Hajuhaitan arviointi kaivostoiminnassa

Tämä sivu on tietokide alatyypiltään metodi. Sivutunniste: Op_fi3388
Moderaattori:Akousa (katso kaikki) Sivun edistyminen: Täysluonnos. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review).
Lisää dataa {{#opasnet_base_link:Op_fi3388}}

Hajuhaitat

(Tämä teksti on siirretty copy-pastella loppuraporttiin. 17.1.2013/hk.)

Kaivostoimintaan liittyvien, ympäristöön leviävien päästöjen hajuhaitat tulee arvioida. Tuottaako kaivostoiminta hajuja? Leviävätkö hajut kaivosalueen ukopuolelle? Miten kaivostoimintaan liittyvää hajuhaittaa voidaan arvioida kaivoksen ympäristössä?

Tässä kuvataan, miten hajuun liittyvää viihtyvyyshaittaa/mahdollista terveyshaittaa voidaan arvioida kaivosalueen ympäristön väestölle (väestölle kaivosalueen ulkopuolella). Hajuhaitan arviointiin, erityisesti kaivosympäristöön sovellettuna, ei ole tiedossa aikaisempaa kokonaisvaltaista mallia.

Hajuhaittojen ennustaminen ja arviointi on usealla tavalla haastavaa. Mallissa on esitetty, mitä tietoa tarvitaan hajuongelman arvioimiseksi, miten arviota voi tehdä ja mitä tietoa siitä esittää. Mallin tuottaman arvion sisältö riippuu käytettävissä olevan tiedon määrästä ja täsmällisyydestä.

Koska kaivoshankkeen suunnitteluvaiheessa arvio hajuhaitasta joudutaan tekemään osin erilaisen tiedon pohjalta kuin kaivoksen jo toimiessa, arviointi on jaettu vastaavasti:

A. Hajuhaitan arviointi kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa

B. Hajuhaitan arviointi toimivan kaivoksen ympäristössä.

Valitse lopullinen prosessi sen mukaan, mihin vaiheeseen arviointia ollaan tekemässä. Jos arvioinnin kannalta kriittistä tietoa puuttuu, on syytä selvittää sen saatavuus ja tarve suhteessa hajuongelman todennäköisyyteen ja laajuuteen.

Hajuja tuottavia prosesseja kaivostoiminnassa

Kaivostoiminnassa saattaa syntyä hajupäästöjä mm. seuraavista toiminnoista:

Louhinta

Louhintaräjäytyksen seurauksena ilmaan vapautuu kaasuja, jotka saattavat aiheuttaa hajuhaittoja louhoksen välittömään läheisyyteen. Ilmakehään jouduttuaan kaasut kuitenkin laimenevat nopeasti, joten hajuhaitat jäävät yleensä lyhytaikaiseksi.

Metallien talteenotto

Potentiaalisesti merkittävin hajupäästö kaivoksella liittyy hajurikkiyhdisteisiin, erityisesti rikkivetyyn. Metallien talteenottoprosessin tarvitsema rikkivety tuotetaan alkuaineistaan eli rikistä ja vedystä sähköenergian avulla kaivoksella paikan päällä. Rikkivedyn valmistus on jatkuvatoiminen prosessi ja käytetty rikkivetykaasu palautetaan suljetussa kierrossa väkevöitäväksi ja jälleen metallien saostuksessa uudelleen käytettäväksi. Vaikka rikkivetypäästöjä prosesseista pestään ja niiden pääsyä ulkoilmaan estetään teknisin ratkaisuin, voimakkaan hajuinen rikkivety on havaittavissa ympäristössä jo vähäisistä päästöistä. Päästöjä syntyy usein rikkivetyä käyttävien prosessien ylös- ja alasajoista.

A. Hajuhaitan arviointi kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa

Kun kaivostoimintaa suunnitellaan, on arvioitava, aiheuttaako kaivostoiminta alueen ympäristössä hajupäästöjä, joista on haittaa alueen ympäristössä asuville ihmisille. Haitan suuruus ja merkitys on arvioitava. Hajuhaitta on väestölle yleensä ensisijassa viihtyvyyshaitta. Se vaikuttaa elämän laatuun mutta saattaa pahimmillaan vaikuttaa haitallisesti myös terveyteen.

Arviointi kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa

Arvio suositellaan tehtäväksi ja kuvattavaksi seuraavasti:

• Nimetään kaivosalueella käytettävät prosessikemikaalit, joista potentiaalisesti voi syntyä hajuhaittoja.
• Kuvataan kukin hajua ongelmaksi asti mahdollisesti tuottava kemikaali ja sen hajuominaisuudet:
  • arvio kemikaalin käyttövolyymista/vuosi
  • aineen haihtuvuus
  • aineen säilyvyys ilmassa (hajoamisnopeus, hajun häviäminen ilmasta)
  • hajun luonne (mille haisee)
  • hajukynnyspitoisuus ilmassa (jos aineelle tiedossa)
  • hajuongelmapotentiaali aikaisemman tiedon perusteella (onko kyseinen aine tuottanut aikaisemmin hajuongelmia samanlaisessa käytössä muissa kaivosympäristöissä tai muussa käytössä, esimerkiksi teollisuuspäästönä, kaatopaikoilta tai jätteenkäsittelyn yhteydessä)

• Kuvataan prosessit kaivosalueella, joista potentiaalisesti voi syntyä hajupäästöjä.

Hajupäästö voi syntyä prosessikemikaalista sellaisenaan kemikaalin käytön yhteydessä tai varsinaisessa prosessissa saattaa syntyä hajuyhdisteitä, jotka leviävät ympäristöön.

• Jokaiselle hajua tuottavalle prosessille tai prosessikokonaisuudelle kuvataan ja arvioidaan:
  • Potentiaaliset hajuongelmaa aiheuttavat yhdisteet (yhdisteittäin):
    • käsiteltävät ainemäärät/vuosi
    • haihtuvuus
    • aineen säilyvyys ilmassa (hajoamisnopeus)
    • hajun häviäminen ilmasta
    • kvantitatiivinen arvio kokonaisemissiosta päästölähteestä ulkoilmaan
    • hajun luonne (mille haisee)
    • hajukynnyspitoisuus ilmassa (jos tiedetään)
    • hajun syntymisen/leviämisen toistuvuus
      • montako tuntia päivässä
      • päivää viikossa
      • jatkuvasti
    • syntyykö erityisiä hajupiikkejä (suuret pitoisuudet tilapäisesti ilmassa)

Oleellisinta on antaa kuva ja arvio hajuemission kokonaismäärästä ja voimakkuudesta ulkoilmaan, koska se on ratkaisevin tekijä mahdolliselle hajuongelmalle ympäristössä.

• Tehdään kokonaisarvio hajun leviämisestä kaivosalueelta ja kuvataan sen vaikutukset:
  • Nimetään arvion kohteeksi valittu haju ja/tai yhdisteet ja kuvataan hajun luonne (mille haisee)
  • Esitetään arvio hajun leviämisestä ympäristössä, erityisesti suhteessa asutukseen (vallitsevat tuulensuunnat/leviämissuunnat)
    • minne asti haju todennäköisesti ulottuu
      • normaalitoiminnassa
      • poikkeustilanteissa (prosessihäiriöt)
      • pahimmassa päästötilanteessa (pahin emissiotilanne, hajun hyvä säilyvyys ilmassa, tehokas leviäminen)
    • kuvaus ”hajuvyöhykkeellä” asuvasta potentiaalisesti hajulle altistuvasta väestöstä
      • taloudet
      • niiden etäisyydet hajulähteestä
      • ihmisten lukumäärät
      • ikärakenne
      • asutuksen pysyvyys
  • Arvio hajuhaitasta kyseiselle väestölle:
    • onko haju arviointipisteessä (esimerkiksi lähistöllä oleva asuintalo) todettavissa (ylittyykö hajukynnys)
    • hajun voimakkuus
    • esiintyvyys (kuinka usein, kesto)
  • Ongelmapotentiaali aikaisemman tiedon perusteella (mahdollista vertailevaa tietoa muualta, kuinka herkästi kyseinen haju/altiste on aiheuttanut hajuongelmia muissa kaivos- tai muissa ympäristöissä, millaista haittaa se on aiheuttanut).

Kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa pyritään tekemään paras realistinen arvio hajun leviämisestä ympäristöön, miten kaukana haju on haistettavissa ja kuinka usein sitä esiintyy kussakin tarkastelupisteessä. Nämä seikat ensi sijassa määrittelevät potentiaalisen hajuongelman.

Jos kaivoksen suunnitteluvaiheessa todetaan potentiaalisen hajuongelman mahdollisuus kaivosalueen ympäristössä, tämä on huomioitava jatkosuunnittelussa.

B. Hajuhaitan arviointi toimivan kaivoksen ympäristössä

Toimivan kaivoksen hajuhaitan arviointi perustuu hajuhaitan ennustamiseen toiminnasta syntyvien hajua tuottavien aineiden emissioista ilmaan ja jo todettuun hajuun kaivosalueen ympäristössä. Kun kaivos jo toimii, on konkreettista tietoa myös toimintaan liittyvistä hajuista vähintään varsinaisella kaivosalueella. Hajupäästöä aiheuttavat kohteet ja prosessit voidaan identifioida ja todennäköisesti myös aineet, jotka hajua aiheuttavat tai ne voidaan tarvittaessa tunnistaa kemiallisesti. Selvitettäväksi jää erityisesti hajun leviämisen riski ympäristöön ja arvioitavaksi siitä aiheuttava haitta. Tässä vaiheessa on todennäköisesti myös tietoa, onko hajua jo havaittu kaivosalueen ympäristössä.

Hajuhaitan arviointiprosessissa ja sen kuvauksessa suositellaan edettäväksi seuraavasti:

Hajupäästöt

• Kuvataan prosessit kaivosalueella, joista syntyy hajupäästöjä.

• Nimetään prosessikemikaalit ja prosesseissa syntyvät aineet, joista todetaan tai voi olettaa syntyvän hajua ilmassa kaivosalueella (potentiaaliset hajuongelmaa aiheuttavat aineet).
• Ellei hajua voida riittävästi tarkentaa sitä tuottavien aineiden tasolle (pääkomponentit), hajua käsitellään pelkkänä ”hajuna” (erittelemättömien aineiden seoksena) ja siitä esitetään vastaavat tiedot soveltuvasti.
• Kuvataan kunkin hajua ongelmaksi asti mahdollisesti tuottava aine, sen hajuominaisuudet ja arvioidaan sen merkitys hajun tuottoon:
  • tiedot aineen käyttövolyymista tai arvio välituotteena syntyvästä määrästä/vuosi (tämä tieto kuvastaa lähtökohtaisesti paljon potentiaalista hajuongelmaa)
  • kvantitatiivinen arvio hajua tuottavasta emissiosta ilmaan
  • esitetään hajuyhdisteen pitoisuustiedot emissiopaikan ilmassa, jos tietoa on
  • hajun syntymisen/leviämisen toistuvuus emissiopisteestä
    • montako tuntia päivässä
    • päivää viikossa
    • jatkuvasti
  • syntyykö erityisiä hajupiikkejä (suuret pitoisuudet tilapäisesti ilmassa, kuinka usein)
  • aineen haihtuvuus
  • aineen säilyvyys ilmassa (hajoamisnopeus, hajun häviäminen ilmasta)
  • hajukynnyspitoisuus ilmassa (jos aineelle tiedossa)
  • hajuongelmapotentiaali aikaisemman tiedon perusteella(tietoa, onko kyseinen aine tuottanut aikaisemmin hajuongelmia samanlaisessa käytössä muissa kaivosympäristöissä tai muussa yhteydessä, esimerkiksi teollisuuspäästönä, kaatopaikoilta tai jätteenkäsittelyn yhteydessä)
  • onko prosesseissa rikkiyhdisteitä (rikkivety, merkaptaaneja jne.), koska rikkiyhdisteet ja erityisesti rikkivety ovat tavallisimpia hajuongelmia aiheuttavia aineita

• Kuvataan/arvioidaan hajun leviäminen ympäristöön kaivosalueelta

Tämä on koko hajuhaitan arvioinnin tärkein kohta ja asia. Hajun leviäminen/esiintyminen arvioidaan ja esitetään tavalla, jonka käytettävissä oleva tieto sallii. Aina on tehtävä hajun leviämisen perusarvio. Hajun leviämistä on perusarvion lisäksi mahdollista myös mallittaa, jos siihen tarvittava tieto on olemassa ja mallittamisesta katsotaan olevan kyseisen kohteen arvioinnissa hyötyä (esimerkiksi asuinalue aivan kaivoskohteen läheisyydessä).

Perusarvio hajun leviämisestä ympäristöön

• Jos haju on jo todettu ympäristössä (ihmisten haistamana), kuvataan alue (sen ulottuvuudet), jolla haju on todettu:
  • hajun yleisyys, kesto ja voimakkuus eri tarkastelupisteissä
  • todetulla hajuvyöhykkeellä oleva asutus ja väestö
    • taloudet, niiden etäisyydet hajulähteestä
    • ihmisten lukumäärät
    • ikärakenne
    • asutuksen pysyvyys
• Mahdolliset hajusta aiheutuneet valitukset ympäristössä
  • missä haju todettu
  • millaista haittaa koettu
  • esiintymistiheys
  • hajun voimakkuus
  • hajun kesto
  • vuodenaika ja/tai sääolosuhteet, jolloin hajua esiintyy

Jos hajuongelma kaivostoiminnasta ympäristöön on ilmeinen (voimakkaasti haisevat, runsaat emissiot ilmaan, esimerkiksi rikkivety, haju selvästi todettavissa kaivosalueella, yksittäisiä ilmoituksia tullut hajun esiintymisessä kaivosalueen ulkopuolelta), paras tapa saada tarkempaa tietoa hajun leviämisalueesta on järjestää kaivosalueen ympäristön väestön keskuudessa kartoittava kysely.

Mikäli kysely toteutetaan, se kannattaa tehdä/teettää asiantuntevan tahon kanssa parhaan mahdollisen hyödyn saavuttamiseksi. Kyselyn toteuttamista ei ohjeisteta tarkemmin tässä MINERA-ohjeistuksessa.

Vaihtoehtoisesti, voidaan hajualueeksi, jota hallinnoidaan, määritellä ilman lisäselvitystä niin laaja alue ympäristössä, että hajuongelma jää varmasti alueen sisälle (hajun tunnistava väestö).

Hajun leviämisen mallitus ympäristöön

Kun/jos hajupäästölle voidaan esittää emissionopeus kaivoskohteessa kvantitatiivisesti (mitattua tietoa kohteesta tai arvio, joka riittävän luotettavasti kuvaa emissiota), kyseisen emission aiheuttaman hajun leviämistä voidaan kuvata ympäristöön dispersiomallilla.

Dispersiomalleja on käytetty esittämään hajun leviämisalueita kaatopaikkojen, jätevesilaitosten ja jätteenkäsittelylaitosten lähiympäristössä. Tieteellisessä kirjallisuudessa ei ole kuvauksia dispersiomallin sovelluksesta hajun leviämiseen kaivosympäristössä.

Dispersiomallista on eniten hyötyä kun pyritään määrittämään, miten kaukana päästölähteestä saavutetaan jokin tietty numeerinen hajupitoisuustaso (esimerkiksi taso, jota numeerisesti ei pidetä enää haitallisena pitoisuutena). Dispersiomalli sopii lähinnä pahimman hajuvyöhykkeen ennustamiseen, jossa hajuhaitat ovat todennäköisimpiä. Sillä ei voida ennustaa luotettavasti etäisyyttä, jolla hajua ei koskaan esiinny.

Dispersiomallin käyttöön tarvitaan kvantitatiivisen emissiotiedon lisäksi mm. kohteen meteorologiset tiedot päästön leviämisen laskemiseksi.

