Lahden seudun ympäristöpalvelut. Ismo Malin, Sanna Hallman, Riikka Mäyränpää

Transkriptio

1 Lahden seudun ympäristöpalvelut Ismo Malin, Sanna Hallman, Riikka Mäyränpää Torjunta-aineet Lahden pohjavesissä

2 Sisällys 1. JOHDATO TORJUTA-AIEIDE OMIAISUUKSIA Atratsiini ja simatsiini Atratsiinin hajoamistuotteet Heksatsinoni Terbutylatsiini Bromasiili Diflufenikaani Diklobeniili Glyfosaatti LAHDE TORJUTA-AIESEURATOJE TULOKSET Torjunta-aineet havaintopaikoittain Havaintopaikat torjunta-aineittain TULOSTE TARKASTELU Tilanne alueittain Tilanne torjunta-aineittain YHTEEVETO JA JATKOTUTKIMUSTARPEET KIRJALLISUUS LIITE 1 Havaintopaikat ja vedenottamot, joilla on määritetty torjunta-aineita vuosien välisenä aikana LIITE 2 Lahden torjunta-ainetutkimuksien tulokset LIITE 3 Torjunta-aineiden esiintyminen torjunta-aineittain 1

3 1. JOHDATO Torjunta-ainepitoisuuksien seurantaa pohjavesistä ei ole aiemmin pidetty Suomen oloissa tarpeellisena. Torjunta-aineiden käytön ja haittojen on uskottu keskittyvän maanviljelysalueille ja jäämätutkimukset on tehty pääasiassa elintarvikkeista. Vuosituhannen vaihteen jälkeen tehdyt tutkimukset osoittavat, että katujen ja teiden sekä rautateiden rikkakasvien torjunta ovat Lahdessa maataloutta suurempi pohjaveden laatua uhkaava tekijä. Vuorimaan ym. (2007) mukaan pohjavesialueilla joilla torjunta-ainepitoisuudet ovat suuria, on keskimääräistä enemmän asutus-, teollisuus- ja varastoalueita sekä teitä ja rautateitä. Talousveden laatua on valvottava STM 461/2000 asetuksen ja sen soveltamisohjeen mukaisesti. Lahdessa valvontatutkimusohjelma kattaa myös pohjaveden valvonnan niillä alueilla joilla pohjavettä käytetään talousveden hankintaan. Osana ohjelmaa valvotaan myös torjunta-ainepitoisuuksia sekä talousvedessä että pohjavedessä (ts. raakavedessä). Valvontatutkimusohjelman hyväksyy ja veden laatua valvoo terveysvalvontaviranomainen. Viranomainen myös huolehtii analyysitietojen raportoinnista Aluehallintoviranomaisille ja edelleen Terveyden ja hyvinvointilaitokselle sekä EU:iin. Talousveden torjunta-ainepitoisuuksissa ei Lahdessa ole ollut huomautettavaa. Lahdessa valvontatutkimusohjelma päivitetään seuraavan kerran vuonna Lahden Tutkimuslaboratorion vuosina toteuttaman, EU:n ja Etelä-Suomen lääninhallituksen osarahoittaman, tutkimushankkeen yhtenä osa-alueena oli torjunta-aineiden analytiikan kehittäminen. Hankkeessa tutkittiin yhdessä Helsingin yliopiston ympäristötieteiden laitoksen kanssa yhdisteiden hajoamista ja kulkeutumista maaperässä. Suomen ympäristökeskuksen (SYKE) pilotselvityksessä vuonna 2001 kartoitettiin torjunta-aineiden esiintymistä Lahden, Hollolan, Heinolan ja Asikkalan pohjavesissä (Gustafsson ym. 2002). Vuosien välillä torjunta-aineiden esiintymistä alueen pohjavesissä selvitettiin osana SYKE:n Torjunta-aineiden esiintyminen pohjavedessä (TOPO) -hanketta. Hämeen ympäristökeskuksen alueella torjunta-ainepitoisuuksia tutkittiin 36 pohjavesialueella (Vuorimaa ym. 2007). Lahti Aqua Oy (ent. LV Lahti Vesi Oy) oli mukana SYKE:n hankkeissa ja on lisäksi toteuttanut laajaa pohjavesien valvontaohjelmaa, jossa on seurattu myös torjunta-aineiden esiintymistä. Edellä mainituissa tutkimuksissa ja seurannoissa on otettu Lahden alueella yhteensä lähes 700 pohjavesinäytettä. Suomessa torjunta-aineiden esiintymistä ja hajoamista pohjavedessä on tutkittu varsin vähän, merkittävä osa tutkimuksista on tehty Helsingin yliopiston ympäristötieteiden laitoksella. Kansainvälisissä julkaisuissaan laitos on tutkinut torjuntaaineiden puoliintumisaikoja sekä hajoamiseen vaikuttavia tekijöitä pohjavesivyöhykkeessä (Pukkila ym ja Talja ym. 2009). Jo Euroopan unionin neuvoston talousvesidirektiivissä vuodelta 1998 (98/83/EY) edellytettiin torjunta-aineseurantoja. Sosiaali- ja terveysministeriö toi direktiivin vaatimukset kansalliseen lainsäädäntöön asetuksella vuonna 2000 (461/2000). Asetuksessa torjunta-aineilla tarkoitetaan orgaanisia hyönteis-, rikkaruoho-, sieni-, ankerois-, punkki-, levä- ja jyrsijämyrkkyjä, orgaanisia limantorjuntaaineita sekä muita vastaavia tuotteita sekä yhdisteiden metabolia-, hajoamis- ja reaktiotuotteita. Asetuksen mukaan yksittäisen torjunta-aineen sallittu enimmäispitoisuus talousvedessä on 0,10. Aldriinin, dieldriinin, heptakloorin ja heptaklooriepoksidin sallittu enimmäispitoisuus on 0,030. Yhteensä torjunta-aineita saa olla enintään 0,50. Pohjavesidirektiivissä (2006/118/EY), joka on Suomessa toimeenpantu valtioneuvoston asetuksella vesienhoidon järjestämisestä (1040/2006), on annettu torjunta-aineille ja niiden hajoamistuotteille 2

4 pohjavedessä laatunormit, jotka ovat samat kuin talousvedelle aiemmin asetetut raja-arvot. Asetuksessa edellytetään torjunta-aineille riittävää, vähintään kerran vuodessa toistuvaa, jaksottaista seurantaa. Lisäksi asetuksen mukaan pohjavedet on luokiteltava hyvään tai huonoon tilaan määrällisen ja kemiallisen tilan perusteella sen mukaan, kumpi niistä on huonompi. Hämeen ELY-keskus on päivittänyt luokitukset toiminta-alueensa pohjavesialueiden osalta vuonna Päivitetyn luokituksen mukaan Lahdessa Lahti-pohjavesialue on luokiteltu huonoon tilaan osassa pohjavesialuetta pohjavedestä todettujen haitta-aineiden kuten torjunta-aineiden ja polttonesteiden lisäaineiden takia. Lahti-pohjavesialueelta on kuitenkin edelleen otettavissa laatuvaatimukset täyttävää talousvettä. Riskipohjavesialueiksi on luokiteltu I ja II luokan pohjavesialueet, joilla ihmistoiminta mahdollisesti aiheuttaa merkittävän riskin pohjaveden laadulle (Hämeen vesienhoidon toimenpideohjelma 2015) (Kuva 1). Raja-arvot ovat hyvin tiukat, eivätkä ota edellä mainittuja yhdisteitä lukuun ottamatta huomioon yhdisteiden myrkyllisyyttä. Maailman terveysjärjestön WHO:n raja-arvot yksittäisille yhdisteille ovat huomattavasti korkeampia: esimerkiksi terbutylatsiinille 7, simatsiinille 2 ja atratsiinille 100 (Guidelines for drinking water quality 2011). Elintarvikkeille raja-arvot ovat vielä huomattavasti korkeampia. Euroopan neuvoston direktiiveissä on kuitenkin lähdetty siitä, että ihmisten käyttöön löytyy vielä puhtaita vesivaroja eikä tietoisia terveysriskejä tarvitse ottaa. Tässä raportissa pohjavesissä todettuja pitoisuuksia verrataan talousvesiasetuksen raja-arvoon. Kuva 1. Hämeen ELY-keskuksen vuonna 2013 päivittämä pohjavesialueiden luokittelu kemiallisen tilan perusteella sekä riskipohjavesialueet Lahdessa. 3

