tuhat kaivoa

1

Geologian tutkimuskeskus, Tutkimusraportti — Geological Survey of Finland, Report of Investigation 128, 1995

Julkaisun nimi

GEOLOGIAN TUTKIMUSKESKUS

Tutkimusraportti 155

GEOLOGICAL SURVEY OF FINLAND

Report of Investigation 155

Pertti Lahermo, Timo Tarvainen, Tarja Hatakka, Birgitta Backman, Risto Juntunen, Nina Kortelainen, Tuula Lakomaa, Maria Nikkarinen, Pia Vesterbacka,

Ulpu Väisänen ja Pekka Suomela

TUHAT KAIVOA - SUOMEN KAIVOVESIEN FYSIKAALIS-KEMIALLINENLAATU VUONNA 1999

Summary: One thousand wells – the physical-chemical quality of Finnish well waters in 1999

Espoo 2002

Lahermo, P.,Tarvainen, T., Hatakka, T., Backman, B., Juntunen, R.,Kortelainen, N., Lakomaa, T., Nikkarinen, M., Vesterbacka, P.,Väisänen, U. & Suomela, P. 2002. Tuhat kaivoa - Suomen kaivovesienfysikaalis-kemiallinen laatu vuonna 1999. Summary: One thousand wells –the physical-chemical quality of Finnish well waters in 1999. Geologiantutkimuskeskus, Tutkimusraportti – Geological Survey of Finland, Reportof Investigation 155. 92 pages, 60 figures and 8 tables.

ISBN 951-690-842-XISSN 07 81-4240

Key words (GeoRef Thesaurus, AGI): water wells, drilled wells, drinkingwater, sampling, hydrochemistry, chemical properties, stable isotopes,physical properties, Finland

Pertti Lahermo, Timo Tarvainen, Tarja Hatakka, Birgitta Backman, RistoJuntunen, Nina Kortelainen, Tuula Lakomaaand Pekka Suomela, GeologicalSurvey of Finland, P.O. Box 96,FIN-02151 ESPOO, FINLANDMaria Nikkarinen, Geological Survey of Finland, P.O. Box 1237, FIN-70211KUOPIO, FINLANDPia Vesterbacka, Radiation and Nuclear Safety Authority, P.O. BOX 14,00881 HELSINKI, FINLANDUlpu Väisänen,Geological Survey of Finland, P.O. Box 77, FIN-96101ROVANIEMI, FINLAND

E-mail: [email protected]

Geological Survey of Finland (GTK) has updated the existing nationalgroundwater data base by collecting and analysing 1002 water samples fromsprings, shallow dug wells and wells drilled into bedrock during the 1999 fieldseason between May and September. The purpose of the survey was todelineate the present-day quality constraints of household wells in sparselypopulated rural areas of the whole country. In this project two “new”elements (I, Sn) and many other dissolved components, rarely analysed fromFinnish groundwater, such as Al, Br, Ba, Sr, Li, Rb, B,V, As, Tl, Sb, Bi, Seand Th, are included. The Radiation and Nuclear Safety Authority (STUK)measured radon concentrations from the major part (919) of the samplepopulation. Also new information on the concentrations of stable isotopes(D/H,18O/16O) is presented.

The quality of Finnish well waters is controlled by morphological,geological, marine, biological, atmospheric and anthropogenic factors includ-ing the structure of the wells, pumps, piping and related appliances. Theresults of this study compared with the earlier surveys suggest that thequality of well waters has improved during the last twenty years. Only 2%of the nitrate concentrations in water samples from dug wells and 1.5 % inthe samples from drilled bedrock wells exceeded the new national safe nitratelimit of 50 mg/L. The elements derived mainly from geological sources, suchas fluoride, arsenic, nickel, radon and uranium, are considered to pose health-related problems while occurring at high concentrations in household water.Beryllium, thallium, tin and thorium occur in extremely low concentrations.

The recommended upper Fe and Mn concentrations (400 µg/L and 100 µg/L,respectively) were exceeded for iron in 7% in water samples from dug wellsand in 13% of drilled wells while the corresponding figures for manganesewere 12% and 25 %, respectively. In 57% of dug well waters pH was belowthe lower target value (pH 6.5) while 22% of drilled bedrock well waters werebelow the limit. One of the main reason for acidity of well water is theabundance of dissolved organic compounds or humus, which is manifestedby the fact that in half of the dug and drilled wells the colour number washigher than 5 mg/L Pt.

Vammalan Kirjapaino Oy 2003

Lahermo, P.,Tarvainen, T., Hatakka, T., Backman, B., Juntunen, R.,Kortelainen, N., Lakomaa, T., Nikkarinen, M., Vesterbacka, P.,Väisänen, U. & Suomela, P. 2002. Tuhat kaivoa - Suomen kaivovesienfysikaalis-kemiallinen laatu vuonna 1999. Summary: One thousand wells –the physical-chemical quality of Finnish well waters in 1999. Geologiantutkimuskeskus, Tutkimusraportti – Geological Survey of Finland, Reportof Investigation 155. 92 pages, 60 figures and 8 tables.

Avainsanat (Fingeo-sanasto, GTK): kaivot, porakaivot, juomavesi, vedenlaatu, pohjavesi, näytteenotto, hydrokemia, kemialliset ominaisuudet, py-syvät isotoopit, fysikaaliset ominaisuudet

Pertti Lahermo, Timo Tarvainen, Tarja Hatakka, Birgitta Backman, RistoJuntunen, Nina Kortelainen, Tuula Lakomaa ja Pekka Suomela, Geologiantutkimuskeskus, PL 96, 02151 ESPOOMaria Nikkarinen, Geologian tutkimuskeskus, PL 1237, 70211 KUOPIOPia Vesterbacka, Säteilyturvakeskus, PL 14, 00881 HELSINKIUlpu Väisänen,Geologian tutkimuskeskus, PL 77, 96101 ROVANIEMI

Sähköposti: [email protected]

Geologian tutkimuskeskus (GTK) kokosi kesällä 1999 lähteistä, lähde-kaivoista, rengaskaivoista sekä kallioon poratuista kaivoista 1002 vesi-näytettä. Tavoitteena oli kartoittaa koko maassa haja-asustusalueillatalousvedeksi käytettävien yksityiskaivojen nykyistä veden laatua. Edellis-ten valtakunnallisten kaivovesikartoitusten jälkeen vesianalyyttiset mene-telmät ovat kehittyneet niin, että nyt saatiin tietoa monesta sellaisestaalkuaineesta (esim. jodidi, bromidi, barium, litium, rubidium, arseeni, anti-moni, beryllium, tallium, tina ja torium), joista ennen ei kattavaa tietoa oleollut. Sama koskee hapen ja vedyn stabiileja isotooppeja.

Kaivoveden laatua säätelevät monimutkaisessa keskinäisessä vuorovai-kutussuhteessa toisiinsa olevat ilmastolliset, meriperäiset, morfologiset,biologiset, geologiset ja ihmisen toiminnasta aiheutuvat tekijät. Myöskaivon rakenteella, kunnolla sekä vedennostoon ja johtamiseen käytettävilläteknisillä laitteilla on vaikutusta veden laatuun. Kivilajikoostumuksella onmerkitystä kaivoveden laatuun siten, että kalkkikivien ja tummien kivilajien(gabro, amfiboliitti, mustaliuskeet, metavulkaniitit) suhteellisen osuudenlisääntyessä kallioperässä, liuenneiden aineiden määrä kasvaa. Liuenneidenaineiden määrään verrannollinen sähkönjohtavuus ja likaantumista osoittavanitraattipitoisuus ovat tilastollisesti korkeampia moreeniin kaivettujenkaivojen vedessä kuin hiekka- ja soramaalla olevien kaivojen. Ne ovatkuitenkin alhaisemmat kuin vuosina 1978-1982 tehdyssä kaivovedenlaatukartoituksessa, mikä osoittaa, että kuluneena kahtenakymmenenä vuo-tena ei ole tapahtunut mainittavaa haitallista kaivoveden laadun muutosta.

Geologisista lähteistä peräisin olevan fluoridin, arseenin, nikkelin, radoninja uraanin sallitut tai suositellut enimmäispitoisuudet ylittyvät moninpaikoin. Uusi aikaisempaa nähden kaksinkertainen EU direktiivin mukainennitraatin enimmäispitoisuus (50 mg/l) ylittyy vain parissa prosentissakaivoissa. Vähän tunnetuista alkuaineista jodidin pitoisuudet ovat pienet.Sillä on samankaltainen alueellinen jakautuma kuin kloridilla ja bromidilla.Muut ”uudet” alkuaineet (kuten beryllium, tallium, tina ja torium) esiintyvätenimmäkseen määritysrajoja pienempinä pitoisuuksina.

Korkeat rauta- ja mangaanipitoisuudet sekä liuennut humus ovat suurim-mat talousveden teknisiä ja makuongelmia aiheuttavat aineet. Suomenkaivovedet ovat happamia, mitä osoittaa se, että 57 % rengaskaivovesistäei täyttänyt tavoitearvoa pH yli 6.5. Porakaivovesistä kuitenkin vain 22 %kuului liian happamiin vesiin. Humus puolestaan on syynä korkeaan väri-lukuun, jonka enimmäisluku (5 mg/L Pt) ylittyi noin puolessa rengas- japorakaivoista.

SISÄLLYS — CONTENTS

2.2 Kaivot ................................................................................................................................................... 6

3. Lainsäädäntö ............................................................................................................................................... 7

4. 1000 kaivon tutkimus .................................................................................................................................. 84.1 Tutkimusmenetelmät ............................................................................................................................. 8

4.1.1 Näytteenotto .................................................................................................................................. 84.1.2 Analytiikka ja tulosten esittäminen............................................................................................... 15

5. Kaivoveden laatu vuonna 1999 ................................................................................................................. 175.1 Kaivoveden terveydellinen laatu: F-, B, Cu, Ni, As, Sb, Cd, Cr, Pb, Se ja NO

3-......................... ..... 17

5.2 Kaivoveden laatusuositukset: Sähkönjohtavuus (EC), pH, väri- ja KMnO4 -luku, SO

42-,

Cl-, Na, Al, Fe, Mn, U, Rn, kokonais-α-aktiivisuus ja Ra................................................................... 335.3 Kaivoveden muita ominaisuuksia ja yhdisteitä: Happikylläisyys (liuennut O

2),

hiilihappo (liuennut CO2), alkaliteetti (HCO

3-), kokonaiskovuus (Ca, Mg), piihappo (SiO

2)

ja fosfaatti (PO43-). .............................................................................................................................49

5.4 Kaivoveden muita alkuaineita: Br-, I-, Ca, Mg, Sr, Ba, K, Li, Rb, Mo, Zn, V, Co, Sn, Tl, Be, Bi, Th ja Ag ............................................................................................................................. 565.5 Kaivoveden hapen ja vedyn isotooppikoostumus ................................................................................ 75

6. Kaivoveden laatu ja sitä säätelevät ympäristötekijät ................................................................................ 776.1 Kaivoveden laatu ................................................................................................................................ 776.2 Alueelliset ja geologiset tekijät ............................................................................................................ 776.3 Faktorianalyysi .................................................................................................................................... 82

7. Kaivoveden likaantuminen ja terveydellinen laatu .................................................................................... 847.1 Kaivoveden likaantuminen .................................................................................................................. 847.2 Kaivoveden laatuongelmat .................................................................................................................. 84

8. Yhteenveto ............................................................................................................................................... 86

9. Kirjallisuutta .............................................................................................................................................. 90

1. Johdanto ...................................................................................................................................................... 5

2. Pohjavesi ja kaivot ...................................................................................................................................... 52.1 Pohjavesi ............................................................................................................................................... 5


Pertti Lahermo, Timo Tarvainen, Tarja Hatakka et al.

5

Geologian tutkimuskeskus, Tutkimusraportti — Geological Survey of Finland, Report of Investigation ???, VUOSI

Tuhat kaivoa - Suomen kaivovesien fysikaalis-kemiallinen laatu vuonna 1999



1. JOHDANTO

Suomen talouksista yli 80 % on järjestetyn kun-nallisen vedenhankinnan piirissä. Silti liki miljoonaihmistä käyttää taloudessaan oman kaivon vettä.Kesällä lukua lisää arviolta 300 000 kesäasunnonkaivot, joita kaiken aikaa rakennetaan lisää. Vesi-laitosten veden laatua tarkkaillaan tehokkaasti, jo-ten mahdollisiin laatuongelmiin voidaan puuttua heti.Sen sijaan yksityiskaivojen veden laatu vaihteleepaljon ja tehokkaan valvonnan puuttuessa kuluttajatkäyttävät tänäkin päivänä paljon huonolaatuista kai-vovettä.

Geologian tutkimuskeskus (GTK) on kerännytvaltakunnallista pohjavesitietokantaa varten lähin-nä kemiallisia laatumuuttujia kaivoista ja lähteistä1980-luvulta lähtien . Olennainen täydennys tieto-kantaan tehtiin kesällä 1999 keräämällä ja alysoi-malla koko maasta tuhat uutta kaivoja lähdevesi-näytettä (Paukola et al. 1999, Tarvainen et al. 2000,2001). Tämä ns. ”tuhannen kaivon tutkimus” antaaajantasaisen kuvan juomavetenä käytettävän poh-javeden kemiallisesta laadusta maassamme. Näyt-teenotto suunniteltiin siten, että näytteitä kerättiineniten alueilta, joilla käytetään yleisesti oman kai-von vettä. Lisäksi näytteitä pyrittiin keräämäänedustava otos kullekin alueelle tyypillisistä geologi-sista muodostumista. Juomavetenä käytettävänpohjaveden fysikaalis-kemialliseen laatuun vaikut-tavat sekä ympäristön geologiset ominaispiirteetettä ihmisen toiminta kaivon vaikutuspiirissä ja itsekaivon kunto. Siksi näytteitä otettaessa arvioitiin

kaivon kunto ja tehtiin havaintoja veden laatuunvaikuttavista maankäyttötoimista ja ympäristöteki-jöistä. Näytteitä otettaessa mitattiin veden lämpöti-la, pH, sähkönjohtavuus, happipitoisuus ja liuen-neen hiilidioksidin määrä. Yli 40 alkuaineen taiyhdisteen pitoisuudet analysoitiin GTK:n kemianlaboratoriossa. GTK:n isotooppilaboratoriossa osas-ta näytteitä määritettiin veden vety- ja happi-iso-tooppikoostumus. Säteilyturvakeskus (STUK) mit-tasi lisäksi radonpitoisuudet suurimmasta osastanäytteitä.

GTK on raportoinut aiemmista pohjaveden laa-dun kartoituksen tuloksista Suomen geokemian at-laksen ensimmäisessä osassa vuonna 1990 (Laher-mo et al. 1990). Kolme vuotta myöhemmin Sosiaali-ja terveysministeriö (STM) sekä silloinen Vesi- jaympäristöhallitus julkaisivat toisen valtakunnallisenkaivovesitutkimuksen tulokset, jotka olivat saman-suuntaisia kuin aikaisemmat GTK:n tutkimustulok-set (Korkka-Niemi et al. 1993, Korkka-Niemi 2001).Lisänä olivat bakteriologiset määritykset, jotka ei-vät o le kuuluneet GTK:n tutk imusohjel -maan.Vesinäytteiden analyysimenetelmät ovat ke-hittyneet viime vuosina. Vuonna 1999 kerätyistä1002:sta vesinäytteestä analysoitiin yli kymmenensellaista alkuainetta, joiden pitoisuuksista ei ollutaiemmin kattavaa valtakunnallista tietoa. Tällaisiaalkuaineita ovat esimerkiksi arseeni, bromi, jodi,antimoni, beryllium, seleeni ja tallium.

2. POHJAVESI JA KAIVOT

2.1 Pohjavesi

muspitoisella maannoksella on tärkeä merkitys poh-javeden muodostumisessa, sen laadun kehityksessäja pohjavettä suojaavana vyöhykkeenä.

Kaivon vedenpinta on tasapainossa ilmanpai-neen kanssa, ja se on samalla tasolla kuin kyseisengeologisen muodostuman pohjaveden pinta. Run-saan vedenoton yhteydessä kaivon vedenpinta las-kee ympäristön pohjaveden pintaa alemmaksi, mut-ta pyrkii palautumaan ennalleen maa-aineksen taikallioperän vedenjohtavuuden sekä hydrometeoro-logisisten olosuhteiden säätelemällä nopeudella. Kun

Maahan imeytyvä lumien sulamisvesi ja sadevesimuodostavat maan kyllästymättömässä vyöhykkees-sä maavettä ja pohjaveden pinnan alapuolella poh-javettä. Kosteuspitoisuudeltaan vaihteleva kylläs-tymätön maavesivyöhyke vaihettuu pohjaveden pin-nan yläpuolella olevan kapillaarivesivyöhykkeenkautta vedellä kyllästyneeksi pohjavesivyöhykkeek-si. Näiden vyöhykkeiden paksuudet vaihtelevat paljonriippuen topografiasta, ilmastollisista tekijöistä sekämaa-aineksen vedenjohtavuudesta ja kerrosraken-teista. Myös maan pinnaltaan rapautuneella ja hu-

6



maan läpi imeytyvä vajovesi pääsee pohjavesivyö-hykkeeseen, pohjaveden pinta kohoaa. Alhaisim-millaan pohjaveden pinta kaivoissa on kevättalvella,jolloin uutta pohjavettä ei maan jäätymisen vuoksimuodostu. Silloin monet matalat kaivot ja pienetlähteet, jotka saavat vetensä huonosti vettä johta-vasta maasta (esim. moreenista), kuivuvat koko-naan. Sen sijaan hyvin vettä johtavaan hiekkaan jasoraan tehtyjen kaivojen vedenpinnan vaihtelut ovatpieniä ja vesi riittää kautta vuoden.

Maaston ylimmillä kohdilla muodostunut pohja-vesi virtaa alaville pohjaveden purkautumisalueille,jotka ovat mäkien ja harjujen alarinteitä, järvienrantoja ja matalikkoja sekä soiden reunoja ja muitakosteikkoja. Jos ylempänä muodostumisalueellasyntynyt pohjavesi virtaa kerrostumassa kohti pur-kautumisaluetta, jota peittää huonosti vettä johtavatsavi-, siltti- tai paksut turvekerrostumat, se on pai-neellista pohjavettä eli salpavettä. Kun kaivossaoleva painepinta kohoaa maanpinnan yläpuolelle,niin vesi virtaa kaivosta omalla paineella (“lirukai-vot” tai arteesiset kaivot). Salpavesi on yleistäharjujen ja kalliomäkien liepeillä, jossa savi- ja silt-tikerrokset peittävät läpäiseviä maakerroksia.

Laajimmat ja runsastuottoisimmat pohjavesial-taat (akviferit) ovat hiekasta ja sorasta koostuvissaharjuissa ja suurissa reunamuodostumissa (I, II jaIII Salpausselkä sekä Sisä-Suomen reunamuodos-tuma) eli glasifluviaalisissa jäätikköjokikerrostumis-sa. Harjun karkea ydinosa toimii pohjavettä kokoa-van ja kuljettavan “salaojan” tavoin. Harjujen ker-

rospaksuudet ovat yleisesti kymmenkunta tai joita-kin kymmeniä metrejä ja suurimmillaan 60-100metriä. Harjun tai deltan liepeitä peittävillä savi jaturvekerrostumilla on tärkeä merkitys pohjavedenvirtaukselle ja varastoitumiselle. Tasaisella kallio-alustalla olevan harjun pohjavedestä pääosa muo-dostuu itse harjulle tulevasta sateesta ja virtaa kohtiharjun reunoja. Ympäristöään alavammalla maas-tonkohdalla olevan harjun hyvin vettä johtava ydin-osa voi kerätä ympäristön kallio- ja maaperästäpaljon suurempia pohjavesimääriä, kuin mitä itseharjumuodostumalla syntyy. Epätasainen kallion-pinta kohoumineen, selänteineen ja painanteineen,joka monesti on näkymättömissä maakerrosten alla,jakaa harjujaksoja pienemmiksi pohjavesialtaiksi.

Moreeni on Suomen yleisin maalaji, joka peittääkallionpintaa miltei kaikkialla. Monin paikoin sekuitenkin on savi- ja turvekerrostumien tai vesistö-jen peitossa. Moreenipatjan pintaosa on tavallisestihuuhtoutunutta sekä roudan möyhentämää ja juuri-en rikkomaa, joten vajovesi imeytyy siihen helposti.Syvemmällä on usein hienoainespitoista pohjamo-reenia, josta saadaan vain vähän pohjavettä.

Suomen pinta-alasta vain kolmisen prosenttia onpaljastunutta kalliota, joten pääosa kallion raoissavirtaavasta pohjavedestä eli kalliopohjavedestä onimeytynyt ensin maaperään, josta se on joutunutlopulta kallioperän rakoihin. Kallioruhjeeseen ker-rostuneeseen harjuun ja erityisesti sen karkea-ai-neksiseen ydinosaan kerääntyy kaukaa kallioperänraoissa virtaavaa vettä.

2.2 Kaivot

Pääosa haja-asutusalueiden yksityistalouksienkaivoista on rengaskaivoja (läpimitta yleensä 60-120 cm), jotka on tehty betonirenkaista (ks. esim.Lapinlampi et al. 2001). Rengaskaivojen syvyydetvaihtelevat puolestatoista metristä yli kymmeneenmetriin. Vanhoja puu- tai kivikehyksisiä kaivoja onnykyään vain vähän jäljellä. Usein lähteen tai tihku-vyöhykkeen paikalle on tehty matala rengaskaivotai lähde on katettu puukehyksellä. Luonnontilaisenlähteen paikalle ei nykyään enää pidä tehdä lähde-kaivoa, koska rakentamisen seurauksena lähde tu-houtuu. Asutuskeskusten vedenhankintaa vartenrakennetaan suuriläpimittaisia rengaskaivoja (aina500 cm asti) tai siiviläputkikaivoja (läpimitta 40 cm),jotka ovat tarpeettoman suuria ja kalliita yksityista-louksien tarpeisiin.

Päivittäinen yksityistalouden vedentarve on yleen-sä 0,5-1,0 m3 vuorokaudessa henkilöä kohden, mut-ta voi olla suurempikin, jos vettä käytetään kaste-luun ja karjatalouteen. Suurin osa rengaskaivoista

on moreenimaassa, josta yleensä saadaan muuta-mia kuutiometrejä vettä vuorokaudessa. Hiekka- jasoramaahan kaivetut rengaskaivot ovat runsasve-tisiä, ja monista niistä voidaan saada vettä jopauseita kymmeniä kuutiometrejä vuorokaudessa.

Kallioperään poratut pieniläpimittaiset (14-15 cm)porakaivot tai kalliokaivot ovat yleisiä rannikolla jamuualla, missä maakerrokset ovat niin ohuita, ettäriittäviä vesimääriä on rengaskaivoista vaikea saa-da. Porakaivojen syvyydet vaihtelevat parista kym-menestä metristä yli sataan metriin, tavallisimmansyvyyden ollessa 40-60 metriä. Useimmat porauk-sista lävistävät vaihtelevan paksuisia maakerrok-sia, jotka kuitenkin pyritään maaputkella eristä-mään varsinaisesta kallio-osuudesta. Porakaivojenvesimäärät ovat tavallisesti 500-2000 litraa tunnis-sa (10-50 m3/vrk). Suomen kallioperän rikkonai-suutta osoittaa se, että vain harvoin porakaivot ovatjääneet kokonaan kuiviksi.

7



3. LAINSÄÄDÄNTÖ

Suomessa pohjavettä koskeva lainsäädäntö onjärjestetty pääasiassa vesilain (19.5.1961/264) jaympäristönsuojelulain (4.2.2000/86) nojalla. Terve-ydensuojelulaki (19.8.1994/763) sekä valtioneuvos-ton päätös pohjavesien suojelemisesta eräiden ym-päristölle tai terveydelle vaarallisten aineiden aihe-uttamalta pilaantumiselta (19.5.1994/364) sääntel-evät myös pohjaveden käyttöä.

Alueiden ja maankäytön osalta keskeisiä norme-ja ovat maankäyttö- ja rakennuslaki (5.2.1999/132)sekä maa-aineslaki (24.7.1981/555). Euroopan yh-teisön uusin lainsäädäntö ja ohjausjärjestelmien so-vittaminen Suomen vesilainsäädäntöön otetaan huo-mioon parhaillaan vireillä olevassa vesilainsäädän-nön muutostyössä.

Pohjaveden ottamista säädellään vesilain 9 lu-vussa. Sääntelyn kohteita ovat mm. pohjavedenottaminen toisen alueelta, pohjaveden ottamon ra-kentamista koskevat vaatimukset, vahingon ja hai-tan korvaaminen, pohjaveden ottamisen luvanva-raisuus, käytön rajoittaminen, suoja-alueet sekäkeinotekoinen pohjavesi.

Pohjaveden muuttamiskiellolla (vesilain 1 luku 18§) pyritään estämään pohjaveden saantimahdolli-suuksien heikentyminen. Pilaamiskiellolla (ympä-ristönsuojelulain 8 §) puolestaan pyritään estämäänpohjaveden laadun heikkenemistä.

Pilaamiskielto on ehdoton, eikä ympärsitölupavi-ranomainen voi myöntää lupaa siitä poikkeamiseen.Pilaamiskielto ei edellytä, että konkreettista pilaan-tumista olisi tapahtunut. Pilaantumisen todennäköi-syys riittää, mikä tarkoittaa sitä, että edes vaaraapohjaveden laadun muuttumisesta ei saa aiheutua.

Maa-aineslaissa on merkittävä pohjaveden suo-jelunäkökulma. Maa-aineslain 3 luvun 1 §:n mu-kaan, maa-ainesten ottamisesta ei saa aiheutuatärkeän tai muun vedenhankintakäyttöön soveltu-van pohjavesialueen veden laadun tai antoisuudenvaarantuminen, jollei siihen ole vesilain mukaistalupaa.

Maankäyttö- ja rakennuslain ohjausvaikutus ko-rostuu maankäytön suunnittelussa. Yleispiirteises-sä maakuntakaavassa on lain 28 §:n mukaan kiinni-tettävä huomiota vesivarojen kestävään käyttöön.Yleiskaavan tarkoituksena on puolestaan kunnantai sen osan yhdyskuntarakenteen ja maankäytönohjaaminen. Yleiskaavaa laadittaessa on otettavahuomioon vesihuollon tarkoituksenmukainenjärjestäminen.Yksityiskohtaisessa kaavassa tairakentamista koskevassa sääntelyssä ei pääsääntöi-sesti anneta nimenomaan pohjavettä koskevia mää-räyksiä.

