyöllä. Viranomaiset toimivat nopeasti. Saastunutta maata alettiin kaivaa samana päivänä. Esimerkki pilaavista aineista: bensiini ja diesel Raakaöljystä jalostetut bensiini ja diesel koostuvat eri hiilivety-yhdisteistä. Öljyhiilivedyt fraktioidaan eri luokkiin sen perusteella, kuinka pitkiä hiiliketjuja ne sisältävät. Bensiini sisältää pääasiassa kevyitä C4-C12 -jakeita ja diesel keskiraskaita C10-C22 -jakeita. Kevyet fraktiot ovat ympäristössä haihtuvampia ja myrkyllisempiä, mutta raskaammat jakeet ovat pysyvämpiä ja vaikeampia poistaa öljyllä pilaantuneesta maaperästä. Bensiiniin lisätään oktaanilukua kasvattavia aineita kuten oksygenaatteja MTBE, ETBE ja TAEE. Nämä eetterit ympäristöön päästessään pilaavat pohjaveden maun ja haisevat epämiellyttävälle. Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivissä 2009/30/EY asetetaan bensiinille ja dieselille tietyt laatuvaatimukset, joilla pyritään rajoittamaan terveydelle ja ympäristölle haitallisimpien yhdisteiden määrää. Dieselissä polysyklisten aromaattisten hiilivetyjen (PAH-yhdisteet) pitoisuus on rajoitettu kahdeksaan massaprosenttiin ja bensiinissä BTEX-yhdisteisiin kuuluvan bentseenin määrä yhteen tilavuusprosenttiin. Biopolttoaineet ovat kasvavan kiinnostuksen kohteena ja niiden käyttöä pyritään lisäämään. Biodieselit valmistetaan uusiutuvista raaka-aineista. Perinteisesti biodiesel valmistetaan transesteröintiprosessilla kasviöljyistä. Uudempaa teknologiaa oleva Neste Oilin ”NExBTL” valmistetaan vetykäsittelemällä erilaisia kasviöljyjä, eläinperäisiä jäterasvoja sekä kasviöljyjen jalostuksessa syntyviä sivutuotteita. NExBTL ei ole virallisesti biodiesel, koska se ei ole valmistettu esteröintimenetelmällä, vaan siitä puhutaan yleisemmin termillä uusiutuva diesel. NExBTL on rikitöntä, hapetonta, typetöntä ja aromaatitonta. Bioetanolia voidaan käyttää bensiinin tavoin, mutta sen käyttö sellaisenaan on vielä hyvin vähäistä. Yleisesti etanolia lisätään bensiinin seosaineeksi. Esimerkiksi Suomessa käytetty E10-bensiini sisältää enintään 10 % etanolia ja FlexiFuel-autoihin tankattava E85 enintään 85 % etanolia. St1:llä on markkinoilla RE85 –polttoaine, joka sisältää biojätteestä valmistettua etanolia 80-85 %. Tietämys biopolttoaineiden ympäristövaikutuksista on vielä melko vähäistä verrattuna perinteisiin polttoaineisiin. Lähteet Häkkinen, J., Kiiski, A., Malk, V., Myyrä, M. & Penttinen, O-P. 2010: Kemikaalikuljetusonnettomuuteen varautuminen Kymenlaaksossa – ympäristöriskien arviointi ja puhdistusmenetelmien vertailu. ChemRisk – Kymenlaaksossa tärkeimpien kemikaalien maantie- ja rautatiekuljetusten ympäristöriskit ja niiden torjunta. Hankkeen loppuraportti. Helsinki, Yliopistopaino. 140 s. Kallio, R. & Mäkelä, O. 2012: Vaarallisten aineiden kuljetukset tienpidossa ja toiminta onnettomuustilanteissa. Pohjois-Savon elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskus. Raportteja 40/2012. 56 s. Liikenne- ja viestintäministeriö. 2009: Vaarallisten aineiden kuljetukset 2007. Viisivuotisselvitys. Liikenne- ja viestintäministeriön julkaisuja 44/2009. 40 s. Lisälukemisto Rautio, M. 2011: Isännättömät pilaantuneet maa-alueet Suomessa. Kaakkois-Suomen elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskuksen julkaisuja 4/2011. 28 s. Pyy, O., Haavisto, T., Niskala, K. & Silvola, M. 2013: Pilaantuneet maa-alueet Suomessa – Katsaus 2013. Suomen Ympäristökeskuksen raportteja 27/2013. 57 s. 4 5 Toiminta maalla tapahtuvissa öljy- ja kemikaalivahingoissa Öljy- ja kemikaalivahinkoja koskeva lainsäädäntö Öljy- ja kemikaalivahinkojen torjumisesta on säädetty mm. öljyvahinkojen torjuntalaissa (1673/2009), pelastuslaissa (29.4.2011/379), kemikaalilaissa (599/2013) ja ympäristönsuojelulaissa (4.2.2000/86). Lainsäädännössä maalla tapahtuvat öljy- ja kemikaalivahingot on käsitelty eri tavalla ja näitä eroavaisuuksia sekä lainsäädäntöön liittyviä ongelmakohtia selvitettiin RIMA-hankkeessa yhteistyössä asiantuntijoiden kanssa. Öljyvahingoissa sovelletaan öljyvahinkojen torjuntalakia, jossa torjuntaviranomaiset ja näiden tehtävät on nimetty selkeästi erikseen ja pelastuslaitokset on velvoitettu laatimaan öljyntorjuntasuunnitelmat. Ensitorjunnasta vastaa pelastuslaitos. Ensitorjunnan lisäksi on öljyntorjuntalaissa nimetty jälkitorjuntavaihe, josta vastaa tarvittaessa kunnan määräämä viranomainen. Pelastuslaitoskin voi siis vastata jälkitorjunnasta, jos sitä pidetään tarkoituksenmukaisena. Jos jälkitorjunnan jälkeen vielä tarvitaan maaperän puhdistusta, siirrytään ympäristönsuojelulain 12 luvun mukaiseen ns. ”PIMA-vaiheeseen” (pilaantuneen maaperän puhdistamiseen), jonka mukaan maaperän puhdistamiseen pilaantuneella alueella tarvitaan ilmoitus ELYkeskukselle tai aluehallintoviraston myöntämä ympäristölupa. Vahingon aiheuttamista torjunta- ja muista kustannuksista vastaa aiheuttaja, mutta kustannuksiin voidaan hakea korvausta öljynsuojarahastosta, mikäli vahingon aiheuttaja ei ole tiedossa tai ei ole maksukykyinen. Öljysuojarahastosta annetun lain (1406/2004) 10 §:n mukaan korvauksia maksetaan vahingonkärsijöille sekä torjuntaviranomaisille vahingon torjunnasta ja ympäristön ennallistamisesta aiheutuneista kustannuksista. Ennakkokorvausmenettely on 11 §:ssä ja 15 §:n nojalla maksetaan harkinnanvaraista korvausta öljyn pilaaman maaperän puhdistamisesta esimerkiksi alueen uudelle omistajalle. Kemikaalivahinkojen osalta lainsäädäntö on puutteellisempi eikä toimintamalli ole yhtä selkeä kuin öljyvahinkotilanteessa. Toimintaa säätelevät ensisijaisesti pelastuslaki, kemikaalilaki ja ympäristönsuojelulaki. Kemikaalivahinkojen varalta ei ole erikseen nimetty torjuntaviranomaisia, mutta pelastustoimi on pelastuslain yleisten säännösten mukaan vastuussa vahingon rajoittamisesta kuten öljyvahingossakin. Öljyvahingon torjuntalain mukaista jälkitorjuntavaihetta ja sen vastuuviranomaista ei ole nimetty erikseen, vaan kemikaalivahingossa pelastuslaitoksen torjuntavaiheen jälkeen siirrytään lainsäädännössä suoraan alueen puhdistamisvaiheeseen. Kyse voi olla joko ympäristönsuojelulain mukaisesta pilaantuneen maaperän puhdistamisesta tai kemikaalilain 15 §:n mukaisesta rakennelmien ja alueen puhdistamisvelvollisuudesta, jonka perusteella pilaantumisen aiheuttaja on velvollinen puhdistamaan ympäristön niin, ettei siitä aiheudu vaaraa terveydelle tai ympäristölle. ÖLJYVAHINKO Kuva 1. Eri toimijoiden roolit maalla tapahtuvassa öljyvahingossa. 6 7 Myös kemikaalivahingossa aiheuttaja on ensisijaisesti vastuussa vahingon kustannuksista kuten öljyvahingossakin. Tätä varten toimija voi ottaa ympäristövahinkovakuutuksen vakuutusyhtiöstä. Lakisääteisen ympäristövahinkovakuutuksen (30.1.1998/81) kautta korvataan ympäristövahinkolaissa tarkoitettuja, tietyllä alueella harjoitetusta toiminnasta aiheutuneita vahinkoja. Vakuutuksenantajien yhteisten asioiden hoitamista varten on perustettu Ympäristövakuutuskeskus, joka vastaa vahingosta silloin, kun: 1) korvausvelvollisella ei ole tämän lain mukaista vakuutusta eikä korvausta ole saatu perityksi korvausvelvolliselta eikä sitä saada myöskään korvausvelvollisen vastuuvakuutuksesta; tai 2) korvausvelvollista ei ole saatu selvitetyksi. Vakuutuksen merkitys on kuitenkin käytännössä vähäinen, sillä esim. kemikaalikuljetusten yhteydessä tapahtuneita vahinkoja ei korvata ja pienemmistä vahingoissa korvausten määrä ei välttämättä ylitä vahingonkärsijän omavastuuosuutta. Korvauksia ei myöskään makseta, jos niitä on mahdollista saada yritysten vapaaehtoisista vakuutuksista. Ympäristövahinkovakuutuksen soveltamisalaan kuuluvia korvattavia vahinkoja on ollut huomattavasti vähemmän kuin mitä alun perin arvioitiin olevan. Jos kemikaalivahingon aiheuttaja ei ole tiedossa eikä vakuutus korvaa kustannuksia, korvaajaksi joutuu alueen haltija tai kunta, sillä öljynsuojarahaston kaltaista rahastoa kemikaalivahingoille ei ole. Eri toimijoiden roolit ja ongelmatilanteet öljy- ja kemikaalivahingoissa Jälkitorjuntavaiheen puuttuessa kemikaalivahingossa on siirryttävä suoraan PIMA-vaiheeseen. Tämä saattaa aiheuttaa viivettä alueen kunnostamisessa, sillä PIMA-ilmoitus voi vaatia 30 vuorokauden käsittelyajan ennen kuin toimenpiteitä voidaan jatkaa. Öljyvahingossa voidaan jälkitorjunnan puitteissa tehdä enemmän toimenpiteitä ilman PIMA-ilmoitusta, joissain tapauksissa jopa puhdistaa alue sille tasolle, ettei lisätoimenpiteitä enää tarvita. Pelastuslaitoksen suorittaman ensitorjunnan jälkeen vastuu kemikaalivahingosta hoitamisesta jää periaatteessa aiheuttajalle, koska torjuntaviranomaisia ei ole nimetty. Jos aiheuttaja ei ole tiedossa tai tilaa omatoimisesti esimerkiksi ympäristöalan konsulttia paikalle, vahingon hoitamiseen voi tulla viive ja mm. dokumentointi voi jäädä puutteelliseksi. Öljyvahinkojen torjuntalain mukaan pelastuslaitos vastaa ensitorjunnasta ja tarvittaessa kunnan määräämä viranomainen jälkitorjunnasta. Kaikissa pienissä kunnissa ei kuitenkaan välttämättä ole öljyvahingon jälkitorjunnassa tarvittavaa teknistä ja ympäristöalan osaamista. Tästä syystä esimerkiksi Kymenlaakson alueella on tehty kirjallinen sopimus, jonka mukaan pelastuslaitos vastaa myös jälkitorjunnasta. Tämä käytäntö on havaittu hyväksi: torjunta pysyy koko ajan yksissä käsissä eikä vahingon torjunnassa synny viivettä. Lisälukemisto Ekroos, A., Kumpula, A. & Kuusiniemi, K. 2012: Ympäristöoikeuden pääpiirteet. Sanoma Pro. 673 s. Hollo, E. J. 2009: Johdatus ympäristöoikeuteen. Talentum. 570 s. Käytännössä öljyvahinkojen torjunnan toimintatapaa sovelletaan yleensä myös maalla tapahtuvissa kemikaalivahingossa. Öljy- ja kemikaalivahinkoja koskevan lainsäädännön erot ja epävarmuus kustannusten korvaajasta etenkin kemikaalivahinkojen yhteydessä voivat kuitenkin aiheuttaa ongelmatilanteita. Tilanteen selkiyttämiseksi laadituissa aikajanoissa (kuvat 1 ja 2) on kuvattu vahinkojen jälkivaiheet sekä eri toimijoiden tehtävät ja huomioon otettavat seikat. Aikajanat on laadittu erikseen öljy- ja kemikaalivahingoille. KEMIKAALIVAHINKO 8 Kuva 2. Eri toimijoiden roolit maalla tapahtuvassa kemikaalivahingossa. 