5 Tutkimusten mukaan torjunta-ainepitoisuudet Suomen pohjavesissä ylittävät paikoin talousvedelle asetetun raja-arvon. Lahden Launeen vedenottamo on suljettu atratsiinin vuoksi vuonna keväällä Urheilukeskuksen toisesta kaivosta ei ole vuoden 2003 jälkeen otettu vettä verkostoon bromasiilin takia. Vuonna 2008 lopetettiin veden pumppaaminen verkostoon myös Urheilukeskuksen toisesta kaivosta. Molemmilla paikoilla on tehty suojapumppauksia. Lahdessa tällä hetkellä talousvedenottokäytössä olevilta vedenottamoilta (Jalkaranta, Riihelä, Kärpänen, Kunnas, Renkomäki) ei ole todettu torjunta-aineita talousveden raja-arvot ylittävinä pitoisuuksina. Hyvinkäällä on jouduttu turvautumaan aktiivihiilisuodatukseen ja Päijännetunnelin veteen, sillä kaupunkialueen vedenottamoilla on todettu atratsiinia ja sen hajoamistuotteita sekä bromasiilia (Vuorimaa ym. 2007). Vantaalla pohjavedenottamo jouduttiin sulkemaan vuonna 2008 torjuntaaineiden, pääasiassa diklobeniilin hajoamistuotteiden, pitoisuuksien noustua yli raja-arvon (Peltonen ja Rajala 2009). Löytyneet yhdisteet ovat rikkakasvien torjunta-aineita eli herbisidejä. Pohjavesissä on yleisimmin atratsiinia ja sen hajoamistuotteita (DEA, DIA, DEDIA), diklobeniilin hajoamistuotetta BAM:ia sekä simatsiinia, terbutylatsiinia, heksatsinonia, bentatsonia ja bromasiilia (Vuorimaa ym. 2007). Lahdessa edellä listatuista ei ole todettu bentatsonia, mutta terbutylatsiinin hajoamistuotetta desetyyliterbutylatsiinia on todettu yli raja-arvon ja propatsiinia alle määritysrajan olevina pitoisuuksina. Suomessa myytiin vuonna 2010 tehoaineena laskettuna tonnia torjunta-aineita, josta 58 % oli herbisidejä. Herbisidien myynti kasvoi 33 % edellisvuodesta. Myynnissä oli 350 torjuntaainetuotetta, jotka sisälsivät 150 tehoainetta. Vuodesta 1980 alkanut 15 vuotta kestänyt torjuntaaineiden käytön väheneminen kääntyi Euroopan unioniin liittymisen jälkeen kasvuun. Myyntimäärien kasvu on hieman hidastunut 2000-luvulla (Tukes 2010). Geenitekniikalla ja jalostamalla kehitellyt viljelykasvit kestävät entistä paremmin torjunta-aineita. Suomessa on testattu esimerkiksi glyfosaattia ja glufosinaatti-ammoniumia kestäviä sokerijuurikaslajikkeita (Laitila ym. 2011). 2. TORJUTA-AIEIDE OMIAISUUKSIA Seuraavassa käsitellään torjunta-aineita, joita Lahdessa on pohjavesissä todettu sekä käytetyimpiin torjunta-aineisiin kuuluvia glyfosaattia ja diflufenikaania. 2.1 Atratsiini ja simatsiini Atratsiini on eniten käytetty herbisidi Yhdysvalloissa ja yksi eniten käytetyistä maailmassa. Suurin osa atratsiinista käytetään rikkakasvien torjuntaan maissi-, sokeriruoko- ja durraviljelmillä. Myös simatsiinin käyttö on maailmanlaajuisesti edelleen mittavaa (Mudhoo & Garg 2011). Suomessa simatsiinia käytettiin rikkakasvien torjuntaan mansikkaviljelyksillä sekä pensaiden alustoilla. Vielä 2000-luvun alussa vuosittaiset simatsiinin myyntimäärät olivat kg (Vuorimaa ym. 2007). Simatsiini ja atratsiini ovat rakenteeltaan hyvin samankaltaisia (kuva 2). Atratsiini on kohtalaisen (33 45 mg/l) vesiliukoinen yhdiste, joka maalajista riippuen hajoaa maaperässä kohtalaisen hitaasti tai hitaasti. Pohjavedessä hajoaminen on hyvin hidasta. Suomessa pitkä talvi hidastaa hajoamista. Lisäksi atratsiinin pidättyminen maahiukkasiin on heikkoa, minkä seurauksena kulkeutuminen pohjavesiin on yleistä. Atratsiini onkin Suomessa, muualla Euroopassa ja Pohjois-Amerikassa yleisimmin 4

6 pohjavesissä esiintyvä torjunta-aine. Esimerkiksi Lahden pohjavesistä on löytynyt enimmillään yli 5 atratsiinipitoisuuksia. Atratsiinin hajoamistuotteita voi olla vesissä pääyhdistettä enemmän. Simatsiinin hajoamisnopeus on kohtalaisen hidas ja vesiliukoisuus heikkoa (5,3 6,2 mg/l). Myös simatsiini on maaperässä helposti tai vähintään kohtalaisesti kulkeutuvaa. Euroopassa simatsiinia on löytynyt pohjavesistä hieman harvemmin ja pienempiä pitoisuuksia kuin atratsiinia (Vuorimaa ym. 2007). Yhdysvaltojen ympäristönsuojeluvirasto (EPA) on todennut tutkimuksissaan atratsiinin olevan karsinogeenista. Jo lyhytaikaisella korkealla altistuksella voi olla hormonijärjestelmän kautta vaikutuksia sukurauhasten kehitykseen ja lisääntymisen ohjaamiseen. Haitat kohdistuvat erityisesti sikiöihin, vauvoihin ja puberteetti-ikäisiin. EPA:n mukaan estrogeeni- ja prolaktiinipitoisuuksissa tapahtuvat muutokset voivat aiheuttaa muun muassa rinta- ja kohtusyöpää. Ristiriitaisia tutkimustuloksia on kuitenkin saatu, sillä tutkimuksista osan mukaan atratsiinilla ei ole karsinogeenisia eikä teratogeenisia vaikutuksia ihmiseen (Atrazine in drinking water 2011, HSDB 2012). On tosin huomattava, että erityisesti toisiaan muistuttavilla, saman vaikutustavan omaavilla yhdisteillä, kuten atratsiinilla ja simatsiinilla, voi olla talousvedessä esiintyessään yhteisvaikutuksia (Atrazine in drinking water 2011). Cl Cl CH 3 CH 3 CH H H CH 2 CH 3 CH 3 CH 2 H H CH 2 CH 3 Atratsiini Simatsiini Kuva 2. Atratsiinin ja simatsiinin rakennekaavat. Taulukko 1. Atratsiinin ja simatsiinin ominaisuudet (Vuorimaa ym. 2007, HSDB 2012) Ominaisuus Atratsiini Simatsiini Molekyylipaino 215,72 201,69 Vesiliukoisuus (mg/l) ,3-6,2 Rasvaliukoisuus (logk OW ) 2,6 2,2-2,5 Puoliintumisaika maassa (DT 50, 20 C, d) Myrkyllisyys leville (EC 50, mg/l) <1 <1 Myrkyllisyys vesiselkärangattomille (EC 50, mg/l) 3, >100 Akuutti myrkyllisyys kaloille (LC 50,mg/l) 0, ,1 - >100 Biokertyvyys, kalat 0, <1-55 Sekä atratsiini että simatsiini ovat monille vesiorganismeille akuutisti kohtalaisen myrkyllisiä. Eräille kalalajeille atratsiinin on havaittu olevan erittäin myrkyllistä. Atratsiinin on myös todettu häiritsevän sammakoiden seksuaalista kehitystä siten, että jo 0,1 pitoisuudet aiheuttavat urossammakoi- 5