Lähteen käyttöä vedenottoon säädetään metsä-laissa (12.12.1996/1093). Jos lähteiden, purojen japysyvän vedenjuoksu-uoman muodostavien noro-jen sekä pienten lampien välittömät läheisyydetovat luonnontilaisia tai luonnontilaisen kaltaisia sekäympäristöstään selvästi erottuvia, niitä koskevathoito- ja käyttötoimenpiteet tulee tehdä elinympä-ristöjen ominaispiirteet säilyttävällä tavalla (metsä-laki 3 luku 10 §). Myös vesilaissa (1 luku 17 ja17a§) säädetään lähteen muuttamista. Kyseessä ole-vissa lainkohdissa suojataan naapureiden intressiä,talousveden saantia sekä lähteen luonnontilaa. Tällai-silla alueilla veden ottamista suunniteltaessa on ol-tava yhteydessä ympäristölupavirastoon tai alueenympäristökeskukseen lisätietojen saamista varten.

Terveydensuojelulain tarkoituksena on väestönja yksilön terveyden ylläpitäminen ja edistäminensekä ennalta ehkäistä, vähentää ja poistaa sellaisiaelinympäristössä esiintyviä tekijöitä, jotka voivataiheuttaa terveyshaittaa. Talousveden laatu ja senvalvonta kuuluvat tämän lain piiriin. Lain nojalla onannettu kaksi uuttaa asetusta koskien talousvedenlaatuvaatimuksia ja valvontatutkimuksia. Sosiaali-

Muuttamiskieltoa koskeva vesilain 18 § 1momentti: Ilman ympäristölupaviraston lu-paa ei saa käyttää pohjavettä tai ryhtyäpohjavedenottamista tarkoittavaan toimeensiten, että siitä pohjaveden laadun tai mää-rän muuttamisen vuoksi voi aiheutua jonkinpohjavettä ottavan laitoksen vedensaanninvaikeutuminen, tärkeän tai muun vedenhan-kintakäyttöön soveltuvan pohjavesiesiinty-män antoisuuden olennainen väheneminentai sen hyväksikäyttämismahdollisuuden muuhuonontuminen taikka toisen kiinteistöllätalousveden saannin vaikeutuminen. Kieltokoskee myös maa-ainesten ottamista ja muu-ta toimenpidettä, jos siitä ilmeisesti voi ai-heutua edellä mainittu seuraus.

Pilaamiskieltoa koskeva ympäristösuojelulain8 § 1 momentti: Ainetta tai energiaa ei saapanna tai johtaa sellaiseen paikkaan taikäsitellä siten, että

1. tärkeällä tai muulla vedenhankinta-käyttöön soveltuvalla pohjavesialueella poh-javesi voi käydä terveydelle vaaralliseksitai sen laatu muutoin voi olennaisesti huo-nontua.

2. toisen kiinteistöllä oleva pohjavesi voi

käydä terveydelle vaaralliseksi tai kelpaa-mattomaksi tarkoitukseeen, johon sitä voitai-siin käyttää; tai

3. toimenpide vaikuttamalla pohjavedenlaatuun muutoin saattaa loukata yleistä taitoisen yksityistä etua.

8



ja terveysministeriön (STM) asetus 461/2000 kos-kee talousvettä, jota toimitetaan talousvetenä käy-tettäväksi vähintään 10 m3 päivässä taikka vähin-tään 50 henkilön tarpeisiin. STM:n asetus 401/2001koskee talousvettä, jota toimitetaan päivässä vä-hemmän kuin 10 m3 tai alle 50 henkilön tarpeisiin,tietyissä elintarvikealan yrityksissä tai yksityisettaloudet käyttävät omaan vedenhankintaansa. Mo-lemmat asetukset perustuvat Euroopan Unioninneuvoston antamaan talousvesidirektiiviin (98/83/EY), joka puolestaan pääosin perustuu YK:n Maa-ilman terveysjärjestön (WHO) antamiin talousvettäkoskeviin suosituksiin. Asetuksissa annetaan ta-lousveden kemiallisen koostumuksen ja ominaisuuk-sien osalta tarkat raja-arvot ja määräykset kunnanterveydensuojeluviranomaisille säännöllisestä näyt-teenotosta. Säännöllinen näytteenotto ei kuiten-kaan koske yksittäisiä talousvesikaivoja, jollei oleaihetta epäillä veden aiheuttavan terveyshaittaa.Ensimmäisessä asetuksessa, joka koskee suuriavesiyksiköitä ovat määräykset tiukempia kuin pie-niä vesiyksiköitä koskevassa asetuksessa. Tämänkirjan luvuissa, joissa veden laatua verrataan STM:nraja-arvoihin on käytetty pieniä vesiyksiköitä kos-kevan asetuksen arvoja. Asetuksessa on annettu

rauta-, mangaani- ja radonpitoisuuksille yksittäisiätalousvesikaivoja koskevat lievemmät raja-arvot,joita on käytetty vertailussa.

Euroopan Unionin vuonna 2000 antaman Vesi-puitedirektiivin (direktiivi 2000/60/EY) tarkoitukse-na on luoda sisämaan pintavesien, jokisuiden vai-hettumisalueiden sekä rannikko- ja pohjavesiensuojelua varten puitteet, jotka mm. edistävät kestä-vää, käytettävissä olevien vesivarojen pitkän ajansuojeluun perustuvaa vedenkäyttöä, varmistavatpohjavesien pilaantumisen asteittaista vähenemistäja estävät niiden edelleen pilaantumista, varmistaapohjaveden riittävä saanti kestävää, tasapainoistaja oikeudenmukaista veden käyttöä varten ja vä-hentää merkittävästi pohjavesien pilaantumista.Direktiivin yleisenä tavoitteena on saavuttaa 15vuodessa, vuoteen 2015 mennessä, pohjavesienhyvä määrällinen ja kemiallinen tila. Direktiivi edel-lyttää pohjaveden seurantaohjelmien laatimista sekämerkityksellisten ja pysyvien nousevien muutos-suuntien kääntämistä laskeviksi niiden pitoisuuksi-en osalta, jotka aiheutuvat ihmisen toiminnasta.Direktiivi edellyttää myös pohjavesien laadun jamäärän kokonaiskuvan selvittämistä.

4. 1000 KAIVON TUTKIMUS

Näytteenottoa varten maa jaettiin neljään aluee-seen (kuva 1). Aluejako perustuu Suomen pinnan-muodostukseen (topografiaan), kyseisen alueen maa-perägeologisiin ominaisuuksiin sekä suoja vesistö-tiheyteen. Erityisesti savikoiden levinneisyys (kor-kein ranta) on tärkeä alueita erottava jakoperuste.Myös rantavoimien toiminta kallioiden juurella jaharjujen rinteillä on rannikkoalueille luonteenomai-nen maaperän pintaosaa muokannut piirre.

1) “Etelä- ja Lounais-Suomen rannikko- ja saa-ristoalue” käsittää Suomenlahden saariston, Turun-maan saariston ja rannikon sekä Ahvenanmaan.Sisämaassa alue ulottuu Salpausselkiin asti ja Lou-nais-Suomessa Porin tasalle. Erityisesti rannikollaon runsaasti huuhtoutuneita kalliomäkiä, joiden juu-rella on pieniä moreeni- ja hiekkakerrostumia (mm.ns. suojapuolen muodostumia). Harjut ovat ranni-kolla rantavoimien tasoittamia ja lähes aina liepeil-tään savikerrosten peittämiä. Laaksoissa on run-saasti savikoita. Moreenia on erityisesti kallioidenvälisissä painanteissa, mutta paikoin myös oma-muotoisina moreenikerrostumina, kuten reuna- jakumpumoreeneina.

2) “Länsirannikko” käsittää Pohjanmaan ran-

4.1 Tutkimusmenetelmät

nikkoalangon ulottuen Porin tasalta Pohjanlahdenperukkaan. Sisämaan puoleinen raja on siellä, mis-sä maasto alkaa kohota ja suhteelliset korkeuserotkasvavat (ennen varsinaista Suomenselän vedenja-kajavyöhykettä). Alueella on runsaasti jokia muttavain vähän järviä. Paljaat kalliokot ovat maankoho-amisrannikolla vähälukuisempia ja moreenikerros-tumia on suhteellisesti enemmän kuin eteläranni-kolla. Soita on paljon ja ne peittävät monin paikoinsuuren osan maa-alasta. Harjut ovat laakeita jatasoittuneita ja ne rajoittuvat laaksoissa savi- jaturvekerrostumiin. Alueen erityispiirre ovat happa-mat savet (Palko 1994), joita on eniten laakeissajokilaaksoissa (esimerkiksi Kyrönjoen ja Limingan-joen valuma-alueet).

3) “Järvi-Suomi” käsittää Sisä-Suomen järvialu-een ja ulottuu idässä Ilomantsin tienoille sekä poh-joisessa Oulujärven tasalle. Se on järvivesistöjenkuvioima alue, jossa moreenikerrostumat ovat val-litsevia. Alavimmilla alueilla on myös siellä täälläsavi- ja silttikerrostumia ja soita (Suomenselän karuvedenjakaja-alue on soistunein). Harjut ovat vä-hemmän muuttuneita kuin rannikolla.

4) “Koillismaa- ja Pohjois-Suomi on ylänkö- ja

4.1.1 Näytteenotto

9



Kuva 1. Neljä hydrogeologista näytteenottoaluetta: 1. Etelä- ja Lounais-Suomen rannikko- ja saaristoalue,2. Länsirannikko, 3. Sisä-Suomi sekä 4. Koillismaa ja Pohjois-Suomi. Taustana Suomen maaperä 1:1 000000 (Kujansuu & Niemelä 1984).Fig. 1. Four hydrogeological sampling areas: 1. Coastal and archipelago regions in South and SouthwestFinland, 2. West coast, 3. Central Finland, and 4. Northeast and North Finland. Background: Quaternarydeposits of Finland 1:1 000 000 (Kujansuu & Niemelä 1984). Vesi=water body, kallio=bedrock terrain,rakka=boulder f ield, moreeni=ti l l (ground moraine), kumpumoreeni=hummocky moraine,harju=glaciof luvial esker, sora/hiekka=sand/gravel deposit , savi/si l t t i=clay/si l t deposit ,jokikerrostuma=fluvial deposit, turve=peat deposit.

10



Kuva 2. Näytepisteet ja kaivotyypit.Fig. 2. Sampling points and well types.Ottamo=groundwater utility, rengaskaivo=dug well, lähde=spring, lähdekaivo=captured spring, porakaivo=welldrilled into bedrock, maaputki=groundwater tube (in overburden)

11



Kuva 3a. (oik.) Kaivoista otettiin seuraavat vesinäytteet: 100 mlpunakorkkinen polyetyleeninen pullo kokonais-α -määritystävarten, 100 ml happopesty pullo kationimäärityksiä varten, 50ml pullo isotooppinäytteille, 500 ml pullo anionimäärityksiävarten ja pieni lasinen radonnäytepullo.Fig. 3a. (right) The following water samples were collected fromwells: 100 ml sample for a red-capped polyethylene bottle fordetermination of total α-radiation, 100 ml acid-washed bottlefor cation determinations, 50 ml bottle for isotope determina-tions, 500 ml bottle for anion determinations and a small glassbottle for radon determinations.

Kuva 3b. (oik.) Kaivonsyvyys ja vedenpinnanasema mitattiin. Mitta-kaapelin päässä olevaanturi antaa äänimerkinosuessaan veden pin-taan. Porakaivojen sy-vyys kysytti in kaivonomistajalta.Fig. 3b. (r ight) Thedepth of wel l andgroundwater table wasmeasured. The probe ofthe measuring cable gi-ves a signal whi letouching the water. Thedepth of the well drilledinto bedrock was enqui-red from the owner.

Kuva 3c. (yllä) Rengaskaivojen vesinäytteet otet-tiin puhtaalla valkoisella muoviämpärillä suoraankaivosta.Fig. 3c. (up) The water from dug wells was sampledby bailing with a clean white plastic bucket.

Kuva 3d. (vas.)Veden lämpötilamitattiin heti.Fig. 3d. (left) The temperature ofwell water was measured imme-diately after sampling.

Kuva 3e. (oik.) Porakaivojenvettä juoksutettiin hanasta kun-nes veden lämpötila tasaantui.Fig. 3e. (right) Water from thewell drilled into bedrock wasmade to run until the temperatu-re of water remained contant.

12



Kuva 3f. (vas.) Radonnäy-tepullossa oli valmiiksi nes-tetuikeliuosta.Fig. 3f. (left)The scintillati-on liquid was placed intothe the polypropylene bott-le in laboratory before thesampling for radon measu-rement.

Kuva 3g. (oik.) Ra-donnäytepulloon li-sättiin 10 ml näyte-vet tä.Fig. 3g. (right) 10ml of sample waterwas added into theradon sample bott-le.

Kuva 3h. (vas.) Pullo suljettiin tiivis-ti ja ravistettiin voimakkaasti. Neste-tuikeliuoksen ja näyteveden sekoitusjähmettyi. Näytteenottoaika merkit-tiin muistiin minuutin tarkkuudella.Fig. 3h. (left) The bottle was tightlyclosed and vigorously shaken afterwhich the mixture of the scintillationliquid and sample water solidified.The sampling time was registered atone minute’s accurancy and markedin the order form (radon was analy-zed in the laboratory of the FinnishRadiation Institute).

Kuva 3i. (oik.) Happopestyyn 100ml tilavuiseen näytepulloon suoda-tettiin vettä kationimäärityksiä var-ten. Kertakäyttöruiskut huuhdeltiinnäytevedellä ja ensimmäiset 10 mlsuodatetusta vedestä heitettiin pois.Näytepullo ja korkki huuhdeltiin suo-datetulla vedellä ennen varsinaisennäytteen suodattamista.

Kuva 3j. Anionianalyysiä varten varattu 500 ml:n näyte-pullo huuhdeltiin ja täytettiin. Kaikki porakaivonäytteetotettiin suoraan hanasta.Fig. 3j. The 500 ml polyethene bottle for anion analyseswas flushed and filled. All the water samples from drilledbedrock wells were taken from taps.

Kuva 3k. (oik) Seu-raavaksi huuhdeltiinja täytett i in 50 mlisotooppinäytepullo.Fig. 3k. (right) Nextthe 50 ml bottle forstable isotope samp-les was flushed andfilled.

Fig. 3i. (up right) The water intended for the cation analyses was filtrated into anacid-washed 100 ml polyethylene bottle while the first 10 ml of filtrate was discardedto avoid contamination.

13



Kuva 3l. Lopuksi 100 ml:n punakorkkinen näyte-pullo huuhdeltiin ja täytettiin kaulaan asti koko-nais-α ”-säteilymittausta varten.Fig. 3l. Finally, the red-capped 100 ml bottle wasflushed and filled up to the neck for the determina-tion of total-α-radiation.

Kuva 3m. Veden pH ja sähkönjohtavuus (mS/m) mitattiinyhdistelmämittarilla (WTW Multiline P3 pH/LF).Fig. 3m. pH and electrical conductivity (mS/m) was measu-red by using a combination meter (WTW Multiline P3 pH/LF).

Kuva 3n. Lasinen mittapullo huuhdeltiin, jonkajälkeen sinne kaadettiin 100 ml vettä. Tästä mää-ritettiin veteen liuenneen hiilidioksidin (CO

2) mää-

rä.Fig. 3n. The glass measuring flask was flushedbefore it was filled with 100 ml of sampled water forthe determination of dissolved carbon dioxide(CO

2).

Kuva 3o. 100 ml:n suuruiseen vesimääräänlisättiin 5-8 tippaa fenolftaleiini-indikaattori-liuosta, joka sekoitettiin veteen ravistelemallapulloa.Fig. 3o. From 5 to 8 drops of phenolfthaleinindicator solution was added into 100 ml ofsampled water after which the bottle was whir-led to ensure the proper mixing.

Kuva 3p. (oik.) Mittapulloon lisättiin vähän kerrallaan 0,0227-normaalistaNaOH-liuosta, kunnes veden väri muuttui punaiseksi (fenolftaleiini-indikaat-tor i) .Fig. 3p. (right) 0.0227- normal NaOH solution was added by drops into themeasuring flask unti l the colour of the sampled water changed to red(phenolfthalein indicator).

14



Kuva 3q. Titraus lopetettiin, kun punainen värisäilyi noin minuutin ajan. Liuenneen hiilidiok-sidin (CO

2) pitoisuus milligrammoina litraa koh-

den (mg/L) saadaan kertomalla lisätty NaOH-määrä (ml) kymmenellä.Fig. 3q. The titration was finished when the redhue was preserved for one minute. The concent-ration of dissolved carbon dioxide (mg/L) wascalculated by multiplying the amount of (ml)consumed NaOH solution by ten.

Kuva 3t. (yllä) Kenttämittaustulokset (pH,sähkönjohtavuus, liuennut hiilidioksidi jahappi) ja muut kenttähavainnot, kutenvallitsevat maalajit ja mahdolliset konta-minaatiolähteet sekä kaivon arvioitu kun-to merkittiin havaintokorttiin.Fig. 3t. (up) The measurements carriedout in the connection of the sampling (pH,electrical conductivity, dissolved carbondioxide and oxygen) and other environ-mental observations such as dominantsoil types and possible sources of contami-nation in the vicinity as well as the evalu-ated condition of the well were marked onthe field observation form.

Kuva 3s. (vas.) Val-miiksi täytetyt näy-tepullot kul jetett i inkylmälaukussa tuki-kohtaan ja sieltä la-boratorioon.Fig. 3s. The f i l ledsample bottles weretransported in and in-sulated cool box tothe field station andfrom there to the la-boratory.

Kuva 3r. Liuenneen hapen määrä mitattiin happimitta-rilla (WTW Oxi 320/330). Kaivosta otettiin mittaustavarten uusi ämpärillinen vettä ja anturia liikuteltiinämpärissä pystysuunnassa, jotta anturin kalvoa vastensaatiin syntymään sopiva virtaus.Fig. 3r. The amount of dissolved oxygen (O

2) was

measured by using oxygen meter (WTW Oxi 320/330).For the measuring a new bucket-full of water was bailedand the probe of the meter was moved up and down inwater to ensure a proper flow of water against themembrane.

Kuva 3u. (vas.) 100 ml suodatetut näytteet kestävöitiin kenttätukikohdassa samanapäivänä lisäämällä näytteeseen 0,5 ml väkevää (suprapur) typpihappoa.Fig. 3u. (left) The filtrated 100 ml samples were preserved same day in the field baseby adding 0.5 ml concentrated suprapur nitric acid into the bottle.

15



vaara-aluetta, joka ulottuu levenevänä kiilana Ilo-mantsin pohjoispuolelta Kainuun kautta Kuusamoon,josta alue jatkuu pohjoiseen käsittäen koko Lapin.Huomattavimman maisemapiirteen muodostavatvaarat ja tunturit, joiden alarinteellä on paksujamonipatjaisia moreenikerrostumia. Alavilla maillaon runsaasti soita. Suurien jokien avarissa laaksois-sa on paljon laakeita hiekkakerrostumia. Savi- jasilttikerrostumia on vain satunnaisesti. Harjut ovatmiltei muuttumattomia ja siellä täällä niitä peittäämoreenikerros.

Pohjavettä sisältävät muodostumat eli akviferiton jaettu neljään tyyppiryhmään: 1) Moreeni onyleisin maalaji, johon suurin osa rengaskaivoista onkaivettu (“moreeni-akviferit”). 2) Taloudellisestitärkeimpiä pohjavettä sisältäviä muodostumia ovathiekasta ja sorasta (“lajittuneet akviferit”) koostu-vat harjut ja harjutasanteet sekä suuret glasifluviaa-liset reunamuodostumat, kuten Salpausselät (I-III)ja Sisä-Suomen reunamuodostuma. Ne edustavatkuitenkin vain 3-4 % maan pinta-alasta. Tässätutkimuksessa hiekka- ja sora-alueiden kaivot ovattarkoituksellisesti yliedustettuja ja sillä on haluttusaada tilastollisesti riittävän suuri näytejoukko. 3)Savenalaiset moreeni- ja hiekkakerrostumat (“sa-venalaiset akviferit”) on erotettu omaksi ryhmäk-seen, koska virtausolosuhteet ja siten myös kaivo-veden laatu poikkeavat huomattavasti avoimesta,pohjavettä sisältävästä muodostumasta. 4) Noin 20% aineistosta on porakaivoja (“kallioakviferit”),mikä likimain vastaa tällä hetkellä porakaivojenosuutta. Aineiston luokittelussa rengaskaivot edus-tavat moreeniakvifereja, lajittuneita akvifereja sekäsavenalaisia akvifereja . Porakaivot edustavat kal-lioakvifereja, vaikka niiden yläosassa voi olla pak-sujakin maakerrostumia.

Näytteenottotiheys on määritetty siten, että seheijastaa arvioitua kaivovesien käytön määrää kul-lakin alueella (kuva 1 ja 2). Eniten vesinäytteitäkoottiin Etelä- ja Sisä-Suomesta (1. ja 3. alue,n=294 ja n= 402), joissa on runsaasti omien kaivojenkäyttäjiä. Pohjanmaan rannikolla (2. alue, n=98näytettä) on taajan vesijohtoverkoston vuoksi jaKoillismaalla ja Lapissa (4. alue, n= 208) harvanasutuksen vuoksi käytössä vähän omia kaivoja,joten niiden näytemäärät ovat pienet. Vesinäytteitäkoottiin lähteistä ja katetuista lähteistä (n=124),rengaskaivoista (n=615) sekä porakaivoista (n=263).

Kaivon ympäristöstä tehtiin havainnot mm. kai-von lähiympäristön pinnamuodoista sekä maa- jakallioperästä (kallioperätiedot saatiin kuitenkin etu-päässä kallioperäkartoista). Myös tiedot maankäy-töstä sekä mahdollisista kaivoa likaavista toimistamerkittiin havaintolomakkeelle (kuten kasvinvilje-lyyn ja karjatalouteen liittyvä lannoitus ja lannansäilytys, liikenneväylät ja tiesuolaus, yhdyskunta- ja

teollisuusjätteiden arvioitu vaikutus). Kaivon kuntoarvioitiin ja pohjavedenpinnan syvyys mitattiin avoi-missa rengaskaivoissa. Lomakkeelle merkittiinmyös pohjaveden pinnan syvyys kaivossa sekäkenttämittausten tulokset. Havainnot merkittiin tar-koitusta varten laaditulle lomakkeelle.

Lähteistä ja rengaskaivoista vesinäytteet otettiinmuovisangolla ja porakaivoista vesihanasta. Ken-tällä näytteenottopaikalla mitattiin välittömästi ve-den lämpötila (oC), pH ja sähkönjohtavuus (mS/m,+25oC) ja liuennut happi. Myös hiilihapon eli liuen-neen hiilidioksidin (CO

2) määrä analysoitiin näyte-

paikalla. Veden väri ja sameus arvioitiin silmämää-räisesti. Näytteenoton suoritus on esitetty kuvissa3a-3u (Paukola et al. 1999).

4.1.2 Analytiikka ja tulosten esittäminen

Käsittelemättömästä 500 ml:n näytepulloihin ke-rätyistä vesinäytteistä GTK:n laboratoriossa mitat-tiin pH, sähkönjohtavuus (mS/m, +25 °C) ja alkali-teetti määritettiin (määritysraja 0,02 mmol/l) poten-tiometrisesti Mettler Toledo DL70 ES- automaatti-titraattorilla. Veden kemiallinen hapen kulutus(KMnO

4-luku, 0,1 mg/L) määritettiin käsin titraa-

malla. Kloridin (Cl-, 0,2 mg/L), fluoridin (F-, 0,1 mg/L), nitraatin (NO

3-, 0,2 mg/L) ja sulfaatin (SO

42-, 0,1

mg/L) pitoisuudet määritettiin Dionex DX–120 io-nikromatografilla. Fosfaatin (PO

43-, 0,02 mg/L) pi-

toisuus määritettiin Shimadzu UV–ISO–02- spekt-rofotometrilla. Väriluku (5 mg/L Pt) määritettiinvertaamalla vesinäytteen väriä platinakobolttiklo-ridiliuoksilla kalibroituihin Hellige-komparaattorinvärilevyihin. Koska vesinäytteitä jouduttiin varas-toimaan ja kuljettamaan useita päiviä, ennen kuinne saapuivat laboratorioon, taulukoissa ja tilastolli-sissa laskelmissa sekä kartoissa on esitetty vainkentällä tehtyjen pH:n ja sähkönjohtavuuden mää-ritystuloksia.

Monialkuaineanalyysi tehtiin suodatetusta (0,45µm) ja väkevällä typpihapolla (Merck, suprapur)kestävöidystä näytteestä. Induktiivisesti kytketylläplasma-massaspektrometrilla (ICP-MS) PerkinElmer SCIEX Elan 6000 määritettiin seuraavatalkuaineet: Hopea (Ag, 0,01 µg/L), alumiini (Al, 1µg/L, arseeni (As, 0,05 µg/L), boori (B, 0,5 µg/L),barium (Ba, 0,04 µg/L), beryllium (Be, 0,1 µg/L),vismutti (Bi, 0,03 µg/L), bromi (vedessä bromidinaBr-, 5 µg/L), kadmium (Cd, 0,02 µg/L), kloori (ve-dessä kloridina Cl-, 2 mg/L), kromi (Cr, 0,2 µg/L),kupari (Cu, 0,04 µg/L), jodi (vedessä jodidina I-, 2µg/L) kalium (K, 0,01 mg/L), litium (Li, 0,3 µg/L),mangaani (Mn, 0,02 µg/L), molybdeeni (Mo, 0,03µg/L), nikkeli (Ni, 0,06 µg/L), fosfori (P, 10 µg/L),lyijy (Pb, 0,03 µg/L), rubidium (Rb, 0,01 µg/L),antimoni (Sb, 0,02 µg/L), seleeni (Se, 0,5 µg/L), tina

16



(Sn, 0,5 µg/L), strontium (Sr, 0,1 µg/L), torium (Th,0,02µg/L), tallium (Tl, 0,02 µg/L), uraani (U, 0,01µg/L), vanadiini (V, 0,02 µg/L) ja sinkki (Zn, 0,1 µg/L).Induktiivisesti kytketyllä plasma-atomiemissiospekt-rometrilla (ICP-AES) Thermo Jarrel Ash IRISAdvantage määritettiin kalsium (Ca, 0,07 mg/L),rauta (Fe, 0,03 mg/L), magnesium (Mg, 0,05 mg/L),natrium (Na, 0,4 mg/L), rikki (S, 0,1 mg/L) ja pii (Si,0,06 mg/L, laskettu SiO

2). Kloridipitoisuus määri-

tettiin pitoisuustasosta riippuen ionikromatografillatai ICP–MS-tekniikalla.