9 saastumisen aiheuttamat riskit Pilaantuneilla alueilla tarvitaan riskinarviointia haittavaikutusten selvittämiseksi ja alueen kunnostamisen suunnittelemiseksi. Kemikaali- tai öljyvahingon sattuessa viranomaisilta ja asiantuntijoilta vaaditaan erityisen nopeita arvioita ympäristövahinkojen vakavuudesta ja oikeista toimenpiteistä niiden laajuuden selvittämiseksi sekä haitallisten vaikutusten minimoimiseksi. Onnettomuustilanteessa joudutaan arvioimaan kemikaalien kulkeutumista ja leviämistä ympäristössä sekä ihmisten terveydelle ja alueen eliöstölle kohdistuvia haittavaikutuksia (Kuva 3). Öljyn vuotaessa maahan se imeytyy maaperään ja alkaa kulkeutua alaspäin painovoiman vaikutuksesta. Painovoiman lisäksi kapillaarivoimat vaikuttavat oleellisesti NAPL:n kulkeutumiseen. Sivusuuntainen leviäminen johtuu kapillaarivoimista. Mitä suurempi ja nopeampi vuoto on kyseessä, sitä suuremmaksi NAPL-nesteen paine kasvaa. Tämä lisää NAPL:n syvyyssuuntaista kulkeutumista (Kuusela-Lahtinen ym. 2002). Maan ominaisuudet (mm. huokoisuus, läpäisevyys, kapillaaripaine) sekä NAPL:n ominaisuudet (mm. viskositeetti, tiheys ja pintajännitys) vaikuttavat maaperään pidättymiseen ja kulkeutumisnopeuteen. Savimaa ei juuri läpäise NAPL-nesteitä kuten ei vettäkään, mutta hiekassa kemikaalit kulkeutuvat helposti. Eri faasien (mm. vesi ja NAPL) vuorovaikutukset vaikuttavat läpäisevyyteen. Kosteassa maassa NAPL läpäisevyys on alhaisempi kuin täysin kuivassa maassa (Newell ym. 1995). NAPL kulkeutuminen on itseään rajoittava prosessi maaperässä, jos vuoto ei ole jatkuva. Kapillaarivoimat pidättävät osan öljyistä maahuokosiin ja tätä pitoisuutta kutsutaan jäännöspitoisuudeksi (kuva 4). Jäännöspitoisuuksien arvoja eri maalajeissa ja erilaisilla NAPL-nesteillä on esitetty taulukoissa 1-2. Taulukoissa esitettyjä pitoisuuksia voidaan käyttää arvioitaessa, onko maassa esiintyvä esim. öljy liikkuvassa vai jäännösmuodossa. Jos mitatut pitoisuudet ylittävät jäännöspitoisuudet, öljyn voidaan olettaa olevan yhä liikkuvassa muodossa. Kun jäännöspitoisuus on saavutettu, NAPL-faasin kulkeutuminen pysähtyy. Sen sijaan jäännösfaasin vesiliukoiset komponentit voivat liueta huokosveteen ja jatkaa kulkeutumista veden mukana ja haihtuvat komponentit voivat haihtua huokosilmaan ja kulkeutua kaasuina (Newell ym. 1995). NAPL-faasin kulkeutuminen alaspäin voi pysähtyä myös ennen jäännöspitoisuuden saavuttamista, jos se kohtaa läpäisemättömämmän kerroksen tai pohjaveden pinnan. Jos vastaan tulee läpäisemätön kerros, esimerkiksi kallio, NAPL:t jatkavat kulkeutumistaan sivusuuntaisesti. Kun veden kyllästysaste kasvaa NAPL:n lähetyessä pohjaveden pintaa, sivusuuntainen leviäminen lisääntyy, pääasiassa pohjaveden virtauksen suuntaan. Vettä kevyemmät NAPL:t kuten öljyt levittäytyvät pohjaveden pinnalle. Kuitenkin pohjavedenpinnan vaihteluiden seurauksena NAPL voi esiintyä myös pohjaveden pinnan alla. Vettä tiheämmät NAPL:t kuten klooratut liuottimet vajoavat akviferin pohjalle (Newell ym. 1995). Kuva 3. Kemikaalin kulkeutumiseen ja leviämiseen onnettomuustilanteessa vaikuttavia tekijöitä. Kemikaali voi haihtua maan pinnalta ja kulkeutua pintavaluntana esim. ojia pitkin. Yleensä suuri osa kuitenkin suodattuu maahan. Maaperässä kemikaali voi esiintyä omana faasinaan, liuenneena veteen, kaasumaisena ja adsorboituneena maarakeiden ympärille. Biohajoaminen tai abioottiset reaktiot alentavat pitoisuuksia. Maaperän ja veden kautta kasvit, maaperäeliöt ja vesieliöt voivat altistua kemikaalin haittavaikutuksille. Kemikaalionnettomuuksien riskinhallinnan apuvälineiksi on kehitetty erilaisia työkaluja. Esimerkiksi Bryant & Abkowitz (2007) ja Andersson ym. (2007) ovat kehittäneet kemikaalivuotojen riskinhallintaan indeksejä asiantuntija-arvioon perustuen USA:ssa ja Ruotsissa. Suomessa Kuusela-Lahtinen ym. (2002) kehittivät riskienhallintajärjestelmän lämmitysöljyn varastoinnista aiheutuviin maaperän ja pohjaveden likaantumisriskeihin. Lisäksi haitallisten kemikaalien priorisointiin on kehitetty lukuisia pisteytysmenetelmiä (mm. Häkkinen ym. 2010, Jeong & An 2012). Bryant & Abkowitzin (2007) mukaan tärkeimmiksi riskin suuruuteen vaikuttaviksi tekijöiksi nousivat kemikaalin toksisuus sekä etäisyys pohja- tai pintaveteen. Tärkeiksi mainittuja tekijöitä olivat myös kemikaalikohtainen vesiliukoisuus, johtavuus ja adsorptio maaperässä sekä maan pinnan kaltevuus. Kuva 4. Jatkuvana vanana maahuokosissa esiintyvä NAPL on liikkuvassa muodossa (A) eli se jatkaa kulkeutumistaan sekä alaspäin että sivusuunnassa. Jäännösfaasi tarkoittaa maapartikkeleiden väliin kapillaarivoimien vaikutuksesta jääneitä pisaroita (B), jotka eivät kulkeudu omana faasinaan. Kastuvuus on nesteen pyrkimys levitä tai kiinnittyä kiinteään kappaleeseen toisen siihen sekoittumattoman nesteen läsnä ollessa. Huokosmittakaavassa tarkasteltuna vesi kastelee maarakeiden pinnan ja täyttää pienimmät huokoset, koska se on kastelevampi kuin NAPL ja ilma. NAPL taas on kastelevampi kuin ilma. Huokosissa oleva kapillaaripaine tulee ylittää ennen kuin huonommin kasteleva neste voi tunkeutua sinne. Yleisesti ottaen kapillaaripaine kasvaa huokoskoon ja vesipitoisuuden pienentyessä ja pintajännityksen kasvaessa (Kuusela-Lahtinen ym. 2002). (Kuva muokattu API 2004 ja Newell ym. 1995 mukaan.) Taulukko 1. NAPL jäännössaturaatiot (cm3 NAPL/cm3 huokostilavuus) eri maalajeissa. Prosentit ovat toleranssirajoja (95 % tarkoittaa, että 5 %:ssa yksittäisistä mittauksista on saatu taulukossa esitettyä alhaisempi arvo, 50 % on mediaaniarvo). Kulkeutuminen (Non-Aqueous Phase Liquids, NAPL) Onnettomuustilanteessa suhteellisen suuri määrä kemikaalia tai öljyä voi vuotaa maahan lyhyessä ajassa. Tällöin kemikaalin omassa faasissa kulkeutuminen on tärkeässä roolissa, kun taas vanhalla saastuneella alueella kulkeutuminen tapahtuu usein sadeveden mukana. Kemikaalivuodoista yleisimpiä ovat öljyvuodot. Öljyt ovat tyypillisiä ns. veteen sekoittumattomia nesteitä (Non Aqueous Phase Liquids, NAPL). Tämän vuoksi NAPL-faasin kulkeutumisen ja käyttäytymisen ymmärtäminen öljyvuodon sattuessa on ensiarvoisen tärkeää. 10 Lähde: Brost & DeVaull 2000 11 Taulukko 2. Jäännössaturaatioita ja jäännöspitoisuuksia muutamille eri NAPLeille keskikarkeassa/karkeassa hiekassa (95 % toleranssiraja). Lähde: Brost & DeVaull 2000 Kulkeutumiskoe laboratoriossa NAPL-faasin kulkeutumista hiekassa havainnollistettiin laboratoriokokeessa (kuvat 5-9). Koe tehtiin läpinäkyvässä astiassa, joka täytettiin kuivalla tai kostutetulla kvartsihiekalla. Polttoaineet kaadettiin hiekan päälle ja kulkeutumista seurattiin mittaamalla maksimikulkeutumissyvyyttä, kulkeutumiseen kuluvaa aikaa, sivusuuntaista leviämistä sekä jäännöspitoisuuksia. Polttoaineet värjättiin kulkeutumisen seuraamisen helpottamiseksi. Kokeen kulku ja tulokset on tarkemmin esitelty artikkelissa Malk ym. (2013). Kuva 6. Öljyn kulkeutuminen kuivassa hiekassa (bensiini 20 ml). A) Aluksi öljy täyttää koko huokostilavuuden korvaten maan ilmatilan (tumma punainen väri). B-C) Öljyllä kyllästynyt vyöhyke jatkaa matkaansa syvemmälle maassa jättäen taakseen jäännöspitoisuuden (vaalea punainen väri). D) Maksimikulkeutumissyvyys saavutetaan, kun kaikki öljy on jäännösfaasissa. Kuva 7. A-C) Öljyn kulkeutuminen märässä hiekassa (diesel/bensiini 100 ml). Märässä hiekassa horisontaalinen leviäminen on voimakkaampaa kuin kuivassa hiekassa (kuva 6) kapillaarivoimien vuoksi. D) Bensiini on saavuttanut vedellä kyllästyneen pohjaveden pinnan. Vettä kevyempänä bensiini leviää ja kertyy pohjaveden pinnan päälle, josta osoituksena tummanpunainen väri kapillaarivyöhykkeessä. Kuva 5. Kulkeutumiskokeen koeasetelma. Koe tehtiin läpinäkyvässä muoviastiassa (40*60*4,5 cm), jossa hiekkapatsaan korkeus oli 55 cm. Koe tehtiin sekä kuivalla että märällä hiekalla. Märän hiekan kokeessa vedellä kyllästymättömän kerroksen (40 cm) alla oli vedellä kyllästynyt ns. pohjavesikerros, jota ylläpidettiin seisottamalla koeastiaa vedessä. Polttoaineet kaadettiin hiekan päälle halkaisijaltaan 4,5 cm putken läpi. Kokeessa vertailtiin kahden eri vuotomäärän (20 ml ja 100 ml) kulkeutumista neljällä polttoaineella (bensiini, diesel, 85 % bioetanolia sisältävä bensiini ja uusiutuva diesel NExBTL) sekä vedellä. 12 13 Maksimikulkeutumissyvyys (cm) Onnettomuusskenaarioiden mallinnus HMTECM-mallilla Kuva 8. Polttoaineiden erot maksimikulkeutumissyvyydessä kuivassa ja märässä hiekassa (NExBTL on uusiutuva diesel ja RE85 85% bioetanolia sisältävä bensiini). Bensiinien alhaisemman viskositeetin vuoksi ne kulkeutuivat syvemmälle kuin dieselit: tavallinen bensiini kulkeutui noin 1,5 kertaa syvemmälle kuin tavallinen diesel. Kaikki polttoaineet kulkeutuivat NAPL-muodossa syvemmälle kuivassa kuin märässä hiekassa, mutta märässä hiekassa NAPL-faasin kulkeutumisen arviointiin on kehitetty useita matemaattisia malleja. Monifaasivirtauksen mallintaminen on monimutkaista ja vaatii usein numeerisia simulointeja, joiden tekeminen taas vaatii erityistä asiantuntemusta. Numeerisia malleja NAPL-faasin kulkeutumisen arviointiin ovat mm. TOUGH2, STOMP ja MOFAT (Kamaruddin ym. 2011). Semianalyyttiset mallit kuten HSSM (Weaver ym. 1994) ja analyyttiset mallit (mm. Reible ym. 1990, El-Kadi 1992, Halmemies ym. 2003, Grimaz ym. 2008) ovat huomattavasti yksinkertaisempia ja vaativat myös vähemmän lähtötietoja onnettomuuskohteesta, mutta tulokset ovat karkeampia. Kuuden runsaasti kuljetetun kemikaalin (joilla onnettomuustodennäköisyys kuljetusmäärästä johtuen suuri, taulukko 3) kulkeutuminen NAPL-faasina mallinnettiin neljässä Suomelle tyypillisessä maalajissa: sorassa, hiekassa, moreenissa ja siltissä. Mallinnuksessa huomioitiin kaksi skenaariota: pieni ja suuri vuoto. OVA-ohjeiden (Onnettomuuden vaaraa aiheuttavat aineet –turvallisuusohjeet) mukaan pienenä vuotona voidaan pitää noin 100 l vuotoa ja suurena vuotona 10 m3 vuotoa. Runsaasti kuljetetut kemikaalit poimittiin kuljetusmääräselvityksistä (LVM 2009, Häkkinen ym. 2010, Posti & Häkkinen 2012) ja niiden mallinnuksen lähtöarvoina käytetyt ominaisuudet on esitetty taulukossa 3. Maalajien ominaisuudet ja kuvaukset on esitetty taulukossa 4. Mallinnuksen tarkoituksena oli antaa suuntaa antavia arvioita eri kemikaalien kulkeutumisnopeuksista ja maalajien vaikutuksista esimerkiksi torjuntatoimien suunnittelun tueksi. Mallinnus tehtiin semianalyyttisellä HMTECM (Hazardous Materials Transportation Environmental Consequence Model) -mallilla (Yoon ym. 2009, Marruffo ym. 2012). HMTECM on ns. ”screening”-tason malli, joka on kehitetty erityisesti kuljetusonnettomuuksien ympäristövaikutusten arviointiin. Malli on kehitetty US EPA:n HSSM (Hydrocarbon Spill Screening Model) -mallin (Weaver ym. 1994) pohjalta, mutta alkuperäisestä HSSM-mallista poiketen HMTECM-malli ottaa huomioon myös kemikaalien haihtumisen maan pinnalta sekä maan poiston vaikutuksen kemikaalien leviämiseen. HMTECM ei ole toistaiseksi kaupallisesti saatavilla ja tähän tutkimukseen se saatiin mallin kehittäjiltä. Mallinnuksessa pohjaveden pinta asetettiin pienessä vuodossa 10 metrin ja suuressa vuodossa 40 metrin syvyyteen. Suomessa pohjaveden pinta on tavallisesti 2 - 4 metrin syvyydellä, mutta ympäristöstään kohoavilla harjualueilla se voi olla jopa 30 - 50 metrin syvyydessä. Mallinnettava ajanjakso oli 5 vuotta. Vuodon kestoksi määriteltiin kaksi tuntia. Suuren vuodon (10 m3) tapauksessa kemikaalit levisivät mallin mukaan n. 8 m2 pinta-alalle ja pienen vuodon (100 l) tapauksessa noin 3 m2 alalle. horisontaalinen leviäminen oli voimakkaampaa (kuva 7). Taulukko 3. Mallinnetut kemikaalit ja niiden fysikaalis-kemiallisia ominaisuuksia. Lähde: HMTECM-malli Kuva 9. Kulkeutumisaikojen vertailu eri polttoaineilla kuivassa hiekassa. Bensiinien ja dieselien välinen ero oli tilastollisesti merkitsevä. Bensiini kulkeutui jopa 9 kertaa nopeammin hiekkapatsaan (55 cm) läpi kuin diesel. Märässä hiekassa kulkeutuminen oli hitaampaa kuin kuivassa hiekassa (ei ole esitetty kuvassa). 