Kokemukset jäteympäristöistä osoittavat, että dispersiomalli antaa tarkimman arvion hajupäästön leviämisestä aivan päästölähteen läheisyydessä (n. 1-3 km säteellä). Tarkkuus ennustaa (oikein) heikkenee etäisyyden tästä kasvaessa ja kymmenien kilometrien päähän hajupäästön suuruutta ei dispersiomallilla voi ennustaa.

Dispersiomallin käyttöä hajun leviämiseen ei opasteta tähän MINERA-mallin versioon tätä yksityiskohtaisemmin. Dispersiomallin käytöstä hajun leviämisen selvittämiseen muissa kuin kaivosympäristöissä on esimerkkejä. (Nicolas, J., et al. 2008) (Nicolas, J., et al. 2006) (Paraskaki, I. & Lazaridis, M. 2005) (Gostelow, P., et al. 2004) (Sarkar, U., et al. 2003)

Hajuyhdisteiden mittaus kvantitatiivisesti

Ongelmalliset hajua aiheuttavat aineet pitäisi tunnistaa päästölähteestä, tarvittaessa kemiallisella analyysillä. Kun aineet on tunnistettu, niiden toksisuusprofiili voidaan selvittää ja päätellä aineiden käyttäytymisestä ilmassa (mm. viipymä, ilmakemia).

Päästöpitoisuuksista tulisi arvioida emission kokonaismäärä ja arvioida sen perusteella hajuongelman potentiaalia ympäristöön. Kvantitatiivista emissiotietoa tarvitaan myös dispersiomalliin, jos sitä käytetään leviämisen mallitukseen.

Kun hajuongelmia aiheuttavat yhdisteet on tunnistettu kemiallisesti, niitä voidaan tarvittaessa myös analysoida ilmasta kaivosalueen ympäristössä. Näiden analyysien tärkein rooli on osoittaa aineen esiintyvyys havaintopisteessä.

Koska pitoisuus ilmassa todennäköisesti vaihtelee, yksittäisten mittausten perusteella ei haittaa voi kvantitatiivisesti tarkkaan arvioida.

Hajuyhdisteiden kemiallinen määritys näytteenkeräyksineen on tavanomaista kemiallisten aineiden analytiikkaa ilmasta (Muňoz, R., et al. 2010) (Romain, A.-C., et al. 2008) (Turkmen, M., et al. 2004) (Gostelow, P., et al. 2001)), eikä sitä ohjeisteta tässä pidemmälle.

Hajun mittaus

Hajun toteaminen

Herkin, yksinkertaisin ja käytännössä ainoa keino vieraan hajun toteamiseen ympäristössä on ihmisen nenä.

Jo toiminnassa olevan kaivoksen ympäristössä ihmisten/asukkaiden toteama haju kertoo parhaiten sen leviämisestä. Hajuaistimus kattaa kaikkien aineiden päästöt (jos on useita hajua aiheuttavia aineita).

Aistitun hajun voimakkuudella ei ole leviämisaluetta arvioitaessa merkitystä, riittää kun haju on todettavissa.

Aistinvaraisesti voidaan näin määrittää alue, missä kyseistä vierasta hajua ylipäänsä esiintyy. Tämä on myös alue, jolla potentiaalisesti haju voi aiheuttaa ongelmia.

Koska ihmisten herkkyydessä haistaa haitalliseksi koettua hajua on isoja eroja, jo muutaman ihmisen toteama haju velvoittaa paikan sisällyttämistä hajualueeseen.

Kun selvitetään yksittäisen kaivosympäristön hajuongelman laajuutta, kaivosympäristön väestölle tulisi tarvittaessa järjestää kattava kysely, ovatko he havainneet tutkittavan hajun, kuinka usein, miten voimakkaana se on koettu ja mahdollisesti myös kuvausta kokemuksesta. Kun/jos tällaiseen kyselyyn päädytään, se kannattaa toteuttaa vastaavia hajukyselyjä tehneen tahon kanssa tai tätä konsultoiden.

Olfaktometria

Hajun voimakkuuden mittaukseen ympäristössä käytetään olfaktometriaa. Menetelmästä on julkaistu oma standardinsa (EN13725). Sitä on sovellettu usealla eri tavalla.

Esimerkiksi saksalainen ulkoilmaan liittyvä hajulainsäädäntö perustuu olfaktometrian käyttöön (Both, R. 2001). Hajulle on siinä asetettu olfaktometriset raja-arvot, joita ei saa ympäristössä ylittää.

Olfaktometriasta on hyötyä, kun hajun voimakkuutta havaintopisteessä voidaan verrata sallittuun raja-arvoon. Suomessa hajuille ulkoilmassa ei ole lakisääteisiä raja-arvoja. Olfaktometria on enemmän hallinnollinen keino hoitaa hajuhaittaa kuin varsinainen työkalu hajun aiheuttamien haittojen arviointiin. Sen antamille tuloksille ei ole yksiselitteisiä ohje/viitearvoja haitan/terveyshaitan tarkempaan arviointiin.

Olfaktometriaa suositellaan käytettäväksi kaivosympäristössä ainoastaan erityistapauksessa, jos on tarpeen kvantitoida hajun voimakkuus tarkasti (niin tarkasti kuin se voidaan toistaiseksi ylipääsä tehdä). Ensisijainen vaihtoehto on hajun toteaminen tavanomaisemmin haistamalla (kohta Hajun toteaminen).

Olfaktometria-menetelmässä tarkoin valittu ihmispaneeli haistelee ilmasta kerättyä näytettä näytteen asteittaisen laimentamisen jälkeen, kunnes haju ei enää erotu näytteessä (Gostelow, P., et al. 2001). Laimennuskertojen määrä kertoo hajun voimakkuuden (mitä useampaan kertaan joudutaan laimentamaan, sitä voimakkaampi haju näytteessä oli). Haistelijat paneeliin valitaan hajutestin perusteella (kalibrointi tunnetuilla hajuilla, vasteen oltava riittävän mutta ei liian herkkä, menetelmän standardointi). Ilmanäytteet haistellaan useimmiten pulloon tai pussiin otetusta näytteestä laboratorio-olosuhteissa, mutta ilmaa voidaan haistella myös ulkona paikanpäällä. Hajun haisteluun voidaan kytkeä hajun subjektiivisen voimakkuuden ja koettujen haittatuntemusten kirjaaminen.

Hajupaneelin etu on, että haistellaan todellista hajua (koko seos), siitä ympäristöstä, mitä tutkitaan. Se on objektiivinen menetelmä arvioimaan hajua, koska ulkopuolisen paneelin ennakkoasenteet eivät vaikuta hajuaistimukseen. Tulos ei kuitenkaan välttämättä kuvasta hajuhaittaa ympäröivälle väestölle, joka on hajuhaitan kohteena. He todennäköisesti kokevat hajun paneelia haitallisempana (katso kohta Hajusta).

On syytä huomata, että yksittäisen aineen hajukynnys ilmassa ei ole olfaktometriaan soveltuva viitearvo. Hajuyhdisteiden kemiallisen toteamisen ja olfaktometrian välillä on havaittu hyvä korrelaatio (hajun ennustettavuus) esimerkiksi jätevedenkäsittelylaitoksella (Zarra, T., et al. 2009).

Olfaktometrian sovelluksista hajujen kvantitointiin jäteympäristöissä on mm. seuraavissa viitteissä. (Muňoz, R., et al. 2010) (Burlingame, G.A. 2009) (Sucker, K., et al. 2008) (Both, R., et al. 2004) (Gostelow, P., et al. 2001).

Sensoritekniikat hajun toteamiseen

Hajun/hajuyhdisteiden detektointiin ilmasta on kehitetty myös erilaista sensoritekniikkaa. (Muňoz R. et al., 2010) (Bourgeous, W., et al. 2003)

Se soveltuu paremmin yksittäisten hajuyhdisteiden pitoisuuksien myöhempään muutosten seurantaan kuin lähtökohdaksi hajun riskinarviossa. Siksi sensoritekniikoita ei käsitellä yksityiskohtaisemmin tässä yhteydessä.

Hajuhaitan arviointi toiminnassa olevan kaivoksen ympäristössä

Hajuhaitta on ensisijassa koettu haitta, vaikuttaa viihtyvyyteen ja elämän laatuun.