Radon- ja kokonais-α-säteilymääritykset tehtiinSäteilyturvakeskuksessa (STUK). Veden radonpi-toisuus määritettiin Wallacin Guardian 1414 neste-tuikelaskurilla. Radonin määritystä varten näytteet(10 ml) otettiin suoraan lasisiin nestetuikepulloihin,jotka oli valmiiksi esitäytetty nestetuikeaineella (13ml). Määritysraja yhden tunnin mittauksella on 0,2Bq/l.

Kokonaisalfa-aktiivisuusmäärityksiä varten näyt-teet otettiin 100 ml muoviseen pulloon. Näytteetkestävöitiin suolahapolla. Kestävöidyistä näytteistäkuivattiin 38 ml (2 x 19ml) vettä teflonoiduissanestetuikepulloissa, jonka jälkeen näytteitä seisotet-tiin 30 päivän ajan. Tänä aikana radiumista syntynytradonkaasu kasvaa tasapainoon emonuklidinsa (Ra-226) kanssa. Tämän jälkeen pitkäikäisten alfa-aktiivisten aineiden kokonaispitoisuus määritettiinWallacin Quantulus 1220 nestetuikelaskurilla. Al-haisin määritysraja kolmen tunnin mittauksella on0,02 Bq/L (Salonen & Hukkanen 1997).

Hapen ja vedyn stabiilien isotooppien määritystävarten näytteet (50 ml) lähetettiin GTK:n isotooppi-geologian laboratorioon. Happianalyysiä varten

vesinäyte tasapainotettiin automaattisessa laitteis-tossa CO

2-kaasun kanssa ja isotooppikoostumus

määritettiin käyttäen hiilidioksidia (CO2). Vetykaa-

su tuotettiin vesinäytteestä sinkillä pelkistämällä.Näytteet mitattiin kaasusyötteisellä massaspektro-metrilla. Hapen ja vedyn isotooppikoostumus ilmoi-tetaanδ-arvona, joka ilmaisee promilleina näyt-teestä mitatun D/H (D = 2H) tai 18O/16O suhteenpoikkeaman kansainvälisestä VSMOW-standardis-ta. Yksittäisen analyysin mittausvirhe oli hapellaalle 0,1 ‰ ja vastaavasti vedyllä alle 1,0 ‰.

Vesinäytteiden laatua valvottiin nolla- ja rinnak-kaisnäytteillä. Jokainen näytteenottoryhmä valmistikerran viikossa yhden nollanäytteen ionivaihdetus-ta vedestä siten, että se suodatettiin ja kestävöitiinsamalla tavalla kuin varsinainen näyte. Tällä var-mistuttiin siitä, että suodattimet tai kestävöintiinkäytetty happo eivät aiheuttaneet kontaminaatiota.Toisessa varmistusmenetelmässä kolmessakymme-nessä, tasaisesti koko nätteenottoverkostoa edus-tavasta näytepaikasta kerättiin kaksi näytettä (kuva4): varsinaiset ja rinnakkaisnäytteet, jotka analysoi-tiin kaksi kertaa. Näin saatiin 30 havaintopistettä,joista oli 4 mittaustulosta: varsinaisen näytteen en-simmäinen ja toinen analyysi sekä rinnakkaisnäyt-teen ensimmäinen ja toinen analyysi. Näin voitiinverrata näytteenottopisteiden välisten pitoisuuksi-en eron merkitsevyyttä verrattuna näytteenotto- jaanalyysivirheeseen (vrt. Agterberg 1974). Tuloksiaon käsitelty aikaisemmassa raportissa (Tarvainenet al. 2000, 2001). Näiden toimien lisäksi GTK:nkemian laboratorio sovelsi omaa tavanomaista laa-dunvalvontaansa.

Kuva 4. Laadunvarmistuksessa käytetty rinnakkaisnäytteiden analyysitapa: 30kaivosta kerättiin varsinaisen näytteen (V) lisäksi rinnakkaisnäyte (R). Sekä V-että R-näyte analysoitiin laboratoriossa kahdesti, joten käytössä oli neljäanalyysitulosta näytteenotto- ja analyysivirheen arviointia varten.Fig. 4. The Quality Control protocol was based on the 2-level ANOVA method.Duplicate samples were collected from 30 wells. Both normal samples (V) andfield duplicates (R) were analyzed twice in the laboratory. Thus four analyticalresults for each 30 sampling points were available for the estimation of samplingand analytical error.30 rinnakkaisnäytepaikkaa=30 duplicate sample sites

17



5. KAIVOVEDEN LAATU VUONNA 1999

Kaivovesien laatua on käsitelty kolmessa seu-raavassa luvussa. Ensin tarkastellaan niitä alkuai-neita ja yhdisteitä, joille on asetettu terveysperus-teiset laatuvaatimukset (5.1). Talousvetenä käytet-tävässä kaivovedessä ei saa olla mitään näistäaineista sellaisia määriä, joista voi olla haittaa ihmi-sen terveydelle. Seuraavaksi käsitellään aineita,joiden liiallisen suuret pitoisuudet aiheuttavat ta-lousveteen teknisiä tai esteettisiä haittoja kuten

hajua tai putkien syöpymistä (5.2). Kolmannessaluvussa kuvataan muiden 1000 kaivon tutkimuk-sessa analysoitujen alkuaineiden ja yhdisteiden pi-toisuuksia, joiden määristä talousvedessä Suomes-sa ei ole annettu enimmäispitoisuuksia. Ne ovatnykyisen tiedon mukaan joko haitattomia tai niidenpitoisuudet ovat kaivovesissä aina niin pienet, etteimitään pitoisuuden raja-arvoja ole ollut tarpeenasettaa (5.3).

5.1 Kaivoveden terveydellinen laatu: F-, B, Cu, Ni, As, Sb, Cd, Cr, Pb, Se ja NO3-

Tässä luvussa verrataan tuhannen kaivon tutki-muksen tuloksia pienten yksiköiden talousvedenlaatuvaatimuksiin (Anon 2001). Osa alkuaineistaon peräisin useimmiten kallio- tai maaperästä (esi-merkiksi fluori ja arseeni), osa hienojakoisiin ran-nikkosedimentteihin sitoutuneista vanhan merive-den suoloista (esimerkiksi boori), osa pääosin ihmi-sen toiminnasta (kuten nitraatti ja seleeni). Myösputkista tai vesikalusteita liukenee metalleja veteen(esimerkiksi sinkki ja kupari). Jos jonkin tässäluvussa käsiteltävän alkuaineen tai yhdisteen pitoi-suus ylittää asetuksessa säädetyn enimmäispitoi-suuden, korkean pitoisuuden syy olisi selvitettävä jaryhdyttävä toimenpiteisiin likalähteen poistamisek-si. Joskus auttaa kaivon kunnostus, joskus vettäkannattaa käsitellä suodatus- tai ilmastuslaitteilla,toisinaan edullisin tai ainut vaihtoehto on hankkiavettä muualta. Neuvoja saa kunnan terveysviran-omaiselta.

Talousvedessä ei saa olla pieneliöitä, loisia taimitään aineita sellaisia määriä, joista voi olla haittaaihmisen terveydelle. Tässä tutkimuksessa ei kui-tenkaan määritetty veden pieneliöiden (bakteerien)määriä, koska ne ovat yleensä kaivokohtaisia eivät-kä muodosta alueellisia pohjaveden laatuongelmia.Kaikkia tässä luvussa käsitellyistä alkuaineista eiyleensä rutiinitutkimukseen sisällytetä. Arseeni jaradon on kuitenkin syytä analysoida erikseen aina-kin tavallista enemmän arseenia ja uraania sisältä-vien kallioperäalueiden porakaivoista. Ohjeita saakunnan terveystarkastajalta ja Suomen ympäristö-keskuksen julkaisemasta kirjasesta “Kysymyksiäkaivosta” (Lapinlampi et al. 2001).

Fluoridi (F -)

Fluori on pieninä pitoisuuksina kaikissa geologi-sissa muodostumissa esiintyvä alkuaine. Fluorinkeskimääräiset pitoisuudet maa- ja kallioperässäovat 0,5-1,0 g/kg (0,05-0,1 %). Tärkein fluoriasisältävä mineraali Suomen kallioperässä on fluo-

riitti eli fluorisälpä, CaF2, jota on erityisen runsaasti

rapakivessä. Fluoria on myös yleisessä pieninämäärinä kivissä esiintyvässä apati i t issa,Ca

5(PO

4)

3(F,OH,Cl), fluoriapatiisissa, Ca

5(PO

4)

3F,

ytrofluoriitissa, (Ca,Y)F2-3

, turmaliinissa sekä to-paasissa, joista kaksi viimeksi mainittua ovat kui-tenkin hyvin vaikealiukoisia. Fluoridi-ioni korvaaOH- -ionia kiilteissä ja amfiboleissa , mistä johtuennämä kivien päämineraalit kuuluvatkin fluoriitinohella kallioperän tärkeimpiin fluorilähteisiin. Bio-tiitti ja sarvivälke voivat sisältää 2-11 g/kg (0,2-1,1%) fluoria (Simonen & Vorma 1969). Vaikka fluo-riitti on kohtalaisen vaikealiukoinen, siitä voi liuetaveteen fluoridia useita milligrammoja litraa kohden(ks. Appelo & Postma 1993). Helpoiten fluoridialiukenee veteen kuitenkin kiilteiden rapautuessa(Vuorinen 2001). Fluori esiintyy ja kulkeutuu ve-dessä yhdenarvoisena fluoridi-ionina (F-). Fluoridi-ionin liikkuvuutta lisää sen kyky muodostaa komp-leksiyhdisteitä happamissa vesissä alumiinin kans-sa (ks. Lahermo & Backman 2000).

Rapakivigraniitit ja muut geokemiallisesti niitämuistuttavat karkearakeiset kaliumrikkaat graniititsisältävät enimmillään fluoria 0,20-0,44 % (Saha-ma 1945, Vorma 1976, Rämö 1993). Vaikka määräei vaikuta suurelta, se on hyvinkin kymmenkertai-nen muihin kivilajeihin verrattuna. Rapakiviä esiin-tyy Kaakkois- ja Lounais-Suomessa (Korsman etal. 1997). Viipurin rapakivialue ulottuu KarjalanKannakselta Lappeenrantaan, Jaalaan, Myrsky-lään ja Loviisaan asti. Lounais-Suomessa ovat eril-liset Laitilan, Vehmaan ja Ahvenanmaan rapakivi-alueet. Pienempiä alueita, joissa kallioperä koostuukemiallisesti rapakiveä muistuttavasta fluoripitoi-sesta graniitista, on Onaksessa Porvoon ympäris-tössä, sekä Bodomjärven tienoilla Espoossa ja Obb-näsissä Kirkkonummella. Myös Sodankylässä Nat-tasten seudulla ja Pomovaarassa sekä UtsjoenVainospäällä on fluoripitoisia graniitteja (ks. La-hermo & Backman 2000).

18



Taulukko 1. Tuhannen kaivon tutkimuksessa mukana olleiden rengaskaivojen veden laadun tunnusluvut. N = näytteidenlukumäärä. 2 %:n ja 98 %:n percentiil it.Table 1. Median (mediaani), arithmetic mean (keskiarvo), standard deviation (keskihajonta), maximum (maksimi) and2% and 98% percenti les of variables (muuttuja) of waters from dug wells. Yksikkö=unit, N=number of samples.

19



Taulukko 2. Tuhannen kaivon tutkimuksessa mukana olleiden porakaivojen veden laadun tunnusluvut. N = näytteidenlukumäärä. 2 %:n ja 98 %:n percentiil it.Table. 2. Median (mediaani), arithmetic mean (keskiarvo), standard deviation (keskihajonta), maximum (maksimi) and2% and 98% percenti les of variables (muuttuja) of waters from wells dri l led into bedrock. Yksikkö=unit, N=numberof samples.

20



Rapakivialueiden pohjaveden korkeat fluoridipi-toisuudet on tiedetty jo kauan (Väre 1960, Lahermo1971, 1972, Lahermo et al. 1990, Korkka-Niemi etal. 1993, Lahermo et al. 1996, Lahermo & Back-man 2000, 2001). Rapakivialueet muodostavat maanpinta-alasta noin 3,8 % ja niillä yleinen pohjavedenF- -pitoisuus on 1-2 mg/L (kuva 5). Muualla maassafluoridin pitoisuustaso on vain kymmenesosa tästätai vähemmän. Näin selkeästi kaksijakoista jakau-tumaa ei tavata muilla veteen liuenneilla aineilla.Tämä näkyy erityisen selvästi verrattaessa rapaki-vigraniitteja edusvia porakaivovesiä muiden kivila-jien porakaivovesiin (kuva 6). Muiden graniittien jagranodioriittien porakaivovesissä on puolestaan hie-man enemmän yksittäisiä korkeita fluoridipitoisuuk-sia kuin muiden kivilajien alueilla.

Tämän tutkimuksen rengaskaivoja porakaivo-vesissä fluoridin mediaanipitoisuudet ovat <0,1 mg/Lja 0,15 mg/L, kun taas keskiarvot rengaskaivo- japorakaivovesissä ovat 0,23 mg/L ja 0,71 mg/L(taulukko 1 ja 2). Sellaisissa kaivoissa, joista pohja-vesi saadaan savikerroksen peittämistä kerrostu-

mista, F- -pitoisuuksien mediaani on selvästi suu-rempi (0,35 mg/L) kuin muissa rengaskaivoissa(<0,1 mg/L). Rapakivialueilla rengaskaivojen japorakaivojen veden F--pitoisuuksien mediaanit ovat1,00 mg/L ja 2,36 mg/L (keskiarvot 1,24 mg/L ja2,49 mg/L).

Fluoridi-ioni liukenee nopeasti jo maavesi- japohjavesikierron alkuvaiheessa lumien sulamisve-sien tai sadeveden imeytyessä maahan. Fluoridinmäärä ei lisäänny mainittavasti muiden liuenneidenaineiden määrän kasvaessa. Koko maan kattavas-sa aineistossa porakaivovesien F- -pitoisuudet ovatnoin kolminkertaiset rengaskaivovesien fluoridimää-riin verrattuna. Toinen huomiota herättävä eroavai-suus on se, että korkeat rengaskaivovesien fluoridi-pitoisuudet rajoittuvat miltei kokonaan rapakivialu-eille kun taas porakaivovesissä korkeita pitoisuuk-sia tavataan rapakivialueiden lisäksi laajalla alueel-la Suomen eteläpuoliskolla (kuva 5). Tämä osoittaa,että pitkäaikaisempi veden ja kiven välinen vuoro-vaikutus lisää fluoridipitoisuuksia, mutta myös sen,että porakaivoon kallion raoissa virtaava vesi tulee

Kuva 5. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden fluoridin (F-) pitoisuudet (mg/L) kesällä 1999. Sosiaali- ja terveysministeriön ( STM)talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) fluoridin enimmäispitoisuuden (1,5 mg/L) ylittävät kaivot onmerkitty mustilla palloilla.Fig. 5. The fluoride (F-) concentrations in waters of dug wells and of wells drilled into bedrock in summer 1999. The samples whichexceed the upper permissible concentration of fluoride (1.5 mg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health(STM), are marked with black dots.

21



monenlaisilta kivilajialueilta, joissa mm. pegmatiititvoivat sisältää fluoripitoisia mineraaleja. Eräänäfluoridin lähteenä voivat olla kallion rakopintojapeittävät sekundääriset fluoripitoiset, amorfiset taikiteiset saostumat, joista liukenee fluoridia porakai-voveteen. Suurimmat porakaivojen veden F- -pi-toisuudet tässä tutkimuksessa ovat 4-6 mg/L ja ren-gaskaivovesissä kaikki pitoisuudet ovat alle 3,5 mg/L.

Pohjavettä sisältävän maaperämuodostumankoostumuksella ja rakenteella (syntytapa, kerros-rakenne, raekoko ja vedenjohtavuus) näyttää ole-van vain pieni vaikutus veden fluoridin pitoisuuk-siin. Fluoridipitoisuudet eivät eroa tilastollisesti mer-kitsevästi lajittuneesta hiekasta ja sorasta tai lajittu-mattomasta moreenista koostuvien muodostumienpohjavedessä (mediaanit <0,1 mg/L). Sen sijaan

Kuva 6. Porakaivovesien fluoridin (F-) pitoisuudet eri kivilajialu-eilla. Kivilajiryhmät ovat: Maf/ultramaf metav=mafiset (emäk-siset) ja ultramafiset (ultraemäksiset) metavulkaniitit, fels/in-term metav=felsiset (vaaleat) ja intermediääriset metavulkanii-tit, rapakivi=rapakivigraniitti, gr/grdior=graniitti ja granodio-riitti, gabro/dior=gabro ja dioriitti, kiillel/kgn=kiilleliuske jaki i l legneissi, ki i l lel /mustal=ki i l lel iuske ja mustal iuske,kvartsiitti=kvartsiitti sekä pohjagn=pohjagneissi tai arkeinengraniittigneissi. Laatikon alin ja ylin kohta vastaa 25 %:n ja 75%:n pitoisuusarvoja ja vaakaviiva 50 %:n pitoisuusarvoa (medi-aani). Rapakivipylväässä fluoridin minimi- ja maksimipitoisuu-det on merkitty vaakaviivalla. Tähdet ja monikulmiot ovatkyseiselle kivilajialueelle tyypillisestä fluoridin jakautumastapaljon poikkeavia yksittäisiä pitoisuuksia. N=näytteiden luku-määrä.Fig. 6. The fluoride concentrations (F-) of waters from wellsdrilled into bedrock composed of different rock types. The groupsof dif ferent rock types are the fol lowing: maf/ultramafmetav=mafic and ultramafic metavolcanites, fels/ intermmetav=felsic and intermediary metavolcanics, rapakivi=rapakivigranite, gr/grdior=granite and diorite, gabro/dior=gabro anddiorite, kii l lel/kgn=mica schists and mica gneiss, kiil lel/mustal=mica shichst and black schist, kvartsiitti=quartzite, andpohjagn=basement gneiss (Archaean granite gneiss). The lowestand highest level of the box is equivalent to 25% and 75%concentration values and horizontal line to 50% concentrationvalue (median). In the rapakivi granite column the minimumand maximum condentrations of fluoride are marked by hori-zontal line. Asterisks and polygons indicate the erratic concent-rations deviating largely from the distribution of fluoride con-centrations typical for each rock type. N=number of samples.

savenalaisissa muodostumissa pohjavesi sisältäähuomattavasti korkeampia fluoridimääriä (mediaa-ni 0,35 mg/L). Saviaines voi tietyissä olosuhteissasitoa fluoridia, jota siitä voi olosuhteiden muuttues-sa jälleen vapautua.

Lähes kaikki luonnonvesissä oleva fluoridi onperäisin geologisesta ympäristöstä. Siksi sen mää-rät, poikkeustapauksia lukuun ottamatta (kuten tie-tyt teollisuusjätteet, fluoripitoiset lannoitteet), eivätole mainittavasti lisääntyneet vesien likaantumisenseurauksena. Fluoridipitoisuuksien vuosittaiset vaih-telut tapahtuvat samassa suhteessa kuin muidenkinveden liuenneiden aineiden (kts. Backman et al.1999). Fluoridi-ioni ei kuitenkaan ole samalla tavoinriippuvainen veden muista alkuaineista ja yhdisteis-tä kuin monet muut aineet. Merkitseviä korrelaati-oita rengaskaivoveden fluoridilla on molybdeenin(Pearson’in korrelaatiokerroin r=0,47** ) ja beryl-liumin kanssa (r=0,32** ), joita fluoridin tavoin esiin-tyy graniittisessa ympäristössä. Pienempi, muttaniin ikään geokemiallisesti huomionarvoinen korre-laatio on myös fluoridin ja piihapon (r=0,32** ) sekäalumiinin välillä (r=0,27** ), mitkä antavat aiheenpäätellä, että fluoridi voi muodostaa mainittujenaineiden kanssa liukoisia komplekseja (ks. Laher-mo et al. 1996, Korkka-Niemi 2001). Myös pora-kaivoaineistossa voi tulkita samankaltaisia yhteyk-siä, mutta läheisin yhteys on fluoridin ja litiuminkesken (r=0,56** ).

Viipurin rapakivialue muodostaa hyvin selväpiir-teisen pohjaveden ja pintaveden korkeiden fluoridi-pitoisuuksien alueen (anomalian), jonka ulkopuolel-la pohjoisessa ja lännessä fluoridipitoisuudet ovatkeskimäärin enintään kymmenesosa rapakivialu-een pitoisuuksista (Lahermo & Backman 2000).Laitilan ja Vehmaan rapakivialueiden kaakkois- jaeteläpuolella satunnaiset pohjaveden korkeat fluo-ridipitoisuudet jatkuvat kauas Paraisille ja Hankoonasti. Syynä korkeisiin F– -pitoisuuksiin on, paitsipaikallisen kallioperän fluoripitoiset mineraalit (esim.Paraisten kalkkikivialueella), ennen kaikkea se, ettäluoteesta virrannut mannerjäätikkö on kuljettanutmukanaan fluoripitoista rapakiviaineista näille seu-duille. Myös Etelä-Pohjanmaalla ja Pohjois-Sata-kunnassa on siellä täällä korkeita pohjaveden fluo-ridipitoisuuksia, johon ovat syynä paikalliset fluori-pitoiset graniitit ja pyrokseenigranitoidit sekä myösPohjanlahden altaan ja Ruotsin rannikon fluoripitoi-sista rapakivi- ja kvartsiporfyyriesiintymistä jääti-kön kuljettama aines. Vähiten fluoridia on Itä- jaPohjois-Suomessa olevan graniittigneisseistä koos-tuvan arkeisen pohjan sekä sekä granuliittien jakvartsiittien alueilla olevien kaivojen vesissä.

Talousvesikäytössä olevien rengaskaivojen japorakaivojen fluoridipitoisuudet ylittävät rapakivi-alueilla usein terveydellisesti turvalliseksi katsotun

22



STM:n pienten yksiköiden (yksityiskaivojen) ve-den laatuvaatimusrajan mukaisen 1,5 mg/L:n pitoi-suuden. Koko maan kaivovesistä 4,2 % ja porakai-vovesistä 15,8 % ylitti sallitun ylärajan (ks. tauluk-ko 8). Rapakivialueilla vastaavat luvut ovat 37 % ja77 %. Jos vettä ei juoda, eikä se päädy suoraanelintarvikkeeseen STM:n laatuvaatimus on enin-tään 5 mg/L. Näin suuria pitoisuuksia rengaskaivo-aineistossa ei ollut ja vain kolmen porakaivon ve-den F- -pitoisuus ylitti tämän pitoisuuden (maksimi6,0 mg/L).

Vaikka rapakivialueet käsittävät alle 4 %:a maanpinta-alasta, ne ovat tiheästi asuttuja seutuja. Kor-keiden fluoridipitoisuuksien aiheuttamat ongelmattalousvedessä koskevat tällä hetkellä arviolta 200000-300 000 ihmistä. Myös rapakivialueilla sijait-sevista harjuista tai Salpausselän hiekka- ja sora-kerrostumista vetensä ottavien vesilaitosten pohja-vesi on paikoin liian fluoridipitoista. Vaikka run-saan fluoridin ei tiedetä aiheuttaneen suoranaisiakansanterveydellisiä ongelmia (ainoastaan lieväähammaskiilteen laikkuuntumista), se on talousve-den laatuvaatimuksia ajatellen eräs suurimmistaSuomen pohjaveden laatuongelmista.

Kuva 7. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden boorin (B) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) boorin enimmäis-pitoisuuden (1000 µg/L) ylittäviä kaivovesiä ei ole.Fig. 7. The boron (B) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999. None of the samples exceeded the upper permissible concentrationof boron (1000 µg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health(STM).

samaan alkuaineiden jaksollisen järjestelmän ryh-mään kuin metallinen alumiini (Al). Kallioperässäbooria on rikastunut pegmatiitteihin. Tärkein mag-makivien boorimineraali on vaikealiukoinen turma-liini. Koska merivedessä on huomattavasti booria,merellistä alkuperää olevat sedimentit ja niistä syn-tyneet metamorfoituneet kivet sisältävät booriaenemmän kuin syväkivet. Pohjavedessä kulkeutu-va boori on peräisin mineraalien rapautumisessavapautuvista, savisedimenteistä huuhtoutuvista jameriltä ilmavirtojen mukana kulkeutuvista suolois-ta. Sitä on lannoitteisiin lisättynä hivenaineena japesuaineiden valkaisuaineina boraatteina ja perbo-raatteina, joista booria joutuu jätevesiin, jäteliettei-siin ja kaatopaikoille. Boori ei kulkeudu alkuaine-muodossa vaan esiintyy vedessä boraatteina (HBO

3-)

tai boorihappona (Hem 1989, Kabata-Bendias &Bendias 1992).

Boorin mediaani- ja keskiarvopitoisuudet ren-gaskaivovesissä ovat 13,8 µg/L ja 22,8 µg/L sekäporakaivovesissä 27,1 µg/L ja 54,6 µg/L (taulukko1 ja 2). Suurimmat booripitoisuudet tässä aineistos-sa ovat 362 µg/L ja 478 µg/L. Lukuisammin korkei-ta pitoisuuksia tavataan Lounais-Suomessa ja pai-koin länsirannikolla (kuva 7). Näyttää siltä, ettäpääosa boorista on savisedimenteistä huuhtoutu-nutta merellistä alkuperää ja mahdollisesti paikalli-sen maatalouden lannoitteiden tai pesuvesien aihe-

Boori (B)

Boori on epämetallinen alkuaine ja se kuuluu

23



uttaman likaantumisen seurausta.Alkuaineiden ja yhdisteiden keskinäisestä vuoro-

vaikutuksesta kertova korrelaatiolaskenta osoittaa,että rengaskaivojen vedessä boori on läheisessäyhteydessä muiden merellistä ympäristöä osoittavi-en aineiden, kuten kloridin (r=0,40** ), bromidin(r=0,60** ), jodidin (r=0,39** ) ja natriumin (r=0,59** )kanssa. Merkitsevät korrelaatiot on myös happa-mille savikerrostumille luonteenomaisen kaliumin(r=0,48** ), litiumin (r=0,48** ), sulfaatin (r=0,52** ) jaalumiinin (r=0,38** ) sekä veden elektrolyyttipitoi-suutta kuvaavan sähkönjohtavuuden (r=0,64** ) kans-sa. Porakaivoaineistossa useimmat näistä korre-laatiokertoimista ovat pienempiä.