7 den feminisoitumista (Hayes ym. 2010). Sammakkoeläimien maailmanlaajuisen vähenemisen epäillään johtuvan atratsiinin laajasta käytöstä. Atratsiini on nisäkkäille haitallista, simatsiini hyvin lievästi myrkyllistä. Atratsiinin on todettu vaikuttavan haitallisesti eläimillä keskeisten entsyymijärjestelmien (sytokromi P450) toimintaan. Biokertyvyys on kummallakin yhdisteellä heikkoa (Kemikaalien ympäristötietorekisteri 2005, Zupan & Kalafati 2003). Atratsiinin käyttö kiellettiin EU:ssa vuonna Suomessa atratsiinin myynti loppui vuoden 1992 lopussa. Simatsiinin myynti lopetettiin Suomessa syksyllä Atratsiini ja simatsiini on luokiteltu EU:ssa prioriteettiaineiksi, joiden katsotaan edellyttävän ensisijaisia toimia yhteisön tasolla, ja joiden pitoisuuksille vesistöissä on määritetty ympäristölaatunormit (Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi ympäristölaatunormeista 2008/105/EY) Atratsiinin hajoamistuotteet Cl Atratsiini H H Cl OH Cl H H 2 DEA H HA H H2 DIA H OH Cl OH H H 2 DEHA H2 H 2 DEDIA H2 DIHA H Kuva 3. Atratsiinin hajoamisreitti. Desetyyliatratsiini (DEA), hydroksiatratsiini (HA), desisopropyyliatratsiini (DIA), hydroksidesetyyliatratsiini (DEHA) desetyyli-desisopropyyliatratsiini (DEDIA) ja hydroksidesisopropyyliatratsiini (DIHA). Atratsiinin metaboliitteja on tunnistettu yli 15 kpl, joista kuvassa 3 esitetään neljä hydroksiatratsiiniyhdistettä ja kolme kloorattua atratsiiniyhdistettä. Kasvit muuttavat atratsiinia hydroksiatratsiiniksi (HA), minkä seurauksena HA on päämetaboliatuote kasveissa. Eläimet eivät HA:ta tuota, mutta voivat saada sitä rehun mukana. Klooratut yhdisteet ovat sen sijaan vallitsevia eläinkudoksissa ja vesissä. Atratsiinin päämetaboliitit luonnossa ovat hydroksiatratsiini (HA), desetyyliatratsiini (DEA), deisopropyyliatratsiini (DIA) ja desetyyli-deisopropyyliatratsiini (DEDIA) (Mudhoo & Garg 2011). 6

8 HA:n kulkeutumisen maaperässä on todettu olevan atratsiinin metaboliiteista heikointa. Herkimpiä kulkeutumaan ovat DEA ja DIA. Atratsiinin yhdisteiden kulkeutumisnopeus korreloi negatiivisesti maan orgaanisen aineen pitoisuuden kanssa (Mudhoo & Garg 2011). DEA ja DIA ovat kohtalaisen hitaasti hajoavia maaperässä (Vuorimaa ym. 2007). Klooratuista hajoamistuotteista ainakin DEA:n ja DIA:n toksisuus eläimille on lähes samankaltainen kuin atratsiinilla. DEA:n on todettu olevan vesikasveille myrkyllisempää kuin atratsiinin. Hydroksiyhdisteiden toksisuus on todennäköisesti vähäisempi (Atrazine in drinking water 2011, Mudhoo & Garg 2011) Heksatsinoni Suomessa heksatsinonia (kuva 4) on käytetty rikkakasvien torjuntaan metsätaimitarhoilla ja viljelemättömillä alueilla (Vuorimaa ym. 2007). Heksatsinoni on hyvin vesiliukoinen yhdiste (3, mg/l), joka pidättyy heikosti maapartikkeleihin. Se on erittäin kulkeutuvaa tai vähintään helposti kulkeutuvaa maaperässä. Riski pohjaveteen kulkeutumiseen on suuri erityisesti viileässä ilmastossa, vähän orgaanista ainetta sisältävässä maaperässä, sillä ko. olosuhteissa heksatsinoni on erittäin hidas hajoamaan (DT vrk, 10 C) (Vuorimaa ym. 2007). Heksatsinonin akuutti myrkyllisyys eläimille on hyvin vähäinen. Lievää myrkyllisyyttä kaloille ja muille vesieliöille on todettu (LC mg/l ja EC mg/l) (Vuorimaa ym. 2007). Suomessa heksatsinonin myynti loppui vuonna 1999 (Vuorimaa ym. 2007). O O CH 3 CH 3 CH 3 Kuva 4. Heksatsinonin rakennekaava Terbutylatsiini Suomessa terbutylatsiinia (kuva 5) on käytetty vuoteen 1998 saakka rikkakasvien torjuntaan muun muassa metsätaimitarhoilla, metsän uudistusalueilla, ratapenkoilla ja -pihoilla sekä muilla viljelemättömillä alueilla. Yhdistettä on käytetty myös pohjavesialueiden ulkopuolella sijaitsevilla herneja perunaviljelmillä 1990-luvulla. Atratsiinin käytön loppuessa 1990-luvun alussa terbutylatsiinia käytettiin usein korvaavana torjunta-aineena, Euroopan laajuisesti erityisesti maissiviljelmillä (Dolaptsoglou 2009). Suomessa viimeiset terbutylatsiinia sisältävät valmisteet poistettiin torjuntaainerekisteristä vuonna 2004 (Vuorimaa ym. 2007). 7