Ihmiset tunnistavat hajun ja kokevat sen haitallisuuden yksilöllisesti.

Aineen haju tunnistetaan ilmasta, hajusta riippuen, hyvin pieninä pitoisuuksina, jotka eivät aiheuta sellaisenaan terveyshaittaa. Vieraan haitallisen hajun pelkkä tunnistaminen on ensisijainen tekijä, mikä laukaisee haitallisuusreaktion (jos haju koetaan haitallisena). Hajuhaittaa kaivosympäristössä on arvioitava tästä lähtökohdasta.

Kun ihminen leimaa jonkin hajun itselleen haitalliseksi, hän kokee sen haitallisena aina kun tunnistaa hajun siinä samassa ympäristössä.

Hajun voimakkuus ja esiintymistiheys vaikuttavat hajun tunnistamiseen (edesauttavat sitä), mutta eivät ole ensisijaisia tekijöitä, koetaanko haju haitallisena vai ei.

Aikaa myöten ihmiset saattavat vaihtelevasti tottua hajuun (sitä ei koeta enää yhtä haitallisena), mutta osa ei totu koskaan vaan kokee sen aina samalla tavalla.

Hajuun liittyvää haittaa voidaan arvioida pääasiassa ainoastaan kvalitatiivisesti, koska yksityiskohtaisia viitearvoja hajuhaitan kvantitatiivista arviointia varten ei ole. Aineen hajukynnys (pienin pitoisuus ilmassa, mikä haistetaan) on käytännössä ainoa numeerinen viitearvo.

Useat hajua tuottavat aineet ovat suhteellisen vähän toksisia eli haju on niiden ensisijainen haittaa tuottava ominaisuus ympäristössä esiintyvillä pitoisuuksilla.

Hajuyhdisteiden haittoina on arvioitava

• akuutti terveyshaitta
• viihtyvyyshaitta ja
• toistuvaan hajualtistumiseen liittyvät muut vaikutukset.

Hajuhaitan hallinnoinnissa tavoitteena ei ole täysin hajuvapaa ympäristö. Tavoitteena on oltava hajuhaitan saattaminen tasolle, joka on kaikkien hyväksyttävissä.

Akuutti terveyshaitta

Arviossa esitetään, hajuhaittaan liittyvä akuuttien terveyshaittojen riski (onko sitä, jos on, millainen).

Kuvataan relevanttien hajukemikaalien akuutin toksisuuden ominaisuudet, erityisesti hengitettynä ja arvioidaan oireiden ja vaikutusten toteutuvuus kyseisessä ympäristössä.

Akuutti terveyshaitta syntyy kun/jos hajua tuottavien aineiden pitoisuudet ilmassa ovat niin suuret, että ne vaikuttavat toksisesti elimistössä. Kysymys ei ole ensisijassa hajuongelmasta vaan yhdisteiden muusta toksisuudesta ja vaikutuksista.

Tyypillisiä vaikutuksia ovat silmien, limakalvojen ja hengitysteiden välitön ärsytys, hengitysvaikeudet ja päänsärky, mutta vaikutukset riippuvat altistavasta aineesta ja altistumistasosta.

Akuutteja vaikutuksia aiheuttava tilanne syntyy todennäköisimmin onnettomuus- ja muissa poikkeustilanteissa, aivan kaivosalueen välittömässä läheisyydessä. Hajukin on tilapäisesti voimakas ja vahvistaa vaikutusten kokemista. Aineiden ärsyttävät pitoisuudet ovat tavallisesti monikertaisia verrattuna hajukynnykseen, pitoisuuteen ilmassa, joka jo haistetaan.

Vertailukohtana akuutisti haitallisiin pitoisuuksiin voidaan käyttää esimerkiksi työperäisiä enimmäispitoisuusohjearvoja (Suomessa HTP-arvot). Numeerisessa vertailussa on suotavaa käyttää riskin kuvaukseen vaara-osamäärää (HQ) (jos arvo ylittyy) tai turvamarginaalia (MOS) (jos arvo alittuu) riskin suuruuden havainnollistamiseksi. (LINKKI RISKIN KUVAUKSEEN).

Kaivosalueella oleskelevat (työntekijät) ovat suuremman riskin kohteena kuin ympäröivä väestö. Astmaa potevat ovat välittömille hengitystievaikutuksille erityisherkkä ryhmä.

Hajuyhdisteiden aiheuttama akuutti terveyshaitta ei ole kovin todennäköinen ympäristön väestölle, mutta sen riski on syytä arvioida.

Viihtyvyyshaitta

Hajun tavallisin, ja todennäköisin, haitta ympäristön väestölle on viihtyvyyshaitta.

Arviossa kuvataan hajusta väestölle mahdollisesti aiheutuva viihtyvyyshaitta.

Arviossa esitetään viihtyvyyshaitan todennäköisyys ja suuruus:

• mitä haittaa syntyy
• mitä väestöä se koskee (sijainti hajualueella, talous/henkilömäärät)
• kuinka iso/merkittävä viihtyvyyshaitta heille on

Hajuhaitta on koettu haitta sisältäen vahvan psykologisen komponentin.

Vaikka haju koostuisi usean eri aineen hajusta, se koetaan yhtenä hajuna. Kun haju todetaan, siihen reagoidaan ja haju koetaan epämiellyttävänä (myös ”hyvä” haju toistuessaan saattaa muuttua haitaksi).

Hajun toteaminen on haitan kriittinen laukaisija. Haitta on ensisijassa joko-tai- kysymys (onko hajua vai ei), mutta hajun esiintymistiheys (kuinka usein esiintyy) ja voimakkuus vaikuttavat hajun havaitsemiseen.

Viihtyvyyshaitta on yksilöllistä, riippuen monista tekijöistä. Viihtyvyyshaitalle ei ole yksiselitteistä määritelmää tai kuvausta. Se koostuu erilaisista asioista, jotka yhdessä koetaan haitallisena, mieltä rasittavana asiana.

Viihtyvyyshaitalle ei ole pitoisuusohjearvoja, joita arviossa voisi käyttää. Aineen hajukynnys on ylitettävä, jotta se voidaan todeta potentiaalisena viihtyvyyshaittana hajun suhteen. Siten hajukynnystä voi käyttää yhtenä vertailukohtana ongelmaa arvioitaessa, jos hajun hajukynnys on tiedossa. Numeerisessa vertailussa on suotavaa käyttää riskin kuvaukseen vaara-osamäärää (HQ) (jos arvo ylittyy) tai turvamarginaalia (MOS) (jos arvo alittuu) pitoisuuksien vertailuun. (LINKKI RISKIN KUVAUKSEEN).

Toistuvaan hajualtistumiseen liittyvät muut vaikutukset

Esitetään arvio pitkäkestoisen tai toistuvan hajuhaitan vaikutuksesta väestön terveyteen:

• mikä on haitan todennäköisyys
• mitä haittaa saattaa syntyä
• mitä väestöä se koskee (sijainti hajualueella, talous/henkilömäärät)
• arvioidaan kuinka iso/merkittävä haitta se heille on

Usein toistuessaan tai jatkuvana viihtyvyyshaitta saattaa pahentaa jo olemassa olevia terveyshaittoja (esimerkiksi keskittymiskyvyn häiriöt, unihäiriöt, stressi, vaikutus verenpaineeseen), äärimmäisessä tapauksessa hajualtiste (riittävän usein, riittävän voimakkaana ja haittaavana) saattaa myös aiheuttaa niitä. Siten hajuhaitta on väestötasolla, toistuvasti esiintyessään, myös mahdollinen terveysriski.

Lähtökohta mahdollisen haitan syntymiselle on, että haju tunnistetaan ja koetaan haitallisena. Haitta ei ole suorassa suhteessa hajun voimakkuuteen tai sen esiintymistiheyteen, mutta molemmat seikat lisääntyessään pahentavat asiaa, esiintymistiheys vielä enemmän.

Ihmiset, jotka asuvat voimakkaan hajupäästölähteen välittömässä läheisyydessä (1-2 km säteellä), ovat potentiaalisin riskiryhmä varsinaisten terveysvaikutusten osalta.