STM:n uudessa asetuksessa (Anon 2001) pien-ten yksiköiden talousveden laatuvaatimuksista ai-kaisempi 0,3 mg/L:n ylin sallittu B-pitoisuus onnostettu 1,0 mg/L:n pitoisuustasolle. Tutkimusai-neistossa ei tavattu yhtään tämän raja-arvon ylittä-vää pitoisuutta.

Kupari (Cu)

Kuparia on pieniä määriä (10-100 mg/kg) kallio-perän päämineraaleissa, kuten pyrokseeneissa,amfiboleissa, biotiitissa ja plagioklaaseissa (Wede-pohl 1978a). Kuparia on enemmän peridotiitissa ja

gabrossa (50-100 mg/kg) kuin happamissa granii-teissa (10-20 mg/kg). Kuparia on erityisen run-saasti orgaanisesta aineksesta syntyneissä musta-liuskeissa. Tärkein kuparia sisältävä mineraali onkuparikiisu (CuFeS

2). Muita kuparipitoisia mine-

raaleja ovat mm. borniitti (Cu5FeS

4) ja kupriitti

(Cu2O). Oksidisissa rautamineraaleissa, kuten mag-

netiitissa ja ilmeniitissä kuparia voi olla 50-300 mg/kg (op. cit.).

Kupari ei ole erityisen liikkuva metalli hydrolo-gisessa kierrossa, mutta sen liukeneminen tehos-tuu happamassa ympäristössä. Sitä voi kulkeutuapieniä määriä ionimuodossa (Cu2+) ja muodostaaliukoisia epäorgaanisia komplekseja mm. SO

42-- ja

Cl- -ionien kanssa sekä orgaanisina komplekseinahumuksen kanssa (Moore & Ramamoorthy 1984).Maaperässä liuennutta kuparia kiinnittyy savimi-neraaleihin ja vesipitoisiin Fe-Mn-Al-oksidikalvoi-hin ja saostumiin sekä humukseen (Adriano 1986).

Yhdyskunta- ja teollisuusjätevedet, kaatopai-kat ja lannoitteet ovat yleisiä ympäristön paikallisiakuparin lähteitä. Kuparia voi levitä laajalti ympä-ristöön myös kaivostoiminnan ja metallinjalostuk-sen päästöistä sekä kivihiilen ja öljyn poltosta.Sammal- ja jäkälätutkimukset ovat osoittaneet,että ilmakuljetteista kuparia on levinnyt mm. Har-javallan kuparinsulaton ja Petsamon ja Kuolan

Kuva 8. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden kuparin (Cu) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) kuparin enim-mäispitoisuuden (2000 µg/L) ylittäviä kaivovesiä ei ole.Fig. 8. The copper (Cu) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer1999. None of the samples exceeded of the upper permissible concent-ration of copper (2000 µg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs andHealth (STM).

24



kaivosteollisuuslaitosten ympäristöön (Rühling etal. 1987, 1992, 1996). Vesijohtoveden poikkeuksel-lisen korkeat pitoisuudet ovat peräisin yleensä ku-pariputkista.

Tässä aineistossa rengaskaivojen veden kuparinmediaani- ja keskiarvopitoisuudet ovat 2,5 µg/L ja14,1µg/L, kun vastaavat luvut porakaivovedessäovat paljon suuremmat: 9,1 µg/L ja 32,3 µg/L (tau-lukko 1 ja 2). Rengaskaivojen kuparipitoisuuksienalueellinen jakautuma on sikäli mielenkiintoinen,että Pohjois-Suomessa on suhteellisesti enemmänkorkeita Cu- pitoisuuksia kuin maan eteläosassa(kuva 8). Näin selvää maan jakautumista kahtia eikuitenkaan ole nähtävissä porakaivoista otettujennäytteiden kuparipitoisuuksissa. Rengaskaivojenvedessä on Outokummun seudulla joukko kohon-neita Cu- pitoisuuksia, joiden alkuperänä voidaanperustellusti pitää seudun lukuisia sulfidiminerali-saatioita ja kallioperän Cu-anomaalisuutta. STM:ntalousvedelle asettama suurin sallittu 2 mg/L:n pi-toisuusraja ei tässä aineistossa ylity.

Korrelaatiolaskennan perusteella arvioituna ku-parin geokemiallinen käyttäytyminen on riippuma-ton muista aineista ja yhdisteistä. Merkitsevimmätkorrelaatiot ovat rengaskaivoissa ja porakaivoissaenimmäkseen tekniseen kontaminaatioon liittyensinkin kanssa (r=0,35** ja r=0,27** ). Porakaivove-dessä kupari korreloi myös lyijyn kanssa (r=0,40** ),mikä niin ikään viittaa vesijohtojärjestelmistä ve-teen joutuneeseen metalliin.

Nikkeli (Ni)

Nikkeli on geologisessa ympäristössä yleinen,pieninä pitoisuuksina esiintyvä raskasmetalli. Joskallioperässä on Ni -pitoisia sulfidimineralisaatioita,pitoisuudet voivat olla pohjavedessä tavallista suu-rempia. Useimmat kaivovesien korkeista nikkelipi-toisuuksista ovat kuitenkin peräisin kaivojen pump-pujen ja muiden vesikalusteiden aiheuttamasta nik-kelikontaminaatiosta. Verrattaessa tämän tutkimuk-sen kaivoja porakaivovesien nikkelikarttoja mo-reenin Ni -pitoisuuksia osoittaviin karttoihin (ks.Salminen & Lampio 1995) käy selväksi, että Laato-kan-Perämeren (erityisesti Outokummun seudun)sekä Vammalan-Tampereen seudun sulfidimalmi-hyöhykkeiden Ni -pitoiset mineralisaatiot ovat pait-si maaperän, myös pohjavesien nikkelin tärkeä läh-de.

Moniin muihin raskasmetalleihin nähden nikkelion liikkuva alkuaine. Sen mediaani- ja keskiarvopi-toisuudet ovat rengaskaivovesissä hieman suurem-mat (0,84 µg/L ja 3,3 µg/L) kuin porakaivovesissä(0,60 µg/L ja 1,8 µg/L). Tässä suhteessa nikkelipoikkeaa lähes kaikista muista metalleista (tauluk-ko 1 ja 2). Tämä antaa aihetta otaksua, että osa

kaivoveden nikkelistä on peräisin teknisestä konta-minaatiosta. Suurin pienten yksiköiden talousvedel-le (Anon 2001) sallittu Ni -pitoisuus (20 µg/L)ylittyy 2,2 %:ssa rengaskaivoista ja 1,1 %:ssa pora-kaivoista (kuva 9 ja taulukko 8).

Rengaskaivojen vedessä nikkelillä on vahva kor-relaatio sulfidien rapautumisessa vapautuvan sul-faatin (r=0,66** ) sekä eräiden muiden sulfideihinliittyvien (kalkofiilisten) alkuaineiden, kuten kobol-tin (r=0,88** ) ja seleenin (r=0,67** ) kanssa. Voima-kas korrelaatio on myös nikkelin ja alumiinin(r=0,70**) sekä nikkelin ja mangaanin välillä(r=0,60** ). Porakaivovesissä merkitsevin korrelaa-tio on hiilidioksidin (r=0,43** ) kanssa. Mitään korre-laatiota kaivoveden nikkelillä ei ole KMnO

4- ja

väriluvun kanssa, mikä merkitsee sitä, että nikkeli eimonen muun raskasmetallin tavoin ole humukseensitoutuneena.

Arseeni (As)

Arseeni kuuluu typpiryhmään alkuaineiden jak-sollisessa järjestelmässä fosforin, antimonin ja vis-mutin kanssa, joita se kemiallisilta ominaisuuksil-taan muistuttaa. Arseenia on kaikkialla luonnossapieniä määriä, joten sitä liikkuu myös hydrologisenkierron eri vaiheissa ilmassa, maaperässä ja kas-veissa sekä pohja- ja pintavedessä (ks. esim. Smed-ley & Kinniburgh 2002). Paikallisesti arseenia voijoutua ympäristöön muiden muassa metalli- ja elekt-roniikkateollisuuden päästöistä ja puolijohteista sekäpuun kyllästämöistä. Myös lannoitteet sekä kasvis-ja hyönteismyrkyt ovat sisältäneet arseenia. Van-hoilla kaatopaikoilla on arseenipitoisia jätteitä (esim.lyijyakkuja), jotka voivat tulevaisuudessa aiheuttaaympäristöongelmia. Tähän asti havaitut haitallisenkorkeat arseenipitoisuudet pohjavedessä ovat kui-tenkin miltei aina olleet lähtöisin kallio- ja maape-rässä luontaisesti esiintyvästä arseenista (ks. Back-man et al. 1994a, 1994b).

Tärkein arseenimineraali on arseenikiisu (Fe-AsS), mutta arseenia esiintyy pieniä määriä monis-sa muissakin sulfidimineraaleissa, kuten rikkikiisus-sa, kuparikiisussa, sinkkivälkkeessä ja lyijyhoh-teessa. Myös rautamineraaleina tunnetut, muttavaikealiukoiset magnetiitti ja ilmeniitti sisältävätyleisesti arseenia. Saviaineista ja erityisesti orgaa-nista ainesta sisältävät mereen kerrostuneet meta-morfoituneet sedimenttikivet ovat arseenipitoisempiakuin syväkivistä, esim. graniiteista koostuva kal-lioperä. Siksi mustaliuskeissa arseenipitoisuudetvoivat olla korkeita (5-15 mg/kg). Myös emäksisetvulkaniitit (mm. vihreäkivet, amfiboliitit) ja syväki-vet (gabrot, peridotiitit) voivat sisältää huomattaviaarseenimääriä. Kallioperästä johtuvia moreeninyhtenäisiä arseenipitoisia alueita on Lounais-Suo-

(r=0,70** ) sekä nikkelin ja mangaanin välillä

25



Kuva 9. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden nikkelin (Ni) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) nikkelinenimmäispitoisuuden (20 µg/L) ylittävät kaivot on merkitty mustilla palloilla.Fig. 9. The nickel (Ni) concentrations in water of dug wells and wells drilled into bedrockin summer 1999. The samples over the upper permissible concentration of nickel (20 µg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are markedwith black dots.

Kuva 10. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden arseenin (As) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) arseeninenimmäispitoisuuden (10 µg/L) ylittävät kaivot on merkitty mustilla palloilla.Fig. 10. The arsenic (As) concentrations in waters of dug wells and wells drilled into bedrockin summer 1999. The samples over the upper permissible concentration of arsenic (10 µg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are markedwith black dots.

26



messa mm. Tampereen seudulla ja Pohjois-Suo-messa Keski-Lapissa.

Arseenin liukoisuuteen ja liikkuvuuteen vaikutta-vat geologisen ympäristön ohella myös veden pH jahapetus-pelkistys -potentiaali. Arseeni esiintyy nel-jällä hapetusasteella (–3, 0, +3, +5), jotka voivatmuuttua toisikseen kemiallisesti ja bakteeritoimin-nan myötävaikutuksella. Arseenin tärkeimmät liu-koiset esiintymismuodot ovat hapetusasteella +3esiintyvät helppoliukoiset arseniitit (AsO

33-) ja

hapetusasteella +5 esiintyvät arsenaatit (AsO43-).

Syvissä hapettomissa kaivovesissä ja pohjasedi-menteissä arseniitti on vallitseva olomuoto. Ar-senidejä, kuten arseenivetyä (AsH

3) ja arseenisul-

fideja esiintyy vain erittäin voimakkaasti pelkistäväs-sä ympäristössä, jossa ne ovat heikosti veteenliukenevia. Arsenaatti-arseenia voi pidättyämaaperässä ja kallion raoissa oleviin savespitoisiinkerrostumiin (kuten kalliosaviin), Fe-, Mn- ja Al -hydroksidisaostumiin sekä humusainekseen. Toi-saalta rautasaostumista voi niiden pelkistyessä va-pautua arseenia, ja niiden on arveltu olevan erästärkeimmistä pohjaveden arseenilähteistä Yhdys-valloissa ja Bangladeshissa (Nickson et al. 1998,Smedley & Kinniburgh).

Tässä aineistossa pohjaveden arseenipitoisuudetvaihtelevat erilaisissa geologissa muodostumissaesiintyvässä pohjavedessä <0,05-23,6 µg/L:n välillä(taulukko 1 ja 2). Koska korkeita pitoisuuksia onvain vähän, arseenin mediaanipitoisuudet maa- japorakaivovesissä ovat vain 0,14 µg/L ja 0,16 µg/Lkun taas keskiarvopitoisuudet ovat huomattavastisuuremmat (0,35 µg/L ja 1,00 µg/L). Valtaosa ren-gaskaivojen korkeista As-pitoisuuksista sijoittuumaan rannikkoalueille, kun taas porakaivovesissäon paljon kohonneita arseenimääriä on myös Sisä-Suomessa (kuva 10).

Suurimmat GTK:n pohjavesitutkimuksissa tava-tut As -pitoisuudet ovat 1,0-2,4 mg/L Oriveden jaLängelmäen sekä Tampereen etelä- ja itäpuolella,joissa maa- ja kallioperä ovat poikkeuksellisen ar-seenipitoisia (Backman et al. 1994a, 1994b). Näilläalueilla myös moreenissa on poikkeuksellisen voi-makkaat arseenianomaliat (< 0,06 mm -fraktionkuningasvesiliukoiset pitoisuudet yli 10 µg/kg). Tä-män tutkimuksen harvan havaintopisteverkostonpohjalta ei voi tehdä johtopäätöksiä kallioperän ki-vilajikoostumuksen ja pohjaveden arseenipitoisuuk-sien välisestä riippuvuudesta.

Arseeni käyttäytyy veden geokemiallisessa kier-rossa itsenäisesti riippumatta veden ominaisuuksis-ta ja muista liuenneista aineista. Tähän on syynäpaitsi se yllä mainittu seikka, että arseenia voi ollamonenlaisissa geologisissa ympäristöissä ja kivila-jeissa, myös arseenin esiintyminen monessa olo-muodossa ympäristön pH:sta ja hapetuspelkistysti-

lasta riippuen. Ainoa huomionarvoinen korrelaatioon rengaskaivovedessä arseenin ja molybdeeninkanssa (r=0,41** ).

Juomaveden korkeiden arseenipitoisuuksien ontodettu lisäävän ihosyöpäriskiä (Hindmarsh & Mc-Curdy 1986). Arseeni ei kuitenkaan kadmiumin jaelohopean tapaan rikastu ravintoketjuissa, vaan seerittyy aineenvaihdunnan mukana pois kehosta.Koska arseenia on käytetty pitkään lääkeaineissa,arseenin haittavaikutuksia koskevia tietoja on saatulääke- tai työperäistä altistusta koskevista tutki-muksista. Sosiaali- ja terveysministeriön päätöksenmukainen (Anon 2001) talousveden korkein sallittuAs -pitoisuus on 10 µg/L, mitä suurempia pitoisuuk-sia tämän tutkimuksen aineistossa oli vain kahdessarengaskaivossa ja 3 %:ssa porakaivoista (ks. tau-lukko 8). Liian korkeat As-pitoisuudet ovat sitenhuomionarvoinen veden laatuongelma käytännössävain porakaivoissa. Arseenipitoisilla kallioperäalu-eilla, kuten Tampereen koillis- ja eteläpuolella, on-gelma voi kuitenkin olla todellinen (ks. Backman, etal. 1994a, 1994b). Suurimmat arseenin aiheuttamatkansanterveydelliset ongelmat on todettu aiheutu-neen poikkeuksellisen arseenipitoista juomavettäkäyttävälle väestölle Bangladeshissa, Intiassa jaTaiwanissa (Nickson et al. 1998).

Antimoni (Sb)

Antimoni on arseenin sukulaisalkuaine ja siksi nemuistuttavat ominaisuuksiltaan ja geokemialliseltakäyttäytymiseltään toisiaan. Antimoni on geologi-sessa ympäristössä kuitenkin paljon arseenia niu-kemmin esiintyvä alkuaine ja siksi sen pitoisuuksienmediaanipitoisuudet rengaskaivoja porakaivove-sissä ovat vain 0,02-0,03 µg/L (taulukko 1 ja 2, kuva11). Tämän tutkimuksen aineiston suurin Sb -pitoi-suus on 1,5 µg/L, joten STM:n asetuksen mukainen(Anon 2001) talousvedelle sallittu antimonin enim-mäispitoisuus 5 µg/L ei ylity. Korrelaatiolaskennanperusteella arvioituna antimoni käyttäytyy vedessäarseenin tavoin itsenäisesti muista liuenneista ai-neista riippumattomana eikä sillä ole korrelaatiolas-kennan perusteella arvioituna yhteyttä edes samas-sa alkuaineryhmässä olevan arseenin kanssa. Vainrengaskaivoveden humuspitoisuutta ilmentävänKMnO4

- ja väriluvun kanssa antimonilla on selväriippuvuussuhde (r=0,61** ja r=49** ), mikä viittaasiihen, että antimonia liikkuu vedessä humuksenkanssa kompleksoituneena.

Kadmium (Cd)

Kadmium on eräs ympäristön haitallisimpia me-talleja. Se on samassa jaksollisen järjestelmän alku-aineryhmässä kuin sinkki, jonka kanssa sillä on

27



Kuva 12. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden kadmiumin (Cd) pitoisuudet (µg/L)kesällä 1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001)kadmiumin enimmäispitoisuuden (5 µg/L) ylittäviä kaivovesiä ei ole.Fig. 12. The cadmium (Cd) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999. None of the samples exceeded of the upper permissibleconcentration of cadmium (5 µg/L) of household water, set by the Ministry of SocialAffairs and Health (STM).

Kuva 11. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden antimonin (Sb) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) antimoninenimmäispitoisuuden (5 µg/L) ylittäviä kaivovesiä ei ole.Fig. 11. The antimony (Sb) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999. None of the samples exceeded of the upper permissibleconcentration of antimony (5 µg/L) of household water, set by the Ministry of Social Affairsand Health (STM).

28



eniten samankaltaisia ominaisuuksia. Kadmiumiaon runsaimmin lyijyhohteessa ja erityisesti sinkki-välkkeessä. Myös mustaliuskeissa voi olla huomat-tavia kadmiummääriä (jopa 15 mg/kg). Rapautumi-sessa vapautuu pieniä määriä kadmiumia, jota kul-keutuu happamassa vedessä pääasiassa Cd2+-ioni-na, mutta se voi muodostaa myös komplekseja Cl--ja SO

42--ionien ja orgaanisten ligandien (humuksen)

kanssa. Rauta- ja mangaanisaostumat ja maan hu-muspitoinen pintaosa sitovat tehokkaasti kadmiumiaja kontrolloivat siten veden kadmiumpitoisuuksia.Kadmiumia tulee valuma-alueelle myös ilmasta,johon sitä joutuu teollisuuden päästöistä ja fossiilis-ten polttoaineiden ja jätteiden palamistuotteista.Kaivos- ja metalliteollisuuden päästöt voivat ollahuomattava paikallinen kadmiumlähde. Kadmiumiaon rikastunut peltomaan pintaosaan, mutta senmäärät eivät enää viime vuosina ole lisääntyneet,koska ulkomaisia fosfaattilannoitteita käytetään vainvähän. Rehuista peräisin olevaa kadmiumia voijoutua maahan karjanlannasta. Suomen peltomailletyypillinen suuri humusaineen määrä pidättää kad-miumia, mutta toisaalta alhainen pH suosii kad-miumin kulkeutumista. Myös kaatopaikoilta voi jou-tua kadmiumia pohja- ja pintavesiin. Aikaisemminvanhoille kaatopaikoille joutuneet NiCd-paristotmuodostavat erityisen vaaran. Kadmiumia voi es-teettä päästä pohja- ja pintavesiin sorakuopissa,joissa maan luonnollinen humuspitoinen pintakerroson poistettu.

Rengas- ja porakaivovesien kadmiumpitoisuudetovat hyvin pieniä (taulukko 1 ja 2). Mediaaniarvotovat alle 0,02 µg/L ja (rengaskaivoveden keskiarvo0,04 µg/L) ja suurin pitoisuus, joka mitattiin rengas-kaivon vedessä, oli 1,3 µg/L. Vaikka kadmiumingeokemiallisesti läheisin sukulaisalkuaine on sinkki,niiden välinen korrelaatiokerroin rengas- ja pora-kaivovesissä on vain r=0,24** ja r=0,20** . Merkitse-vin korrelaatio on kadmiumin ja nikkelin välillä(r=0,54** ja r=0,50** ). Kadmiumin alueellisen jakau-tuman perusteella arvioituna vain Outokummunseudulla oleva hieman kohonneiden kadmiumpitoi-suuksien tihentymä näyttäisi olevan peräisin sulfidi-mineralisaatioista ja mustaliuskeista (kuva 12). Seseikka, että matalissa rengaskaivoissa on hiemanenemmän kadmiumia kuin paljon syvemmissä pora-kaivoissa viittaa siihen, että kadmiumia joutuu kai-voveteen esim. sinkityistä kaivon kansista, sangois-ta tai muista vesikalusteista. Etelä- ja Länsi-Suo-men savirikkailla rannikkoalueilla olevat monet hie-man kohonneet Cd-pitoisuudet voivat myös ollalähtöisin maataloudessa käytettävistä lannoitteista.

STM:n pienten yksiköiden talousvedelle mää-rittämä (Anon 2001) suurin sallittu Cd -pitoisuus 5µg/L ei ylity tämän tutkimuksen aineistossa. Kad-miumin pieniä määriä pohjavedessä kuvaa hyvin se,

että GTK:n pohjavesitietokannan yli 12 000 analyy-sissä vain yhdeksän rengaskaivon vedessä on ky-seisen rajan ylittävä määrä kadmiumia.

Kromi (Cr)

Raskasmetalleihin kuuluva kromi on yleinen hi-venaine kallioperässä. Se voi geokemiallisessa kier-rossa esiintyä useilla hapetusasteilla, joista yleisim-mät ovat +3 ja +6. Vaikealiukoinen kromiitti(Fe,Mg)(Cr,Al)

2O

4, on tärkein kromimineraali, mutta

myös biotiitissa ja muskoviitissa voi olla hiemankromia. Tummissa emäksisissä kivilajeissa (esim.peridotiitti, gabro, amfiboliitti) on monin verroinenemmän kromia (keskimäärin 100-2300 ppm) kuingraniiteissa (keskimäärin 4-20 ppm). Kromin yhdis-teiden geokemiallinen käyttäytyminen on monita-hoisempi kuin monien muiden raskasmetallien, jot-ka esiintyvät vain yhdellä hapetusasteella. Vedessäkolmen arvoinen kromi esiintyy Cr3+ -ionina taiCrO

2- ja Cr(OH)

4- -muodossa. Kuuden arvoinen

kromi, jota pohjavedessä on hyvin vähän, liikkuuhelppoliukoisena kromaatti- (CrO

42-) tai dikromaat-

timuodossa (Cr2O

72-), joka on pysyvä hapettavassa

ympäristössä. Kromin hapetusaste riippuu myöspH:sta. Suurin osa kromista on sitoutuneena kiintei-siin mineraalihiukkasiin ja orgaaniseen ainekseen javain hyvin pieni osa kulkeutuu liukoisena vedessä.Hapetus-pelkistys-potentiaali, pH sekä orgaanisenaineen ja Fe-Mn-saostumien laatu ja määrä kont-rolloivat kromin hapettumismuotoja, liikkumista jasitoutumista maaperässä ja vedessä.

Rengaskaivovesien kromipitoisuuksien mediaanion 0,2 µg/L ja keskiarvo 0,33 µg/L (taulukko 1 ja 2,kuva 13). Nämä pitoisuudet ovat hieman suurempiakuin porakaivoissa (0,1 µg/L ja 0,26 µg/L). Suurim-mat pitoisuudet ovat 3,8 µg/L ja 2,5 µg/L. Kolmen jakuuden arvoisen kromin keskinäisestä suhteestapohjavedessä ei ole käytettävissä tietoja. Kaivove-den kromi käyttäytyy itsenäisesti, eikä korreloimuiden liuenneiden aineiden kanssa lukuun otta-matta veden humuspitoisuutta kuvaavia KMnO

4- ja

värilukuja (r=0,49** ja r=0,51** ).Viimeksi mainittuseikka osoittaa kromin kulkeutuvan humuksen kans-sa. Porakaivovesissä kromi korreloi sellaisten ran-nikkoalueille tyypillisten suolaisten vesien tunnusal-kuaineiden, kuten bromidin, kloridin ja natriuminkanssa (r=0,49** , r=0,49** ja r=0,40** ).

Kolmen arvoinen kromi on ihmiselle välttämätönhivenaine. Kuuden arvoinen kromi, joka ei kuiten-kaan ole pysyvä kromin muoto pohjavedessä, onterveydelle haitallinen aine. Kaivoveden krominkokonaispitoisuudetkaan eivät käytännössä koskaanylitä STM:n talousvedelle asettamaa 50 µg/L:n ra-japitoisuutta. GTK:n suuressa pohjavesitietokan-nassa (vuoteen 2001 mennessä yli 12 000 analyy-

29



Kuva 13. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden kromin (Cr) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) kromin enimmäis-pitoisuuden (50 µg/L) ylittäviä kaivovesiä ei ole.Fig. 13. The chromium (Cr) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999. None of the samples exceeded of the upper permissibleconcentration of chromium (50 µg/L) of household water, set by the Ministry of Social Affairsand Health (STM).

siä) vain yhdessä näytteessä oli sallitun määränylittävä kromipitoisuus (83 µg/L).