14 15 Taulukko 4. Mallinnettujen maalajien ominaisuudet ja kuvaukset. V A θres f Vuotanut tilavuus Pinta-ala, jolle NAPL on vuotanut Maaperän pidätyskyky (maalajikohtainen jäännössaturaatio) (esim. taulukko 1) Aineen viskositeettifaktori (taulukko 7 ) Taulukko 6. Maaperän suhteellinen läpäisevyys NAPL-faasille eri kosteusolosuhteissa (Grimaz 2008). Lähteet: aKuusela-Lahtinen ym. 2002, bSOILIRISK 2.0, cGEO-luokitus Mallinnuksen tulokset on esitetty kuvissa 10 ja 11. Mallinnustulosten mukaan maalajilla on erittäin suuri merkitys kemikaalien kulkeutumisnopeuteen maaperässä: Sorassa kemikaalit kulkeutuvat kaikkein nopeimmin ja toiseksi nopeinta kulkeutuminen on hiekassa. Siltissä kulkeutuminen on jo selvästi hitaampaa kuin sorassa tai hiekassa ja (hienossa) moreenissa kulkeutuminen on mallinnuksen mukaan hitainta. Tämän järjestyksen voi päätellä myös maalajien vedenjohtavuuden perusteella (Taulukko 4). Taulukko 7. Viskositeettifaktorin (f) arvot eri NAPLeille (Schwille -> SOC 2006). Mallinnetuista kemikaaleista akryylinitriili oli nopeimmin kulkeutuva, mutta myös metanoli, styreeni ja bensiini kulkeutuvat nopeasti, kun taas fenoli ja rikkihappo ovat selvästi hitaammin kulkeutuvia. Kemikaalien väliset erot selittyvät eroilla viskositeettiarvoissa (Taulukko 3). On kuitenkin syytä muistaa, että mallinnus koski ainoastaan kulkeutumista NAPL-faasissa eikä vesiliuoksessa kulkeutumista huomioitu. Esimerkiksi metanoli ja rikkihappo ovat täysin veteen liukenevia, eivätkä ne edes esiinny (vedessä) varsinaisessa NAPL-faasissa. Onnettomuustilanteessa nekin voivat kuitenkin kulkeutua maaperässä omana faasinaan. Haihtuminen rajoittaa jonkin verran bensiinin kulkeutumista. Bensiinin höyrynpaine onkin muihin mallinnettuihin kemikaaleihin verrattuna selvästi suurempi. Mallinnuksessa lämpötila oli asetettu 20 celsiusasteeseen ja tätä viileämmissä lämpötiloissa tai, jos bensiini on vain hyvin lyhyen hetken kosketuksissa ilman kanssa ennen maaperään imeytymistä, haihtuminen voi olla selvästi vähäisempää. Pienessä 100 litran vuodossa riski pohjaveden pilaantumisesta on lähinnä sorassa ja vain jos pohjavesi on lähellä maan pintaa. Suomessa pohjaveden pinta on tavallisesti 2 - 4 metrin syvyydellä ja tämänkin syvyyden saavuttaminen veisi mallin mukaan kuukausia tai jopa vuosia. Pienen vuodon tapauksessa kemikaalit voidaan yleensä helposti poistaa maaperästä kaivamalla. Suuressa 10 m3:n vuodossa riski pohjaveden saastumiselle on suuri kaikissa maalajeissa. Sorassa ja hiekassa NAPL-faasi voi mallinnuksen mukaan kulkeutua pohjaveteen ja kaivinkoneen ulottumattomiin jo muutamassa tunnissa. Moreenissa taas kulkeutuminen kestää kuukausista jopa vuosiin ja tällöinkin kemikaalit jäävät maksimissaan noin viiden metrin syvyyteen. Siltissä aineiden väliset erot tulevat selvimmin eroon kulkeutumisnopeudessa, sillä helposti kulkeutuvat kemikaalit voivat saavuttaa pohjaveden alle kymmenessä päivässä, kun taas heikosti kulkeutuvilla kemikaaleilla (fenoli, rikkihappo) kulkeutuminen muutamienkin metrien syvyyteen vie kuukausia. Mallinnuksen mukaan pitoisuus kulkeutumissyvyydessä voi ylittää jäännössaturaation vielä viidenkin vuoden kuluttua vuodosta, mikä tarkoittaa sitä, että kemikaalit ovat edelleen liikkuvassa muodossa. 16 Kuva 10. Kemikaalien kulkeutuminen eri maalajeissa HMTECM-mallilla mallinnettuna, kun vuodon tilavuus on 100 l. Pohjaveden pinnan taso on asetettu mallinnuksessa 10 metriin. Bensiinin höyrynpaine on muihin mallinnettuihin kemikaaleihin verrattuna selvästi suurempi ja mallinnuksessa lämpötila oli asetettu 20 celsiusasteeseen. Tämän takia mallinnuksessa suurin osa bensiinistä haihtui ilmaan eikä malli toiminut kunnolla bensiinin kohdalla pienessä vuodossa. 17 Mallin testaaminen todellisen onnettomuuden tiedoilla: Säiliöauto-onnettomuus Iisalmessa HMTECM-mallia testattiin myös oikeaan onnettomuusaineistoon vertaamalla mallinnettuja tuloksia Iisalmessa vuonna 2010 sattuneen säiliöautoonnettomuuden yhteydessä mitattuihin tuloksiin. Tiedot saatiin Pohjois-Savon ELYkeskuksesta. HMTECM-mallilla mallinnettiin bensiinin ja dieselin kulkeutuminen maaperässä Iisalmen onnettomuuden mukaisissa olosuhteissa. Mallinnuksen lähtöarvot on esitetty taulukossa 5. Mallinnettu kulkeutumissyvyys vastasi erittäin hyvin pitoisuusmittauksissa havaittua kulkeutumissyvyyttä viisi päivää onnettomuuden jälkeen (Kuva 12), kun mallinnuksessa otettiin huomioon torjuntatoimenpiteenä tehdyn maan poiston vaikutus. Mallin mukaan, jos maan poistoa ei olisi tehty, bensiini ja diesel olisivat viiden päivän aikana ehtineet kulkeutua NAPL-muodossa n. 2-3 metriä syvemmälle. Bensiini ja diesel kulkeutuivat suunnilleen yhtä syvälle sekä mallin että havaittujen pitoisuuksien mukaan. Bensiini on viskositeettiominaisuuksiensa perusteella kulkeutuvampi, mutta sen vuotomäärä oli Iisalmen tapauksessa pienempi kuin dieselin ja se on myös dieseliä haihtuvampi. Iisalmen onnettomuuden tapauksessa mallinnetut ja mitatut kulkeutumissyvyydet vastasivat hyvin toisiaan. HMTECM-mallilla mallinnettuja tuloksia on kuitenkin verrattu todellisissa onnettomuustilanteissa mitattuihin tuloksiin vasta vähän, eikä malli huomioi esimerkiksi maaperän heterogeenisuutta. Screening-tason mallina se myös tekee yksinkertaistuksia, jotka eivät välttämättä päde oikeissa onnettomuuksissa, joten mallinnettuihin tuloksiin on aina syytä suhtautua karkeina arvioina. Kuva 12. HMTECM-mallilla mallinnetut bensiinin ja dieselin kulkeutumissyvyydet Iisalmen onnettomuustapauksessa Kuva 11. Kemikaalien kulkeutuminen eri maalajeissa HMTECM-mallilla mallinnettuna, kun vuodon tilavuus on 10 m3. Pohjaveden pinnan taso on asetettu mallinnuksessa 40 metriin. 18 verrattuna pitoisuusmittauksilla havaittuihin kulkeutumissyvyyksiin viisi päivää onnettomuuden jälkeen. HMTECMmallilla on mallinnettu erikseen kulkeutumissyvyys, kun maan poistoa ei huomioida ja kun maan poiston vaikutus huomioidaan. 19 Taulukko 7. Viskositeettifaktorin (f) arvot eri NAPLeille Taulukko 5. HMTECM-mallissa käytetyt lähtöarvot Iisalmen onnettomuustilanteessa. Kulkeutumisaika Yksinkertaisessa laskentatavassa (API 2004, Reible ym. 1990) NAPL-kulkeutumiseen kuluvan ajan arviointi on jaettu kahteen vaiheeseen (kuva 13): a Karkean hiekan ominaisuudet: Marruffo ym. 2012 b Bensiinin ja dieselin ominaisuudet: HMTECM-malli Yksinkertaisia (analyyttisiä) laskukaavoja Kuva 13. Kulkeutumisajan laskemisen kaksi vaihetta vedellä kyllästymättömässä maaperässä. Tässä luvussa on esitetty yksinkertaisia (analyyttisiä) kaavoja NAPL-faasin maksimikulkeutumissyvyyden ja kulkeutumiseen kuluvan ajan arvioimiseksi. Vaihe 1 Ensimmäisessä vaiheessa maan pinnalla on öljylammikko ja öljy tunkeutuu maahuokosiin täyttäen kaiken vapaan huokostilan. NAPL kulkeutuminen voidaan arvioida NAPL:n tehollisen johtavuuden sekä kulkeutumiseen vaikuttavan paineen avulla. Tehollisella johtavuudella tarkoitetaan maan kosteuden mukaan vaihtelevaa NAPL:in johtavuutta maaperässä. Paineeseen taas vaikuttaa esimerkiksi öljylammikon paksuus ja kapillaari-imu. NAPL:n imeytymiseen lammikosta maahan kuluva aika voidaan laskea kaavalla 2: Maksimikulkeutumissyvyys Maksimikulkeutumissyvyys voidaan arvioida vuotaneen tilavuuden, vuodon pinta-alan, maalajikohtaisen pidätyskapasiteetin ja aineen viskositeetista riippuvan kertoimen avulla (Kaava 1) (Halmemies ym. 2003, Grimaz ym. 2008). (2) V Vuotanut tilavuus A Pinta-ala, jolle NAPL on vuotanut θres Maaperän pidätyskyky (maalajikohtainen jäännössaturaatio) (esim. taulukko 1) f Aineen viskositeettifaktori (taulukko 7) Taulukko 6. Maaperän suhteellinen läpäisevyys NAPL-faasille eri kosteusolosuhteissa. (1) ti Aika, jolloin lammikko on imeytynyt maaperään θNAPL NAPL täyttämä huokostilavuus (=θT – θW, jossa θT on kokonaishuokoisuus ja θW vedellä täyttynyt huokostilavuus, ks. taulukko 4) K(θNAPL) Tehollinen vedenjohtavuus (=kr*Ksat,NAPL, jossa kr on suhteellinen läpäisevyys, ks. taulukko 6. ja Ksat, NAPL on johtavuus NAPL kyllästyneessä maassa. Ksat,NAPL=(k*g)/vNAPL, jossa k on maalajikohtainen läpäisevyys, g on gravitaatiokiihtyvyys 9,81 m/s2 ja vNAPL on NAPL:n kinemaattinen viskositeetti) zf,i 20 Lähde: Grimaz 2008 NAPL:lla kyllästyneen vyöhykkeen syvyys, kun NAPL on imeytynyt lammikosta kokonaan maahan (=Hi/ θNAPL, jossa Hi on öljylammikon ”paksuus” laskettuna vuototilavuuden (V) ja pinta-alan (A) mukaan (=V/A)). a Kulkeutumiseen vaikuttava paine (=Hi + hf, jossa Hi on öljylammikon paksuus ja hf on kapillaari-imu/maalajikohtainen kapillaarinousukorkeus, ks. taulukko 4) 21 Vaihe 2 Polttoaineiden ekotoksisuus Toisessa vaiheessa kaikki öljy maan pinnalta on imeytynyt maahan ja saturoitunut öljyvyöhyke jatkaa matkaansa alaspäin jättäen taakseen jäännöspitoisuuden eli