Riskin kuvauksessa tieto riittää todennäköisesti useimmiten vain kvalitatiiviseen, sanalliseen arvioon. Jos numeerista tietoa hajuyhdisteiden pitoisuuksista ilmassa on, on suotavaa tehdä altistumisen arvioinnin osalta tältä osin vertailu hajukynykseen käyttäen vaara-osamäärää (HQ) tai turvamarginaalia (MOS), kumpi kuvaa asiaa konkreettisemmin.

Altisteena haju ei jää ympäristössä pysyväksi vaan häviää jonkin ajan kuluessa kun päästö aina loppuu, riippuen vallitsevista meterologisista olosuhteista (esimerkiksi tuulet).

Väestössä on erityisherkkiä yksilöitä (ns. monikemikaaliherkkyys), jotka reagoivat voimakkaasti monenlaisille kemikaaleille ja niiden hajulle jo pienemmissä pitoisuuksissa kuin väestö keskimäärin (Hannuksela, M. & Haahtela, T. 2011). He ovat erityisherkkä ryhmä reagoimaan hajuille. Monikemikaaliyliherkät henkilöt kokevat useat arkielämäänkin liittyvät kemikaalit ja hajut haitallisena.

Terveysriskin arvio kaivosympäristössä toteutetaan tavanomaisesti reagoivalle väestölle. Jos toimivan kaivoksen hajualeelle osuu kemikaaliyliherkkiä henkilöitä, heidän osaltaan haitta selvitetään erikseen.

Hajun viitearvot

Useimpien aineiden pitoisuudelle ilmassa ei ole hajun suhteen viite- tai vertailuarvoja, joita voisi käyttää hajuhaitan arviointiin. Osalle hajua aiheuttavista yhdisteistä on määritetty hajukynnys, pienin pitoisuus ilmassa, jonka useimmat ihmiset jo haistavat. Aine haistetaan sitä herkemmin, mitä pienempi pitoisuus (hajukynnys) on.

Hajukynnysarvoa voi käyttää ensisijassa hajuongelmapotentiaalin arviointiin (onko emissiossa aineita, joilla on matala hajukynnys), mutta myös yhtenä vertailukohtana arvioitaessa ilmasta mitattuja pitoisuuksia.

Jos aineelle on tiedossa hajukynnys, todettua aineen pitoisuutta ilmassa kannattaa verrata aineen hajukynnykseen, ylittääkö pitoisuus hajukynnyksen. Hajukynnyksen ylitys viittaa hajuongelmaan kyseisessä havaintopisteessä. Jos aineen pitoisuus jää selkeästi hajukynnystä pienemmäksi, todennäköisyys hajuongelmaan on pieni. Asiaa arvioitaessa on huomioitava pitoisuuksien vaihtelu, erityisesti hajupiikit, jotka yksin saattavat pitää yllä hajuongelmaa.

Yksittäisen aineen hajukynnysvertailu ei välttämättä kerro hajuongelmasta kokonaisuudessaan, jos useat eri aineet aiheuttavat hajun ja kaikkia aineita ei tunnisteta. Hajuseoksen vaikutusta kynnysarvoilla on vaikea arvioida.

Aineiden hajukynnysarvoja on esitetty esimerkiksi seuraavissa julkaisuissa (Devos, M. et al. (eds) 1990) (American Industrial Hygiene Association (AIHA) 1997) (Suffet, I.H., et al. 2004).

Rikkipitoisten (haju)yhdisteiden hajukynnys on hyvin alhainen. Esimerkiksi rikkivedylle on ilmoitettu hajukynnykseksi 0.00047 ppm (Turkmen, M., et al. 2004), 0.0005 ppmv (Suffet, I.H., et al. 2004), 0.011 mg/m³. (WHO 2003)

Useilla merkaptaaniyhdisteillä hajukynnys on vielä tätä pienempi. (Suffet, I.H., et al. 2004)

Perustelut ja taustatietoa

Hajusta

Haju tunnistetaan nenällä. Ihminen voi tunnistaa nenällään jopa 0.050 pg ainemäärän (Muňoz R. et al., 2010), jota muuten voi olla vaikea todeta.

Hajun tunnistuksen ja aistimuksen fysiologisia mekanismeja ei toistaiseksi täysin ymmärretä, mutta hajukokemukseen osallistuvat nenäepiteelin hajureseptorit, yhteys niistä aivoihin hajuhermon välityksellä ja hajuaistimuksen työstäminen aivoissa. (Gostelow, P., et al. 2001)

Hajun kokeminen on hyvin yksilöllistä ja vaihtelee paljon, hajukokemuksessa on vahva yksilöllinen komponentti. Hajua, jonka joku tunnistaa ja reagoi siihen, toinen ei välttämättä vielä huomaa.

Miehet ja naiset tunnistavat ja kokevat hajun yhtä herkästi.

Reagointi hajuun vähenee iän myötä. Herkkyys hajuun ei todennäköisesti iän myötä laske, sitä vaan ei koeta yhtä haitallisena.

Tupakoitsijat saattavat tunnistaa hajun muuta väestöä herkemmin, samoin ihmiset joiden terveydentila ei ole normaali.

Jatkuvana esiintyvään hajuun saatetaan tottua tai sitä ei koeta enää yhtä haitallisena, mutta tämäkin on hyvin yksilöllistä.

Hajukokemukseen vaikuttaa hajun miellyttävyys. Epämiellyttävä haju koetaan haittana herkemmin kuin miellyttävä haju, joka sekin saattaa muuttua jatkuessaan kokemuksena epämiellyttäväksi.

Aikaisempi kokemus hajusta vaikuttaa sen aiheuttamaan reaktioon. Kun aikaisemmin koettu haju tunnistetaan, se kytketään samassa sitä tuottavaan lähteeseen, mahdollisesti siitä aiheuttavaan haittaan ja koetaan sen mukaisesti.

Haitallisena aikaisemmin koettu haju havaitaan herkemmin ja ihminen reagoi siihen joka kerta. Tästä syntyy hajuhaitta. Tiedon lisäksi myös pelkkä epäily hajun haitallisuudesta (päästölähteen tietojen pohjalta) saattaa vaikuttaa haitaksi kokemiseen.

Hajun tunnistaminen on tärkein hajuhaitan laukaiseva tekijä, se usein riittää.

Hajun voimakkuus ja esiintymistiheys vaikuttavat hajun havaitsemiseen, mutta eivät sinänsä ole ensisijaisia tekijöitä hajuhaitan kokemisessa (ellei kyseessä ole akuutteja vaikutuksia tuottavat pitoisuudet). (Sucker, K., et al. 2009) (Sucker, K., et al. 2008)

Hajua arvioitaessa siinä voidaan erottaa: (Gostelow, P., et al. 2001)

• hajua tuottavan aineen pitoisuus (hajuaineet kemiallisesti mitattavissa)
• koettu hajun voimakkuus (voidaan gradeerata; esim. lievä, keskivahva, voimakas, kuitenkin yksilöllinen arvio)
• hajun luonne (mille haisee)
• hajun miellyttävyys/epämiellyttävyys (tämä erityisesti yksilöllistä)

Nämä komponentit vaikuttavat hajun haitallisuuteen (annoyance), mitä käytetään yleisesti hajuhaitan mittarina.

Hajuun liittyvistä tutkimuksista

Hajuhaittoja on tutkittu ja selvitetty pääasiassa jätteenkäsittely- ja jätevesilaitosten ympäristöissä, joissa tyypillisesti hajuja esiintyy. Tiedossa ei ole hajuhaittatutkimuksia kaivosympäristöstä.

Hajuongelmia syntyy useimmiten biologisen materian hajottamisessa (mikrobiologisesti). Useimmat hajut ja hajuaineet ovat erilaisia jätelähteissä (lähteenä biologinen materiaali) ja kaivosympäristössä (kemialliset prosessipäästöt), mutta hajuun liittyvät lainalaisuudet ovat samat. Siten jäteympäristöstä saatua tietoa voidaan soveltaa kaivosympäristön hajuhaitan arviointiin.