Lyijy (Pb)

Lyijy on eräs elolliselle luonnolle haitallisimmistaraskasmetalleista. Mineraaleissa ja alkuaineidenpintakierrossa se esiintyy pääasiassa Pb2+ -ionina,joka voi pienessä määrässä korvata maasälpien K+-,Na+- ja Ca2+ -ioneja (Rankama & Sahama 1950).Siksi kalimaasälpä ja pegmatiitit voivat sisältäähuomattavia määriä piilevää lyijyä (30-70 mg/kg).Lyijyä esiintyy eniten sinkin ja kadmiumin seuralai-sena sulfidimineraaleissa, joista tärkein on lyijyhoh-de (PbS). Suuri osa alkuaineiden pintakiertoon jou-tuvasta lyijystä on peräisin valuma-alueelle tulevas-ta laskeumasta. Laskeuman suurin lyijyn lähde puo-lestaan on ollut lyijypitoinen bensiini, jonka jäämi-nen pois käytöstä on selvästi alentanut lyijylas-keumia. Myös kivihiilen poltossa ja metalliteollisuu-den (entinen akkuteollisuus, metallisulatot) pääs-töistä ympäristöön joutuu lyijyä. Vaikka Pb ei olehelposti liikkuva metalli, sitä voi kulkeutua vedessäpieniä määriä Pb2+-ionina ja emäksisessä ympäris-tössä PbOH+ -muodossa sekä liukoisina komplek-seina humuksen kanssa. Lyijy sitoutuu pH:sta riip-puen maan pintaosan orgaaniseen ainekseen ja

maassa olevaan savekseen sekä Fe-, Mn- ja Al-saostumiin.

Rengaskaivo- ja porakaivovesien lyijyn mediaa-nipitoisuudet ovat 0,04 µg/L ja 0,15 µg/L ja keskiar-vot 0,25 µg/L ja 0,42 µg/L (taulukko 1 ja 2). Rengas-ja porakaivovesien lyjyipitoisuuksien eroa osoittaamyös se, että rengaskaivoissa 4,9 % ja porakaivois-sa 11,4 % ylitti 1 µg/L pitoisuuden. Lyijy korreloiporakaivovedessä vahvimmin kuparin (r=0,40** )kanssa, mutta sillä on yhteys myös sinkkiin (r=0,35** )ja kadmiumiin (r=0,26** ). Mielenkiintoinen on lyijynselkeä negatiivinen korrelaatio pH:n kanssa(r=–0,40** ), mikä merkitsee sitä, että lyijy liueke-nee veteen happamuuden kasvaessa. Suuri osakaivoveden lyijystä lienee peräisin veden nostoon jajohtamiseen käytettävistä teknisistä laitteista. Tä-hän samaan seikkaan viittaa se, että keskitasoakorkeammat lyijypitoisuudet sijoittuvat hajalleenkautta koko maan (kuva 14), eikä niille ole mitäängeologista tai muuta ihmitoiminnallista taustaselittä-jää, sekä korrelaatiot muiden usein kontaminaatios-ta peräisin olevien metallien, kuten kuparin ja sinkinkanssa. STM:n pienten yksiköiden talousvedellesallima Pb -pitoisuus 10 µg/L (Anon 2001) ylittyivain yhdessä kaivovesinäytteessä (ks. taulukko 8),joten lyijy ei ole Suomessa pohjaveden terveydellis-tä laatua vaarantava metalli.

30



Seleeni (Se)

Seleeni on geokemiallisesti ja biologisesti sekähapetusasteiltaan (–2, 0, +2, +4 ja +6) rikin kaltai-nen alkuaine, joka korvaa rikkiä sulfidimineraaleis-sa. Seleeniä on vain vähän tavanomaisissa syväki-vissä ja metamorfisissa kivilajeissa, mutta hiilipitoi-sissa (ja rikkipitoisissa) mustaliuskeissa sitä voi olla10-67 mg/kg (Loukola-Ruskeeniemi et al. 2002).Seleeniä joutuu ilmaan ja geokemialliseen kiertoontulivuorten kaasumaisista purkaustuotteista, fossii-listen polttoaineiden poltosta sekä nikkelin ja kupa-rin kaivos- ja jalostusteollisuuden päästöistä.

Koska Suomen prekambrinen kallioperä on se-leeniköyhä, maaperän Se -pitoisuudet ovat hyvinpieniä. Siksi myös peltomaiden luontainen seleeni-taso on ollut haitallisen alhainen. Ulkomailta tuote-tuista fosfaattilannoitteista voi tulla seleeniä pelto-maahan. Kotimaisiin lannoitteisiin on lisätty selee-niä (Na-selenaattina) vuodesta 1985 lähtien, mikäon kohottanut peltomaiden Se-pitoisuuksia (Wanget al. 1994). Seleenin lisäys on herättänyt huoltamyös mahdollisista ympäristöhaitoista. Osa mata-lapohjavesien seleenistä voi olla peräisin viljelys-mailta huuhtoutuneesta lannoiteseleenistä, muttapitoisuudet ovat kuitenkin hyvin pieniä.

Seleeni esiintyy geologisissa muodostumissa ja

geokemiallisessa kierrossa selenidinä Se (–2), al-kuaine-seleeninä Se(0), seleniittinä SeO

32-(+4) ja

selenaattina SeO42-(+6). Mineraaleista vapautuva

selenidi hapettuu pian seleniitiksi, kun taas valuma-alueelle tuleva antropogeeninen seleeni on seleniit-ti- ja selenaattimuodossa (Wang et al. 1994). Suo-messa tehdyt tutkimukset osoittavat kuitenkin, että+6 arvoiseksi hapettunutta seleeniä sisältävä sele-naatti on runsain seleenin epäorgaaninen esiinty-mismuoto pinta- ja pohjavesissä (op. cit.). Seleeniäsitoutuu maan orgaaniseen ainekseen, savekseensekä Fe-, Mn- ja Al -saostumiin. Veden seleenipi-toisuudet riippuvat paitsi edellä mainittujen maape-rän pinta-aktiivisten aineiden määrästä, myös ve-den pH- ja hapetus-pelkistystasosta (Eh eli redox-potentiaali). Alhainen pH tehostaa seleenin pidätty-mistä maahan, joten liukoisen seleenin ei odotetalisääntyvän happamoitumisen seurauksena. Rengas- ja porakaivojen vesien Se-pitoisuuksienmediaani on alle 0,5 µg/L ja keskiarvot 0,28 µg/L ja0,36 µg/L suurimpien pitoisuuksien ollessa 3,4 µg/Lja 4,6 µg/L (taulukko 1 ja 2). Korkeimmat seleeni-pitoisuudet jakautuvat maan eri osiin siten, ettämitään yhteyttä geologisiin olosuhteisiin ei voi ha-vaita (kuva 15). Rikin sukuisena alkuaineena selee-ni korreloi rengaskaivojen vedessä sulfaatin kanssa(r=0,43** ). Porakaivovesissä seleenin ja sulfaatin

Kuva 14. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden lyijyn (Pb) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) lyijyn enimmäis-pitoisuuden (5 µg/L) ylittävä rengaskaivo on merkitty mustalla pallolla.Fig. 14. The lead (Pb) concentrations in waters of dug wells and wells drilled into bedrockin summer 1999. One sample which exceed the upper permissible concentration of lead (5µg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), in waterfrom a dug well is marked by the black dot.

31



Kuva 15. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden seleenin (Se) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) seleeninenimmäispitoisuuden (10 µg/L) ylittäviä kaivovesiä ei ole.Fig. 15. The selenium (Se) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999. None of the samples exceeded of the upper permissibleconcentration of selenium (10 µg/L) of household water, set by the Ministry of Social Affairsand Health (STM).

välinen yhteys on heikompi (r=0,34** ) mutta korre-laatiokertoimet ovat suuremmat veden suolaisuuttaosoittavien kloridin (r=0,47** ), natriumin (r=0,49** )ja sähkönjohtavuuden kanssa (r=0,48** ). Rengas-kaivojen vedessä seleenillä on merkitsevät korre-laatiot eräiden seleenin tapaan sulfidimineraaleissaesiintyvien metallien, kuten nikkelin (r=0,67** ) jakoboltin kanssa (r=0,53** ).

Yhtään STM:n asetuksen mukaista talousvedellesuurinta sallittua Se -pitoisuutta (10 µg/L) suurem-paa pitoisuutta ei tässä aineistossa tavattu.

Nitraatti (NO3-)

Vanhojen asuinrakennusten ja karjatilojen välit-tömään läheisyyteen kauan sitten tehtyjen rengas-kaivojen vesi on varsin usein huonolaatuista. Yh-dyskuntajätevesistä, karjatalouden tuottamista jät-teistä ja lannoitteista maahan ja pohjaveteen huuh-toutuu monia orgaanisia ja epäorgaanisia lika-ainei-ta, joiden luontaiset pitoisuudet pohjavedessä ovathyvin pienet. Tyypillisiä likaantumisen seurauksenakaivoon joutuneita aineita ovat typpiyhdisteet jaerityisesti niiden lopulliset hapetustuotteet nitraatit(ks. esim. Lahermo et al. 1990, 1996, Korkka-Niemi et al. 1993, 2001, Backman et al. 1999).

Tässä aineistossa nitraatin mediaanipitoisuudetrengaskaivoista ja porakaivoista otetuissa näytteis-

sä ovat 3,2 mg/L ja 0,26 mg/L (taulukko 1 ja 2).Mediaaneja paljon suuremmat keskiarvot (8,4 mg/Lja 5,4 mg/L) osoittavat, että useissa kaivovesissä onniin paljon nitraattia, että kaivot ovat likaantuneita.Huomionarvoista tuloksissa on myös se, että pora-kaivovesissä on tilastollisesti huomattavasti vähem-män nitraatteja kuin rengaskaivovesissä. Useim-missa porakaivoissa kalliota peittää heikosti vettäjohtava moreeni- tai savikerros, minkä seurauksenamonessa porakaivovedessä on vain vähän happeaja siellä vallitsevat pelkistävät olosuhteet. Tästäseuraa, että syvälle kallion rakoihin pohjavesivirta-uksen mukana mahdollisesti joutuvat nitraatit pel-kistyvät alemmalla hapetusasteella oleviksi typpi-yhdisteiksi, kuten nitriiteiksi ja ammoniumiksi. Toi-saalta kallioperää suojaava maakerros voi tehok-kaasti estää paikallisen likaantumisen. Monessatapauksessa kaivon vesi on virrannut kaivoon kau-empaa sijaitsevilta puhtailta kallioalueilta, joilla li-kaantumista ei ole tapahtunut.

Topografiset ja hydrogeologiset olosuhteet sekämaankäyttö vaihtelevat Suomessa pienpiirteisenmosaiikkimaisesti, minkä seurauksena kaivojen li-kaantuminen on paikallista. Paljon nitraattia sisältä-viä likaantuneita kaivoja on kaikkialla maassa jatoisaalta NO

3--pitoisuudet voivat olla hyvin erisuu-

ruisia aivan lähekkäisissäkin kaivoissa (kuva 16).Rengaskaivojen nitraatin alueellinen jakautuminen

32



Kuva 16. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden nitraatin (NO3-) pitoisuudet (mg/L) kesällä

1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) nitraatinenimmäispitoisuuden (50 mg/L) ylittävät kaivot on merkitty mustilla palloilla. The nitrate(NO

3-) concentrations in waters of dug wells and wells drilled into bedrock in summer 1999.

The samples over the upper permissible concentration of nitrate (50 mg/L) for householdwater, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are marked with black dots.

on epäsäännöllinen, mutta porakaivoissa vähitennitraattia on rannikolla. Mitään suoranaista yhteyttägeologiseen ympäristöön nitraatilla ei luonnollisestiole.

Kaivon kunnolla, kuten renkaiden kunnolla jatiiviydellä, kaivon pohjalla olevan suodatinkerrok-sen puhtaudella, ja ennen kaikkea kaivon ympäris-tön tiiviydellä ja kansirakenteiden kunnolla on suurimerkitys veden puhtaudelle. Tässä tutkimuksessakaivojen kunto arvioitiin silmämääräisesti hyväksi,keskinkertaiseksi tai huonoksi. Nitraattipitoisuuksi-en mediaaniarvot näissä luokissa olivat 3,4 mg/L,3,1 mg/L ja 5,5 mg/L. Luvut osoittavat, että kaivonhyvän ja keskinkertaisen kunnon arvointi ei tuoesille selvää eroa luokkien välillä, mutta kolmashuonoksi arvioitu kaivon kunto eroaa selvästi kah-desta ensimmäisestä luokasta korkeammalla nit-raattipitoisuudellaan.

Nitraatti on kaivoveden herkin asutus- tai maata-lousperäisen likaantumisen osoittaja. Niinpä onymmärrettävää, että rengaskaivoveden nitraattikorreloi selvimmin niinikään likaantuneessa pohja-vedessä runsaana esiintyvän kaliumin kanssa(r=0,49**). Korrelaatiokertoimen perusteella arvi-oituna maa-alkalimetalleista nitraatilla on läheisinyhteys strontiumin kanssa (r=0,55** ). Heikko nega-

tiivinen korrelaatio pH:n kanssa (rengaskaivoissar=–0,15** ja porakaivoissa r=–0,26** ) on mielenkiin-toinen ja vahvistaa aikaisempaa käsitystä, että kai-voveden likaantuminen voi aiheuttaa pH:n alene-mista (lievää happamoitumista).

STM:n pienten yksiköiden talousveden laatuakäsittelevän asetuksen (Anon 2001) mukaan suurinsallittu nitraattipitoisuus on edelleen aikaisempienasetusten mukainen 25 mg/L. Vesilaitosten jaka-malle talousvedelle määrätty nitraatin enimmäispi-toisuus on nostettu Keski-Euroopassa käytössä ole-vaan 50 mg/L:n pitoisuuteen, koska sitä alhaisem-malle pitoisuudelle ei ole voitu osoittaa yksiselittei-siä terveysperusteita (Anon 2000, ks. myös STM:ntiedote 103/2000). Ensiksi mainitun yksityiskaivoillesovellettavan nitraatin enimmäispitoisuuden (25mg/L) ylitti yli 8 % rengaskaivoista ja yli 5 %porakaivoista (taulukko 8). Vesilaitoksille sovellet-tavan raja-arvon (50 mg/L) ylitti vain 2 % rengas-kaivoista ja 1,5 % porakaivoista. Vaikka suuretkaannitraattipitoisuudet eivät yleensä aiheuta terveydel-lisiä ongelmia aikuisväestölle, ne voivat olla haitalli-sia imeväisikäisille vauvoille (methemoglobinemia).Lisäksi suuret NO

3- -pitoisuudet antavat aiheen

epäillä, että likaantuneessa vedessä voi olla taudin-aiheuttajabakteereja.

(r=0,49** ). Korrelaatiokertoimen perusteella arvi-oituna maa-alkalimetalleista nitraatilla on läheisin

33



5.2 Kaivoveden laatusuositukset: Sähkönjohtavuus (EC), pH, väri- ja KMnO4 -luku, SO

42-,

Cl-, Na, Al, Fe, Mn, U, Rn, kokonais-ααααα-aktiivisuus ja Ra

Pienten yksiköiden talousveden laatua koske-vassa asetuksessa (Anon 2001) on edellä käsitelty-jen terveydellisten laatuvaatimusten lisäksi lueteltuveden laatusuosituksia ja tavoitepitoisuuksia. Josveden laatu poikkeaa suosituksista, kaivon omista-jan olisi syytä selvittää liittyykö laatusuosituksistapoikkeamiseen terveyshaittoja ja tarvittaessa ryh-dyttävä korjaustoimenpiteisiin. Alkuaineille annet-tujen laatusuositusrajojen ylitykset eivät välttämät-tä aiheuta suoranaista terveyshaittaa, mutta niistävoi seurata esimerkiksi maku- tai hajuhaittoja, put-kistojen ja vesikalusteiden värjäytymistä tai pahim-massa tapauksessa syöpymistä.

Korkeiden mahdollisesti haitallisten aineiden pi-toisuuksien syy voi löytyä paikan kallio- tai maape-rän rakenteesta ja koostumuksesta, rantaviivan tun-tumassa kaivoon pääsevästä merivedestä tai me-rellisiin hienojakoisiin sedimentteihin sitoutuneistavanhoista meriveden suoloista. Tavallisia likaläh-teitä ovat maatalouden ja asutuksen, liikenteen(erityisesti tiesuolat) sekä teollisuuden päästöt, li-kaantuneet valuvedet, jotka pääsevät huonosti suo-jattuihin kaivoihin sekä vesisäiliöt, metalliputket taivesikalusteet, joista veteen voi liueta metalleja.Esimerkiksi porakaivojen suurille rautapitoisuuksil-le voi olla monta syytä. Rauta liikkuu syvällä olevis-sa vähähappisissa kallioraoissa helposti Fe2+-ioni-na, mistä syystä syvästä porakaivosta pumpattavakalliopohjavesi sisältää luonnostaan enemmän rau-taa kuin happikylläiset matalien rengaskaivojen poh-javedet. Porakaivon yläosassa on yleensä irtaintenmaalajien läpi kulkevat rautaputket, joista voi myösliueta rautaa. Toisaalta porakaivoihinkin voi kul-keutua pintavesiä, joissa rautaa kulkeutuu orgaani-seen ainekseen sitoutuneena.

Vuoden 2000 vesilaitoksia koskevassa asetuk-sessa talousveden laatuvaatimuksista ja valvonta-tutkimuksista on mukana myös natrium, joka onpoistettu pieniä yksiköitä koskevasta vuoden 2001asetuksesta. Natrium on kuitenkin otettu mukaantähän raporttiin. Lukuun on otettu mukaan myösradonin kanssa saman radioaktiivisen hajoamissar-jan lähtöalkuaine, uraani, jolla voi olla terveydellisiähaittavaikutuksia, mutta jota edellä mainitussa ase-tuksessa ei ole mainittu. Valmistelussa on kuitenkintalousvedessä sallittua enimmäismäärää osoittavaraja-arvo, joka eräiden ehdotuksien mukaan olisi 2µg/L. Jos näin alhaiseen pitoisuuteen päädytään, setulee aiheuttamaan ongelmia monilla graniittisillakallioperäalueilla, joilla porakaivojen uraanipitoi-suudet ylittävät usein kyseisen rajapitoisuuden.

Sähkönjohtavuus (EC)

Sähkönjohtavuus tai ominaissähkönjohtavuus(EC, electrical conductivity) on verrannollinenveteen liuenneiden elektrolyyttien eli ionimuodossaesiintyvien aineiden määrään ja kuvaa niiden yh-teistä suhteellista kokonaispitoisuutta. Suomen Ca-HCO

3- -tyyppisessä pohjavedessä EC-arvo (mS/m,

+25oC) kerrottuna 7,5:llä antaa tulokseksi likimää-räisen ionimuodossa liuenneiden aineiden määrän(TDS, total dissolved solids) milligrammoina lit-rassa. Helposti mitattava sähkönjohtavuus on sitenhyvä tapa saada selville veden yleisluonne. Vainosa veden piihaposta on ionimuodossa ja vaikuttaaEC-arvoon. Runsaasti humusta sisältävässä pohja-vedessä tai poikkeuksellisen suolaisessa vedessätämä empiirinen riippuvuus ei kuitenkaan ole käyt-tökelpoinen.

Tässä aineistossa rengas- ja porakaivovedenkentällä mitatun sähkönjohtavuuden (EC) mediaa-niarvot ovat 12,5 mS/m ja 22,9 mS/m ja keskiarvot16,4 mS/m ja 34,4 mS/m (taulukko 1 ja 2). Kentälläja laboratoriossa tehdyissä rengaskaivovesien säh-könjohtavuusmittaustuloksissa ei ole mainittaviaeroja, mitä osoittaa hyvin korkea korrelaatiokerroin(r=0,99** ), kun porakaivovesissä mittaustulostenyhtäpitävyys ei ole yhtä kiistaton (r=0,67** ). Tähänlienee syynä se, että avoimissa rengaskaivoissaoleva vesi on jo ilmastunut kun taas porakaivostaotetussa vesinäytteessä hiilihappotasapainoa sy-vältä kallioperästä otetun pohjavesinäytteen ja il-man kanssa ei ole vielä saavutettu.

Kansainvälisesti verrattuna nämä mittaustasotovat alhaisia, mikä osoittaa, että Suomen pohjave-det ovat peruskallioalueille tyypillisiä, vain vähänliuenneita aineita sisältäviä pehmeitä vesiä. Maul-taan selvää suolaisuutta osoittavan 100 mS/m:nEC-arvon ylitti rengaskaivoista vain yksi näyte kuntaas porakaivovesissä tätä suurempia mittaustulok-sia oli 2,7 % aineistosta. Rannikolla suolaiset pora-kaivot ovat melko yleisiä ja niitä on sattunut myöstämän tutkimuksen joukkoon. STM:n laatusuosituk-sen mukaisen sähkönjohtavuuden 250 mS/m:n enim-mäistason (voimakkaasti suolaiselta maistuva vesi)ylittää vain kaksi porakaivonäytettä (ks. taulukko8).

Rengaskaivojen EC -arvot jakautuvat alueelli-sesti siten, että eniten korkeita mittausarvoja onyhtä lailla sekä etelä- että länsirannikolla (kuva 17).Sisämaassa myös kallioperän koostumus vaikuttaajakautumaan siten, että kalkkikivi- ja dolomiittirik-kaat sekä emäksisten kivilajien alueilla (esim. peri-

34



Kuva 17. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden näytteenoton yhteydessä mitattu sähkön-johtavuus (EC, mS/m +25oC) kesällä 1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevanasetuksen (Anon 2001) sähkönjohtavuuden tavoitetason (<250 mS/m) ylittävät porakai-vot on merkitty mustilla palloilla (2 ylitystä).Fig. 17. The field measurements of electrical conductivity (EC, mS/m +25oC) in summer1999. The samples over the upper target value of electrical conductivity (<250 mS/m) forhousehold water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are marked withblack dots.

dotiitit, gabrot, amfiboliitit) mittausarvot kohoavatkeskimäärin korkeammalla tasolle kuin geokemial-lisesti karummat graniittiset ympäristöt. Sisämaansatunnaiset poikkeuksellisen korkeat EC-arvot joh-tuvat voimakkaasta paikallisesta kaivon likaantumi-sesta. Myös tiesuolojen huuhtoutuminen kaivoonnostaa nopeasti veden sähkönjohtavuutta.

Koska sähkönjohtavuus on liuenneiden ionimuo-toisten aineiden kokonaismäärän funktio, se korre-loi monen veteen liuenneen aineen kanssa. Koskapääasiassa merellistä alkuperää olevat halogenidi-en määrät ovat suorassa suhteessa veden suolai-suuteen, maa- ja porakaivovesistä mitatut EC -arvot korreloivat voimakkaasti kloridin (r=0,67** jar=0,99** ), bromidin (r=0,53** ja r=0,99** ) ja jodidin(r=0,37 ** ja r=0,62** ) sekä muista merellisistä ai-neista boorin (r=0,64** ja r=0,61** ) ja natriuminkanssa (r=0,72** ja r=0,96** ). On luonnollista, ettäsähkönjohtavuus korreloi merkitsevästi myös ve-den sellaisten pääkomponenttien kuin bikarbonaatin(r=0,80** ja r=0,39** ), sulfaatin (r=0,53** ja r=0,73** )sekä kalsiumin ja magnesiumin määrää kuvaavankokonaiskovuuden kanssa (r=0,90** ja r=0,94** ).

pH (happamuus)

Vetyionit eli protonit (H+) aiheuttavat happa-

muutta, joka alentaa pH-arvoa. Veden hapot voi-daan jakaa vahvoiksi ja heikoiksi hapoiksi, joistaedelliset ovat täysin ja jälkimmäiset tietyssä pH:ssavain osaksi dissosioituneita. Heikkojen happojentavoin voivat käyttäytyä myös positiivisesti varau-tuneet kompleksiyhdisteinä esiintyvät metallikatio-nit, joista tärkeimpiä vedessä ovat Al, Fe, Mn, Zn jaCu.

Veden happamuutta ilmaiseva ja helposti mitat-tava pH-luku (vetyionikonsentraation negatiivinenlogaritmi) on käytännöllinen happamuuden ilmaisu-tapa, koska H+-pitoisuudet ovat hyvin pieniä (esim.10-5 -10-7 mol/L). Veden pH ei kuitenkaan ilmaisehappamuuden alkuperää, jota voidaan jäljittää vainanalysoimalla veden anionit ja kationit. Sadevedenkoostumus sekä valuma-alueen kasvillisuuden, maanja veden monitahoiset geokemialliset ja biokemial-liset vuorovaikutussuhteet määräävät pohjavedenhappo-emässuhteet. Suomen kaltaisten peruskalli-oalueiden Ca-HCO

3- -valtaisen pohjaveden tärkein

pH -tasoa säätelevä tekijä on hiilihappotasapaino, jasiinä liuenneen hiilidioksidin (hiilihapon) ja bikarbo-naatin keskinäinen suhde. Voimakkaasti veden pH-tasoa alentavia vahvoja mineraalihappoja, kutenrikki- ja typpihappoa, jotka tuottavat liukoisia SO

42-

ja NO3--ioneja, on joitakin poikkeuksia lukuunotta-

matta pohjavedessä vain vähän. Pääosa heikoista

35



hapoista puolestaan on humuksesta peräisin oleviafulvo- ja humushappoja, joista ensiksi mainittu onrunsain. Mineraaliaineksesta ja maannoksen se-kundäärisistä saostumista huuhtoutuva liukoinenalumiini ja pienessä määrässä piihappo, rauta jaammonium käyttäytyvät myös heikkoina happoina(Kortelainen et al. 1986).

Rengaskaivojen ja porakaivojen veden kentällämitattujen pH-arvojen mediaanit ovat 6,40 ja 7,20,kun vastaavat laboratoriossa tehdyt pH-mittauksetantoivat tulokseksi 6,79 ja 7,45 (taulukko 1 ja 2,kuva18). Siksi näytteenoton yhteydessä tehdyt pH -mittaukset antavat paremman kuvan kaivovedentodellisesta happamuudesta. Korkein pH arvo ren-gaskaivovedessä oli 9,00 ja porakaivovedessä 9,50.Kentällä ja laboratoriossa mitattujen pH -arvojenkorrelaatiokerroin on rengaskaivoissa r=0,63** japorakaivoissa r=0,69** .

Laboratoriossa mitattujen pH-arvojen mediaani-ja keskiarvot ovat rengaskaivovesissä 0,38 ja 0,39pH -yksikköä ja porakaivovesissä 0,25 ja 0,26 pH -yksikköä korkeammat kuin kentällä mitatut arvot. pH -arvon kohoaminen näytteen kuljetuksen ja säilytyk-sen aikana aiheutuu siitä, että veteen liuennuttahiilidioksidia, jota voi kaivovedessä olla huomatta-van paljon, vapautuu vedestä näytteenoton ja useanpäivän kestävän kuljetuksen ja säilytyksen aikana.