ns. kuivumisvyöhykkeen. Kokonaiskulkeutumisaika (sisältäen myös ensimmäisen vaiheen lammikon imeytymiseen kuluneen ajan) voidaan laskea kaavalla 3 tai 4: Nestemäiset polttoaineet ovat monimutkaisia kemikaaliseoksia, joiden ekotoksisuus vaihtelee niiden koostumuksen mukaan. Suurin osa polttoaineiden komponenteista vaikuttaa eliöihin narkoottisesti. Ympäristöön vuotaneen polttoaineen altistava haitta-ainesisältö muuttuu ajan edetessä. Tuoreessa öljyvahingossa monoaromaattisten hiilivetyjen (BTEX) on osoitettu olevan haitallisimpia öljyn komponentteja merieliöille, mutta ajan kuluessa ja säistymisen seurauksena PAH-yhdisteiden osuus toksisuuden aiheuttajana kasvaa (Neff ym. 2000). On myös havaittu, että kokonaisöljyhiilivetypitoisuus ei yleensä korreloi ekotoksisuustestien tulosten kanssa (Di Toro ym. 2007). Brils ym. (2002) löysivät selkeän yhteyden öljyhiilivetyjen toksisuuden ja matalan kiehumispisteen fraktioiden välillä. Kevyemmät jakeet ovat siis yleisesti ottaen toksisempia kuin raskaat jakeet. Polttoaineet voivat aiheuttaa eliöille myös suoria fyysisiä vaikutuksia kuten tahriintumista. Perinteisten polttoaineiden ekotoksisuutta on tutkittu melko paljon sekä maaperässä että vesiympäristössä, mutta öljytuotteiden sisällön vaihtelevuuden ja erilaisten testausmenetelmien vuoksi tuloksien vertailu on haastavaa. Tutkimustietoa uusiutuvien polttoaineiden ekotoksisuudesta on vielä rajoitetusti. (3) t NAPL kulkeutumiseen syvyydelle zf kuluva aika t i Öljyn maahan suodattumiseen/imeytymiseen kuluva aika (kaava 2) zf Syvyys, jolle kulkeutumisaika halutaan selvittää (esim. pohjaveden pinnan korkeus) B =(θNAPL-θres)/θres*(hf-hb), jossa hf ja hb viittaavat kapillaari-imuun kastuvuus- ja kuivumisvyöhykkeissä (taulukko 4). Niiden voidaan kuitenkin olettaa olevan lähes saman suuruisia (API 2004), jolloin B=0. Näin ollen kaava supistuu muotoon: Ekotoksisuustestit laboratoriossa (4) Neljän eri polttoaineen ekotoksisuutta tutkittiin laboratoriossa tunkiolierolla (Eisenia fetida), vesikirpulla (Daphnia magna) ja valobakteerilla (Vibrio fischeri) (kuvat 14-16). Tutkimuksen tavoitteena oli vertailla perinteisiä polttoaineita eli 98 E5-bensiiniä ja dieseliä uusiutuviin vaihtoehtoihin. Lierokoe toteutettiin OECD 207 -standardin mukaisesti pienin muokkauksin. Eri polttoaineista valmistettiin laimennossarjat luonnonmultaan. Kuolleisuutta mitattiin 7 ja 14 vuorokauden altistuksen jälkeen. Vesieliöitä eli vesikirppua ja valobakteeria varten polttoaineista valmistettiin vesiliukoiset fraktiot (WAF). Vesiliukoisia fraktiota tehtiin jokaisesta polttoaineesta kahdella eri öljy-vesi -suhteella, joista valmistettiin testejä varten laimennossarjat. D. magna -testi suoritettiin mukaillen OECD 202 -standardia. Kirppujen liikkumattomuus tarkastettiin 24 ja 48 tunnin kuluttua altistuksen aloituksesta. Polttoaineiden vaikutusta V. fischerin valontuottoon selvitettiin BioToxTM -määrityskitin avulla standardia DIN 38412 Teil 34 käyttäen. Bioluminesenssi mitattiin luminometrillä bakteerisuspensiosta ennen altistusliuosten lisäystä ja 15 minuutin altistuksen jälkeen. LC50- ja EC50 -arvot laskettiin ToxRat -ohjelmalla käyttäen Probit- ja Weibull-analyysiä. Testeissä käytetystä maasta ja WAF -liuoksista analysoitiin öljyhiilivetypitoisuudet. Testien toteutus ja tulokset on esitetty tarkemmin artikkelissa Malk ym. (2013). Huom! Kaavojen yksinkertaistuksia/virhetekijöitä: Kulkeutuminen maaperässä ja eri faasien väliset vuorovaikutukset ovat monimutkaisia prosesseja. Kaavat eivät huomioi mm.: 22 - Haihtumista. Esimerkiksi bensiini on hyvin haihtuvaa ja ilmaan voi haihtua kymmeniä prosentteja vuotaneesta tilavuudesta. - Maaperän heterogeenisuutta. Luonnossa maaperä on aina hyvin heterogeeninen. Pinnalla on yleensä eloperäinen kerros ja syvemmällä kulkeutumiseen vaikuttavat esim. läpäisevyydeltään erilaiset kerrokset, isot kivenlohkareet, eliöiden kaivamat käytävät ja ihmisen rakentamat rakenteet. - Sivusuuntaista leviämistä. Nämä kaavat laskevat esim. maksimikulkeutumissyvyyden niin, että sivusuuntaista leviämistä ei ole huomioitu lainkaan. Sivusuuntainen leviäminen hidastaa myös kulkeutumisnopeutta alaspäin. - Kosteusolosuhteiden vaihtelua maan syvyyden mukaan. Kaavat olettavat, että maassa oleva vesi ei ole liikkeessä, joten laskut eivät siten sovi esim. vesisadeolosuhteisiin. Lisäksi kaavat on tarkoitettu vain kulkeutumisen arviointiin vajovesivyöhykkeessä eikä niillä voida arvioida NAPL käyttäytymistä kapillaarivyöhykkeessä tai pohjavedessä. - Kulkeutumista vesiliuoksena tai kaasuina. Nämä kaavat on tarkoitettu vain NAPL-faasin kulkeutumisen arvioimiseen. Yksinkertaisia kaavoja kulkeutumisen arvioimiseen vesiliuoksessa tai kaasuina löytyy mm. Maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arviointi -oppaasta (Reinikainen 2007). - Lämpötilan vaihtelun vaikutusta. Kaavat olettavat lämpötilan olevan noin 15-20 °C, joten niiden avulla ei voida arvioida NAPL kulkeutumista talviaikaan. Talvilämpötiloissa monet kemikaalit voivat jähmettyä, jolloin kulkeutuminen estyy tai hidastuu, mutta keväällä lämpötilan noustessa kulkeutuminen voi jatkua ja nopeutua. - Kaavat olettavat NAPL:lla kyllästyneen vyöhykkeen ja jäännöspitoisuusvyöhykkeen olevan tarkasti toisistaan erottuvia, mutta luonnossa näin tarkkaa rajaa ei ole. Kuva 14. Polttoaineiden toksisuus tunkiolierolle (Eisenia fetida) esitettynä LC50-arvoina eli pitoisuuksina, joissa puolet koe-eliöistä kuolee. 14 päivän altistuksen jälkeen bensiini osoittautui tutkituista aineista selkeästi toksisimmaksi, vaikka kokeen aikana sen haihtuvuus oli suurinta. Uusiutuva diesel NExBTL ei ollut toksinen lieroille, joten LC50 -arvoa ei voitu määrittää. 23 Lähteet American Petroleum Institute (API). 2004: Interactive LNAPL Guide Version 2.0.4. Ladattavissa: http://www.api.org/ environment-health-and-safety/clean-water/ground-water/lnapl/api-interactive-lnapl-guide. Andersson, Å. S., Tysklind & M., Fängmark, I. 2007: A method to relate chemical accident properties and expert judgements in order to derive useful information for the development of Environment-Accident Index. Journal of Hazardous Materials 147: 524-533. Brils, J. M., Huwer, S. L., Kater, B. J., Schout, P. G., Harmsen, J., Delvigne, G. A. L. & Scholten, M. C. T. 2002: Oil effect in freshly spiked marine sediment on Vibrio fischeri, Corophium volutator, and Echinocardium cordatum. Environ Toxicol Chem 21: 2242-2251. Brost, E. J. & DeVaull, G. E. 2000: Non-aqueous Phase Liquid (NAPL) Mobility Limits in Soil. Soil & Groundwater Research Bulletin 9:1-9. Bryant, D. L. & Abkowitz, M. D. 2007: Development of a terrestrial chemical spill management system. Journal of Hazardous Materials 147: 78-90. Di Toro, D., McGrath, J. & Stubblefield, W. 2007: Predicting the toxicity of neat and weathered crude oil: Toxic potential and the toxicity of saturated mixtures. Environ Toxicol Chem 26(1):24-36. Kuva 15. Vesiliukoisen fraktion (water-accommodated fraction) valmistus mukaillen Singer, ym. (2000). Polttoaineet lisättiin varovasti keinotekoisen makean veden päälle lasipulloon, jota pidettiin 24 tuntia magneettisekoittajassa. Sekoittajan kierrosnopeus säädettiin niin hitaalle, ettei nesteeseen muodostunut pyörrettä. Lopuksi muodostunut vesiliukoinen fraktio eroteltiin öljykerroksen alta lappoamistekniikalla. El-Kadi, A. I. 1992: Applicability of Sharp-Interface Models for NAPL Transport: 1. Infiltration. Ground Water 30: 849-856. Grimaz, S., Allen, S., Stewart, J. R. & Dolcetti, G. 2008: Fast prediction of the evolution of oil penetration into the soil immediately after an accidental spillage for rapid-response purposes. Chemical Engineering Transactions 13: 227-234. Häkkinen, J., Kiiski, A., Malk, V., Myyrä, M. & Penttinen, O-P. 2010: Kemikaalikuljetusonnettomuuteen varautuminen Kymenlaaksossa – ympäristöriskien arviointi ja puhdistusmenetelmien vertailu. ChemRisk – Kymenlaaksossa tärkeimpien kemikaalien maantie- ja rautatiekuljetusten ympäristöriskit ja niiden torjunta. Hankkeen loppuraportti. Helsinki, Yliopistopaino. 140 s. Halmemies, S., Gröndahl, S., Nenonen, K. & Tuhkanen, T. 2003: Estimation of the Time Periods and Processes for Penetration of Selected Spilled Oils and Fuels in Different Soils in the Laboratory. Spill Sci Technol Bull 8:451-465. Jeong, S-W. & An, Y-J. 2012: Construction of a chemical ranking system of soil pollution substances for screening of priority soil contaminants in Korea. Environ Monit Assess 184: 2193-2204. Kamaruddin, S. A., Sulaiman, W. N. A., Rahman, N. A., Zakaria, M. P., Mustaffar, M. & Sa´ari, R. 2011: A Review of Laboratory and Numerical Simulations of Hydrocarbons Migration in Subsurface Environments. J Environ Sci Technol 4(3):191-214. Kuusela-Lahtinen, A., Vahanne, P. & Kling, T. 2002: Lämmitysöljyn varastoinnin maaperän ja pohjaveden likaantumisriskit CISTERI. Valtion teknillinen tutkimuskeskus (VTT). Tutkimusraportti Nro RTE3198/02. 76 s. Liikenne- ja viestintäministeriö. 2009: Vaarallisten aineiden kuljetukset 2007. Viisivuotisselvitys. Liikenne- ja viestintäministeriön julkaisuja 44/2009. 40 s. Kuva 16. Polttoaineiden toksisuus vesikirpulle (Daphnia magna) ja valobakteerille (Vibrio fischeri) esitettynä EC50-arvoina eli pitoisuuksina, joilla saadaan tutkittava vaste puolessa tapauksista. Bensiini ja RE85 olivat lähes yhtä toksisia molempien eliöiden kohdalla. Pelkän etanolin toksisuus on alhainen, mutta bensiiniseoksessa se lisää tiettyjen haitallisten aineiden esim. BTEX-yhdisteiden liukenemista veteen, mikä puolestaan lisäsi testeissä RE85:n toksisuutta vesiliuoksessa. Eri öljy-vesi –suhteilla ei ollut suurtakaan eroa, sillä polttoaineiden liukoisuus veteen on joka tapauksessa vähäistä. Dieselin toksisuus vedessä oli vähäinen, koska se liukeni tutkituista polttoaineista huonoiten veteen. Vesiympäristössä öljyfaasin aiheuttamat suorat fysiologiset vaikutukset ovatkin yleensä merkittävämpiä. Uusiutuva NExBTL-diesel ei osoittanut selvää toksisuutta kummallakaan lajilla. Malk, V., Barreto Tejera, E., Simpanen, S., Dahl, M., Mäkelä, R., Häkkinen, J., Kiiski, A. & Penttinen, O.