Jätteiden kompostoinnista syntyviä hajuaineita ja niiden hajuja on esitetty ns. hajuympyrällä mm. biojätteen kompostoinnille. (Suffet, I.H., et al. 2009) Vastaavanlainen hajuympyrä, joka yhdistää hajun sitä aiheuttavaan aineeseen on tehty myös jätevesilaitoksen hajupäästöille. (Burlingame, G.A., et al. 2004) (Suffet, I.H., et al. 2004) Tiedot saattavat auttaa tuntemattoman hajun yhdistämisessä tiettyihin aineisiin. Hajuympyrät ja niiden yhteydessä olevat taulukot listaavat ylipäänsä hajua tuottavia aineita.

Tutkittaessa Suomessa väestön kokemaa hajuhaittaa jätteenkäsittelylaitoksen läheisyydessä Aatamila M. et al. (Aatamila, M. et al. 2010) ovat todenneet, että hajun kokeneiden osuus altistuvista oli suurin lähimmällä vyöhykkeellä laitosta (66-100 % < 1.5 km, 13-84 % 1.5 to < 3 km, 2-64 % 3 to < 5 km). Haju siis havaittiin vielä 5 km etäisyydellä lähteestä. Haju koettiin haitallisimpana jätteenkäsittelylaitoksen läheisyydessä ja haittaavuus pieneni etäisyyden kasvaessa. Altistumisen voimakkuudella oli yhteys hajuhaitan kokemiseen. Hajuhaitan torjunnassa huomiota kehotettiin kiinnittämään erityisesti hajupiikkeihin.

Suomessa on tutkittu 1990-luvun alussa paperiteollisuuden päästöjen yhteyttä terveyshaittakokemuksiin useilla eri paikkakunnilla; Imatralla (Jaakkola, et al. 1990) (Haahtela, T., et al. 1992) (Marttila, O., et al. 1994) (Jaakkola, J.J., et al. 1999), Lappeenrannassa (Marttila, O. et al. 1995) ja Varkaudessa (Parttila-Pellinen, et al. 1996).

Paperitehtaiden prosesseissa käytettiin sulfaattia ja siitä syntyneet rikkiyhdisteet olivat pääasiallinen hajulähde, rikkivety pääasiallisena komponenttina. Päästöissä oli myös merkaptaaneja ja rikkidioksidia.

Rikkipäästöjä tutkittiin kyseisissä tutkimuksissa ensisijaisesti toksikologisina vaikutuksina, ei hajunäkökohdasta (hajuvaikutuksina). Pitoisuudet ulkoilmassa ovat olleet huomattavan suuria ja haju ajoittain paha. Ihmisten reaktioissa on ollut siten mukana myös vahva hajuefekti. Näistä tutkimuksista saa pitoisuus-vaikutustietoa nykypäiväänkin, suomalaisessa (viileässä, talvella kylmässä) ilmastossa, jossa esimerkiksi rikkiyhdisteiden viipymä ilmassa saattaa olla pitempi kun muualla.

Imatralla havaittiin tehtaasta riippuen 1.5- 4 km säteellä (ns. pahasti pilaantunut vyöhyke) silmä- ja nenä-ärsytysoireita sekä yskää vertailuväestöön nähden enemmän, lievempinä vähemmän pilaantuneella vyöhykkeellä (4-8 km tehtaalle). Oireita havaittiin sekä tutkimusta edeltävän 4 viikon että 12 kuukauden jaksolla. (Jaakkola, et al. 1990) Vyöhykkeiden välillä oli selvä annos-vaste-ero (tehdasta lähempänä oireita enemmän).

Myös lapset ovat kokeneet Imatralla hyvin samanlaisia oireita. (Marttila, O., et al. 1994)

Tehtaan toimintahäiriön aikana, jolloin rikkivetypitoisuudet ulkoilmassa kohosivat hyvin suuriksi (24 tunnin keskiarvo kahtena peräkkäisenä päivänä 35 µg/m³ ja 43 µg/m³, suurin mitattu pitoisuus 135 µg/m3) ihmiset kokivat hengitysvaikeuksia, silmä-ärsytystä, yskää ja kurkun ärsytystä ja pahoinvointia. Kun tehtaan päästöt saatiin teknisin keinoin puolitetuksi, oireet vähenivät merkittävästi. (Jaakkola, J.J., et al. 1999)

Imatralla tehdyissä tutkimuksessa havaittiin, että rikkivety aiheutti haittavaikutuksia huomattavasti pienempinä pitoisuuksina kuin WHO:n enimmäispitoisuusohjearvo rikkivedylle ulkoilmassa (150 µg/m³) (WHO 2003). Ohjearvo 150 µg/m3 on edelleen voimassa (joulukuussa 2012), mutta on ilmeisesti liian suuri ja huono vertailukohta.

Paperitehdasympäristöstä voi päätellä, että rikkiyhdisteet aiheuttavat selvästi ärsytys- ja muita vastaavia oireita kun niiden kokonaispitoisuus ilmassa ylittää tason 10 µg/m³. Tuloksista voi myös päätellä, että hajuvyöhyke, jolla vakavia haittoja voi ilmetä, on useita kilometrejä laaja päästölähteestä.

Hajun mittausmenetelmiä on kuvattu mm. seuraavassa julkaisussa (Muňoz, R., et al. 2010), mittausmenetelmien soveltuvuutta ja käyttöä kaivosympäristön hajujen selvittämiseen on arvioitu kohdassa Hajuyhdisteisen mittaus kvantitatiivisesti.

Hajuun liitetyt terveyshaitat

Voimakkaan hajun haittavaikutuksina on raportoitu mm.

• univaikeuksia
• päänsärkyä
• yskää
• hengitysvaikeuksia
• silmä- ja nenä-ärsytystä
• kurkun karheutta ja kuivuutta
• vatsavaivoja
• pahoinvointia
• alakulon tunnetta ja väsymystä

Ärsytysoireet ovat seurausta aineiden suorasta vaikutuksesta elimistössä, mutta useissa koetuissa vaikutuksissa todennäköisesti syynä on hajun aiheuttama stressi, jolla sinänsä voi olla toistuessaan ja jatkuessaan vaikutus terveyteen.

Hajun hallinnointia

Suomessa ja EU-tasolla ei ole ulkoilman hajun hallinnointiin erityistä omaa lainsäädäntöä. Useissa yksittäisissä muissa maissa ympäristöperäiseen hajuun liittyvää lainsäädäntöä hajuongelmien hallinnointiin on. Yhteenvetoa lainsäädännöstä maittain on esimerkiksi seuraavalla internet-sivulla (www.odournet.com). Lainsäädäntöä on mm. Australiassa, Belgiassa, Hollannissa, Englannissa, Kanadassa, Tanskassa, Saksassa, Japanissa, Uudessa Seelannissa ja USA:ssa.

Lainsäädäntö on asetettu pääasiassa maatalouskohteiden (sikalat, kanalat, karjatilat) ja jätteen- ja jäteveden käsittelyyn liittyen mutta koskee myös teollisuuskohteita ja lienee siten sovellettavissa myös kaivosympäristöön.

Lainsäädännössä on tyypillisesti annettu sallittuja hajun maksimivoimakkuuksia, joita ympäristön ulkoilmassa ei saisi ylittää ja/tai suojaetäisyyksiä, jota lähempänä esimerkiksi asutusta ei saisi olla. Kyseisiä raja-arvoja on käytetty laitosten ja toimintojen lupapäätöksiä asetettaessa.

Useimmat raja-arvot perustuvat olfaktometriaan eli hajupaneelilla määritettävän hajun voimakkuuteen. Yksityiskohdat voimassa olevan lainsäädännön sisällöstä ja soveltamisesta on kunkin maan lainsäädännössä. Tiedossa ei ole, miten lainsäädäntöä on sovellettu kaivosympäristöön.

Esimerkiksi Saksassa hajuun liittyvää lainsäädäntöä on toteutettu vuodesta 1990 lähtien (www. odournet.com) (Both, R. 2001) ja hajua on arvioitu systemaattisesti toimintojen lupapäätösprosesseissa.