9 Terbutylatsiini on veteen niukkaliukoinen yhdiste (5-8,5 mg/l). Ongelmallista pohjavesien kannalta on se, että terbutylatsiinin hajoaminen on hidasta maaperässä ja vesistöissä. Puoliintumisajaksi on mitattu yli vuosi (Vuorimaa ym. 2007). Terbutylatsiinin hajoamistuotteen desetyyliterbutylatsiinin (DETBA) on arvioitu kulkeutuvan maaperässä ja päätyvän pohjavesiin jopa pääyhdistettä helpommin. DETBA:n rakenne muistuttaa huomattavasti atratsiinin hajoamistuotetta desetyyliatratsiinia, joka on monin paikoin pilannut pohjavettä (Dolaptsoglou 2009). Terbutylatsiinia ja desetyyliterbutylatsiinia on löytynyt pohjavesistä eri puolilta Eurooppaa (Dolaptsoglou 2009). Suomessa vuosina terbutylatsiinia todettiin 7 %:ssa lähes 300 pohjavesinäytteestä. Talousveden raja-arvon (0,10 ) ylittäviä pitoisuuksia ei mitattu (Vuorimaa ym. 2007). Terbutylatsiini on kaloille ja vesiselkärangattomille myrkyllistä tai kohtalaisen myrkyllistä (LC 50 1,6-66 mg/l ja 0,1 21,2 mg/l) (Kemikaalien ympäristötietorekisteri 2005). Biokertyminen vesieliöihin vaikuttaa epätodennäköiseltä (BCF 28) (HSDB 2012). Kuva 5. Terbutylatsiinin ja desetyyliterbutylatsiinin rakennekaavat. 2.4 Bromasiili Bromasiilia on käytetty rikkakasvien hävittämiseen viljelemättömiltä alueilta. Se kuuluu urasiileihin eli bentseenistä johdettuihin heterosyklisiin typpiyhdisteisiin (kuva 6). Bromasiili on melko vesiliukoinen (929 mg/l) ja se sitoutuu huonosti maahiukkasiin. Puoliintumisaika maassa on lähes vuosi, puhtaissa pintavesissä noin kaksi kuukautta. Etenkin hiekkamaissa bromasiili on erittäin kulkeutuvaa ja hajoaa hitaasti tai erittäin hitaasti. Pohjavesinäytteistä sitä löytyy usein Suomessa ja muualla Euroopassa (Vuorimaa ym. 2007). Bromasiilin myrkyllisyydestä eliöille on niukasti tietoa. Vesieliöille bromasiilin on todettu olevan myrkyllistä. Kaloille LC 50 -pitoisuus on 186 mg/l (Vuorimaa ym. 2007). Lisäksi bromasiili on mahdollisesti karsinogeeninen ja sisäeritysjärjestelmään haitallisesti vaikuttava (HSDB 2012). Bromasiilin myynti loppui Suomessa vuonna Kasvinsuojeluainerekisterissä bromasiilia sisältäviä tuotteita oli kuitenkin vuoden 1986 loppuun (Vuorimaa ym. 2007). H 3 C H O Br O CH CH 2 CH 3 CH 3 Kuva 6. Bromasiilin rakennekaava 8

10 2.5 Diflufenikaani Suomessa myydään kauppanimellä Zeppelin torjunta-aineseosta, jossa on 160 g/kg glyfosaattia ja 40 g/kg diflufenikaania. Tuote on hyväksytty rikkakasvien torjuntaan omenatarhoissa, ratapenkoilla ja -pihoilla (Tukes 2012). Yhdiste on maavaikutteinen. Maavaikutteisten torjunta-aineiden käyttö pohjavesialueilla on kielletty Hollolan, Lahden ja astolan ympäristönsuojelumääräyksissä (kuva 7). Lahden pohjavesissä yhdistettä ei ole todettu. Diflufenikaanin pysyvyys maaperässä ja vesistöissä vaihtelee keskinkertaisesta erittäin pysyvään (DT 50 ~139 päivää). Veteen yhdiste liukenee kuitenkin huonosti, minkä seurauksena kulkeutuminen maaperässä on vähäistä ja kertyminen mahdollista (EFSA 2007). Ruotsalaisissa tutkimuksissa on havaittu diflufenikaanin vähäistä kulkeutumista pohjaveteen normaaleissa viljelyolosuhteissa (Kreuger 2002). Suuret (> 1 ) pitoisuudet pohjavesissä ovat kuitenkin epätodennäköisiä (EFSA 2007). Kaloille diflufenikaani on akuutisti myrkyllistä (LC 50 > 0,0985). Sen sijaan nisäkkäille diflufenikaani ei ole akuutisti myrkyllistä (hengitettynä LD 50 > 5000mg/kg). Karsinogeenisia vaikutuksia ei ole todettu (EFSA 2007). 2.6 Diklobeniili Kuva 7. Diflufenikaanin rakennekaava. Bentsonitriileihin kuuluvaa diklobeniiliä (2,6-diklooribentsonitriili) on käytetty rikkakasvien torjuntaan esimerkiksi ratapenkoilla, teiden varsilla, metsätaimitarhoilla, puistoissa ja pihoilla. Yhdiste pidättyy helposti kiintoaineeseen ja on melko pysyvä maaperässä (Björklund ym. 2011). Diklobeniili hajoaa 2,6-diklooribentsoamidiksi (BAM) (kuva 8). Toisin kuin diklobeniili BAM pidättyy kiintoaineeseen heikosti. Yhdiste on vesiliukoinen (LogK ow 0,8-1,5), joten sitä kulkeutuu ja kertyy herkästi pohjaveteen. Mikro-organismien kyky hajottaa BAM:ia vaihtelee. Monissa tutkimuksissa BAM on kuitenkin todettu erittäin pysyväksi yhdisteeksi. Puoliintumisajaksi maaperässä on arvioitu jopa 3-16 vuotta (Holtze ym. 2008). Toisaalta kohteissa, joissa torjuntaa on tehty pitkään, mikroorganismien on havaittu sopeutuneen ja kehittäneen kyvyn hajottaa yhdistettä (Bergvall ym. 2007). Myös maaperän orgaanisen aineksen ja saven määrällä on havaittu olevan keskeinen vaikutus BAM:in kulkeutumiseen ja pitoisuuksiin pohjavedessä (Björklund ym. 2011). Pohjavesistä raportoidut BAM-pitoisuudet, luokkaa ng-, ovat alhaisempia kuin kirjallisuuden mukaan akuutteja toksisia vaikutuksia aiheuttavat pitoisuudet. Toisaalta pitkän aikavälin juomaveden alhaisille pitoisuuksille altistumisen vaikutukset ovat tuntemattomat (Holtze ym. 2008). Kuva 8. Diklobeniilin ja sen pääasiallisen hajoamistuotteen BAM:n rakennekaavat. 9