-P. 2013: NAPL migration and ecotoxicity of conventional and renewable fuels in accidental spill scenarios in soil. Submitted to Environmental Science and Pollution Research. Marruffo, A., Yoon, H., Schaeffer, D. J., Barkan, C. P. L., Saat, M. R. & Werth, C. J. 2012: NAPL Source Zone Depletion Model and Its Application to Railroad-Tank-Car Spills. Ground Water 50: 627-632. Neff, J., Ostazeski, S., Gardiner, W. & Stejskal, I. 2000: Effects of weathering on the toxicity of three offshore australian crude oils and a diesel fuel to marine animals. Environ Toxicol Chem 19:1809-1821. Newell, C. J., Acree, S. D., Ross, R. R. & Huling, S. G. 1995: Light Nonaqueous Phase Liquids. Ground Water Issue. United States Environmental Protection Agency, Washington. DC. EPA/540/S-95/500. Posti, A. & Häkkinen, J. 2012: Survey of transportation of liquid bulk chemicals in the Baltic Sea. Publications from the Centre for Maritime Studies University of Turku A 60. 78 s. Reible, D. D., Illangasekare, T. H., Doshi, D. V. & Malhiet, M. E. 1990: Infiltration of Immiscible Contaminants in the Unsaturated Zone. Ground Water 28: 685-692. 24 25 Singer, M., Aurand, D., Bragin, G., Clark, J., Coelho, G., Sowby, M. & Tjeerdema, R. 2000: Standardization of the Preparation and Quantitation of Water-accommodated fractions of Petroleum for Toxicity Testing. Marine Pollution Bulletin 40: 1007-1016. pilaantuneen alueen kunnostus suomessa Weaver, J. W., Chaberneau, R. J., Tauxe, J. D., Lien, B. K. & Provost J. B. 1994: The Hydrocarbon Spill Screening Model (HSSM) Volume 1: User´s Guide. EPA/600/R-94/039a. Pilaantuneiden alueiden kartoitus ja sen myötä myös kunnostus aloitettiin Suomessa järjestelmällisesti vasta 1980-luvulla. Ensimmäinen laajempi kartoitus pilaantuneista alueista tehtiin vesi- ja ympäristöhallituksen vetämässä saastuneiden maa-alueiden selvitys- ja kunnostusprojektissa SAMASE, joka toteutettiin vuosina 1989-1994. Projektin myötä määräytyivät myös ohje- ja raja-arvot haitta-aineille, joita käytettiin pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arvioinnissa vuoteen 2007 asti (YM:n muistio 5/1994). Ympäristöministeriö. 2007: Maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arviointi. Ympäristöhallinnon ohjeita 2/2007. 210 s. Yoon, H., Werth, C. J., Barkan, C. P. L., Schaeffer, D. J. & Anand, P. 2009: An environmental screening model to assess the concequences to soil and groundwater from railroad-tank-car spills of light non-aqueous phase liquids. Journal of Hazardous Materials 165: 332-344. Lisälukemisto Jantunen, M., Komulainen, H., Nevalainen, A., Tuomisto, J., Venäläinen, R. & Viluksela, M. 2005: Selvitys elinympäristön kemikaaliriskeistä – Kansallisen kemikaaliohjelman taustaselvitys. Kansanterveyslaitoksen julkaisuja B 11/2005. 257 s. Lundén, P. 2008: Helsingin kaupungin pilaantuneiden maa-alueiden riskienhallinnan ekotehokkuus – Teollisuusaluetontti Tapaninkylässä, huoltoasema Leppäsuolla ja Suvilahden kaasulaitosalue. Suomen ympäristökeskuksen raportteja 30/2008. 66 s. Pellinen, J., Sorvari, J. & Soimasuo, M. 2007: Pilaantuneen maaperän ekologinen riskinarviointi. Ympäristöopas 2007. 114 s. Reinikainen, J. 2007: Maaperän kynnys- ja ohjearvojen määritysperusteet. Suomen ympäristö 23/2007. 164 s. Nykyään tietoa pilaantuneista alueista kerätään maaperän tilan tietojärjestelmään (MATTI), jossa pilaantuneita, pilaantuneiksi epäiltyjä sekä puhdistettuja kohteita on tällä hetkellä 23 850 (Pyy ym. 2013). Järjestelmää ylläpitää rajattu, ympäristöhallinnon (ELY-keskukset, AVI:t, SYKE, YM) piiriin kuuluva ryhmä ja järjestelmän katseluoikeus on ympäristöhallinnon tai kuntien ympäristö-, maankäyttöja rakennusvalvontaviranomaisilla. Yksittäisistä kohteista voi saada tietoa ELY-keskusten kautta. Kunnostusmäärät ovat olleet suurimmillaan 2000-luvun alussa ja viimeisten kymmenen vuoden aikana kunnostuksia on tehty noin 250 - 450 vuosittain. Maankunnostuksen kannalta tärkeimmät lait ovat ympäristönsuojelulaki (2000/86) sekä valtioneuvoston asetus maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arvioinnista (214/2007, PIMA-asetus), jossa kaikille yleisimmille maaperää pilaaville aineille on määritetty kynnysarvo, alempi ohjearvo ja ylempi ohjearvo. Nämä arvot määrittelevät alueen pilaantuneisuuden, puhdistustarpeen ja mahdollisen puhdistuksen tavoitearvot. Lisäksi Ympäristöministeriö (2007) on julkaissut asetuksen soveltamisohjeen (Maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arviointi), jonka tarkoituksena on ollut helpottaa asetuksessa annettujen periaatteiden noudattamista. Ympäristönsuojelulakia uudistetaan parhaillaan, minkä lisäksi tekeillä on uusi soveltamisohjeen korvaava ohje: Pilaantuneen alueen riskinarviointi ja kestävä riskinhallinta. Ympäristösuojelulain mukaan vastuu pilaantuneen alueen puhdistustarpeen selvityksistä, kunnostamisesta sekä niihin liittyvistä kuluista on ensisijaisesti pilaantumisen aiheuttajalla. Jos aiheuttajaa ei saada vastuuseen tai tämä ei pysty vastaamaan kustannuksista, pilaantuneen alueen puhdistamisvelvollisuus voi siirtyä kiinteistönomistajalle, -haltijalle tai kunnalle. Jos pilaantuneen alueen puhdistamisvelvollisuuden katsotaan olevan kohtuuton alueen haltijalle, kunta voi joutua osallistumaan puhdistamiskustannuksiin. Mikäli kustannukset katsotaan kohtuuttomiksi myös kunnalle, valtiokin voi osallistua kustannuksiin. Isännättömäksi pilaantuneeksi alueeksi kutsutaan aluetta, jonka tutkimiseen ja kunnostamiseen tarvitaan yhteiskunnan rahoitusta. Kiinteistökaupoissa ja -vuokrauksissa maanomistaja on velvollinen esittämään uudelle omistajalle tai haltijalle käytettävissä olevat tiedot alueella harjoitetusta toiminnasta sekä jätteistä tai aineista, jotka saattavat aiheuttaa maaperän tai pohjaveden pilaantumista. Myös ostajalla on velvollisuus kohteen kunnon selvittämiseen. Kunnostukseen liittyviin kustannuksiin voi saada tukea ELY-keskuksilta, joille ympäristöministeriö myöntää valtion jätehuoltotyömäärärahaa vuosittain. Tukea myönnetään yleensä vain kiireellisiin kohteisiin. Öljyvahinkoihin liittyviin torjunta- ja kunnostustöihin tukea voi hakea ympäristöministeriön alaiselta öljysuojarahastolta (ÖSRA). Rahasto saa varansa valtion keräämistä voiteluöljyyn ja -valmisteisiin liittyvistä valmisteveron luonteisista öljyjätemaksuista sekä öljysuojamaksuista, joita kerätään Suomeen tuodusta tai Suomen kautta kuljetetusta öljystä öljytuotteiden kuljettajalta tai maahantuojalta. Kemikaalionnettomuuksissa korvausta haetaan yleensä vahingon aiheuttajan vakuutusyhtiöltä. Vanhojen, öljyllä saastuneiden alueiden kunnostustarpeen selvitystä ja kunnostamista varten on käynnistetty myös maaperän kunnostusohjelmia. Vuonna 1997 alkaneessa ja 2014 päättyvässä Soiliohjelmassa on keskitytty suljettujen huolto- ja jakeluasemien kunnostamiseen. ESKO-projektit ovat olleet yksittäisiä, Soili-ohjelmaan soveltumattomia kohteita (Ei-Soili-KOhteet). Vuonna 2013 alkaneessa Jaskahankkeessa kohteina ovat erityisesti sellaiset öljyllä pilaantuneet kiinteistöt, jotka ovat asuinkäytössä, sijaitsevat vedenhankinnan kannalta tärkeäksi luokitellulla pohjavesialueella tai muutoin herkällä alueella, kuten vesistön välittömässä läheisyydessä. 26 27 Valtioneuvoston asetuksessa 214/2007 esitetyt ohjearvot haitallisille aineille pilaantuneisuuden ja kunnostustarpeen arvioimiseksi: KYNNYSARVO – pitoisuusarvo, jonka ylittyessä maaperän pilaantuneisuus ja puhdistustarve on arvioitava ALEMPI OHJEARVO – pitoisuusarvo, jonka ylittyessä alueen maaperää pidetään yleensä pilaantuneena, ellei aluetta käytetä teollisuus-, varasto tai liikennealueena taikka muuna vastaavana alueena tai ellei kohdekohtaisella riskinarvioinnilla ole toisin osoitettu YLEMPI OHJEARVO – pitoisuusarvo, jonka ylittyessä maaperää pidetään yleensä pilaantuneena alueella, jota käytetään teollisuus-, varasto- tai liikennealueena taikka muuna vastaavana alueena, ellei kohdekohtaisella riskinarvioinnilla ole toisin osoitettu Yleisimmät kunnostusmenetelmät Suomessa maaperän kunnostus toteutetaan yleisimmin kaivamalla pilaantunut maa-aines ja toimittamalla se muualle käsiteltäväksi tai sijoitettavaksi (ex situ). Kaivetut maa-ainekset sijoitetaan yleensä kaatopaikalle, jossa niitä voidaan käyttää peitemaina, rakenteissa tai täyttöalueen sulkemisessa. Maaaines voidaan myös kompostoida kompostiaumoissa, -altaissa tai bioreaktoreissa, joissa mikrobit hajottavat haitallisia aineita. SYKEn vuonna 2013 tekemän katsauksen mukaan vuosina 2005-2008 ja 2011 kunnostusta paikan päällä ilman kaivamista (in situ) toteutettiin vain 10-15 kohteessa vuosittain (Pyy ym. 2013). Esimerkkejä käytetyistä tekniikoista olivat paikalleen eristys, huokosilmapuhdistus, biologiset menetelmät ja kemiallinen hapetus. Eristyksellä maamassoja ei kunnosteta, vaan pyritään estämään haitta-aineiden leviäminen rakentamalla vesitiiviitä seinämiä. Huokoskaasukäsittelyssä alipaineen avulla maasta poistuva kaasu käsitellään esimerkiksi aktiivihiilisuodatuksella tai katalyyttisellä poltolla. Biologisista menetelmistä biostimulaatiossa pyritään luomaan maaperän omille bakteereille suotuisat olot haitta-aineiden hajottamiselle lisäämällä maahan happea sekä ravinteita ja bioaugmentaatiossa maaperään lisätään haitta-aineita hajottavia bakteereita. Kemiallisessa hapetuksessa maaperään johdetaan hapetinta (esimerkiksi vetyperoksidia), joka reagoi nopeasti haitta-aineiden kanssa hajottaen ne vaarattomammiksi tuotteiksi. Ex situ ja in situ -kunnostusmenetelmien lisäksi pilaantuneet maa-ainekset voidaan kunnostaa on site, mikä tarkoittaa kohteessa tapahtuvaa kaivettujen maamassojen käsittelyä ja niiden palauttamista paikalleen. Kunnostusprosessin eteneminen Pilaantuneen alueen kunnostusprosessi aloitetaan, jos alueen arvioidaan aiheuttavan ympäristö- tai terveysriskiä. Yleensä kunnostustarpeen arviointi ja kunnostustyöt tulevat ajankohtaisiksi, kun alue kaavoitetaan uuteen käyttöön, alueella aloitetaan rakennustyöt tai alueen pilaantuneisuutta aiheuttava toiminta loppuu. Yksinkertaistettu kaavakuva kunnostusprosessin etenemisestä sekä siihen liittyvästä raportoinnista on esitetty kuvassa 17. Kunnostuksen vaiheet ja niistä vastaavat tahot on koottu taulukkoon 8. Kunnostusprosessin ensimmäisessä vaiheessa pilaantuneeksi epäillyn alueen pilaantuneisuus ja puhdistustarve arvioidaan selvittämällä haitallisten aineiden pitoisuudet ja levinneisyys. Mitattuja pitoisuuksia