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