11 Huomattavat pohjavesien BAM-pitoisuudet monissa maissa johtivat diklobeniilin käyttökieltoon EU:ssa vuonna Esimerkiksi Ruotsissa vuosien välillä kerätyssä seuranta-aineistossa BAM oli yleisimmin pohjavesistä löytynyt torjunta-aine. Vaikka diklobeniilin käyttö kiellettiin Ruotsissa jo vuonna 1994, BAM:ia löytyy pohjavesistä edelleen, todennäköisesti maaperään adsorptoituneen diklobeniilin hitaan vapautumisen vuoksi (Björklund ym. 2011). Viimeinen diklobeniiliä sisältävä torjunta-aine poistui kasvinsuojeluainerekisteristä Suomessa vuonna 2009 (Evira 2010). 2.7 Glyfosaatti Glyfosaatti (kuva 9) on maailmanlaajuisesti käytetyimpiä rikkakasvien torjunta-aineita. Glyfosaattia sisältäviä torjunta-aineita (esimerkiksi RoundUp ja Zeppelin) käytetään Suomessa muun muassa ratapenkoilla ja -pihoilla, omenatarhoilla, hautausmailla, varasto- ja teollisuusalueilla sekä sähköasemien kytkinkentillä (Tukes 2012). Glyfosaatti on erittäin vesiliukoinen. Se sitoutuu kuitenkin tehokkaasti maapartikkeleihin, erityisesti hiekkamaissa, jolloin kulkeutuminen on vähäistä. Maaperän laadun ohella glyfosaatin kulkeutumiseen maaperästä vesistöihin vaikuttaa olennaisesti myös sademäärä (Borggaard & Gimsing 2008). Glyfosaatin on havaittu kulkeutuvan helpommin ja hajoavan hitaammin ratapenkoilla kuin maatalousmaissa, joissa orgaanisen aineen määrä ja mikrobiologinen aktiivisuus on suurempi (Torstensson ym. 2005). Ruotsalaisissa tutkimuksissa glyfosaatin puoliintumisajaksi ratapenkoilla määritettiin keskimäärin alle viisi kuukautta. Yhdisteen jäämiä kuitenkin todettiin vielä vuosia ruiskutusten jälkeen. Torstenssonin ym. (2005) mukaan ohjeistusta suurempi torjunta-aineannostus saattaa otollisissa olosuhteissa johtaa glyfosaatin kulkeutumiseen pohjavesiin. Hankalan analytiikan vuoksi glyfosaatin esiintymistä muun muassa pohjavesissä on tutkittu maailmanlaajuisesti melko harvoissa tutkimusprojekteissa, joten glyfosaatin vaikutuksesta pohjaveden laatuun tiedetään vähän. Glyfosaattia löydetään useammin pinta- kuin pohjavesistä, sillä glyfosaatti mahdollisesti hajoaa ennen pohjaveteen päätymistä. Myös glyfosaatin hajoamistuotetta aminometyylifosforihappoa (AMPA) on löytynyt pohjavedestä, tosin tavallisesti hieman alhaisempia pitoisuuksia kuin pääyhdistettä (Borggaard & Gimsing 2008). Glyfosaattia ei ole todettu Lahden pohjavesissä, mutta yksittäisissä hulevesinäytteissä sitä on havaittu pieninä pitoisuuksina. Glyfosaattimäärityksiä ei ole tehty kuin satunnaisista näytteistä. Glyfosaatti on myrkyllistä vesieliöille. Myös pitkän aikavälin altistumisen pienille pitoisuuksille on todettu aiheuttavan haitallisia vaikutuksia. Lisäksi on saatu viitteitä glyfosaatin biokertymisestä (Druart ym. 2011). Kuva 9. Glyfosaatin rakennekaava. 10

12 3. LAHDE TORJUTA-AIESEURATOJE TULOKSET Liitteeseen 1 on koottu Lahden torjunta-aineseurantojen tulokset vuosilta Kuviin on poimittu keskeisimpiä tuloksia havaintopaikoittain ja kuviin torjunta-aineittain. Tulokset on koottu pohjaveden havaintoputkista ja vedenottamoiden kaivoista otettujen pohjavesinäytteiden tuloksista. Tulokset ovat pääosin peräisin Lahti Aqua Oy:n tekemästä seurannasta. Mukana on lisäksi muutamia muita havaintopaikkoja joissa pohjaveden laatua on tarkkailtu esimerkiksi pilaantuneen maan puhdistukseen liittyen. Kuvaajat muodostettiin käyttämällä vuosittaisena pitoisuutena kyseisen kevään (toukokuun alun) mittaustulosta. Määritysrajan alittavat pitoisuudet otettiin mukaan kuvaajiin määritysrajaa vastaavana pitoisuutena, mikäli torjunta-ainetta oli todettu. Havaintopaikat joista torjunta-aineita on Lahdessa määritetty on esitetty kuvassa 10. Kuva 10. Havaintopaikat joista torjunta-aineita on määritetty Torjunta-aineet havaintopaikoittain Vuosina suurimmat torjunta-ainepitoisuudet todettiin elon, ratapihan ja varikkoalueen, kaupungin puutarhan, Starkin, Kaarikadun puiston ja Tapparakadun lastentalon pohjaveden havaintopaikoissa sekä Paasivaara/Felix Abba Oy:n ja Launeen vedenottokaivoissa (kuvat 11-18). Kuviin on merkitty otsikkoon havaintopaikassa olevan pohjaveden havaintoputken tunnus. Talousveden raja-arvo 0,10 ylittyi edellä luetelluilla näytteenottopaikoilla vähintään kolmen tutkitun torjunta-aineen osalta useina vuosina. elon, Felix Abba Oy:n ja Starkin havaintopaikoissa pohjaveden yhteenlasketut torjunta-ainepitoisuudet ylittivät toistuvasti ja selvästi raja-arvon 0,5. 11

13 Kuvissa pitoisuutta kuvaava asteikko vaihtelee sen mukaan, minkälaisia pitoisuuksia kussakin havaintopaikassa on todettu. Salpausselän rautatieaseman havaintopaikassa bromasiili- ja DEA -pitoisuudet ylittivät raja-arvon vuoden 2003 jälkeen lähes vuosittain. Möysän päiväkodin havaintopaikassa BAM-pitoisuudet ylittivät raja-arvon viitenä vuotena. 4,50 4,00 3,50 23 elo Oy ,00 2,50 2,00 1,50 1,00 0, Atrats. DEA DIA Brom. Simats. DEDIA Heksats. (2.aks.) Kuva 11. elon havaintopaikan torjunta-ainepitoisuudet vuosina Heksatsinonin pitoisuudet esitetty akselilla

14 1, Paasivaara/Felix Abba Oy 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 Atrats. DEA DIA DEDIA Simats. Terbut. Terbut.deset. Heksats. Brom. BAM Propats. Kuva 12. Felix Abba Oy:n/Paasivaaran havaintopaikan torjunta-ainepitoisuudet vuosina , Laune, Kaivo 2 0,30 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 Atrats. DEA DIA DEDIA Terbut. Terbut.deset. Heksats. BAM Propats. Kuva 13. Launeen kaivon 2 torjunta-ainepitoisuudet vuosina Vuodelta 2013 ei tästä kaivosta ole tuloksia. 13

15 0, Kaupunginpuutarha 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 Atrats. DEA DIA DEDIA Terbut. Terbut.deset. Heksats. BAM Propats. Kuva 14. Kaupunginpuutarhan havaintopaikan torjunta-ainepitoisuudet vuosina , Starkki 2,00 1,50 1,00 0,50 Atrats. DEA DIA DEDIA Terbut. Terbut.deset. Heksats. Brom. BAM Simats. Kuva 15. Starkin havaintopaikan torjunta-ainepitoisuudet vuosina

16 0, Kaarikadun puisto 0,35 0,30 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 Atrats. DEA DIA DEDIA Simats. Terbut. Terbut.deset. Heksats. BAM Propats. Kuva 16. Kaarikadun puiston havaintopaikan torjunta-ainepitoisuudet vuosina , Tapparakadun lastentalo 0,30 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 Atrats. DEA DIA DEDIA Simats. Terbut. Terbut.deset. Heksats. BAM Kuva 17. Tapparakadun lastentalon havaintopaikan torjunta-ainepitoisuudet vuosina

17 0,80 Ratapiha- ja varikkoalue 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 Atrats.GA1 Atrats.GA2 Terbut.GA1 Heksats.GA1 Heksats.GA2 DEA,GA2 BAM,GA3 (HP4B) 0, Kuva 18. Ratapihan ja varikkoalueen havaintopaikkojen torjunta-ainepitoisuuksia vuosina Havaintopaikat torjunta-aineittain Määritetyistä torjunta-aineista ja niiden hajoamistuotteista yleisimmin talousveden raja-arvon ylittivät atratsiinin, BAM:in, terbutylatsiinin, desetyyliterbutylatsiinin, DEA:n, heksatsinonin ja bromasiilin pitoisuudet (kuvat 18 25). 16