Saksalaisessa arviontijärjestelmässä keskeinen kriteeri hajun haitallisuuden arvioinnissa on ollut aika kestona vuodessa, jona haju esiintyy ympäristössä (hajufrekvenssi). Hajufrekvenssin taso 10-20 % hajupaneelin arvioimana on havaittu kriittiseksi, joka ylitettäessä hajuhaitta on koettu jo selvästi haittaavaksi. Lainsäädännössä ulkoilman hajulle on asetettu raja-arvoksi hajufrekvenssi 10 % asutulla alueella ja 15 % teollisuusalueella, hajupaneelilla mitattuna (Both, R. 2001). Lainsäädäntöä sovellettaessa hajulähteen lähistön muiden työpaikkojen työntekijät on rinnastettu alueen asukkaaksi, samoin alueen kesämökkiläiset. Esimerkiksi leirintäaluetta ei ole asetettu eri asemaan muusta ympäristöstä (Both, R. 2001).

Hajuongelman lieventämisessä ja poistossa tärkein asia on poistaa tai vähentää hajuemissiota päästölähteessä ennen sen pääsyä ulkoilmaan.

Ainekohtaisesti siihen on erilaisia teknisiä keinoja. Esimerkiksi jätevedestä rikkivetyä voidaan poistaa tehokkaasti mikrobeilla (activated sludge) (Barbosa, V.L., et al. 2004). Rikkivetyä voidaan poistaa myös erilaisilla biofilttereillä (Quigley, C. et al.). Hajuongelmien poistoon ei tässä yhteydessä ole paneuduttu yksityiskohtaisesti (ovat riskin hallinnointikeinoja).

Rikkivety esimerkkinä

Rikkivety (hydrogen sulfide, H₂S) on yksi yleisimpiä hajuongelmia tuottavia aineita. Sen haju on mädän kananmunan haju.

Rikkivetyä on ulkoilmassa kaasuna pieni taustapitoisuus luontaisesti (0.03 - 0.1 µg/³) (WHO 2003), mutta sitä syntyy hajuongelmaksi jätteen- ja jätevesilaitoksilla anaerobisissa olosuhteissa mikrobitoiminnan tuloksena rikkipitoisen orgaanisen materiaalin hajotustoiminnasta. Sitä syntyy myös sulfaatin pelkistyessä. (Gostelow, P., et al. 2001) Rikkivetyä syntyy myös ihmisen omassa elimistössä (WHO 2003), mutta on siellä syntyessään vaaratonta, osana tarkoin säädeltyjä biokemiallisia reaktioita.

Rikkivety dissosioituu pH 8:n yläpuolella sulfidiksi (HS^-), mikä ei ole enää hajutuote. Kyseessä on tasapainoreaktio pH:n funktiona: Neutraalissa pH:ssa (pH 7) n. 50 % on rikkivetynä ja happamissa olosuhteissa tätä enemmän.

Rikkivety on hyvin vesiliukoinen mutta haihtuu helposti ilmaan. Paikalliset olosuhteet siten pitkälle säätelevät, kuinka paljon rikkivetyä syntyy ja vapautuu. Niitä säätelemällä voidaan päästöjä estää.

Kaivosympäristössä rikkivetypäästöjä voi syntyä prosessireaktioissa. Rikkivetyä käytetään metallien erottamiseen.

Ilmassa rikkivedyn on raportoitu säilyvän noin 1 päivän, mutta kylmissä talvisissa olosuhteissa jopa 42 päivää (WHO 2003). Siten erityisesti talvella se ehtii levitä laajalle ennen hajoamistaan ilmassa. Rikkivety hapettuu ilmassa reagoidessaan hapen ja hydroksyyliradikaalien kanssa rikkidioksidiksi ja sulfaateiksi. Näitä lopputuotteita tulee mm. sateen mukana maahan. Ylipäänsä hapekkaat olosuhteet, niin maassa, vedessä kuin ilmassakin hajottavat rikkivetyä.

Rikkivety on suurina pitoisuuksina toksista ja tappavaa. (WHO 2003) Ilmaa painavampana kaasuna se syrjäyttää isoina päästöinä esim. suljetussa tilassa ilman ja hapen. Tällöin muutama henkäisy johtaa kuolemaan (pitoisuuksilla tasoa 700 mg/³). Rikkivety pysäyttää tällaisina pitoisuuksina soluissa soluhengityksen, energiantuotannon. Isot pitoisuudet rikkivetyä ilmassa (yli 140 mg/m³) ovat petollisia myös siten, että ihmisen hajuaisti turtuu sille nopeasti, eikä sitä enää haisteta. Siksi hajuaistiin ei pidä luottaa rikkivedyn pitoisuutta arvioitaessa suurilla pitoisuuksilla.

Suuret pitoisuudet lisäksi vaikuttavat akuutisti hengitysteihin, silmiin, sydämeen, aivoihin (neurologisia vaikutuksia), elimistön metaboliatoimintoihin, lähes kaikkialle elimistössä. Mutta kaivosympäristössä ympäristön väestö ei altistu näin suurille pitoisuuksille, missään tilanteessa. Pahimmillaan rikkivety voi aiheuttaa akuutin työterveysriskin työntekijöille kertyessään esimerkiksi kuoppiin maapinnan alapuolella (syrjäyttäen ilman ja hapen).

Rikkivety tätä pienempinä pitoisuuksina (2.8 mg/m³) (WHO 2003) toistuvana altistuksena vaikuttaa lähinnä hengitysteihin, ärsyttää silmiä ja aiheuttaa neurologisia oireita. Astmaatikot ovat muita herkempiä saamaan hengitystieperäisiä oireita. He ovat herkin kohderyhmä ärsytysperäisille haitoille.

Näiden tietojen perusteella rikkivedyn siedettäväksi pitoisuudeksi ilmassa on määritelty lyhytaikaisessa altistumisessa (1-14 päivää) 100 µg/m³ ja n. 3 kk altistumiselle 20 µg/m³ (WHO 2003). Kun pitoisuudet ilmassa jäävät näitä pienemmiksi, terveyshaittaa rikkivedyn toksisuuden perusteella ei pitäisi aiheutua. Mutta nämä pitoisuusrajat eivät sisällä hajuhaittoja, koska hajua ei ole arvoja asetettaessa huomioitu.

Rikkivety ei nykytiedon mukaan ole mutageenista eikä aiheuta syöpää.

Rikkivedyn hajukynnykselle on annettu mm. seuraavia arvoja:

• 0.00047 ppm (Turkmen, M., et al. 2004)
• 0.0005 ppmv (Suffet, I.H., et al. 2004)
• 0.011 mg/m³ (WHO 2003)

Keskimäärin ihmiset haistavat rikkivedyn ilmassa kun pitoisuus on tätä tasoa. Rikkivedyn hajukynnys on siten 5-100-kertaa luonnon taustapitoisuus.

WHO on asettanut v. 2000 rikkivedylle seuraavat ulkoilman ohjearvot (air quality guideline) (WHO 2000), joita siis ei tulisi ylittää:

• Muut vaikutukset kuin syöpä ja hajuhaitta: 150 µg/m³ (aikapainotettu keskiarvo, 24 t).
• Hajuhaitta: 7 µg/m3 (käyttäen 30 minuutin keskiarvoa).

Kuten edellä on todettu (kohta Hajuun liittyvistä tutkimuksista), varsinaista terveyshaittaa todennäköisesti ilmenee pitoisuutta 150 µg/m³ pienemmillä pitoisuuksilla.

Jätevesilaitoksella esimerkiksi Australiassa on mitattu rikkivetyä 1.4-2.8 mg/m³ ilmassa ja kaatopaikoilla USA:ssa 1.3 – 1130 mg/³. Nämä pitoisuudet ylittävät yli 100-kertaisesti hajukynnyksen ja ovat reilusti suurempia kuin siedetyt pitoisuudet ilmassa myös toksisuuden perusteella.

Suomessa rikkivetyä on mitattu Imatralla paperitehtaan ympäristössä 1980-luvun lopussa vuosikeskiarvona 6 µg/³, huippupitoisuuksina 100 µg/³. (Jaakkola, et al. 1990) Tällöin altistuva väestö raportoi silmien ärsytysoireita 12 kertaa yleisemmin kuin vertailuväestö.