Rengaskaivoista otetuissa vesinäytteissä pH onalentunut kuljetuksen aikana enemmän kuin pora-kaivonäytteissä, mikä on sopusoinnussa sen kans-sa, että edellisten CO

2-pitoisuudet ovat tilastolli-

sesti suuremmat kuin jälkimmäisten (mediaanipitoi-suudet 34 mg/L ja 17 mg/L). Mahdollinen raudan jahumuksen saostuminen näytteen säilytyksen akanapuolestaan alentaa pH-arvoa, mutta sen merkityslienee pieni.

Lähellä maanpintaa esiintyvän pohjaveden pH-tasoa säätelevän hiilihappotasapainon merkitystäosoittaa rengas- ja porakaivoista otettujen vesi-näytteiden pH:n ja liuenneen hiilidioksidin välisetmerkitsevät negatiiviset korrelaatiokertoimet (r=–0,30** ja r=–0,50** ) sekä pH:n ja alkaliteetin(HCO

3-) väliset positiiviset korrelaatiokertoimet

(r=0,49** ja r=0,47** ). Runsas hiilihapon määräluonnollisesti alentaa pH -tasoa, ja sillä näyttääolevan suurempi merkitys porakaivoissa kuin ren-gaskaivoissa. Bikarbonaatti puolestaan muodostaapääasiallisen veden happamoitumista vastustavanpuskurikyvyn ja sen suuri määrä kohottaa pH-arvoa. Bikarbonaatin mukana liikkuvat myös maa-alkalimetallit, joten pH:n ja kovuuden välillä onrengaskaivovedessä selkeä riippuvuussuhde(r=0,38** ). Tätä yhteyttä ei ole porakaivovedessä,jossa on bikarbonaatin ohella runsaasti myös klori-

Kuva 18. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden näytteenoton yhteydessä mitattu pH kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) pH:nalimman tavoitetason (pH <6,5) alittavat arvot on merkitty mustilla palloilla.Fig. 18. The field measurements of pH in summer 1999. The samples below the lower targetvalue of pH (<6.5) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM),are marked with black dots.

36



deja ja sulfaatteja.Kaivoveden happamuus edistää monen metallin,

kuten alumiinin, liukenemista ja kulkeutumista sekäraudan ja betonin korroosiota. Siksi STM on asetta-nut pH:lle tavoitetason, jossa suositeltava pH on yli6,5, mutta alle 9,0. Yli puolet rengaskaivovesistä jayli viidesosa porakaivovesistä alitti tavoitetason (ks.taulukko 8). Voimakkaasti emäksiset kaivovedet(pH >9,0) ovat Suomessa hyvin harvinaisia.

Väri- ja KMnO 4 -luku

Maamme pintavedet ovat poikkeuksellisen väril-lisiä ja humuspitoisia. Tämä ei ole yllättävää, kunotetaan huomioon soiden suuri osuus valuma-alueil-la. Myös lähellä maanpintaa esiintyvässä pohjave-dessä ja erityisesti huonosti suojattujen kaivojenvedessä on usein runsaasti humusta. Humusta syn-tyy paitsi hajoavan kasvimassan pitkien orgaanistenmolekyylien hajoamisen tuloksena, myös kemiallis-ten ja biologisten prosessien tuotteina pienistä or-gaanisista molekyyleistä polymerisoitumalla (Kull-berg et al. 1993). Ruskean-kellertävä väri ja heikkohappoluonne, pitkäketjuiset negatiivisesti varautu-neet makromolekyylit, joiden koko vaihtelee pH:nfunktiona, ovat luonteenomaisia veden humukselle.Sen happoluonne aiheutuu mm. karboksyyli-, hyd-roksyyli- ja fenoliryhmistä (Adriano 1986, Reinikai-nen 1983). Aktiivisten ryhmien ansiosta humuksellaon suuri ionivaihtokapasiteetti ja kompleksien muo-dostamiskyky, jonka perusteella humus toimii mo-nen raskasmetallin ja hivenaineen sitojana ja kuljet-tajana.

Väriluku on likipitäen suoraan verrannollinenveden orgaanisen aineen määrään, jonka suhteelli-sena mittana sitä yleisesti käytetään. Humuspitois-ten vesien Fe-pitoisuudella on osuutensa vedenväriluvussa (Pennanen & Frisk 1984, Lundin 1991).Myös alumiinin, mangaanin ja nitraatin on todettulisäävän väriä.

Veden kemiallinen hapenkulutus tai hapentarve(KHT, chemical oxygen demand COD), mitä käy-tännössä mitataan KMnO

4-luvulla, ilmentää veden

liuenneen ja kolloidisen humuksen ja muiden hapet-tumiskykyisten orgaanisten ja epäorgaanisten ai-neiden kokonaismäärää. Alemmalla hapetusasteel-la olevien epäorgaanisten aineiden (Fe2+, Mn2+,NH

4+, NO

2-) vaikutus KMnO

4-lukuun on yleensä

pieni. Vedessä olevan orgaanisen hiilen kokonais-määrä (total organic carbon TOC) ja liukoisessamuodossa olevan hiilen määrä (dissolved organiccarbon DOC) ovat parempia veden humuksenmittoja kuin väri ja KMnO

4-luku, mutta niitä ei ole

määritetty tässä tutkimuksessa.Rengaskaivojen veden väriluvun mediaani- ja

keskiarvot ovat 10 mg/L Pt ja 13,4 mg/L Pt sekä

KMnO4-luvun mediaani- ja keskiarvot 4,5 mg/L ja

8,5 mg/L (taulukko 1). Porakaivoveden väriluvunmediaani- ja keskiarvot ovat 5 mg/L Pt ja 11 mg/LPt sekä KMnO

4-luvun mediaani- ja keskiarvot 3,8

mg/L ja 6,4 mg/L (taulukko 2). KMnO4 -luvun

suuret erot mediaanin ja keskiarvon välillä osoitta-vat, että aineistossa on joukko näytteitä, joissa onpoikkeuksellisen paljon humusta. Luvut osoittavatmyös, että lähellä maanpintaa esiintyvässä rengas-kaivojen vedessä on enemmän humusta kuin pora-kaivovedessä.

Läntisellä rannikkoalueella on eniten runsaastihumusta sisältäviä kaivovesiä, mikä näkyy korkei-na väri- ja KMnO

4-lukuarvoina (kuva 19 ja 20).

Väri- ja KMnO4-lukujen karttakuvat ovat aivan

samankaltaiset. Nämä muuttujat korreloivat myösnumeerisesti rengaskaivojen (r=0,83** ) ja porakai-vojen vedessä (r=0,78** ) merkitsevästi keskenään.Rengaskaivovedessä veden värillä ja KMnO

4 -lu-

vulla on yhteys myös veden hiilihapon määränkanssa (r=0,32** ja r=0,36** ), mikä voi liittyä paitsikaivoveden humuspitoisuuteen, myös likaantumi-seen.

Monet metallit liikkuvat kompleksiyhdisteinä hu-musaineiden kanssa. Tästä syystä erityisesti Fe-pitoisuudet voivat humuspitoisissa vesissä noustahuomattavan suuriksi. Kaikki alkuaineet ja metalliteivät kuitenkaan korreloi väri- ja KMnO

4 -luvun

kanssa, mikä osoittaa sen, että eri aineiden esiinty-mistä säätelevät monet muutkin ympäristötekijät,kuten pH ja hapetus-pelkistyspotentiaali. Merkitse-vimmät korrelaatiot rengaskaivoveden väri- jaKMnO

4-luvuilla on kaliumin (r=0,27** ja r=0,44** ),

kromin (r=0,51** ja r=0,49** ) ja vanadiinin (r=0,36**

ja r=0,34** ) kanssa. Porakaivovedessä edellä mai-nituista yhteyksistä merkitsevin on kaliumin kanssa(r=0,34** ja r=0,45** ). Väri- ja KMnO

4-luvulla on

mielenkiintoinen yhteys myös hyvin pieninä pitoi-suuksina esiintyvän toriumin kanssa sekä rengas-kaivojen (r=0,47** ja r=0,47** ) että pienemmässämäärässä porakaivojen vedessä (r=0,34** jar=0,39** ). Tähän suhteeseen antaa lisäpainoa seseikka, että mainittujen veden ominaisuuksien jatoriumpitoisuuksien välillä on myös läheinen alueel-linen yhteys. Toriumia on eniten maan eteläisellä jaläntisellä rannikkoalueilla, jossa kaivovedessä onmyös eniten humusta.

Humuksen ja hienojakoisen lietteen aiheuttamakaivoveden väri ja sameus ovat veden laadun suu-rimpia ongelmia. STM:n pienten yksiköiden jaka-man talousveden värille asettama tavoitetaso 5 mg/LPt ylittyy yli puolessa rengaskaivovesistä ja lähespuolessa porakaivovesistä (ks. taulukko 8). Sensijaan KMnO

4 -luvun enimmäistaso 20 mg/L ylittyy

vain 11 %:ssa rengaskaivovesistä ja 6 %:ssa pora-kaivovesistä.

37



Kuva 20. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden KMnO4-luku (mg/L) kesällä 1999. STM:n

talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) KMnO4-luvun suositus-

arvon (20 mg/L) ylittävät kaivot on merkitty mustilla palloilla.Fig. 20. The KMnO

4-numbers (mg/L) in waters of dug wells and wells drilled into bedrock

in summer 1999. The samples over the upper target value (20 mg/L) for household water,set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are marked with black dots.

Kuva 19. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden väriluku (mg/L Pt) kesällä 1999. Alintaarvoluokkaa lukuunottamatta, kaikki väriluvun arvot ylittävät STM:n talousvesikaivojenveden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) veden värin tavoitetason (5 mg/L Pt). Fig.19. The colour numbers (mg/L Pt) in waters of dug wells and wells drilled into bedrock insummer 1999. Except the lowest group of values, all the colour numbers exceed the targetvalue (5 mg/L Pt) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM).

38



Sulfaatti (SO42-)

Rikki on happiryhmän tärkein epämetalli, jonkasukulaisaineita ovat hivenpitoisuuksina esiintyvätseleeni (Se) ja telluuri (Te). Rikin kiertokulku luon-nossa on monitahoinen, koska se voi esiintyä erihapetusasteilla (–2...+6) epäorgaanisina ja orgaani-sina yhdisteinä sekä joskus alkuainerikkinä. Rikkion mukana monien metallien (esim. Fe, Cu, Ni, Pb,As) geokemiallisessa kiertokulussa ja bakteerienkatalysoimassa biologisessa ravinnekierrossa.

Sulfidit ovat tärkeimpiä rikkimineraaleja. Taval-lisimpia magmakivien sulfidimineraaleja ovat rikki-kiisu ja markasiitti FeS

2, magneettikiisu FeS, kupa-

rikiisu CuFeS2, lyijyhohde PbS, pentlandiitti

(Fe,Ni)9S

8, borniitti Cu

5FeS

4 ja arseenikiisu FeAsS.

Sulfidirikkiä on eniten emäksisissä ja ultraemäksi-sissä kivissä, kuten gabroissa ja peridotiiteissa (800-3500 mg/kg) ja vähiten graniiteissa (50-550 mg/kg).Metamorfisten amfiboliittien ja vihreäkivien rikki-määrät ovat 150-2200 mg/kg. Erityisesti orgaanistahiiltä sisältävissä mustaliuskeissa rikkipitoisuudetvoivat olla jopa 20 %. Rikkiä tulee kiertoon myösvulkaanisina kaasuina tulivuorten purkausten yhte-ydessä. Rikkiä joutuu ilmaan suuria määriä monillateollistuneilla alueilla fossiilisten polttoaineiden pa-lamistuotteissa. Ilmaan joutuneet rikkidioksidikaa-

su ja -hiukkaset kulkeutuvat sateen mukana maa-han ja veteen aiheuttaen happamoitumista. Las-keumat ovat tehostetun ympäristösuojelun seurauk-sena vähentyneet 1990-luvulla voimakkaasti, min-kä seurauksena eräiden aiemmin happamoitunei-den pohjavesien pH -arvot ja puskurikyky ovatpalautuneet normaalille tasolle (Backman et al.1999).

Pääosa kaivoveden rikistä on peräisin maaperäs-sä olevasta rikistä. Moreenin rikki on pääasiassaprimäärisenä sulfidirikkinä, mutta myös sekundää-risinä saostumalla syntyneinä sulfideina ja sulfaat-teina (Peuraniemi 1982). Niitä on erityisen run-saasti Litorinamereen kerrostuneissa savi- ja siltti-kerrostumissa läntisellä rannikkoalueella (Palko1994). Eniten happamia sulfaattimaita on Satakun-nan ja Peräpohjan välisellä alavalla rannikolla.

Rikin kierron kannalta tärkein maa- ja kalliope-rän primäärinen rikkiyhdiste on rikkikiisu eli pyriitti.Sen hajoaminen on monimutkainen tapahtuma, jokasisältää hapetuspelkistys-osareaktioita, hydrolyysi-reaktioita ja kompleksien muodostumista. Reakti-oissa vapautuu protoneita (H+) ja sulfaatti-ioneja(SO

42-). Rapautumisjäännöksenä syntyy vaikealiu-

koisia ferrihydroksideja, jotka vähitellen kiteytyvätvesipitoisiksi oksideiksi, kuten götiitiksi FeOOH(Berner 1978).

Kuva 21. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden sulfaatin (SO42-) pitoisuudet (mg/L) kesällä

1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) sulfaatinsuositeltavan enimmäispitoisuuden (250 mg/L) ylittävä rengaskaivo on merkitty mustallapallolla.Fig. 21. The sulfate (SO

42-) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilled into

bedrock in summer 1999. The samples over the upper recommended concentration (250 mg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are markedwith black dot.

39



Rikin hapetusaste ja esiintymismuoto riippuvathapetus-pelkistysolosuhteista ja pH:sta. Myös mik-ro-organismit osallistuvat rikin olomuodon muutok-siin ja kiertoon aerobisissa ja anaerobisissa olosuh-teissa. Rikkibakteerit hapettavat hajoavassa kasvi-aineksessa olevaa orgaanista rikkiä melko hapetto-missakin oloissa. Thiobacillus ferrooxidans, T.thiooxidans ja T. acidophilus katalysoivat sulfidi-rikin ja ferroraudan hapettumista. Pelkistävässäympäristössä viihtyvät rikkibakteerit puolestaansaostavat rikkiä orgaanisen aineen läsnäollessasulfideina. Reaktiotuloksena vapautuu hiilidioksidiaja rikkivetyä, joka hapellisessa ympäristössä muut-tuu pian sulfaattirikiksi. Rikki on alhaisimmalla ha-petusasteella (–2) kallio- ja maaperän primäärisis-sä ja pohjasedimenttien sekundäärisissä sulfideissa(Palko 1994). Sulfidirikki hapettuu sulfiitiksi SO

32-

(+3) ja lopulta sulfaatiksi SO42- (+6), joka helposti

liikkuvana (konservatiivisena) ionina kulkeutuu hel-posti vesiin. Pohjasedimenteissä sulfaatti voi pel-kistyä takaisin sulfidi-ioniksi S

22-, joka yhtyy raudan

kanssa vaikealiukoiseksi metallisulfidiksi tai muut-tuu haihtuvaksi rikkivedyksi H

2S.

Rengaskaivoveden sulfaattipitoisuuksien medi-aani- ja keskiarvot ovat 10,4 mg/L ja 14,6 mg/Lsekä porakaivovesien 12,2 ja 19,9 mg/L (taulukko 1ja 2). Eniten korkeita SO

42- -pitoisuuksia on eteläi-

sellä ja läntisellä rannikkoalueella (kuva 21). Ran-nikon kaivojen sulfaatit ovat peräisin enimmäkseenmaa- ja kallioperän huokosvedessä (erityisesti hap-pamissa sulfidimaissa) olevista merellisistä suolois-ta, mutta myös paikalliset sulfidimineralisaatiot li-säävät pohjaveden sulfaattipitoisuuksia. ItäisessäSisä-Suomessa on kaivovesissä siellä täällä run-saasti sulfaatteja, mitkä ovat enimmäkseen peräisinmaa- ja kallioperän sulfidimineraaleista (mm. Outo-kummun seutu). STM:n asetuksen (Anon 2001)mukainen pienten yksiköiden talousvedelle suosi-teltava SO

42--pitoisuus (250 mg/L) ylittyy vain yh-

dessä tämän tutkimuksen rengaskaivovesinäyttees-sä, mutta ei yhdessäkään porakaivonäytteessä, joissakeskimääräiset SO

42- -pitoisuudet kuitenkin ovat

suuremmat. Vesijohtomateriaalien syöpymisen eh-käisemiseksi sulfaattipitoisuuden tulisi olla alle 150mg/L (op. cit.). Tämä pitoisuus ylittyi kolmessarengaskaivossa ja yhdessä porakaivossa.

Rengaskaivoveden sulfaatti korreloi merkitse-västi merellistä alkuperää olevien bromidin (r=0,51** )ja boorin kanssa (r=0,52** ), kun taas sulfaatin jakloridin välinen yhteys näyttäisi olevan löyhempi(r=0,28** ). Porakaivojen vedessä sulfaatin korre-laatiokertoimet kloridin, bromidin ja boorin kanssaovat r=0,56** , r=0,61** ja r=0,42** sekä natriuminkanssa r=0,65** . Rengaskaivoveden sulfaatilla onläheinen yhteys myös sellaisten savikkoympäris-töön läheisesti liittyvien alkuaineiden, kuten alumii-

nin (r=0,65** ), kaliumin (r=0,31** ) ja litiumin kanssa(r=0,78** ). Koska porakaivovedessä ei ole mainit-tavasti alumiinia, edellä todettu sulfaatin yhteys onmerkitsevä vain kaliumin (r=0,46** ) ja litiumin kans-sa (r=0,54** ).

Kloridi (Cl -)

Kloori ja muut halogeenit esiintyvät luonnossa -1arvoisina klorideina ja halogenideina (Cl-, F-, Br-, I-).Kloridi on alkuaineiden kierron helpoiten kulkeutu-via ja pysyvimpiä (konservatiivisimpia) anioneja,joka ei reagoi muiden kiinteiden tai liukoisen ainei-den kanssa. Sen geokemiallinen kierto on sitensuoraviivaisempi kuin useimpien muiden alkuainei-den. Pääosa hydrologisessa kierrossa kulkeutuvas-ta kloridista on välittömästi tai välillisesti lähtöisinmerestä, johon myös valuma-alueella kulkeutuvatkloridit lopulta uudelleen päätyvät. Siksi kloridiakutsutaan sykliseksi alkuaineeksi.

Klorideja on Suomen maa- ja kallioperässä hyvinvähän. Kloridi-ionit (Cl-) voivat korvata silikaattiki-teen OH- -ioneja, joten klorideja on OH--ryhmiäsisältävissä kiilteissä (biotiitissä, flogopiitissä) jasarvivälkkeessä enemmän kuin muissa mineraa-leissa. Apatiitti on ainoa yleinen peruskallion klori-deja sisältävä mineraali (Rankama and Sahama1950, Correns 1956). Poikkeuksellisen kloridipitoi-sia (ja bromidipitoisia) ovat Outokumpujakson Cu-Zn-Co- malmeihin liittyvät serpentiniitit, joissa kor-kein analysoitu Br--pitoisuus oli 1,19 % (Rehtijärvi1984, Häkli 1987).

Klorideja kulkeutuu meriltä mantereille ilmavir-tojen mukana ja ne tulevat valuma-alueille kuivanaja märkänä laskeumana. Myös kivihiilen ja öljynpoltossa sekä monissa teknokemiallisissa proses-seissa vapautuu klorideja ilmaan. Jääkauden jälkei-senä aikana meren peitossa olleella rannikkoalueel-la on hienorakeisissa pohjasedimenteissä ja peittei-sen kallioperän pohjavedessä jäljellä merivedestäperäisin olevia jäännössuoloja (reliktisiä suoloja).Merestä paljastuneiden hiekka-, sora- ja moreeni-kerrostumien suolat ovat aikaa sitten huuhtoutuneetpois, mutta niitä on säilynyt savikerrosten alaisissakerrostumissa ja kallioperässä, jossa ne ovat tär-keimpiä pohjaveden luonnollisia kloridilähteitä. Asu-majätevesien sekä maa- ja karjatalouden päästöjenaiheuttama likaantuminen ja erityisesti teiden suo-laaminen talvisaikaan lisäävät pohjaveden kloridi-määriä.

Kloridin mediaani- ja keskiarvopitoisuudet ovatrengaskaivojen vedessä 4,5 mg/L ja 8,6 mg/L japorakaivoissa 9,5 mg/L ja 53,9 mg/L (taulukko 1 ja2). Porakaivojen monet poikkeuksellisen korkeatCl- -pitoisuudet (suolaiset vedet) nostavat keskiar-von moninkertaiseksi rengaskaivovesiin verrattu-

40



na. Rengaskaivojen kloridit jakautuvat verrattaintasaisesti kautta maan. Laajalla eteläisellä ja länti-sellä rannikkoalueella sekä Ahvenanmaalla on kui-tenkin suhteellisesti eniten kaivovesien korkeita Cl-

-pitoisuuksia (kuva 22). Selkeä pieni korkeiden klo-ridipitoisuuksiten keskittymä on myös Oulun seudul-la.

Kloridi on suolaisten vesien pääkomponentti, jokakorreloi merkitsevästi muiden suolaisille pohjavesil-le tyypillisten aineiden kanssa, kuten muiden halo-genidien (Br-, I-) ja natriumin kanssa. Rengaskaivo-vesissä kloridin ja bromidin sekä kloridin ja jodidinväliset korrelaatiokertoimet ovat r=0,59** ja r=0,46** ,kun vastaavat luvut porakaivovedessä ovat vielämerkitsevämmät (r=0,99** ja r=0,51** ). Rengaskai-vovedessä kloridin ja natriumin sekä sähkönjohta-vuuden väliset korrelaatiokertoimet ovat r=0,71** jar=0,67** , kun vastaavat luvut porakaivoissa ovatpoikkeuksellisen suuret (r=0,94** ja r=0,99** ).

Pienten yksiköiden (Anon 2001) talousveden laa-tusuositus on kloridille 100 mg/L, joka ylittyy vainyhdessä rengaskaivonäytteessä. Sen sijaan pora-kaivoissa 7,2 % näytteistä ylitti 100 mg/L suositus-pitoisuuden. Jo 25 mg/L:n kloridipitoisuudet voivataiheuttaa putkistojen ja muiden vesikalusteiden syö-pymistä. Tämä pitoisuusraja ylittyi lähes joka kym-

menennessä rengaskaivossa ja joka kolmannessaporakaivossa (ks. taulukko 8).

Natrium (Na)

Natrium on alkaliryhmän runsain metalli, jokamuiden alkalimetallien (K, Li, Rb, Cs) tavoin esiin-tyy mineraaleissa ja alkuaineiden pintakierrossa +1arvoisena ionina. Natriumia on eniten melko vaikea-liukoisissa maasälvissä ja Na-plagiokaasissa (albii-tissa). Siksi natriumia on enemmän graniiteissa(2,2-2,8 %) kuin Ca-Mg-valtaisissa emäksisissäkivissä. Natriumia liukenee kuitenkin jonkin verranNa-plagioklaasista happamassa maaperässä. Myöshelpommin rapautuvista emäksisistä kivistä voi va-pautua natriumia, vaikka niiden natriumin kokonais-pitoisuudet ovat pieniä.

Natrium on kloridin tavoin syklinen alkuaine, jotatulee sateena ja kuivana laskeumana meriltä valu-ma-alueille eniten etelä- ja lounaisrannikolla. Pää-osa rannikkoalueiden pohjaveden natriumista onkloridin tavoin peräisin meriveden jäännössuoloista.Natriumia voi vaihtua esim. kalsiumiin savi- ja silt-tikerrosten vaihtokykyisestä ionivarastosta, ja sitenvapautua kiertoon. Natrium on eräs veden liikku-vimmista kationeista. Se sitoutuu savi- ja orgaani-

Kuva 22. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden kloridin (Cl-) pitoisuudet (mg/L) kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) kloridinsuositeltavan enimmäispitoisuuden (100 mg/L) ylittävät kaivot on merkitty mustillapalloilla. Vesijohtomateriaalien syöpymisen ehkäisemiseksi kloridipitoisuuden tulisi ollaalle 25 mg/L.Fig. 22.The chloride (Cl-) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999. The samples over the upper recommended concentration(100 mg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), aremarked with black dots. To avoid corrosion of water pipes and appliances the chlorideconcentrations should be below 25 mg/L.

41



seen ainekseen paljon heikommin kuin kalium.Rengaskaivovesien natriumpitoisuuksien medi-

aani- ja keskiarvot ovat 4,2 mg/L ja 7,0 mg/L japorakaivojen 9,0 mg/L ja 36,2 mg/L (taulukko 1 ja2). Keskiarvojen suureen eroon on syynä aineistos-sa olevien satunnaisten suolaisten porakaivovesienpoikkeuksellisen korkeat natriumpitoisuudet (vrt.kloridipitoisuudet). Meriltä ilmatietä tulevat Na-suolat muodostavat huomattavan osan sisämaanluonnontilaisten valuma-alueiden natriumin pitoi-suuksista (<2 mg/L). Eniten kohonneita Na- pitoi-suuksia pohjavedessä on rannikkoalueilla, mikä nä-kyy erityisen selvästi porakaivoaineistossa (kuva23). Korkeiden pitoisuuksien keskittyminen ranni-kolle osoittaa, että savisedimenttien vaihtokykyinennatrium ja jäännössuolat ovat huomattava pohjave-den natriumlähde. Kallioperän kivilajikoostumuk-sella näyttää olevan vain vähän vaikutusta pohjave-den Na- pitoisuuksiin.

Koska natrium on suolaisen veden toinen pää-komponentti, se korreloi rengaskaivojen vedessämerkitsevästi kloridin (r=0,71) ja bromidin (r=0,64** )sekä kokonaissuolaisuutta kuvaavan sähkönjohta-vuuden kanssa (r=0,72** ). Porakaivojen vedessämainitut korrelaatiot ovat vieläkin merkitsevämpiä(r=0,94** , r=0,94** ja r=0,96** ).