18 1,40 Atratsiinin pitoisuudet 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 23 elo Oy 131 Paasivaara Oy, kaivo Laune, kaivo Kaupungin puutarha 137 Starckjohann Oyj 376 Kaarikadun puisto 378 Tapparakadun lastentalo 123 Salpausselän rt-asema Ratapiha, länsi GA1 Ratapiha, länsi GA2 Kuva 19. Atratsiinipitoisuudet näytteenottopisteissä, joissa ainetta todettiin yli määritysrajan. Asteikon ulkopuolella ovat: elo Oy 2002: 2,5, Starckjohann Oyj 2013: 2,3. DEA-pitoisuudet 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 23 elo Oy 121 Urheilukeskus, kaivo Salpausselän rt-asema 131 Paasivaara Oy, kaivo Laune, kaivo Kaupungin puutarha 137 Starckjohann Oyj 376 Kaarikadun puisto 378 Tapparakadun lastentalo Ratapiha, länsi GA2 Varikkoalue HP1 Ratapiha, länsi GA1 Kuva 20. DEA-pitoisuudet näytteenottopisteissä, joissa ainetta todettiin yli määritysrajan. 17

19 2,40 2,20 2,00 1,80 1,60 1,40 1,20 1,00 0,80 0,60 0,40 0,20 Heksatsinoni-pitoisuudet Paasivaara Oy, kaivo Laune, kaivo Kaupungin puutarha 137 Starckjohann Oyj 376 Kaarikadun puisto 378 Tapparakadun lastentalo Ratapiha, länsi GA1 Ratapiha, länsi GA2 Varikkoalue HP1 23 elo Oy Kuva 21. Heksatsinonipitoisuudet näytteenottopisteissä, joissa ainetta todettiin yli määritysrajan. elon putken tulokset on esitetty 2-akselilla. 0,80 Terbutylatsiini 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0, Paasivaara Oy, kaivo Laune, kaivo Kaupungin puutarha 137 Starckjohann Oyj 376 Kaarikadun puisto 378 Tapparakadun lastentalo Ratapiha, länsi GA1 Varikkoalue HP1 Ratapiha, länsi GA2 Kuva 22. Terbutylatsiinipitoisuudet näytteenottopisteissä, joissa ainetta todettiin yli määritysrajan. 18

20 1,00 Desetyyliterbutylatsiini 0,90 0,80 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0, Möysän päiväkoti 131 Paasivaara Oy, kaivo Laune, kaivo Kaupungin puutarha 137 Starckjohann Oyj 376 Kaarikadun puisto 378 Tapparakadun lastentalo Ratapiha, länsi GA1 Kuva 23. Desetyyliterbutylatsiinipitoisuudet näytteenottopisteissä, joissa ainetta todettiin yli määritysrajan. 1,00 Bromasiili-pitoisuudet 0,80 0,60 0,40 23 elo Oy 122 Urheilukeskus, kaivo Salpausselän rt-asema 131 Paasivaara Oy, kaivo Starckjohann Oyj 0,20 Kuva 24. Bromasiilipitoisuudet näytteenottopisteissä, joissa ainetta todettiin yli määritysrajan. 19

21 0,35 BAM 0,30 0,25 0,20 0,15 0,10 0, Kaupunginsairaala 129 Möysän päiväkoti 131 Paasivaara Oy, kaivo Laune, kaivo Kaupungin puutarha 137 Starckjohann Oyj 376 Kaarikadun puisto 378 Tapparakadun lastentalo Ratapiha GA3 (HP4B) Kuva 25. BAM-pitoisuudet näytteenottopisteissä, joissa ainetta todettiin yli määritysrajan. 4. TULOSTE TARKASTELU Torjunta-aineita esiintyy Lahden pohjavesialueella eniten Launeen ja Urheilukeskuksen vedenottamojen alueilla. Jalkarannan, Riihelän, ja Kärpäsen vedenottamojen alueilla sekä Renkomäen ja Kunnaksen pohjavesialueilla todettiin torjunta-aineita harvakseltaan, ja silloinkin joko määritysrajan tai selvästi talousveden raja-arvon alittavina pitoisuuksina. Torjunta-ainepitoisuudet olivat vuosina likimain samoilla tasoilla 2000-luvun alkuun verrattuna. Joissakin havaintopaikoissa todettiin selkeitä muutoksia pitoisuuksien trendeissä sekä ylös- että alaspäin. Vuonna 2007 erityisesti atratsiini-, DEA- ja heksatsinonipitoisuudet olivat huomattavan korkeat lähes kaikissa näytteenottopisteissä joissa näitä yhdisteitä on todettu. iin sanotulla Starkin alueella vuosi 2007 ei erotu piikkinä havaintoaineistossa, mutta pitoisuudet ovat kasvaneet vuodesta 2007 lähtien. Vuonna 2007 sadanta (711 mm) oli 12 % suurempi kuin vuosien sadannan keskiarvo (630 mm) (kuva 26). Kyseisenä vuonna erityisesti heinä-syyskuussa satoi runsaasti (360 mm), minkä seurauksena pohjavettä muodostui runsaasti vuoden vaihteeseen saakka. On mahdollista, että runsaat sateet ja pohjaveden pinnannousu vuonna 2007 lisäsivät torjunta-aineiden huuhtoutumista maaperästä pohjaveteen, mikä näkyi varsin pian kohonneina torjunta-ainepitoisuuksina. 20

22 Sadanta (mm) Kuva 26. Sadannan keskiarvot Lahdessa vuosina Tilanne alueittain Vanhassa ratapenkassa elon kiinteistön läheisyydessä atratsiini- ja heksatsinonipitoisuudet ylittivät talousveden raja-arvon seurantajakson aikana vuosittain. Erityisesti heksatsinonipitoisuudet olivat vuosina huomattavan korkeat. Vaikuttaa kuitenkin siltä, että torjuntaainepitoisuudet ovat laskeneet 2000-luvun alun tilanteeseen verrattuna. Läheisen Salpausselän rautatieaseman havaintopaikan DEA-pitoisuus kasvoi seurantajakson aikana. elon havaintopaikassa torjunta-aineita ei valitettavasti ole tutkittu vuoden 2011 jälkeen, vaikka havaintoputkessa on todettu korkeita pitoisuuksia ja muutokset tällä paikalla saattaisivat antaa viitteitä tulevista muutoksista pohjaveden virtaussuunnassa alapuolella. Salpausselän rautatieaseman havaintopaikasta torjunta-aineet on analysoitu edellisen kerran vuonna Urheilukeskuksen vedenottamolta ei ole johdettu vettä verkostoon vuoden 2008 jälkeen. Tämän jälkeen vettä on pumpattu suojapumppauksena. Starkin alueen pohjaveden tila on merkittävästi heikentynyt, sillä vuodesta 2007 lähtien näytteiden torjunta-ainepitoisuudet ovat kasvaneet vuosittain. Vuosina Starkin havaintopaikan atratsiini- ja desetyyliterbutylatsiinipitoisuudet olivat jopa kymmenkertaiset verrattuna muiden paikkojen pitoisuuksiin. Myös DEA-, terbutylatsiini- ja heksatsinonipitoisuudet ovat ylittäneet vuosina muiden havaintopaikkojen pitoisuudet selvästi. Vuodesta 2011 eteenpäin talousveden raja-arvo (0,10 ) on ylittynyt yksittäisistä torjunta-aineista vuosittain atratsiinin, terbutylatisiinin, terbutylatisiinidesetyylin, DEA:n, DIA:n, DEDIA:n ja heksatsinonin osalta. Starkin havaintopaikassa torjunta-aineiden yhteenlaskettu pitoisuus oli vuonna ,32 µ/l, vuonna ,04 µ/l ja vuonna ,15 µ/l. Torjunta-ainepitoisuuksien jyrkkä kohoaminen tällä alueella saattaa johtaa kohoaviin pitoisuuksiin virtaussuunnassa alapuolella muun muassa Launeen vedenottamon alueella. Ratapihan ja varikkoalueen havaintopaikoissa atratsiini-, ja DEA-pitoisuudet ylittivät raja-arvon ratapihan länsiosan havaintopaikoissa (GA1 ja GA2) seurantajakson aikana. Seurantajakson aikana raja-arvo on ylittynyt pisteissä GA1 ja GA2 myös heksatsinonin ja terbutylatsiinin osalta. 21