verrataan valtioneuvoston asetuksen (214/2007) ohjearvoihin, alueen taustapitoisuuksiin ja mahdollisiin muihin vertailuarvoihin. Lisäksi arvioidaan, aiheutuuko alueella havaituista haitta-aineista terveydelle tai ympäristölle haittaa tai riskiä. Arvioinnista voi saada pyydettäessä kirjallisen lausunnon ympäristölupaviranomaiselta, ympäristönsuojelulaissa mainituilta asiantuntijalaitokselta tai kunnan ympäristönsuojeluviranomaiselta. tiedot puhdistettavan alueen tilasta, käytettävistä puhdistusmenetelmistä ja toteutuksesta. Tarkemmin kunnostukseen liittyvät tiedot kuvaillaan erillisessä, hakemukseen tai ilmoitukseen sisällytettävässä kunnostuksen yleissuunnitelmaliitteessä. Se sisältää tietoja mm. alueen pilaantumisen aiheuttaneista toiminnoista, maaperä- ja pohjavesiolosuhteista, haitta-ainetutkimuksista ja -tuloksista, kunnostuksen tavoitteista, toteutuksesta ja kustannusarvioista, laadunvalvonnasta, työsuojelusta sekä raportoinnin ja tiedotuksen hoitamisesta. Ilmoitus kunnostamisesta riittää, jos pilaantuneen alueen laajuus ja aste on riittävästi selvitetty, puhdistus tehdään yleisesti käytössä olevalla ja hyväksytyllä menetelmällä eikä toimenpiteistä aiheudu ympäristön muuta pilaantumista (YSL 78 §). Ilmoitus on tehtävä 30 vuorokautta ennen puhdistamisen aloittamista. Lupaa vaativissa kunnostushankkeissa kunnostus voidaan aloittaa vasta kun lupapäätös on tehty. Viranomainen käy läpi lupahakemuksen tai ilmoituksen ja tekee kunnostuspäätöksen. Ympäristölupahakemuksista on tiedotettava kuuluttamalla vähintään 30 päivän ajan kunnan ja asiaa käsittelevän viranomaisen ilmoitustaululla ennen päätöksen tekoa. Kunnostuspäätöksessä on esitelty lyhyesti tilaajan tekemä kunnostussuunnitelma ja viranomaisen sanelemat ehdot kunnostuksen toteuttamiselle, kuten mahdollisesti tarvittavat lisätutkimukset, määräykset puhdistustasosta, toiminnan järjestämisestä ja valvonnasta sekä ympäristöhaittojen ehkäisemisestä. Uusimmat pilaantuneiden alueiden kunnostuspäätökset löytyvät alueittain ympäristöhallinnon internetsivuilta. Ympäristöviranomaisen lupapäätökseen voi hakea muutosta valittamalla Vaasan hallinto-oikeuteen ja tämän päätöksestä edelleen Korkeimpaan hallinto-oikeuteen. Varsinaisen kunnostustoiminnan päätyttyä tilaaja tekee pilaantuneen alueen kunnostuksesta loppuraportin. Raporttien sisältö ja muoto ovat olleet vuosien varrella melko kirjavia, minkä johdosta Suomen ympäristökeskus julkaisi vuonna 2010 oppaan loppuraportin laatimiseen (Pilaantuneen maaalueen kunnostuksen loppuraportti). Tämän mukaan loppuraporttiin tulisi kirjata mm. kohteen tiedot ja kunnostusprosessiin osallistuneet tahot, kuvata työn toteutus ja työn yhteydessä syntyneiden jätteiden käsittely, kunnostustyön ajankohta, kunnostustavoitteet ja niiden saavuttaminen, kunnostuksen jälkeiset jatkotoimenpiteet sekä puhdistustyön kokonaiskustannukset. Loppuraportti toimitetaan valvontaviranomaiselle, joka tarkistaa, että työ on tehty päätöksen edellyttämällä tavalla. Viranomainen voi tarvittaessa pyytää lisäselvityksiä tai täydennyksiä loppuraporttiin. Loppuraportista voidaan pyytää viranomaisen lausunto tai hyväksyntä. Lausunto ei ole pakollinen, mutta se toimii eräänlaisena takeena kunnostuksen onnistumisesta maa-alueen omistajalle tai puhdistuksen tilaajalle. Kirjallinen lausunto pyydetään yleensä valvontaviranomaiselta, mutta sen voi pyytää myös kunnan ympäristösuojeluviranomaiselta tai ympäristönsuojelulaissa mainitulta asiantuntijalaitokselta. Lausunnosta selviää, onko työ toteutunut päätöksen mukaisesti ja onko puhdistustavoite saavutettu. Lausuntoon kirjataan myös mahdolliset puutteet ja se voi sisältää kehotuksen jatkaa puhdistamistyötä. Lausunnosta ei voi valittaa hallinto-oikeuteen, vaan muutosta haluttaessa asia laitetaan vireille ympäristösuojelulain vireillepano-oikeuden perusteelle (92§). Viranomainen tekee vireille saatetusta asiasta päätöksen, johon voi hakea muutosta Vaasan hallinto-oikeudelta. Terveys- ja ympäristöriskin määritelmät ympäristöhallinnon mukaan TERVEYSRISKI – ihmisen terveyteen kohdistuvia mahdollisia haittoja, jotka voivat aiheutua altistumisesta haitallisille aineille. Terveyshaitat voivat olla hyvin erilaisia ja ilmentyä eri tavoilla, esimerkiksi ihottumana tai syöpänä. Arviointi edellyttää arviota altistuksen määrästä ja kestosta sekä tietoa haitta-aineiden vaikutuksista. YMPÄRISTÖRISKI – ympäristöön kohdistuvat haitalliset vaikutukset, joita maaperän haitta-aineet saattavat aiheuttaa vaikutusalueen eliöstössä. Vaikutukset voivat ilmetä eri tasoilla kuten pohjaveden tai sisäilman laadun heikentymisenä tai maaperän mikrobitoimintojen heikentymisenä, häiriöinä tietyn lajin lisääntymisessä tai lajilukumäärän vähenemisenä. Jos puhdistustarpeen arvioinnissa päädytään kunnostamaan kohde, täytyy pilaantuneen alueen puhdistamisesta tehdä ilmoitus ympäristöviranomaiselle tai ympäristölupahakemus. Ilmoitukset toimitetaan elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskukselle (ELY) ja lupahakemukset aluehallintovirastoon (AVI). Helsingissä ja Turussa kunnostuksiin liittyviä lupa- ja valvontatehtäviä hoitavat kunnan ympäristöviranomaiset. Ympäristölupahakemuksessa tai ilmoituslomakkeella kerrotaan pääpiirteittäin 28 29 Taulukko 8. Kunnostushankkeeseen liittyvät tehtävät ja niistä vastaavat tahot. Lähde: Mroueh ym. 2004 Iisalmen säiliöauto-onnettomuusalueen kunnostustyöt Kuva 17. Kunnostusprosessin vaiheet ja siihen liittyvä raportointi. Eri värit kuvaavat eri toimijoiden tehtäviä prosessissa. Vihreä väri tarkoittaa kunnostamisvastuussa olevan tahon eli tilaajan osuutta kunnostushankkeessa. Nämä tehtävät siirretään yleensä tilaajan toimesta kunnostusprosesseihin perehtyneelle konsultille. Keltainen väri kuvaa viranomaisen ja sininen urakoitsijan osuuksia kunnostushankkeessa. 30 Saastunutta maata alettiin kaivaa heti onnettomuuspäivänä pelastustoimen ensitorjuntatyönä. Tämän jälkeen kunnostusta jatkettiin massanvaihdolla kaivamalla pilaantunutta maata pois noin kolmen metrin syvyyteen. Kaiken kaikkiaan pilaantunutta maata kaivettiin pois ja korvattiin puhtaalla yli 180 tonnia eli 13 kuorma-autollista. Massanvaihdon jälkeen kunnostus jatkui huokoskaasukäsittelyllä, joka aloitettiin vajaan kahden viikon kuluttua onnettomuudesta. Huokoskaasuimua tehtiin yhteensä noin vuoden ajan ja tänä aikana saatiin poistettua noin 15002000 litraa öljyhiilivetyjä. Suurin osa poistumasta tapahtui huokoskaasuimun alussa, jolloin imetty kaasu oli hyvin öljyhiilivetypitoista ja se käsiteltiin katalyyttisellä poltolla. Kun huokoskaasukäsittelyä oli jatkettu noin kolmen kuukauden ajan, imetyn kaasun öljyhiilivetypitoisuudet laskivat ja se voitiin käsitellä aktiivihiilisuodatuksella. Onnettomuusalue on I-luokan pohjavesialuetta, lähin vedenottamo on noin kilometrin päässä onnettomuuspaikasta ja pohjaveden virtaussuunta on onnettomuuspaikalta kohti vedenottamoa. Pohjaveden pinta onnettomuuspaikalla on noin 14 metrin syvyydessä. Alueelle asennettiin pohjavesiputkia veden tarkkailua varten ja putkista otettiin näytteitä 2-4 kertaa vuodessa. Pohjaveden saastumista ei kuitenkaan havaittu. 31 Kunnostusmenetelmän valintaan vaikuttavat tekijät Kunnostusmenetelmä valitaan kunnostettavan kohteen ominaisuuksien mukaan ja valintaan vaikuttavat ensisijaisesti pilaantumisen aiheuttaneet aineet, niiden määrä ja sijainti kohteessa (maa/pohjavesi), maaperän laatu (huokoinen/tiivis) sekä eri menetelmien tekninen soveltuvuus. Lisäksi valinnassa painottuu usein kunnostuksen kesto ja kustannukset. Huomioon tulisi ottaa myös kunnostamisen vaikutukset ympäristöön. Ympäristösuojelulainsäädäntö edellyttää käyttämään parasta käyttökelpoista tekniikkaa kaikessa toiminnassa, joka aiheuttaa ympäristön pilaantumisen vaaraa (YLS 4 §). Tätä kutsutaan BATperiaatteeksi (Best Available Tehnology) ja sen määritelmää on täsmennetty ympäristönsuojeluasetuksessa (YSA 37 §). Myös pilaantuneen alueen kunnostaminen tulisi tehdä BAT-periaatteen mukaan niin, että kunnostamisesta ei aiheudu muuta ympäristön pilaantumista. Mroueh ym. (2004) ovat koonneet raportin hyvästä kunnostuskäytännöstä, jonka mukaan menetelmän valinnassa tulisi huomioida käsittelyn aiheuttamat kokonaisvaikutukset ympäristölle, mm. kunnostuskäsittelyn ja kuljetusten energiankulutus ja päästöt sekä luonnonmateriaalien, kuten korvaavien maa-ainesten, kulutus. Laajemmin kunnostuksen aiheuttamat vaikutukset otetaan huomioon puhuttaessa ekotehokkaasta ja kestävästä kunnostuksesta. Suomen ympäristökeskuksen vuosina 2003-2009 vetämissä PIRRE1 ja PIRRE2 -hankkeissa selvitettiin, miten pilaantuneen alueen kunnostus voidaan tehdä mahdollisimman ekotehokkaasti ja millaisia riskinhallintaratkaisuja ekotehokas kunnostustoiminta sisältää (Sorvari ym. 2009). Hankkeissa kehitettiin PIRTU-laskentaohjelma, jolla voidaan arvioida ja vertailla eri kunnostusmenetelmien ekotehokkuutta tietyssä kohteessa. Ohjelmassa otetaan huomioon kunnostuskustannukset, pilaantuneisuuteen ja kunnostukseen liittyvät riskit ja vaikutukset ympäristöön sekä muihin tekijöihin, kuten alueen arvostukseen, imagoon, ekologisiin ja psykososiaalisiin tekijöihin. Tekeillä olevassa Pilaantuneen alueen riskinarviointi ja kestävä riskinhallinta -ohjeessa kestävä kunnostus on määritelty sellaisten menetelmien käytöksi, jossa ympäristöä, yhteiskuntaa ja taloutta koskevat näkökohdat optimoidaan tapauskohtaisesti. Kysely saastuneen maaperän ja pohjaveden kunnostuksesta ja in situ -tietokanta RIMA-projektissa toteutettiin kysely, jossa kerättiin pilaantuneiden alueiden kunnostusten parissa toimivilta asiantuntijoilta kokemuksia ja mielipiteitä kunnostuksen tämänhetkisestä tilasta Suomessa. Kysely tehtiin Webropol -ohjelmalla ja lähetettiin keväällä 2013 sähköpostitse yhteensä lähes 200 henkilölle. Kysely koostui yhteensä 12 kysymyksestä sisältäen valintatehtäviä ja avoimia kysymyksiä. Kyselyn avulla haluttiin mm. tietää, mitkä olivat vastaajan kokemuksen mukaan käytetyimpiä kunnostustekniikoita ja miksi, mitkä tekijät vaikuttavat yleisesti menetelmän valintaan, vastaajan mielikuva kunnostukseen liittyvistä kustannuksista sekä millaisten menetelmien käyttöä tulisi lisätä. Vastaukset oli mahdollista antaa halutessaan nimettömänä. Kokonaisvastausprosentti oli 23 % ja eniten vastauksia saatiin konsulteilta (kuva 18). Kuva 18. Vastanneiden määrä ja jakautuminen toimialoittain pilaantuneen maaperän ja pohjaveden kunnostukseen liittyvässä kyselyssä. Kyselyn osiossa, jossa haluttiin selvittää menetelmän valintaan vaikuttavia tekijöitä, vastaajien tuli asettaa viisi valmiiksi annettua tekijää järjestykseen sen mukaan, mikä vaikutti eniten ja mikä vähiten menetelmää valittaessa. Kyseisen osion palautteessa moni kommentoi, että tekijöitä on mahdotonta laittaa tärkeysjärjestykseen, koska kunnostusmenetelmän valinta on aina kohdekohtaista, jolloin eri tekijöiden merkitys vaihtelee. Saatujen vastausten perusteella voidaan kuitenkin päätellä, että yleisesti ottaen tärkeimmät valintaperusteet ovat pilaantumisen aiheuttaneet aineet ja kunnostuksen kustannukset (kuva 19). Vähiten vaikutusta on kunnostukseen vaadittavalla lupamenettelyllä. Kuva 19. Tulokset kunnostuskyselyn osiosta, jossa vastaajien tuli asettaa kunnostukseen liittyvät asiat tärkeysjärjestykseen sen mukaan, kuinka paljon 32 ne vaikuttivat käytettävän kunnostusmenetelmän valintaan. 