Natrium on ihmiselle tärkeä alkuaine, joka sääte-lee solunesteiden suolatasapainoa. Viime aikoinaon kuitenkin kiinnitetty huomiota liian runsaan suo-lan mukana tulevan natriumin aiheuttamiin terveys-haittoihin. Uudessa STM:n asetuksessa pienten yk-

siköiden talousveden laadusta natriumille ei kuiten-kaan enää ole asetettu suositusarvoa. Vesilaitoksiakoskeva (Anon 2000) laatusuositus 200 mg/L onkuitenkin sellainen käytännön rajapitoisuus, ettäsen ylityttyä vesi alkaa maistua suolaiselta. Onmyös vaara, että suolaisessa vedessä olevat muutrunsaat komponentit (mm. kloridit ja sulfaatit) aihe-uttavat korroosiota. Tämän tutkimuksen aineistostavain yksi rengaskaivo ja 3,4 % porakaivoista ylittimainitun rajapitoisuuden.

Alumiini (Al)

Eräs luonnon paradokseista on, että vaikka alu-miini on mineraaliympäristön yleisin metalli, sitä onluonnonvesissä vain vähän liuenneena. Eniten alu-miinia on vaikealiukoisissa maasälvissä, mutta sitävapautuu myös helpommin hajoavista tummistamineraaleista (amfibolit, pyrokseenit). Silikaattimi-neraalien rapautuessa vapautuu kationeja (Ca, Mg,Na, K) ja piihappoa pääosan alumiinista jäädessäpysyvimpiin rapautumistuotteisiin, kuten vesipitoi-siin kiilteisiin ja savimineraaleihin (Hem 1989). Alu-miinia onkin pidetty eräänä rapautumisprosessienvaikealiukoisimmista metalleista. Pääosan maassaliikkuvasta ja vesiin joutuvasta alumiinista on arvel-tu liukenevan maan pintaosan sekundääristä Al-saostumista ja hajoavista Al-organoyhdisteistä. Sitäjoutuu veteen myös ionivaihtoreaktioiden tuloksena(ks. esim. Derome 1989, 1990).

Lukuisat tutkimukset ovat osoittaneet, että Al-

Kuva 23. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden natriumin (Na) pitoisuudet (mg/L) kesällä1999.Fig. 23. The sodium (Na) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

42



pitoisuudet kasvavat vesissä liki eksponentiaalisestipH:n aletessa. Lähellä maanpintaa olevassa vedes-sä ja pintavesissä humusyhdisteet kontrolloivat kui-tenkin tehokkaammin alumiinin mobiloitumista kuinpH (kts. esim. Bruce & Riha 1984, Turner et al.1985). Alumiini esiintyy luonnonvesissä monessafysikaalis-kemiallisessa ja orgaanisessa muodossa.Derome (1989, 1990) on luokitellut alumiinin eriesiintymismuodot seuraavasti: 1) Vapaa monomee-rinen alumiini (Al3+), 2) orgaaniseen aineeseen si-toutunut tai kompleksoitunut alumiini, 3) saostunutAl(OH)

3-muodossa oleva alumiini sekä 4) mine-

raaliaineksessa oleva alumiini. Kolloidisiin savipar-tikkeleihin sitoutunut ja hyvin pieninä hiukkasinakulkeutuva alumiini tulee mukaan kokonaisalumii-nia analysoitaessa (Barnes 1975, Florence 1982,Kennedy et al. 1974). Alle 0,1 µm mineraalihiukka-set läpäisevät yleisesti käytetyn 0,45 µm kalvosuo-dattimen silmäkoon, mikä osaltaan voi lisätä analy-soidun vesinäytteen Al-pitoisuutta. Tässä tutkimuk-sessa on määritetty vain kaivovesien happoliukoi-nen kokonaisalumiini (100 ml:n näytteeseen lisätty0,5 ml väkevää typpihappoa).

Fluoridi on tärkeä alumiinia kompleksoiva ja kul-jettava ligandi (David & Driscoll 1984, •utinc &Stumm 1984, Cozzarelli et al. 1987, ks. myös Laher-mo et al. 1996). Kompleksimuotojen AlF2+ ja AlF

3

esiintyminen riippuu fluoridin ja alumiinin pitoisuuk-

sien keskinäisistä suhteista sekä pH-tasosta (Plan-key & Patterson 1987). Norjassa Birkenesin valu-ma-alueella vallitsevat alumiinin kompleksimuodotovat Al3+, AlF2+ ja Al(OH)2+ (Seip et al. 1989).Kompleksinmuodostus on hidasta alhaisessa läm-pötilassa, mikä puolestaan saattaa vaikuttaa lähellämaanpintaa olevan pohjaveden Al-pitoisuuksienvaihteluihin.

Rengaskaivoveden alumiinipitoisuuksien medi-aani- ja keskiarvot ovat 18,5 µg/L ja 101 µg/L, kunvastaavat arvot porakaivovedessä ovat vain 2,5µg/L ja 30,1 µg/L (taulukko 1 ja 2). Rengaskaivove-sien moninkertaiset Al- pitoisuudet selittää se, ettämatalapohjaveden pH- taso on alhaisempi ja siinäon alumiinin kompleksoitumista suosivaa humustaenemmän kuin syvemmällä esiintyvässä porakaivo-jen vedessä. Alumiinin alueelliselle jakautumiselleon luonteenomaista, että suhteellisesti eniten kor-keita Al- pitoisuuksia (yli 1000 µg/L) tavataan laa-jalla alueella länsirannikolla sekä suppeampina ano-maalisina alueina Kaakkois-Suomen ja Lounais-Suomen rapakivialueiden vaikutuspiirissä (kuva 24).Kaikille näille alueille on tyypillistä savikoiden run-saus. Harvemmasta havaintopisteverkostosta jaalhaisimmista pitoisuuksista johtuen porakaivojenAl- pitoisuuksissa tätä alueellista jakautumista eiyhtä selvästi nähdä (Kymenlaaksossa on kuitenkinjoitakin kohonneita Al-pitoisuuksia).

Kuva 24. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden alumiinin (Al) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) alumiinin suositel-tavan enimmäispitoisuuden (200 µg/L) ylittävät kaivot on merkitty mustilla palloilla.Fig. 24.The aluminium (Al) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999. The samples over the upper recommended concentration (200 µg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are marked withblack dots.

vFluoridi on tärkeä alumiinia kompleksoiva ja kul-

jettava ligandi (David & Driscoll 1984, Zutinc &

43



Koska alumiinin esiintyminen on pH:sta riippu-vainen, niiden välillä on jonkinmoinen negatiivinenkorrelaatio sekä rengaskaivojen että porakaivojenvedessä (r=–0,26** ja r=–0,21**). Tuloksia arvioi-taessa on otettava huomioon, että pH on H+-ioni-konsentraation negtiivinen logaritmi, kun taas Al-pitoisuuksista ei ole otettu logaritmia korrelaatio-kerrointa laskettaessa. Merkitsevimmät korrelaa-tiokertoimet alumiinilla on rengaskaivovedessä hap-pamille savimaille tyypillisten sulfaatin (r=0,65** ) jaeräiden pienempinä pitoisuuksina savissa esiintyvi-en alkuaineiden, kuten bromidin (r=0,54** ) ja li-tiumin kanssa (r=0,86** ). Mielenkiintoinen yhteyson myös happamissa vesissä esiintyvien alumiinin jaberylliumin välillä (r=0,96** ) sekä eräiden raskas-metallien, kuten koboltin ja nikkelin väliset yhteydet(r=0,84** ja r=0,70** ). Maakaivoissa kuitenkin vainrunsas 10 % ja porakaivoissa 11 % ylitti berylliuminanalyyttisen määritysrajan (0,05 µg/L). Berylliumialukuun ottamatta (r=0,66** ), porakaivovedessä yllämainittuja riippuvuussuhteita ei ole.

Alumiinin esiintymismuoto (spesiaatio) vaikuttaasen biosaatavuuteen ja myrkyllisyyteen eliöille jakasveille. Alumiinin esiintymismuoto onkin tärkeäm-pi kuin sen kokonaismäärä. On esitetty arvioita, ettähappamoitumisen seurauksena kasvaneet tai muu-toin korkeat alumiinipitoisuudet talousvedessä voi-sivat olla osasyynä ihmisen Alzheimerin taudin yleis-tymiselle. STM:n pienten yksiköiden talousvedenlaatuvaatimuksissa (Anon 2001) alumiinin suositus-pitoisuus on 200 µg/L. Noin 11 % rengaskaivojenvesinäytteiden alumiinipitoisuudesta ylitti tämänenimmäispitoisuuden, kun porakaivoissa ylityksiäoli alle 2 %:ssa aineistosta (taulukko 8). Alumiini onsiten käytännössä vain rengaskaivojen laatuongel-ma.

Toisaalta uusien kaivojen betonirenkaista liuke-neva kalkki voi kohottaa veden pH-tasoa, ja vähen-tää alumiinipitoisuutta.

Rauta (Fe)

Rauta muodostaa koboltin ja nikkelin kanssa ns.rautaryhmän, jossa rauta on runsain raskasmetalli2 .Luonnossa raudan hapetusluvut ovat +2 (ferrorau-ta) ja +3 (ferrirauta). Rauta on magnesiumin ohellatummien silikaattimineraalien, kuten oliviinin, py-rokseenien, amfibolien ja kiilteiden yksi pääalkuai-ne. Vaaleissa kivien päämineraaleissa, kuten maa-sälvissä ja kvartsissa on vain vähän rautaa. Niinpärautaa on huomattavasti enemmän peridotiiteissa,gabroissa ja amfiboliiteissa (8,6-9,4 %) kuin granii-teissa ja kiilleliuskeissa. Suhteellisesti eniten rautaaon malmeja muodostavissa oksidi- ja sulfidimine-raaleissa. Raudan kiteytyneet oksidit (magnetiitti jahematiitti) rapautuvat vaikeasti. Sensijaan rauta-

sulfidit, kuten rikkikiisu ja magneettikiisu hajoavathapettavassa ympäristössä helpommin. Pyriitin ha-joaminen vapauttaa H+- ja SO

42--ioneja ja rapautu-

misjäännökseksi jää vesipitoisia rautaoksideja (Ber-ner 1978)

Raudan geokemiallinen pintakierto on monimut-kainen geokemiallinen ja biokemiallinen tapahtu-masarja. Raudan käyttäytyminen valuma-alueellaja olomuodot riippuvat Eh- ja pH-tasosta sekä puro-systeemin epäorgaanisia ja orgaanisisia komplek-seja muodostavista yhdisteistä. Pelkistävissä olois-sa esiintyvä ferrorauta (Fe2+) on liikkuva kationi.Jos vedessä on runsaasti sulfaatteja, rautaa onmyös FeSO

4-muodossa. Rauta voi polymeroitua ja

muodostaa happamuudesta riippuvia FeOH2+- jaFe(OH)

2+-komplekseja (Hem 1989). Ferriraudan

mobiloitumisen edellyttämät poikkeuksellisen hap-pamat olosuhteet (pH <3,0) voivat syntyä sulfidienhapettuessa. Pääosa happamilla valuma-alueillamobiloituvasta raudasta lienee kuitenkin välittö-mästi peräisin maakerrosten, purouoman ja -sedi-menttien sekundäärisistä rautasaostumista, jotkaovat alunperin lähtöisin rapautuneista mineraaleis-ta. Amorfisten, huonosti järjestyneiden ja hienoja-koisten saostumien liuokoisuus on suurempi kuin eriasteisesti kiteytyneiden vanhojen oksihydraattien.Runsas orgaaninen aines ja pelkistävät olosuhteetedistävät raudan liukenemista ja kulkeutumista ve-den mukana.

Vesianalyysiä varten vesi suodatetaan 0,45 µmkalvosuodattimen läpi. Karkearakeisin osa saostu-mahiukkasina ja humuksen mukana kulkeutuvastaraudasta jää suodattimelle. Suodattimen läpi pääse-västä raudasta osa on hienojakoisena saostumanavain osan ollessa liuenneena. Tämän tutkimuksenaineistossa rengaskaivojen raudan mediaani on <0,03mg/L, mutta keskiarvo kymmenkertainen (taulukko1). Porakaivojen vedessä mediaanipitoisuus on <0,03mg/L ja keskiarvo 0,49 mg/L (taulukko 2). Porakai-vovesien Fe-pitoisuuksien korkea keskiarvo selit-tyy sillä, että monessa syvässä kaivossa vallitseepelkistävät olosuhteet, jolloin veteen on liuennutferrorautaa. Rautaa voi liueta myös porakaivonyläosan maaputkesta tai sitä voi kulkeutua huonostisuojattuun kaivoon humuspitoisen maanpintavalun-nan mukana. Rengaskaivojen veden raudan alueel-lista esiintymistä tarkasteltaessa on merkille panta-vaa, että eniten rautaa on rannikkoalueilla, erityi-sesti Pohjanmaan tasaisilla savi- ja suorikkaillaseuduilla (kuva 25). Tämä on sopusoinnussa aikai-sempien kaivoveden laatukartoitustulosten kanssa(Lahermo et al. 1990, Korkka-Niemi et al. 1993).Vielä selvemmin tämä alueellinen riippuvuus näkyylatvapurojen laadun kartoitustuloksissa (Lahermoet al. 1996).

Rengaskaivovedessä rauta korreloi merkitsevim-

vedessä (r=–0,26** ja r=–0,21** ). Tuloksia arvioi-

44



min geokemiallisesti samalla tavalla käyttäytyvänmangaanin kanssa (r=0,47** ) sekä värin kanssa(r=0,31** ). KMnO

4-luvun kanssa rauta ei korreloi

yhtä merkittävästi, mikä ilmeisesti johtuu siitä, ettäväri ilmentää paremmin rautaa kompleksoivan hu-muksen määrää kuin kemiallinen hapenkulutus.Jokseenkin merkitsevä on myös raudan ja liuen-neen hapen välinen negatiivinen korrelaatiokerroin(r=-0,20** ), mikä on luonnollinen seuraus siitä, ettäferrorautaa liukenee veteen eniten pelkistävissäolosuhteissa.

STM:n asetuksen (Anon 2001) mukainen raudanlaatusuositus yksittäisten talouksien vedenhankin-taan käyttämille kaivovesille on 400 µg/L, mutta 200µg/L muille pienille talousvettä toimittaville laitok-sille (yksiköille), joiden tuotto on alle 10 m3 vuoro-kaudessa enintään 50 kuluttajalle. Ensiksi mainitunenimmäispitoisuuden ylitti 7 % rengaskaivoista ja13 % porakaivoista (ks. taulukko 8). Jälkimmäinenraja-arvo ylittyi 13 %:ssa rengaskaivoista ja 23%:ssa porakaivoista. Vaikka rauta aiheuttaa ve-denkäyttäjälle ainoastaan teknisiä, esteettisiä jamakuhaittoja, se on kuitenkin eräs suurimmistaSuomen pohjaveden laatuongelmista. Näkyvin hait-ta on se, että rautapitoinen vesi tahraa vesikalustei-ta ruosteen värisiksi.

Mangaani (Mn)

Mangaani on maa- ja kallioperässä raudan jatitaanin jälkeen yleisin raskasmetalli. Mangaaninvalenssit geokemiallisessa pintakierrossa ovat +2,+3 ja +4. Vaikka mangaani ei kuulu rautaryhmään,se muistuttaa kemiallisesti eniten rautaa. Mangaa-nia on kuitenkin vedessä lähes aina vähemmän kuinrautaa. Pääosa mangaanista on kivien tummissapäämineraaleissa, kuten pyrokseeneissa ja amfibo-leissa sekä biotiitissa, joissa se voi korvata rautaa jamagnesiumia. Siksi mangaania on runsaasti gab-roissa (0,14 %), mutta vain vähän graniiteissa.Tärkein välitön mangaanin lähde pohjavedessä lie-nee kuitenkin raudan tapaan maaperän sekundääri-set mangaanin vesipitoiset oksidisaostumat.

Maaperän mangaanin geokemia ja biokemia ovatkuitenkin monitahoisempia kuin raudan, koska Mnesiintyy useilla hapetusasteilla. Tärkeimpiä man-gaanin liikkuvuuteen vaikuttavia tekijöitä ovat ha-petus-pelkistys-olosuhteet, pH, humusaineiden mää-rä ja laatu sekä bakteeritoiminta (Kabata-Bendias& Pendias 1984). Pelkistävissä oloissa mangaaniesiintyy liikkuvana Mn2+-ionina. Sitä kulkeutuu myöshumuskomplekseina, jotka kuitenkaan eivät ole yhtälujia kuin raudan kompleksit.

Rengaskaivoveden mangaanin mediaani- ja kes-kiarvopitoisuudet ovat 4,4 µg/L ja 59,1 µg/L, kun

Kuva 25. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden raudan (Fe) pitoisuudet (mg/L) kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) raudansuositeltavan enimmäispitoisuuden (400 µg/L) ylittävät kaivot on merkitty mustillapalloilla.Fig. 25. The iron (Fe) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999. The samples over the upper recommended concentration (400µg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are markedwith black dots.

45



Kuva 26. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden mangaanin (Mn) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) mangaaninsuositeltavan enimmäispitoisuuden (100 µg/L) ylittävät kaivot on merkitty mustillapalloilla.Fig. 26. The manganese (Mn) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999. The samples over the upper recommended concentration(100 µg/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), aremarked with black dots.

porakaivojen vastaavat luvut ovat 16,3 µg/L ja 106µg/L (taulukko 1 ja 2). Alueellinen jakautuminenmuistuttaa raudan vastaavaa siten, että suhteelli-sesti enemmän korkeita Mn- pitoisuuksia on savi-rikkailla rannikkoalueilla (kuva 26). Porakaivove-sissä anomaaliset mangaanipitoisuudet jakautuvatkuitenkin tasaisemmin yli maan. Korrelaatiolasken-nan tulosten perusteella arvioituna mangaani käyt-täytyy muutoinkin hieman eri tavoin kuin rauta.Rengaskaivovesien mangaani korreloi merkitsevästihappamille savimaille tyypillisten sulfaattien(r=0,73** ) ja eräiden samanlaisessa ympäristössämelko helposti liikkuvien metallien, kuten koboltin(r=0,80** ) ja nikkelin (r=0,60** ) kanssa.

STM:n asetuksen (Anon 2001) mukainen man-gaanin laatusuositus talousvedelle on alle 100 µg/L,jos vettä käytetään vain yksittäiseen talouteen, mutta50 µg/L muille pienille talousvettä toimittaville lai-toksille (yksiköille), joiden tuotto on alle 10 m3

vuorokaudessa enintään 50 kuluttajalle. Ensiksimainitun enimmäispitoisuuden ylitti 12 % rengas-kaivoista ja 25 % porakaivoista, kun taas alhaisem-paa raja-arvoa vastaavat luvut olivat 17 % ja 34 %(ks. taulukko 8). Vaikka mangaani aiheuttaa ve-denkäyttäjälle ainoastaan teknisiä, esteettisiä jamakuhaittoja, se on kuitenkin eräs suurimmistaSuomen pohjaveden laatuhaitoista. Lisäksi on mer-killepantavaa, että prosentuaalisesti suurempi osa

kaivovesistä ylittää mangaanin kuin raudan suosi-tellut enimmäispitoisuudet.

Uraani (U)

Uraani on radioaktiivinen metalli, joka esiintyyluonnossa hapetusasteilla +4, +5 ja +6. Uraania onrikastunut erityisesti Ca-köyhiin alkaligraniitteihin,joita on joskus nimitetty “kuumiksi graniiteiksi”.Niiden U-pitoisuudet vaihtelevat 7-24 mg/kg:n vä-lillä, mutta voivat joskus olla jopa 120 mg/kg (Ro-gers & Adams 1978a, Durrance 1986). Tärkeinuraanimineraali on pikivälke (UO

2). Uraania on

pieniä määriä myös apatiitissa sekä vaikealiukoisis-sa monatsiitissa ja zirkonissa. Uraanilla on voima-kas taipumus sitoutua orgaaniseen ainekseen, mistäsyystä lähteikköisten soiden turvekerrostumat jahiilipitoiset mustat liuskeet voivat sisältää korkeitaU-pitoisuuksia. Toisin kuin monet muut metallit,uraani liukenee ja liikkuu hapettavissa olosuhteissakompleksisena uranyyli-ionina (UO

22+) mutta saos-

tuu pelkistävässä ympäristössä.Uraanille on luonteenomaista, että sen määrät

ovat porakaivovesissä paljon suurempia kuin ren-gaskaivojen vedessä. Rengaskaivojen ja porakai-vojen vesien uraanipitoisuuksien mediaanit ovat0,09 µg/L ja 0,64 µg/L ja keskiarvot 0,85 µg/L ja 13,7µg/L vastaavassa järjestyksessä (taulukko 1 ja 2).

46



Kuva 27. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden uraanin (U) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.Fig. 27.The uranium (U) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

Porakaivovesien suuria uraanipitoisuuksia osoittaasekin, että rengaskaivovesissä 10 µg/L:n pitoisuus-rajan ylitti alle 2 % näytteistä kun taas porakaivois-sa vastaava luku oli lähes 20 %. Rengaskaivovesienkorkeimmat uraanipitoisuudet keskittyvät Kymenlänsiosiin ja Itä-Uudenmaan seudulle sekä paikoinmuualle Etelä- ja Lounais-Suomeen aivan samoillealueille, joissa moreenin hienoaineksen korkeimmaturaanipitoisuudet ovat (kuva 27, ks. myös Koljonen1992). Porakaivovesien korkeat uraanipitoisuudetjakautuvat tasaisemmin maan eteläosassa. Uraaniaon pohjavedessä eniten alueilla, joiden kallioperäkoostuu graniiteista tai graniittisista seoskivistä(migmatiiteista), rapakivigraniiteista ja pegmatii-teista.

Uraani on radonin ja fluoridin ohella selvimminyksinomaan kallioperän kivilajikoostumuksesta japohjavettä sisältävän muodostuman geologisestarakenteesta riippuvainen alkuaine, jota ei joudupohjaveteen ihmisen toiminnan seurauksena (ks.esim. Lahermo & Juntunen 1991a, 1991b, Juntunen& Backman 1996). Uraani käyttäytyy pohjavedes-sä itsenäisesti ja korreloi merkitsevästi vain harvanmuun metallin kanssa. Porakaivovedessä uraanillanäyttää olevan läheisin riippuvuus vanadiinin(r=0,41** ) ja molybdeenin (r=0,32** ) kanssa. Uraa-nin ja vanadiinin välillä ei tiedetä olevan mitäänsuoranaista geokemiallista yhteyttä, mutta molyb-deeniä esiintyy samankaltaisissa graniittisessa ym-päristössä kuin uraania, mikä näkyy selvästi myösverrattaessa näiden kahden alkuaineen alueellista

jakaumaa kaivovesissä. Vanadiini ja molybdeeniesiintyvät kompleksisina anioneina kun taas uraaniuranyl-kationina (UO

22+).

Uraanille ei ole asetettu sen kemiallisen myrkyl-lisyyden perusteella talousvedelle tarkoitettua enim-mäispitoisuutta. Eri maissa on esitetty välillä 20-100µg/L olevia raja-arvoja. Esimerkiksi maailman ter-veysjärjestö WHO on esittänyt hyvin alhaista enim-mäispitoisuutta (2 µg/L). EU:n talousvesidirektiivin(Anon 1996) viitteellinen kokonaisannos puoles-taan vastaa tyypillisillä 234U/238U -suhteilla (1-3)pitoisuutta 60-120 µg/L.

Radon (Rn)

Radonin yleisin isotooppi 222Rn kuuluu luonnossayleisimmän uraani-isotoopin 238U:n hajoamissar-jaan, joten sen määriä ja alueellista esiintymistäsäätelevät samat tekijät kuin uraania. Luonnon-uraanista 99,2% on tätä raskaampaa isotooppia.Radon on hajuton, mauton ja väritön kaasu, joka eimuodosta minkään aineen kanssa kemiallisia yhdis-teitä. Radon voidaan havaita vain säteilyominai-suuksien perusteella. Radonilla on muitakin radio-aktiivisia isotooppeja, mutta kun puhutaan ympäris-tön radonista, tarkoitetaan isotooppia 222Rn. Uraani238U:n puoliintumisaika on 4500 miljoonaa vuotta elisuunnilleen maapallon ikä. Uraanisarjan viides jä-sen on radium, 226Ra, jonka puoliintumisaika on1600 vuotta. Radium hajoaa edelleen radoniksi,222Rn, jonka puoliintumisaika on vain 3,82 vuoro-

47



Kuva 28. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden radonin (Rn) pitoisuudet (Bq/L) kesällä1999. STM:n talousvesikaivojen veden laatua koskevan asetuksen (Anon 2001) radoninsuositeltavan enimmäispitoisuuden (1000 Bq/L) ylittävät porakaivot on merkitty mustillapalloilla.Fig. 28. The radon (Rn) concentrations (Bq/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999. The samples over the upper recommended concentration (1000Bq/L) for household water, set by the Ministry of Social Affairs and Health (STM), are markedwith black dots.

kautta. Radonin hajotessa syntyy radioaktiivisiaraskaita tytäralkuaineita, jotka kaikki ovat olomuo-doltaan kiinteitä. Suurin osa niistä on suhteellisenlyhytikäisiä säteilijöitä, mutta joukossa on myös yksilyijyisotooppi (210 Pb), jonka puoliintumisaika on 22vuotta. Uraanin (238U) hajoamissarja päättyy pysy-vään lyijyisotooppiin 206Pb. Koska radium saattaageologisissa prosesseissa kulkeutua erilleen uraa-nista ei radonin esiintyminen välttämättä ilmaiseuraanin vaan ennen kaikkea radiumin läsnäoloa.Suuret uraani- ja radonpitoisuudet esiintyvät useinsamoilla alueilla, mutta kaivokohtaiset erot saatta-vat olla huomattavia.

Kaasumaisena radon kulkee sekä veteen liuen-neena että pyrkii karkaamaan ilmaan kohti alhai-sempaa painetta. Radon pystyy kulkeutumaan kal-lioperän raoissa ja halkeamissa, jopa mikroraoissa.Maaperässä radon liikkuu ja kulkeutuu sitä helpom-min, mitä huokoisempi maaperä on. Karkeat hiek-ka- ja soramuodostumat ovat maaperän radoninhelpoimpia kulkureittejä, kun taas paksut tiiviit savi-kot ovat parhaita esteitä radonin kulkeutumiselleylöspäin. Suuralueellisesti radon seuraa uraaninesiintymistä ja kallioperän happamat karkeat lähin-nä graniittiset ja migmatisoituneet kivilajit varsinkinEtelä- Suomessa ovat maapallonkin mittakaavassaradonin esiintymisen huippualueita.