23 Havaintopaikassa GA3 (HP4B) raja-arvo on seurantajakson aikana ylittynyt BAM:n osalta. Havaintopaikkojen GA1 ja GA2 osalta pitoisuuksissa on nähtävissä hitaasti laskeva trendi. Myös ratapihan eteläpuolella Launeen vedenottamolla ongelman muodostavat atratsiini, DEA ja heksatsinoni, joiden vuoksi vedenottamo ei ole ollut käytössä talousvedenottoon vuoden 2001 jälkeen. Atratsiini- ja DEA-pitoisuudet kaivossa kohosivat vedenoton vähennettyä. Vuoden 2001 jälkeen Launeelta on suojapumpattu vettä torjunta-aineiden puhdistamiseksi sekä pohjavesipinnan tason pitämiseksi riittävän alhaalla. Launeen vedenottamolta pohjoiseen sijaitsevassa Tapparakadun lastentalon havaintopaikassa pitoisuudet ovat tarkkailujakson aikana laskeneet. Kuitenkin läheisen Kaarikadun puiston pohjavedessä torjunta-ainepitoisuuksissa on nähtävissä kasvava trendi. Kaupunginpuutarhan havaintopaikassa pitoisuuksissa on esiintynyt vaihtelua vuosittain. Vaihtelu on varsin yhtenäistä eri torjunta-aineilla ja johtunee esimerkiksi vedenottomäärien muutoksista tai vuotuisen sademäärän vaihteluista. 4.2 Tilanne torjunta-aineittain Analysoiduista torjunta-aineista atratsiinia ja heksatsinonia todettiin pohjavedessä yleisimmin ja suurimpina pitoisuuksina. Korkeina pitoisuuksina atratsiinia esiintyi rautatieasemalta etelään Launeen vedenottamon kaivoihin asti ulottuvalla vyöhykkeellä (kuva 10). Kyseisillä havaintopaikoilla todettiin hieman pienempinä pitoisuuksina myös DEA:aa. elon kiinteistön läheisyydessä, ratapihan ja varikkoalueen pohjoispuolella olevissa havaintopaikoissa atratsiinin hajoamistuotteiden pitoisuudet olivat sen sijaan pääyhdistettä korkeammat. Diklobeniilin käyttö loppui vasta vuonna 2009, joten sen hajoamistuotteen BAM:in pitoisuudet voivat muuttua vielä rajustikin. BAM-pitoisuuksia on seurattu osassa havaintopaikkoja vuodesta 2004 lähtien. Felix Abba Oy:n (Paasivaaran), ratapihan ja Möysän päiväkodin alueilla BAM-pitoisuudet ylittävät talousveden raja-arvon. Terbutylatsiinin ja sen hajoamistuotteen pitoisuudet ovat kasvaneet vuoden 2007 jälkeen voimakkaasti Starkin alueella. Starkin havaintopaikassa desetyyliterbutylatsiinipitoisuudet olivat pääyhdistettä suuremmat. Desetyyliterbutylatsiinia on analysoitu ratapiha-alueella melko harvoista näytteenottopisteistä. Heksatsinonia todettiin seurantajakson aikana eniten elon, Starkin, varikkoalueen, Felix Abba Oy:n (Paasivaaran) ja Kaarikadun näytteenottopisteistä. Havaintopaikkojen heksatsinonipitoisuuksissa oli seurantajaksolla suuria vuotuisia vaihteluita. Korkeimmat, talousveden raja-arvon ylittävät bromasiilipitoisuudet todettiin urheilukeskuksen ja Felix Abba Oy:n (Paasivaaran) kaivoista sekä Salpausselän rautatieaseman ja elon havaintopaikoista. Bromasiilin esiintyminen kyseisissä näytteenottopaikoissa viittaa paikalliseen käyttöön tai pohjavesien merkittävään virtaukseen vanhan ratapenkan suunnasta. Simatsiinia esiintyi hajanaisesti laajoilla alueilla pieninä pitoisuuksina, mikä johtuu useista käyttökohteista eri puolilla kaupunkia. Talousveden raja-arvo ylittyi vain Levon hautausmaan vedenottamolla. Simatsiinipitoisuuksia ei ole selvitetty kaikista havaintopaikoista. Kartat torjunta-ainepitoisuuksista torjunta-aineittain on esitetty liitteessä 3. 22

24 5. YHTEEVETO JA JATKOTUTKIMUSTARPEET Torjunta-aineiden esiintyminen pohjavedessä talousveden raja-arvon ylittävinä pitoisuuksina keskittyy Rautatieaseman eteläpuolelle Asemantaustan ja Launeen kaupunginosiin. Torjunta-aineiden alkuperää ei voida varmuudella määrittää. Korkeat pitoisuudet lähellä ratapenkkaa rautatieaseman eteläpuolella ja se, ettei näissä putkissa ole kohonneita liuotinainepitoisuuksia kuten alueen eteläpuolella, osoittavat rautateiden vesakon- ja rikkaruohontorjunnan todennäköisesti vaikuttaneen pohjavesien torjunta-ainepitoisuuksiin. Vanhan ratapenkan seudulla elon kiinteistön lähellä torjunta-ainepitoisuuksien kohoamisen syy on mahdollisesti sama. Kaupungin puutarhan vaikutusta pohjavesiin ei voida yksiselitteisesti todeta, sillä Kaarikadun havaintopaikassa pitoisuudet ovat puutarhaa korkeammat. Katujen kunnossapidon ja hautausmaiden vaikutusta on tutkimusaineiston perusteella vaikea määrittää täsmällisesti. Torjunta-aineita kuitenkin tiedetään käytetyn kyseisillä alueilla. Kaikkien seurannassa todettujen torjunta-aineiden myynti on jo lopetettu Suomessa. Ensimmäisenä näistä aineista lopetettiin bromasiilia sisältävien tuotteiden myynti vuonna Viimeisimpänä myynnistä ovat poistuneet terbutylatsiinia ja simatsiinia sisältävät tuotteet vuonna 2004 sekä diklobeniili vuonna Huolimatta siitä, että käyttö on myynnin lopettamiseen perustuen lopetettu jo vuosia tai vuosikymmeniä sitten, ovat torjunta-ainepitoisuudet paikoin edelleen nousussa. Erityisesti pitoisuuksien nousu näkyy Starkin havaintopaikassa (137), jossa usean erillisen aineen pitoisuudet ovat lähteneet vuoden 2007 jälkeen kasvuun. Starkin alue on pohjaveden virtaussuunnassa Launeen vedenottamon aluetta ylempänä. Koska selkeää syytä pitoisuuksien kasvuun ei tunneta, on etukäteen kuitenkin vaikea arvioida tuleeko tällä hetkellä Starkin alueella näkyvä pitoisuuksien kasvu näkymään tulevina vuosina kasvavina pitoisuuksina myös Launeen vedenottamon alueella. Seurantaan käytetty ajanjakso on melko lyhyt sen arviointiin, millaisella aikataululla pitoisuuksien trendit mahdollisesti kääntyvät laskeviksi. Suojapumppauksen avulla voidaan nopeuttaa torjuntaaineiden poistumista pohjavesivyöhykkeestä ja vaikuttaa aineiden leviämiseen. Lahdessa suojapumppaus aloitettiin Launeen vedenottamosta vuonna 2001, Urheilukeskuksen vedenottamosta ja Felix Abba Oy:n kaivosta vuonna Lisäksi pohjaveden puhdistaminen talousvesikäyttöön on mahdollista esimerkiksi aktiivihiilisuodatuksen avulla. Ilman puhdistustoimia pohjavesien puhdistuminen torjunta-aineista kestää seuranta-aineiston perusteella kuitenkin jopa vuosikymmeniä tai tätäkin pidempään. Selvitettäessä torjunta-aineiden häviämistä maaperästä ja pohjavedestä yhtenä mahdollisena tutkimuskohteena voisi olla savikerroksen paksuuden selvittäminen havaintopaikoissa joissa torjuntaaineita on todettu. Selvittämällä torjunta-aineiden suotautumisnopeutta savikerroksen läpi voitaisiin saada jonkinlainen arvio siitä, kuinka pitkään menee ennen kuin savipatjan päälle maanpinnalle levitetyt torjunta-aineet ovat eri alueilla painuneet kokonaisuudessaan savipatjan läpi pohjavesikerrokseen. Lahden alueella erityisesti diklobeniilin hajoamistuotteen BAM:in, bromasiilin ja desetyyliterbutylatsiinin pitoisuuksien seurantaa olisi paikoin tarpeellista lisätä. Lisäksi pohjavesien torjuntaaineseurantaan tulisi ottaa mukaan glyfosaatti. 23