33 Projektissa kerättiin tietoa myös Suomessa tehdyistä in situ -kunnostuksista. Tarkasteluajanjakso oli 2000-2012 ja tarkoituksena oli kartoittaa, mitä in situ -puhdistusmenetelmiä on käytetty ja millaisissa kohteissa sekä miten kohteiden kunnostus on onnistunut. Tarkastelun alaisena olivat kaikki ne pilaantuneet maaperä- ja pohjavesialueet, joiden kunnostuksessa on käytetty in situ -menetelmiä joko yksinään tai yhdessä jonkin muun menetelmän kanssa. Tietoja kunnostuksista saatiin PIMA-ilmoituksien perusteilla tehdyistä kunnostuspäätöksistä, loppuraporteista ja niihin liittyvistä viranomaisten lausunnoista sekä koetoimintaa varten myönnetyistä ympäristölupapäätöksistä. Kerättyjen tietojen pohjalta on rakennettu Access-tietokanta, joka tulee olemaan kaikkien saatavilla hankkeen internetsivuilla vuoden 2013 loppuun mennessä. Tietokantaan on kerätty kunnostuksen kannalta olennaisimmat tiedot, jotka voidaan jakaa neljään osaalueeseen: perus-, maaperä- ja vesi-, pilaantuneisuus- sekä kunnostustietoihin. Perustiedoista löytyy mm. annetun päätöksen numero, kohteen sijainti ja omistaja sekä alueen käyttötarkoitus kaavassa. Maaperä- ja vesitiedoista löytyy tietoa pilaantuneen alueen maalajeista, peruskallion syvyydestä, pohjavesiluokasta ja pohjavedenpinnan korkeudesta sekä lähimmistä vesistöistä. Pilaantuneisuustiedoissa on kerrottu pilaavat aineet ja niiden pitoisuudet, pilaantuneen aineksen määrä, pilaantuneen alueen koko, pilaantumisen aiheuttanut toiminta ja pilaantumisajankohta. Kunnostustiedoista puolestaan käy ilmi mm. käytetyt menetelmät, kunnostuksen kesto, mahdolliset ongelmat sekä kunnostuksen lopputulos. Tietokantaa varten kerättyjen tietojen ja tehdyn kyselyn perusteella käytetyimmät in situ -kunnostusmenetelmät Suomessa ovat huokoskaasukäsittely ja biostimulaatio. In situ -menetelmien käytön vähäisyys johtuu useimmiten pidemmästä kunnostusajasta, epävarmuudesta riittävän puhdistustuloksen saavuttamisessa sekä tiedon ja käyttökokemusten puutteesta. In situ -menetelmien parhaana puolena pidetään niiden kustannustehokkuutta. Yli puolet kyselyyn vastanneista oli sitä mieltä, että kaikista kunnostusmenetelmistä juuri in situ -menetelmien käyttöä tulisi lisätä. Kunnostuksen testaus kokeellisesti Kokeellisessa tutkimuksessa pyritään testaamaan tiettyjen tekijöiden vaikutusta tutkittavaan ilmiöön kontrolloiduissa olosuhteissa. Kokeellinen testaus voidaan jakaa suuruudeltaan laboratorio-, pilot- ja kenttämittakaavassa tehtäviin kokeisiin. Laboratoriomittakaavan kokeissa pyrkimyksenä on yleensä selvittää yhden tai muutaman tekijän vaikutusta esim. haitta-aineiden hajoamiseen. Tällöin kaikkia luonnossa esiin tulevia tekijöitä ei kuitenkaan pystytä huomioimaan. Suuremman mittakaavan kokeissa myös luonnolliset olosuhteet pyritään ottamaan huomioon koetilanteessa mahdollisimman hyvin. Varsinaisissa kunnostuskohteissa voidaan testata esimerkiksi tietyn menetelmän käyttökelpoisuutta koetoimintaluvalla, jolloin ympäristölupaa ei tarvita (YSL 30 §). Koeluonteisesta toiminnasta on kuitenkin tehtävä kirjallinen ilmoitus ympäristölupaviranomaiselle viimeistään 30 vuorokautta ennen toiminnan aloittamista. Öljyonnettomuuden mallinnus ja in situ -kunnostusmenetelmien vertailu pilot -mittakaavassa Polttoaineiden vaikutusta maaperään ja pilaantuneen maan puhdistamista testattiin pilotmittakaavassa Lahden Jokimaalla sijaitsevassa maaperätutkimuskeskuksessa. Kokeessa mallinnettiin polttoaineonnettomuutta ja vertailtiin kolmen paikan päällä eli in situ toteutettavan kunnostusmenetelmän puhdistustehokkuutta. Valitut menetelmät olivat luonnollinen hajoaminen, biostimulaatio ja kemiallinen hapetus. Luonnollinen hajoaminen perustuu oletukseen, että maaperä puhdistuu ajan kanssa itsestään maaperässä tapahtuvien biologisten, kemiallisten ja fysikaalisten prosessien kautta. Orgaanisten haitta-aineiden osalta kyse on usein maaperässä luonnostaan olevien mikrobien hajotustoiminnasta (Tuomi ym. 2004, Kauppi ym. 2011). Biostimulaatiossa maaperän mikro-organismien hajottamistehokkuutta pyritään lisäämään ravinnelisäyksin. Mikrobitoimintaa rajoittavia tekijöitä ovat yleensä happi (aerobinen hajotus), jokin muu elektronin vastaanottaja: nitraatti, mangaani, rauta tai sulfaatti (anaerobinen hajotus), ravinteiden epätasapaino, etenkin hiili-typpi pitoisuuksien suhteen, maaperän kuivuus, alhainen lämpötila, pH tai maapartikkeleihin kiinnittyneiden orgaanisten haitta-aineiden saatavuus (Margesin 2000). Jos pilaantuminen on peräisin orgaanisista yhdisteistä, hiilen osuus muihin ravinteisiin nähden lisääntyy, jolloin hajotustoiminnan kannalta keskeisten ravinteiden typen ja fosforin puute on hajotusta rajoittava tekijä. Optimaalisena hiili-typpi-fosfori suhteena maassa tehokkaan mikrobihajotuksen takaamiseksi pidetään suhdetta 100:10:1 (Chaíneau ym. 2005, Hyman ym. 2001). Tällöin on huomioitava, että hiili:typpi suhde on laskettava kulloinkin biosaatavan hiilivedyn määrän mukaan (Peltola ym. 2006). Kemiallisessa hapetuksessa haitta-aineiden hajoaminen saadaan aikaan hapettimena käytettävän kemikaalin, kuten peroksidin, permanganaatin, persulfaatin tai otsonin avulla. Hapettava kemikaali voi reagoida haitta-aineen kanssa suoraan tai hajoamisreaktioissa voi muodostua reaktiivisia välituotteita, jotka saavat aikaan haitta-aineen pilkkoutumisen. Vetyperoksidin käyttö orgaanisten aineiden kemiallisessa hapetuksessa perustuu Fentonin reaktioon, jolloin vetyperoksidin reagoidessa happamissa olosuhteissa kahden arvoisen ferroraudan (Fe2+) kanssa muodostuu reaktioissa joukko radikaaleja, mm. tehokkaina hapettimina toimivia hydroksyyliradikaaleja (Technical/Regulatory Guidelines 2005). Myös luonnossa esiintyvät rautamineraalit (hematiitti, goetiitti, magnetiitti ja ferrihydriitti) voivat toimia katalyyttinä reaktiossa luonnollisessa pH:ssa, jolloin puhutaan Fentonin kaltaisesta reaktiosta (Goi ym. 2006). Kunnostusmenetelmiä vertaileva koe rakennettiin maaperätutkimuskeskukseen, jossa yhteensä kahdeksan kooltaan 2 m3 kokoista lysimetriä täytettiin maalla. Rakennettu maakerros mallinsi harjualuetta, jossa mahdollisen öljyonnettomuuden seuraukset olisivat haitallisimpia. Kaikissa lysimetreissä maakerros koostui pohjalla olevasta kivikerroksesta, noin 1,5 m korkuisesta hiekkakerroksesta sekä hiekan päällä olevasta metsämaan pinta- eli humuskerroksesta. Ennen orgaanisen pintakerroksen asettamista hiekkapatsas tiivistettiin kyllästämällä se vedellä, valuttamalla liika vesi pois ja seisottamalla sitä noin yhden kuukauden ajan. Polttoaineonnettomuuden mallinnuksessa käytettiin esimerkkinä Iisalmessa vuonna 2010 tapahtunutta säiliöauto-onnettomuutta. Kokeessa onnettomuus toteutettiin kaatamalla 20 l polttoaineseosta (10 l Neste Green dieseliä ja 10 l 95 E10 bensiiniä) lysimetrissä olevan maan päälle (kuvat 20 - 21). Kaatoaika oli noin 1,5 minuuttia ja laskennallinen pitoisuus molemmille polttoaineille 4000 mg/kg. Saastutettuja lysimetrejä oli yhteensä kuusi ja jokaista puhdistuskäsittelyä testattiin kahdessa lysimetrissä. Puhdistus aloitettiin noin neljän kuukauden kuluttua ”onnettomuudesta” poistamalla pinnalla ollut pilaantunein orgaaninen humusmaa. Humusmaa säilöttiin erillisiin saaveihin ja varsinaiset puhdistuskäsittelyt tehtiin samalla tavoin sekä humukselle että hiekalle, jotta voitiin vertailla käsittelyjen vaikutusta erilaisissa maatyypeissä. Puhdistuskäsittelyt toteutettiin kaatamalla käsittelyliuoksia maahan kaksi kertaa kuussa. Hiekkaan lisäykset tehtiin vain sulan maan aikana, humuksiin tämän lisäksi myös talvikuukausina kerran kuukaudessa, jolloin käsittelyt toteutettiin tutkimuslaitoksen sisätiloissa +8°C:ssa. Puhdistuksen alkaessa polttoainepitoisuudet humuksessa olivat niin korkeat, että ympäri vuoden kestävällä käsittelyillä pyrittiin saamaan mahdollisimman tehokas vaikutus puhdistumiseen. Lisäksi tämä kuvasi pilaantuneiden maiden käsittelyä kompostiaumoissa, missä lämpötila auman sisällä pysyy yleensä suhteellisen korkeana myös talvikuukausina. Biostimulaatiokäsittelyssä lysimetreihin kaadettu neste oli fosfaattipuskuria, jossa typen lähteenä käytettiin ureaa. Nesteeseen lisättiin happea kuplittamalla sitä ennen maahan kaatamista. Kemiallisessa hapetuksessa käsittelyneste oli 10 % vetyperoksidiliuosta. 34 Kokonaisuudessaan 16 kuukautta kestäneessä kokeessa seurattiin mm. polttoainepitoisuuksia, mikrobipitoisuuksia sekä bakteeriyhteisössä tapahtuvia muutoksia maassa ja maan läpi tulleessa vedessä. Maanäytteenotot tehtiin kairaamalla. Hiekkakerroksessa kairaus tehtiin aluksi vaakasuoraan 85 cm:n kohdalta maapatsaan läpi. Näin toimimalla tarpeeksi kattavaa näytettä oli kuitenkin mahdoton saada. Näytteenottotapa muutettiin 82. päivän kohdalla pystykairaukseksi siten, että hiekka kairattiin syvyyksiltä 0-50 cm ja 50 -100 cm ja nämä analysoitiin erikseen. Maan läpi tulleesta vedestä polttoainepitoisuudet analysoitiin kokoomanäytteinä tietyn ajanjakson aikana tulleesta vedestä. Vesi kerättiin lysimetrien alla pulloihin ja näyte otettiin aina pullojen tyhjennyksen yhteydessä. 