Nämä tiedot antavat perspektiiviä rikkivedyn todetuista ja osin haitallisista pitoisuuksista ulkoilmassa muissa kuin kaivosympäristöissä. Kaivoksilta eikä niiden ympäristöstä pitoisuustietoja ei osunut tavanomaiseen kirjallisuushakuun (marraskuu 2011). Julkaisemattomissa raporteissa sellaista tietoa saattaa olla.

Edellä todettujen pitoisuus- ja annosvastetietojen perusteella on selvää, että rikkivetyä kaivosympäristössä ympäristöterveyden kannalta on hallinnoitava hajuongelmana.

Viitteet

• Aatamila, M. Verkasalo, P., Korhonen, M.J., Viluksela, M.K., Pasanen, K., Tiittanen, P & Nevalainen, A. 2010. Odor Annoyance near Waste Treatment Centers: A Population-based Study in Finland. J. Air & Waste Manage. Assoc 60:412-418
• Barbosa, V.L., Dufol, D., Callan, J.L., Sneath, R. & Stuetz, R.M. 2004. Hydrogen suplhide removal by activated sludge diffusion. Water Sci Technol. 50, 199-205.
• Both, R. 2001. Directive on odour in ambient air: an established system of odour regulation in Germany. Water Sci. Tech. 44: 119-126.
• Both, R., Sucker, K., Winneke, G. & Koch E. 2004. Odour intensity and hedonic tone - important parameters to describe odour annoyance to residents. 2004. Water Sci. Tech. 50:83-92.
• Bourgeous, W., Romain, A.-C., Nicolas, J. & Stuetz, R.M. 2003. The use of sensor assays for environmetal monitoring: interests and limitations. J. Environm. Monit. 5:852-860.
• Burlingame, G.A. 2009. A practical framework using odor survey data to prioritize nuisance odors. Water Sci. Tech. 59:595-602.
• Burlingame, G.A., Suffet, I.H., Khiari, D. & Bruchet, A.L. 2004. Development of an odor wheel classification scheme for wastewater. Water Sci. Tech. 49:201-209.
• Devos, M. et al. (eds) 1990. Standardized Human Olfactory Thresholds. Oxford University Press.
• Gostelow, P., Parsons, S.A. & Lovell,M. 2004. Integrated odour modelling for sewage treatment works. Water Sci Technol. 50:169-176.
• Gostelow, P., Parsons, S.A. & Stuetz, R.M. 2001. Odour measurements for sewage treatment works. Water Res. 35:579-597
• Haahtela, T., Marttila, O., Vilkka, V., Jäppinen, P. & Jaakkola, J.K. 1992. The South Karelia Air Pollution Study: Acute Health Effects of Malodorous Sulfur Air Pollutants Released by a Pulp Mill. Am. J. Public Health 82:603-605.
• Hannuksela, M. & Haahtela, T. 2011. Tuoksuherkkyys on todellista. Duodecim 127, 706-711.
• Jaakkola, J.J., Parttila-Pellinen, K., Marttila, O., Miettinen, P., Vilkka, V. & Haahtela, T. 1999. The South Karelia Air Pollution Study: Changes in Respiratory Health in Relation to Emission Reduction of Malodorous Sulfur Compounds from Pulp Mills. Arch. Environm. Health 54:254-263.
• Jaakkola, J.J., Vilkka, V., Marttila, O., Jäppinen, P. & Haahtela, T. 1990. The South Karelia Pollution Study. The Effects of Malodorous Sulfur Compounds from Pulp Mills on Respiratory and Other Symptoms. Am. Rev. Respir. Dis. 142:1344-1350.
• Marttila, O. Jaakkola, J.J., Partti-Pellinen, K., Vilkka, V. & Haahtela, T. 1995. South Karelia Air Pollution Study: Daily Symptom Intensity in Relation to Exposure Levels of Malodorous Sulfur Compounds from Pulp Mills. Environ. Res. 71:122-127.
• Marttila, O., Jaakkola, J.J., Vilkka, V., Jäppinen, P. & Haahtela, T. 1994. The South Karelia Air Pollution Study: the effects of malodorous sulfur compounds from pulp mills on respiratory and other symptoms in children. Environ. Res. 66:152-159.
• Muňoz, R., Sivret, E.C., Parcsi, G., Lebrero, R., Wang, X.,(Mel) Suffet, I.H. & Stuetz, R.M. 2010. Monitoring techniques for odour abatement asessment. Water Res. 44:5129-5149.
• Nicolas, J., Delva, J., Cobut, P. & Romain, A.-C. 2008. Development and validating procedure of a formula to calculate a minimum separation distance from piggeries and poultry facilities to sensitive receptors. Athmospheric Environm. 42:7087-7095.
• Nicolas, J., Craffe, E. & Romain, A.C. 2006. Estimation of odor emission rate from landfill areas using the sniffing team method. Waste Management 26:1259-1269.
• Paraskaki, I. & Lazaridis, M. 2005: Quantification of landfill emissions to air: a case study of Ano Liosia landfill site in the greater Athens area. Waste Management. Res. 23:199-208.
• Parttila-Pellinen, K., Marttila, O., Vilkka, V., Jaakkola, J.J., Jäppinen, P. & Haahtela, T. 1996. South Karelia Air Pollution Study: Effects of Low-Level Exposure to Malodorous Sulfur Compounds on Symptoms. Arch. Environm. Health 51:315-319.
• Quigley, C., Easter, C., Burrowes, P. & Witherspoon, J. Biotechnology-based odour control: design criteria and performance data. Water Sci. Tech. 50, 319-326).
• Romain, A.-C., Delva, J. & Nicolas, J. 2008. Complementary approaches to measure environmental odours by landfill areas. Sensors and Actuators B 138:18-23.
• Sarkar, U., Hobbs, S.E. & Longhurst, P. 2003., Dispersion of odour: a case study with municipal solid waste landfill site in North London, United Kingdom. J. Environm. Management 68:153-160.
• Sucker, K., Both, R., Bischoff, M., Guski, R., Krämer, U. & Winneke, G. 2008. Odor frequency and odor annoyance Part II: dose-response associations and their modfication by hedonic tone. Int. Arch. Occup. Environ Health. 81:671-682.
• Sucker, K., Both, R., Bischoff, M., Guski, R. & Winneke G. 2008. Odor frequency and odor annoyance. Part I: assessment of frequency, intensity and hedonic tone of environmental odors in the field. Int. Arch. Occup. Environ Health. 81:671-682.
• Sucker, K., Both, R.& Winneke, G. 2009. Review of adverse health effects of odours in field studies. Water Sci. Technol. 59:1281-1289.
• (Mel) Suffet, I.H., Burlinggame, G.A., Rosenfeld, P.E. & Bruchet, A. 2004. The value of an odor-quality-wheel classification scheme for wastewater treatment plants. Water Sci. Technol. 50:25-32.
• (Mel) Suffet, I.H., Decottignies, V., Senante, E. & Bruchet, A. 2009. Water Environment Res. 81:670-679
• Turkmen, M., Dentel, S.K., Chiu, P.C. & Hepner, S. 2004. Analysis of sulfur and nitrogen odorants using solid-phase microextraction and GC-MS. Water Sci. Technol. 50:115-120.
• Zarra, T., Naddeo, V., Belgiorno, V., Reiser, M. & Kranert, M. 2009. Instrumental characterisation of odour: a combination of olfactory and analytical methods. Water Sci. Tech. 59:1603-1608.
• American Industrial Hygiene Association (AIHA) 1997. Odor thresholds for Chemicals with Established Occupational Health Standards. Fairfax, VA, USA.
• EN13725. Air Quality Determination of Odour Concentration by Dynamic Olfactometry, CEN, Brussels, April 2003, www.cenorm.be
• WHO 2003. Hydrogen sulfide: Human health aspects. Concise International Chemical Assessment Document 53.
• WHO 2000. 6.6. Hydrogen sulfide. Air Quality Guidelines for Europe. Second Edition. WHO Regional Pblications, European Series, No. 91.