25 6. KIRJALLISUUS Atrazine in drinking water WHO Saatavilla: < Bergvall M., Grip H., Sjöström J. ja Laudon H. 2007: Contaminant transport in a municipal drinking water supply: a steady-state approach to estimate rate and uncertainty. Ambio 36: (2007). Björklund, E., Anskjær, G.G., Hansen, M., Styrishave, B. ja Halling-Sørensen, B. 2007: Analysis and environmental concentrations of the herbicide dichlobenil and its main metabolite 2,6-dichlorobenzamide (BAM): A review. Science of the total environment (2011). Boggaard, O.K. ja Gimsing, A.L.2008: Fate of glyphosate in soil and the possibility of leaching to ground and surface waters: a review. Pest management science 64: Dolaptsoglou, C., Karpouzas, D.G., Menkissoglu-Spiroudi, U., Eleftherohorinos, I. ja Voudrias, E.A. 2009: Influence of Different Organic Amendments on the Leaching and Dissipation of Terbuthylazine in a Column and a Field Study. Journal of environmental quality 38: Druart, C., Millet, M., Scheifler, R., Delhomme, O. ja de Vaufleury, A. 2011: Glyphosate and glufosinate-based herbicides: fate in soil, transfer to, and effects on land snails. Journal of soils and sediments 11: EFSA 2007: Conclusion regarding the peer review of the pesticide risk assessment of the active substance diflufenican. Scientific report 122. Guidelines for drinking water quality WHO < Gustafsson, J., Waris, R. ja Rönkä, E. 2002: Vesipolitiikan puitedirektiiviin perustuva pohjavesivarojen hallinta selvitys Lahden ja urmijärven alueelta. Suomen ympäristökeskuksen moniste 270 (2002). Hayes, T. B., Khoury, V., arayan, A., azir, M., Park, A., Brown, T., Adame, L., Chan, E., Buchholz, D., Stueve, T ja Gallipeau, S. 2010: Atrazine induces complete feminization and chemical castration in male African clawed frogs (Xenopus laevis). Proceedings of the national academy of the United States of America 107: Holtze, M., Sørensen, S., Sørensen, J. ja Aamand, J. 2008: Microbial degradation of the benzonitrile herbicides dichlobenil, bromoxynil and ioxynil in soil and subsurface environments Insights into degradation pathways, persistent metabolites and involved degrader organisms. Environmental pollution (2008). HSDB Hazardous Substances Data Bank. ational Library of Medicine (LM), Toxicology Data etwork. < Hämeen vesienhoidon toimenpideohjelma vuoteen Hämeen elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskus Kasvinsuojeluaineet Eviran julkaisuja 4/2010. < eet% pdf> 24

26 Kemikaalien ympäristötietorekisteri Suomen ympäristökeskus. < RM> Kreuger, J. Övervakning av bekämpningsmedel i vatten från ett avrinningsområde I Skåne. 2002: Ekohydrologi 69 (2002). Kymijoen-Suomenlahden vesienhoitoalueen vesienhoitosuunnitelma vuoteen Yhteistyöllä parempaan vesienhoitoon. Kymijoen-Suomenlahden vesienhoitoalue Lahti Aqua Oy 2008: Tarkkailutulokset pohjaveden, verkostoveden ja talousveden laadusta sekä pohjaveden korkeuksista vuodelta Laitila, P., Junnila, S., Markkula, I., Tiilikkala, K., Autio, S. ja Erlund, P. 2011: Politiikkakatsaus kasvinsuojeluaineiden kestävästä käytöstä. MTT. Raportti 20. LV Lahti Vesi Oy 2005: Tarkkailutulokset pohja- ja verkostoveden laadusta sekä pohjaveden korkeuksista vuodelta Mudhoo, A. ja Garg, V.K. 2011: Sorption, transport and transformation of atrazine in soils, minerals and composts: a review. Pedosphere (2011). Mäyränpää, R. (toim.) 2012: Seudullinen pohjaveden suojelusuunnitelma vuosille Hollola Lahti astola. Peltonen, S. ja Rajala, P. 2009: Kasvinsuojeluaineiden käytön riskien vähentämismahdollisuudet. Taustaselvitys kasvinsuojeluaineiden kestävän käytön direktiivin täytäntöönpanotyön perustaksi. Pukkila, V., J. Gustafsson, J. Tuominen, A. Aallonn ja M. Kontro (2009). The most-probable-number enumeration of dichlobenil and 2,6-dichlorobenzamide (BAM) degrading microbes in Finnish aquifers. Biodegradation (2009). Talja, K.M., S. Kaukonen, J. Kilpi-Koski, I. Malin, T. Kairesalo, M. Romantschuk, J. Tuominen ja M. Kontro (2009). Atrazine and terbutryn degradaton in depostis from groundwater environment within the boral region in Lahti, Finland. Journal of agricultural and food chemistry (2009). Torstensson, L., Börjesson, E. ja Stenström, J. 2005: Efficacy and fate of glyphosate on Swedish railway embankments. Pest Management Science 61: Tukes Kasvinsuojeluaineet. Myyntitilastot. < Tukes Kasvinsuojeluainerekisteri. < Törnquist, M., Kreuger, J. ja Ulén, B. Förekomst av bekämpningsmedel i svenska vatten : Sammanställning av en databas. Ekohydrologi 65 (2002). Vuorimaa, P., Kontro, M., Rapala, J. ja Gustafsson, J. 2007: Torjunta-aineiden esiintyminen pohjavedessä. Loppuraportti. Suomen Ympäristö 42 (2007). Zupan, I. ja Kalafatic, M. 2003: Histological effects of low atrazine concentration on zebra mussel (Dreissena polymorpha Pallas). Bulletin Environmental contamination and toxicology 70: (2003). 25