35 Polttoaineet imeytyivät tehokkaasti orgaaniseen humuskerrokseen, jossa öljyhiilivetypitoisuudet olivat yli 10 kertaa ja BTEX-pitoisuudet jopa yli 100 kertaa korkeampia hiekkaan verrattuna (kuva 22). Rinnakkaisnäytteiden väliset erot olivat ajoittain suuria, mikä kuvaa kattavan näytteenoton haasteellisuutta jo pienessäkin mittakaavassa. Öljy ei valu maan läpi tasaisesti vaan kulkeutumiseen vaikuttaa maan mikroja makrorakenteet. Tulosten vaihtelevuuteen vaikutti myös näytteenottotapa ja vaakasuoralla kairauksella tehty näytteenotto oli osittain syynä alussa havaittuihin melko alhaisiin pitoisuuksiin. Maksimipitoisuudet hiekassa havaittiin 82 päivän jälkeen onnettomuudesta, jolloin näytteenotto tehtiin ensimmäisen kerran pystykairauksella. Öljyhiilivetypitoisuudet eivät eronneet suuresti ylä- ja alahiekan välillä mutta BTEXpitoisuudet olivat alahiekassa lähes kaksi kertaa suuremmat johtuen niiden paremmasta kulkeutuvuudesta maassa. Öljy alkoi tulla maan läpi NAPL-faasina noin kahden viikon päästä onnettomuudesta sadeveden kuljettamana (kuva 23). NAPL-faasin läpitulo jatkui koko kokeen ajan lukuun ottamatta biostimulaatiokäsittelyä, jossa käsittelyn aloituksen jälkeen faasin ulostulo selkeästi väheni ja käsittelyjen jatkuessa loppui lähes täysin. Kaikissa käsittelyissä suurimmat öljyhiilivety- ja BTEX-pitoisuudet läpitulleessa vedessä olivat reilun kuukauden kuluttua onnettomuudesta. Maan bakteeripitoisuudet alkoivat kasvaa puhdistuskäsittelyjen alkaessa (kuva 24). Bakteeripitoisuudet olivat korkeimmat biostimulaatiokäsittelyssä. Kemiallisessa hapetuksessa ja käsittelemättömässä maassa bakteeripitoisuudet olivat samalla tasolla, mikä osoitti, että vetyperoksidin syöttö ei tuhonnut maan mikrobikantaa. Käsittelyt nostivat bakteeripitoisuuksia myös maan läpi tulleissa vesissä, eniten biostimulaatiokäsittelyssä. Kaikissa käsittelyissä päästiin alle määriteltyjen ohjearvojen kevyissä hiilivetyfraktioissa C5-C10 sekä BTEX-yhdisteissä. Raskaiden hiilivetyfraktioiden C21-C40 pitoisuus oli hiekassa alle alemman ohjearvon (500 mg/kg) koko kokeen ajan. Eri käsittelyjen välillä ei ollut selkeää eroa maan puhdistumisessa kokeen aikana. Biostimulaatiolla paras tulos saatiin orgaanisessa humusmaassa, jossa se tehosi keskiraskaisiin ja raskaisiin hiilivetyihin. Hiekassa eri käsittelyjen väliset erot olivat pieniä. Biostimulaatio lisäsi hiekassa bakteerien määrää, mutta hajotustoiminta kohdistui aluksi helposti saatavilla olevaan liukoiseen öljyyn, minkä johdosta läpitulleen NAPL-faasin ja veden öljypitoisuudet vähenivät tässä käsittelyssä. Hapetuskäsittelyssä peroksidi vaikutti todennäköisesti vain maan pintakerrokseen ja ehti hajota ennen syvempiin maakerroksiin kulkeutumista, jolloin vaikutus syvemmällä maassa oli lähinnä hapen lisääntyminen. Kaiken kaikkiaan kokeesta saatujen tulosten analysointi on vielä kesken ja lopulliset tulokset tullaan julkaisemaan tieteellisissä artikkeleissa. Kuva 21. Polttoaineonnettomuuden mallinnus –kokeen toteutus Kuva 20. Kokeen toteuttaminen ja kaavakuva kokeessa rakennetusta maakerroksesta. Mustat pisteet eri korkeuksissa ovat lysimetreissä olevat aukkojen paikat, joista mm. vaakatason näytteenotto oli mahdollista tehdä. 36 37 38 onnettomuudesta. Puhdistuskäsittelyt aloitettiin 138 päivän kulutttua onnettomuudesta. Eri hiilivetyfraktioille määritetyt ylemmät ja alemmat ohjearvot on merkitty niihin kuviin, joissa pitoisuusarvot olivat lähellä ohjearvoja. nen), sininen kemiallisessa hapetuksessa ja vihreä biostimulaatiossa. Hiekasta kaksi ensimmäistä näytteenottoa tehtiin vaakatason kairauksella 85 cm syvyydestä ja ensimmäisen pystykairauksella tehty näytteenotto oli 82 päivän kuluttua Kuva 22. Kokeen aikana analysoidut öljyhiilivety- ja BTEX-pitoisuudet orgaanisessa humusmaassa, ylähiekassa (0-50 cm) ja alahiekassa (50-100 cm). Punainen väri kuvaa pitoisuuksia käsittelemättömässä maassa (luonnollinen hajoami- Kuva 23. Maan läpi tullut NAPL-faasi. Puhdistuskäsittelyjen aloitusajankohta on merkitty punaisilla ympyröillä. Kuva 24. Bakteeripitoisuudet eri maakerroksissa kokeen aikana. Menetelmänä on käytetty kvantitatiivista PCR-analyysiä ja tulokset on annettu bakteeri DNA-kopioina maan kuivapainoa kohden laskettuna. Kontrolli on maa, johon öljyä ei lisätty. 39 Lisälukemisto Iisalmen säiliöauto-onnettomuusalueen jatkokunnostuksen testaus kokeellisesti Laboratoriomittakaavan kokeella selvitettiin käyttökelpoisinta jatkokunnostusmenetelmää Iisalmen kohteeseen. Kokeessa testattiin biostimulaatiokäsittelyä sekä kemiallista hapetusta Iisalmen onnettomuuspaikalta otetulla maalla. Tutkimuksen päätarkoitus oli selvittää, puhdistuuko maa nopeammin kemiallisella hapetuksella vai biostimulaatiolla. Tutkimuksessa selvitettiin myös, millaisia ympäristöriskejä kyseiset menetelmät saattavat aiheuttaa. Onnettomuusalueen eri syvyyksiltä koottiin noin 20 kg kokoomanäyte, josta koe rakennettiin. Käsittelyt toteutettiin koeputkissa, joissa oli noin 300-500 g maata. Maan läpi syötettiin käsittelynesteitä kahdessa eri lämpötilassa. Käsittelynesteinä vertailtiin 1 % ja 10 % vetyperoksidiliuoksia sekä biostimulaatioliuosta, joka sisälsi ureaa, fosfaatteja ja 0,5 % vetyperoksidia hapen lisälähteeksi. Kokeiden kesto oli noin 4 kk. Kokeessa ei saatu riittävää näyttöä kemiallisen hapetuksen toimivuudesta onnettomuusalueen maaaineksella. Sitä vastoin biostimulaatio näytti toimivan odotusten mukaisesti, minkä vuoksi se valittiin jatkokunnostusmenetelmäksi. Biologinen käsittely jäljellä olevien öljyhiilivetyjen poistamiseksi on aloitettu noin kolme vuotta onnettomuuden jälkeen. (Tervo 2013) Jaakkonen, S. 2008: Kaivettujen pilaantuneiden maa-ainesten käsittely Suomessa. Suomen ympäristökeskuksen raportteja 36/2008. 45 s. Jantunen, M., Komulainen, H., Nevalainen, A., Tuomisto, J., Venäläinen, R. & Viluksela, M. 2005: Selvitys elinympäristön kemikaaliriskeistä – Kansallisen kemikaaliohjelman taustaselvitys. Kansanterveyslaitoksen julkaisuja B 11/2005. 257 s. Järvinen, K., Valkama, K. & Reinikainen J. 2010: Pilaantuneen maa-alueen kunnostuksen yleissuunnitelma. Syke Ympäristöopas. 76 s. Kallio, R. & Mäkelä, O. 2012: Vaarallisten aineiden kuljetukset tienpidossa ja toiminta onnettomuustilanteissa. PohjoisSavon elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskus. Raportteja 40/2012. 56 s. Kuntaliitto. 2006: Kunta ja pilaantunut maaperä. Helsinki. 63 s. Lundén, P. 2008: Helsingin kaupungin pilaantuneiden maa-alueiden riskienhallinnan ekotehokkuus – Teollisuusaluetontti Tapaninkylässä, huoltoasema Leppäsuolla ja Suvilahden kaasulaitosalue. Suomen ympäristökeskuksen raportteja 30/2008. 66 s. Nikulainen, V., Pyy, O. & Silvola, M. 2010: Pilaantuneen maa-alueen kunnostuksen loppuraportti, Syke Ympäristöopas. 53 s. Lähteet Chaíneau, C. H., Rougeux, G., Yéprémian, C. & Oudot, J. 2005: Effects of nutrient concentration on the biodegradation of crude oil and associated microbial populations in the soil. Soil Biology & Biochemistry 37: 1490–1497. Goi, A., Kulik, N. & Trapido M. 2006: Combined chemical and biological treatment of oil contaminated soil. Chemosphere 63: 1754-1763. Hyman, M. & Dupont, R. 2001: Groundwater and soil remediation, process design and cost estimating of proven technologies. Asce Publications. 537 s. Pellinen, J., Sorvari, J. & Soimasuo, M. 2007: Pilaantuneen maaperän ekologinen riskinarviointi. Ympäristöopas 2007. 114 s. Penttinen, R. 2001: Maaperän ja pohjaveden kunnostus – Yleisimpien menetelmien esittely. Suomen ympäristökeskuksen moniste 227. 51 s. Rautio, M. 2011: Isännättömät pilaantuneet maa-alueet Suomessa. Kaakkois-Suomen elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskuksen julkaisuja 4/2011. 28 s. Reinikainen, J. 2007: Maaperän kynnys- ja ohjearvojen määritysperusteet. Suomen ympäristö 23 2007. 164 s. Interstate Technology and Regulatory Council In Situ Chemical Oxidation Work Team. 2005: Technical and Regulatory Guidance for In Situ Chemical Oxidation of Contaminated Soil and Groundwater. 2. painos, Washington, D.C. 172 s. Sarkkila, J., Mroueh, U-M. & Leino-Forsman, H. 2004: Pilaantuneen maan kunnostaminen ja laadunvarmistus. Syke Ympäristöopas 110. 131 s. Kauppi, S., Sinkkonen, A., Romantschuk, M. 2011: Enhancing bioremediation of oil hydrocarbon contaminated soil in a boreal climate; comparison of biostimulation and bioaugmentation. International Biodeterioration and Bioremediation 65: 359-368. Tuomainen, J., Tikkanen, S. & Pyy, O. 2009: Maaperän puhdistamisen toissijainen vastuu- ja rahoitusjärjestelmä. Margesin, R. 2000: Potential of cold-adapted microorganisms for bioremediation of oil-polluted Alpine soils. International Biodeterioration & Biodegradation 46: 3-10. www.oil.fi/fi/ymparisto/maaperankunnostusohjelmat Mroueh, U-M., Vahanne, P., Eskola, P., Pasanen, A., Wahlström, M., Mäkelä, E. & Laaksonen, R. 2004: Pilaantuneiden maiden kunnostushankkeiden hallinta. VTT Tiedotteita 2245. 361 s. Suomen ympäristökeskuksen raportteja 21/2009. 113 s. Ympäristöministeriö. 2007: Maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arviointi. Ympäristöhallinnon ohjeita 2/2007. 210 s. Peltola, R., Salkinoja-Salonen, M., Pulkkinen, J., Koivunen, M., Turpeinen, A.R., Aarnio, T. & Romantschuk. M. 2006: Nitrification in polluted soil fertilized with fast- and slow-releasing nitrogen: a case study at a refinery landfarming site. Environmental Pollution 143: 247-253. Pyy, O., Haavisto, T., Niskala, K. & Silvola, M. 2013: Pilaantuneet maa-alueet Suomessa – Katsaus 2013. Suomen Ympäristökeskuksen raportteja 27/2013. 57 s. Sorvari, J., Antikainen, R., Kosola, M-L., Jaakkonen, S., Nerg, N., Vänskä, M. & Pyy, O. 2009: Pilaantuneiden maa-alueiden riskinhallinnan ekotehokkuus. Suomen ympäristö 33/2009. 93 s. Tervo, J-P. 2013: Polttoaineen pilaaman maaperän kunnostusmenetelmän valinta piloitointikokeilla. Opinnäytetyö, Savoniammattikorkeakoulu, Ympäristöteknologian koulutusohjelma. 61 s. Tuomi, P. & Vaajasaari, K. 2004: Monitoroidun luontaisen puhdistumisen (MLP) käyttö pilaantuneiden alueiden kunnostuksessa. Suomen ympäristö 681. 60 s. Ympäristöministeriö. 2007: Maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arviointi. Ympäristöhallinnon ohjeita 2/2007. 210 s. Ympäristöministeriö. 2013: Pilaantuneen alueen riskinarviointi ja kestävä riskinhallinta. Ohjeluonnos 10.9.2013. 40 41
© Copyright 2024