Radonille on luonteenomaista, että sen pitoisuu-

det ovat porakaivoissa liki kymmenkertaisia ren-gaskaivoihin verrattuna (ks. esim. Asikainen 1982,Juntunen 1991, Lahermo & Juntunen 1991a, 1991b,Salonen 1992, Juntunen & Backman 1996, Mäke-läinen et al. 2001). Suurimmillaan erot maa- japorakaivovesien radonpitoisuuksissa voivat olla jopatuhatkertaisia. Tässä tutkimuksessa rengaskaivo-jen ja porakaivojen vesien radonpitoisuuksien me-diaanit ovat 12 Bq/L ja 138 Bq/L ja keskiarvot 38 Bq/Lja 311 Bq/L vastaavassa järjestyksessä (taulukko 1ja 2). Matalista muutaman metrin syvyisistä ren-gaskaivoista kaasumainen radon karkaa helpostivapaaseen ilmatilaan, kun taas pinnalta ehjään jatiiviin savi- tai moreenikerroksen peittämään kalli-oon poratusta reiästä kaasu pääsee vapautumaanvain veden virtauksen mukana kaivon rakenteidenkautta. Isosta kallioperän ruhjeesta purkautuvanradonin alkulähde saattaa olla satojen metrien sy-vyydessä.

Rengaskaivojen veden radonpitoisuudet jakautu-vat siten, että selvä anomaalinen alue on maaneteläosassa siellä, missä vedessä on myös enitenuraania (kuva 28). Myös Keski-Suomen ja Etelä-Lapin granitoidialueilla kaivovedessä on hiemantavallista enemmän korkeita radonpitoisuuksia. Ete-lä- ja Lounais-Suomen porakaivoissa on eniten ra-donia, mutta selviä anomaalisia alueita ei voi ehkäLounais-Suomea lukuun ottamatta osoittaa.

48



Kaasumaisena alkuaineena radon käyttäytyy toi-sin kuin muut veteen liuenneet aineet. Radoninitsenäistä käyttäytymistä rengaskaivojen ja pora-kaivojen vedessä osoittavat myös radonin ja uraa-nin väliset pienet korrelaatiokertoimet (r=0,20** jar=0,18** ). Merkitsevyydeltään samanarvoinen kor-relaatio on radonin ja porakaivoveden fluoridin vä-lillä (r=0,20** ), mikä seikka viittaa siihen tosiasiaan,että radonia (ja uraania) esiintyy graniittialueilla,joiden pohjavesissä monesti on myös tavanomaistatasoa suurempia fluoridimääriä.

Uudessa STM:n pienten yksiköiden (toimittaavettä vähemmän kuin 10 m3/vrk tai alle 50 henkilöntarpeisiin) talousveden laatua koskevassa asetuk-sessa (Anon 2001) radonille on asetettu alle 300Bq/L:n laatusuositus. Vain 2 % rengaskaivonäyt-teistä ylitti tämän enimmäispitoisuuden, kun taasporakaivonäytteissä ylityksiä oli 27 % aineistosta(ks. taulukko 8). Yksittäisille talousvesikaivoilleenimmäispitoisuus on kuitenkin 1000 Bq/L, jotasuurempia radonpitoisuuksia rengaskaivovesissä eitässä tutkimuksessa löydetty. Porakaivovesissä 1000Bq/l rajan ylittäviä kaivoja oli 6 % aineistosta.

Porakaivojen radon on tietyillä kallioperäalueillaSuomessa huomionarvoinen terveydellinen laatu-ongelma. Lukuisissa Säteilyturvakeskuksen (STUK)viime vuosina tekemissä tutkimuksissa ja laskelmis-sa on päädytty siihen, että suomalaisten saamastakeskimääräisestä vuosittaisesta säteilyannoksesta(3,7 mSv) noin puolet (2 mSv) johtuu sisäilmanradonista. Jos käytetyssä talousvedessä on radoniauseita tuhansia Bq/L, sitä voi veden käytön yhtey-dessä siirtyä sisäilmaan. Pääosa huoneilman rado-nista on kuitenkin peräisin maa- ja kallioperän huo-kosten ja rakojen kautta rakennuksiin kulkeutuvas-ta radonkaasusta.

Kokonais-ααααα-aktiivisuus ja radium (Ra)

Luonnon vesistä mitattu kokonais-α-aktiivisuuskoostuu kahdesta luonnonuraanin isotoopista (238Uja 234U), radiumista (226Ra) ja poloniumista (210Po).Kun näytettä seisotetaan ennen mittausta 30 päi-vää, saadaan samasta mittauksesta myös vedenradiumpitoisuus. Porakaivovesien kokonais-α-ak-tiivisuuden mediaani- ja keskiarvot ovat 0,09 Bq/Lja 0,54 Bq/L (taulukko 2). Suurin osa pohjavedenkokonais-α-aktiivisuudesta on peräisin uraanista.Tämä riippuvuus on nähtävissä myös vertailemallakokonais-α-aktiivisuuden ja uraanin karttoja, joissakorkeat säteilyarvot ja pitoisuudet osuvan samoillealueille (kuva 27 ja 29). Muutama poikkeavuuskartoissa selittyy veden tavallista korkeammallaradiumpitoisuudella.

Kokonais-α-aktiivisuus korreloi erittäin merkit-sevästi GTK:ssa kemiallisesti analysoidun uraanin

Kuva 29. Porakaivojen veden kokonais-α-säteilyn pitoisuudet(Bq/L) kesällä 1999.Fig. 29. The total α-radiation (Bq/L) in wells drilled into bedrockin summer 1999.

kanssa (r=0,97** ), mutta korrelaatiokerroin on pal-jon pienempi radiumin kanssa (r=0,28** ). Koko-nais-α-aktiivisuudella on huomionarvoinen korre-laatio myös molybdeenin kanssa (r=0,41** ), jonkaalueelliset jakaumat ovat samankaltaisia kuin uraa-nin ja radonin. Näiden alkuaineiden pitoisuudet ovatkeskimääräistä suurempia rapakivi- ja muilla gra-niittialueilla.

Pohjavesissä radium esiintyy kahden arvoisena(Ra2+) kationina. Se on melko liukoinen ja on kemi-allisilta ominaisuuksiltaan muiden maa-alkalimetal-lien, kuten bariumin, kalsiumin ja magnesiumin kal-tainen. Radium muodostaa vedessä liukenematto-mia yhdisteitä karbonaattien ja sulfaattien kanssa.Radium pitoisuudet pohjavesissä ovat kuitenkin useinniin pieniä, että radium ei saostu suoraan karbo-naattina tai sulfaattina vaan kerasaostuu näidenkanssa.

Kaivoveden radiumpitoisuudet olivat hyvin pie-net ja vain noin kymmenesosa keskimääräisestäuraanin aktiivisuudesta (Bq/L). Tämän tutkimuk-sen porakaivovesien radiumin mediaani- ja keskiar-vopitoisuudet ovat 0,01 Bq/L ja 0,043 Bq/L (tauluk-ko 2). Porakaivoissa radiumpitoisuudet ovat keski-määrin kuusinkertaisia rengaskaivojen veteen ver-

49



rattuna (Mäkeläinen et al. 2001). Pohjaveden radi-umpitoisuus riippuu enemmän veden laatu-ominaisuuksista kuin itse kallioperän radium- jauraanipitoisuudesta. Vähäsuolaisissa vesissä ra-dium ei esiinny liukoisessa muodossa, vaan saostuukarbonaattien kanssa kalliorakojen pinnoille. Suo-laisissa vesissä radiumin liukoisuus lisääntyy. Suo-men porakaivovesissä tavallista korkeammat radi-umpitoisuudet esiintyvätkin rannikon suolaisissavesissä (kuva 30) . Samasta syystä radiumpitoisuu-det korreloivat merkitsevästi monen tavallista suo-laisemmalle porakaivovedelle luonteenomaisen ai-neen, kuten kloridin (r=0,54** ), bromidin (r=0,56** ),jodidin (r=0,41** ), sulfaatin (r=0,41** ), kalsiumin(r=0,49** ), strontiumin (r=0,52** ), natriumin(r=0,56** ) ja litiumin kanssa (r=0,48** ). Radium jaradon korreloivat merkitsevästi keskenään(r=0,46** ), mutta radiumin ja uraanin välillä ei oleriippuvuutta.

Kuva 30. Porakaivojen veden radiumin (Ra) pitoisuudet (Bq/L)kesällä 1999.Fig. 30. The radium concentrations (Bq/L) in wells drilled intobedrock in summer 1999.

Happikylläisyys (liuennut O2)

Kaivoveden happikylläisyys (%:a kyllästystilas-ta) tai happipitoisuus (mg/L) riippuvat pohjavettäsisältävän muodostuman rakenteesta, pohjavedenmuodostumis- ja virtaushistoriasta sekä hapettu-miskykyisen epäorgaanisen ja orgaanisen aineenmäärästä vedessä. Sen sijaan maa- ja kallioperänmineraalikoostumuksella ja kemiallisella sisällöllä eiole merkitystä, kuten monen muun veden ominai-suuden tai pitoisuuden kohdalla. Toisaalta vedenhappipitoisuus säätelee hapetuspelkistysolosuhteitaja monia kemiallisia reaktioita, joilla puolestaan onsuuri vaikutus veden laatuun. Niinpä hapetuspelkis-tyspotentiaali säätelee välittömästi sellaisten hapet-tumis-pelkistymis- kykyisten (redox-aktiivisten) ai-neiden, kuten raudan ja mangaanin sekä rikki- jatyppiyhdisteiden geokemiallista käyttäytymistä.

Tässä tutkimuksessa hapen määrä vedessä onilmoitettu prosentteina kyllästystilasta. Tämä onparempi tapa ilmoittaa hapen määrä kuin suoraanpitoisuutena mg/L, joka riippuu lämpötilasta. Vii-destä kymmeneen asteisen kaivoveden happikylläi-syys (100 %) vastaa 12,8-11,3 mg/L liuennuttahappea.

Rengaskaivoveden happikylläisyyden mediaani-ja keskiarvot ovat 61 % ja 58 % (taulukko 1). Jotkinnäytteet ovat olleet hapen suhteen ylikyllästyneitä.Porakaivoissa happikylläisyyden mediaani- ja kes-kiarvot ovat 40 % ja 45 % (taulukko 2). On aivanluonnollista, että tiiviin moreenin tai saven peittä-män kallioperän pohjavesi sisältää paljon vähem-män happea kuin matalat rengaskaivot. Kauankallioperässä viipyneestä vedestä suurin osa ha-pesta on kulunut epäorgaanisiin ja orgaanisiin ha-pettumisreaktioihin. Maaperän kaivoissa happeakuluttaa etupäässä kaivoon joutunut runsas or-gaaninen humusaines. Rengaskaivoissa on keski-määrin vähemmän happea länsirannikolla, jossakaivon lähiympäristöä useammin peittää savi- jasilttikerrokset kuin sisämaassa (kuva 31). Lisäksiniillä alueilla kaivovedessä on keskimääräistä enem-män valuveden mukana kaivoon joutunutta humus-ta. Erityisesti Pohjois-Suomessa, jossa savikerrok-set puuttuvat kokonaan, kaivovedet ovat lähes ha-pen kyllästämiä. Sama alueellinen jakautuma onnähtävissä porakaivovedessä.

Happikylläisyys korreloi monen veden ominai-suuden ja ainespitoisuuden kanssa negatiivisesti.Esimerkkinä on rengaskaivoveden happikylläisyy-

5.3 Kaivoveden muita ominaisuuksia ja yhdisteitä: Happikylläisyys (liuennut O2),hiilihappo (liuennut CO

2), alkaliteetti (HCO

3-), kokonaiskovuus (Ca, Mg),

piihappo (SiO2) ja fosfaatti (PO

43-)

50



den ja sähkönjohtavuuden ja bikarbonaatin välisetmerkitsevät negatiiviset korrelaatiot (r=–0,46** ,r=–0,42** ). Näistä korrelaatiokertoimista voi tehdäsen johtopäätöksen, että syvissä rengaskaivoissa,joiden vedessä on runsaasti bikarbonaatteja ja liu-enneiden aineiden määrä on suurempi kuin matalis-sa kaivoissa, pääosa hapesta on pelkistävissä olo-suhteissa kulunut. Aineistossa on myös savikerros-ten alta pohjavettä ottavia kaivoja, joiden vedessäon tavallista enemmän liuenneita aineita mutta vainvähän happea. Porakaivovedessä korrelaatioker-toimet ovat kauttaaltaan pienempiä kuin rengaskai-voissa, lukuun ottamatta happipitoisuuden ja bi-karbonaatin välistä negatiivista korrelaatiota (r=–0,49** ).

Hiilihappo (liuennut CO2)

Veteen liuennut hiilidioksidi (CO2) muodostaa

välivaiheena hiilihappoa, joka pysymättömänä heik-kona happona heti dissosioituu bikarbonaatiksi(HCO

3-) ja vetyioniksi eli protoniksi (H+). Hiilihap-

po on tärkeä komponentti myös karbonaatti- jasilikaattimineraalien rapautumisreaktioissa, joidentuloksena veteen vapautuu bikarbonaatti- (HCO

3-)

ja karbonaatti-ioneja (CO32-). Hiilihapon esiintymi-

nen liittyy siten oleellisena osana epäorgaanisenhiilen tasapainoon (hiilihappotasapainoon), joka puo-lestaan on luonnonvesien tärkein pH:ta ja vedenympäristömuutosten aiheuttamaa happamoitumistavastustavaa puskurikykyä säätelevä tekijä.

Hiilihappotasapainon mukaisesti vedessä, jonkapH on alle 4,3, esiintyy vain hiilihappoa (liuennuttaCO

2) ja mahdollisesti vahvoja mineraalihappoja

(H2SO

4 ja HNO

3). pH:n noustessa bikarbonaatin

osuus kasvaa. Kun veden pH ylittää 8,3:n, vedessäon myös karbonaatteja, joiden suhteellinen osuuskasvaa pH:n edelleen noustessa. Kaivovesissä (pH6,0-7,5) on siten eniten hiilihappoa ja bikarbonaatte-ja, mutta harvoin karbonaatteja.

Rengaskaivovesien CO2-pitoisuuksien mediaa-

ni- ja keskiarvot ovat 34 mg/L ja 39 mg/L sekäporakaivojen 18 mg/L ja 28 mg/L (taulukko 1 ja 2).Porakaivojen alhaisempi hiilihappopitoisuus on suo-ra seuraus porakaivoveden keskimäärin korkeam-masta pH:sta, minkä seurauksena suhteellisestisuurempi osa epäorgaanisesta hiilestä on bikarbo-naattina. Suurin hiilihappopitoisuus tässä aineistos-sa on rengaskaivojen vedessä 200 mg/L ja porakai-voissa 165 mg/L.

Hiilihapon alueellisessa jakautumisessa on huo-mionarvoista se, että Pohjanmaan leveällä rannik-koalueilla kaivovesissä on runsaasti hiilihappoa, kuntaas Pohjois-Suomen rengaskaivovesien hiilihap-popitoisuudet ovat keskimäärin alhaisempia kuinmuualla maassa (kuva 32). Porakaivoissa tämäkuva ei ole yhtä selkeä, vaan hiilihappopitoisuudetvaihtelevat epäsäännöllisesti. Hiilihapolla ei ole huo-mattavan suuria korrelaatiokertoimia veden mui-den ominaisuuksien tai ainespitoisuuksien kanssa.Koska hiilihappotasapaino säätelee kaivoveden pH-tasoa, hiilihapolla on merkitsevät negatiiviset kor-

Kuva 32. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden liuenneen hiilidioksidin (CO2) pitoisuudet

(mg/L) kesällä 1999.Fig. 32. The concentrations of dissolved carbon dioxide (CO

2, mg/L) in waters of dug wells

and wells drilled into bedrock in summer 1999.

51



relaatiot kentällä mitatun pH:n kanssa sekä rengas-kaivovedessä (r=–0,30** ) että erityisesti porakai-vovesissä (r=–0,50** ).

Alkaliteetti (HCO3-)

Ilmakehässä on pieni määrä hiilidioksidikaasua(0,035 %). Hiilidioksidikaasua syntyy runsaasti kas-vimateriaalin hajotessa maan humuspitoisessa pin-taosassa, jossa CO

2:n osapaine voi olla jopa satoja

kertoja suurempi kuin ilmassa. Hiilidioksidi liukeneeveteen muodostaen pysymätöntä hiilihappoa H

2CO

3,

joka puolestaan dissosioituu edelleen pH:sta riippu-en bikarbonaatti eli vetykarbonaatti (HCO

3-)- ja

karbonaatti (CO32-)- sekä H+-ioneiksi. Liuennut hii-

lidioksidi osallistuu myös karbonaatti- ja silikaatti-mineraalien hajoamisreaktioihin (rapautumiseen),jonka seurauksena veteen vapautuu lisää bikarbo-naatteja.

Epäorgaanista hiiltä esiintyy kivilajeja muodosta-vista mineraaleista eniten kiilteissä, joissa voi ollapieniä määriä grafiittia. Graniittien ja granodioriit-tien hiilipitoisuudet voivat olla 150-900 mg/kg (Hoefs1978). Mustien liuskeiden hiilipitoisuus voi kuiten-kin olla jopa kymmeniä prosentteja, mutta se onkäytännöllisesti katsoen liukenematonta. Eniten hiiltäon karbonaattimineraaleissa: kalsiitti CaCO

3, dolo-

miitti CaMg(CO3)

2, jotka muodostavat kalkkikiveä

(marmoria) ja dolomiittia, sekä magnesiitti MgCO3.

Karbonaattimineraalien hiili voi alun perin olla hyvinvanhaa orgaanista alkuperää. Karbonaatteja onyleisesti pieninä määrinä monissa kivilajeissa. Kar-bonaatit hajoavat helposti hiilihappopitoisissa vesis-sä, jolloin vapautuu kalsium- ja magnesiumionejasekä bikarbonaatteja eli vetykarbonaatteja ja emäk-sisessä vedessä (pH:ssa >8,3) karbonaatti-ioneja.

Karbonaattimineraaleja on Suomen kallio- jamaaperässä niin vähän, että ne eivät selitä pohjave-sien bikarbonaattien määrää ja sen vaihteluja. Suu-rin osa veden bikarbonaatin hiilestä onkin peräisintavallisten kiviä muodostavien silikaattimineraalienhydrolyyttiseen hajaantumiseen osallistuvasta elo-peräisestä hiilidioksidista, jota liukenee runsaastiveteen erityisesti maan humuspitoisesta pintaosas-ta. Pohjaveden HCO

3--pitoisuudet ovat suuremmat

geokemiallisesti helpommin rapautuvilla, emäksi-sistä kivistä koostuvilla valuma-alueilla kuin esi-merkiksi vaikeasti rapautuvilla graniittialueilla(Lahermo 1970, Lahermo et al. 1990).

Liuenneen epäorgaanisen hiilen (DIC, dissolvedinorganic carbon) kokonaismäärä ja eri kompo-nenttien suhteelliset määrät riippuvat paitsi hiilidi-oksidin osapaineesta, myös veden pH-tasosta jalämpötilasta. Toisaalta bikarbonaatti (HCO

3-) ku-

luttaa H+-ioneja ja toimii happamoitumista vastusta-vana puskurina. Luonnonvesissä tavallisesti vallit-

sevalla pH-alueella (pH 5,5-7,5) esiintyy vain hiili-happoa ja bikarbonaatteja. Jälkimmäinen on maam-me luonnonvesien runsain anioni lukuun ottamattapoikkeuksellisen happamoituneita vesiä tai ranni-kon suolaisia vesiä, joissa on runsaasti SO

42-- ja Cl-

- ioneja. Happamissa vesissä pH 4,3:n alapuolellabikarbonaatteja ei enää ole, vaan ne ovat hajonneethiilidioksidiksi ja vedeksi. Karbonaattiioneja (CO

32-

) on vain vesissä, joiden pH-arvo on yli 8,3 (kts.esim. Drever 1988). Näin emäksisiä pohjavesiämaassamme on vähän, ja ne ovat pääasiassa syväl-lä kallioperässä olevia syväpohjavesiä.

Veden bikarbonaatti ja karbonaatti määritetäänalkaliteettina (mmol/L tai mekv/L). Alkaliteetti il-maisee meillä tavallisesti vallitsevalla vesien pH-alueella ensisijaisesti bikarbonaatin määrää, jokasaadaan kertomalla alkaliteetti bikarbonaatin ekvi-valenttipainolla 61. Alkaliteettiin vaikuttavat kui-tenkin myös monet muut veden liuenneet ja kolloi-diset komponentit, kuten piihappo, kolloidiset Fe- jaAl-hydroksidit sekä humusaineet. Tässä raportissaalkaliteetin asemasta käytetään bikarbonaatin mää-rää.

Rengaskaivoveden bikarbonaattipitoisuuksienmediaani- ja keskiarvot ovat 33 mg/L ja 52 mg/L japorakaivojen 83 mg/L ja 103 mg/L (taulukko 1 ja 2).Suurimmat rengaskaivojen ja porakaivojen HCO

3--

pitoisuudet ovat 499 mg/L ja 355 mg/L. Kyseessäolevat kaivovedet voidaan STM:n päätöksen (Anon1995) perusteella kokonaissuolapitoisuuden huomi-oon ottaen luokitella luontaiseksi kivennäisvedeksi(mineraalivedeksi). Bikarbonaatti on harvoja poik-keuksia lukuun ottamatta pohjaveden runsain anionikun taas kalsium on runsain kationi. Korkeat alka-liteettiarvot ja bikarbonaattipitoisuudet merkitsevätsiten kovaa pohjavettä, jollaista voi tavata kalkki- jadolomiittipitoisilla alueilla esimerkiksi Lounais-Suo-messa, Ahvenanmaalla ja Peräpohjan liuskealueilla(kuva 33a ja 33b). Tästä syystä bikarbonaatin alu-eellinen jakautuma muistuttaakin kovasti kalsiuminjakautumaa. Eniten bikarbonaattia on maan etelä-,lounais- ja länsiosassa kun taas Itä- ja Pohjois-Suomessa on keskimäärin alhaisemmat HCO

3- -

pitoisuudet. Tämä näkyy vielä korostetummin pora-kaivojen bikarbonaatin jakautumassa. Pohjois-Suo-messa Kuusamon ja Keski-Lapin liuskealueen kar-bonaatit kohottavat paikoin veden bikarbonaattipi-toisuuksia graniitti-, gneissigraniitti ja granuliittialu-eiden kaivovesiä korkeammalle tasolle.

Edellä esitetyn perusteella on ymmärrettävää,että rengaskaivoveden bikarbonaatilla on merkitse-vin korrelaatio kalsiumin (r=0,76** ) ja magnesiuminkanssa (r=0,75** ). Koska nämä veden komponentitsäätelevät myös veden kokonaiselektrolyyttipitoi-suutta ja hiilihappotasapainoa ja pH-tasoa, bikarbo-naatilla on merkitsevä korrelaatio laboratoriossa

52



Kuva 33b. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden bikarbonatin (HCO3-) pitoisuudet (mg/L)

kesällä 1999.Fig. 33b. The bicarbonate (HCO

3-) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells

drilled into bedrock in summer 1999.

Kuva 33a. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden alkaliteetti (mmol/L) kesällä 1999.Fig. 33a. The alkalinity values (mmol/L) in waters of dug wells and wells drilled into bedrockin summer 1999.

mitatun sähkönjohtavuuden (r=0,80** ) ja pH:n kans-sa (r=0,66** ). On merkillepantavaa, että edellä esi-tetyt korrelaatiokertoimet ovat porakaivovedessäpH:ta lukuun ottamatta (r=0,70** ) huomattavasti

pienemmät. Tähän on syynä se, että erityisestirannikkoalueiden porakaivovedessä bikarbonaatil-la ei ole yhtä vallitsevaa asemaa runsaimpanaanionina, vaan vedessä on runsaasti myös klorideja

53



ja sulfaatteja.Bikarbonaatti on veden tärkeimpiä komponent-

teja, jonka runsaus klorideihin ja sulfaatteihin näh-den on juomaveden laadun kannalta tärkeää. Suuribikarbonaatin määrä merkitsee myös runsasta kal-siumin ja mahdollisesti magnesiumin määrää, mitkäpuolestaan lisäävät veden kovuutta.

Kokonaiskovuus

Veden kovuus on vanha vesitekniikassa käytettyveden laadun tekninen muuttuja. Veteen liuenneetCa2+- ja Mg2+-ionit muodostavat saippuan rasva-happojen kanssa vaikealiukoisia yhdisteitä, jotkavähentävät saippuan vaahtoavuutta ja pesutehoa.Haittaa pyritään poistamaan pesuaineilla. Runsaas-ti kalsiumia ja magnesiumia sisältävää vettä nimite-tään kovaksi (vastakohtana on vähän kalsiumia jamagnesiumia sisältävä pehmeä vesi). Kovasta ve-destä voi saostua CaCO

3-yhdisteitä kalusteisiin,

putkiin ja boilereihin. Toisaalta liian pehmeä vesi,kuten meillä usein Suomessa on, ei muodosta put-kistoihin korroosiota estävää suojakerrosta.

Kovuudessa voidaan erottaa toisistaan kalsium-kovuus, magnesiumkovuus, tilapäinen kovuus, py-syvä kovuus ja kokonaiskovuus. Ca- ja Mg-bikar-bonaatit muodostavat tilapäistä kovuutta (tempora-ry hardness), koska ne voivat saostua esim. läm-pötilan kohotessa tai vettä keittämällä tai happa-muuden lisääntyessä, jolloin veden kovuus piene-

nee. Ca- ja Mg-sulfaatit puolestaan muodostavatpysyvää kovuutta, joka ei poistu vedestä edellämainitulla tavalla. Tilapäinen ja pysyvä kovuusmuodostavat yhdessä kokonaiskovuuden.

Suomessa on kauan käytetty ns. saksalaistakovuusastetta (odH). Yksi saksalainen kovuusastevastaa 10 mg/L CaO kohti laskettua kalsiumin jamagnesiumin yhteismäärää. Meilläkin on alettukäyttää kansainvälisempää kovuuden ilmaisuta-paa, jossa Ca- ja Mg- pitoisuuksien summa laske-taan millimooleina litraa kohden (1 mmol/L = 5,6odH) tai ekvivalentiksi määräksi CaCO

3 (mg/L).

Suomelle tyypillisellä kiteisellä peruskallioalueella,jossa maapeite on ohut ja kallioperässä on vainvähän karbonaattimineraaleja, matalapohjavedetovat kansainvälisesti katsoen erittäin pehmeitä japehmeitä tai enintään keskikovia.

Rengaskaivoveden kokonaiskovuuden (saksa-laisina asteina) mediaani- ja keskiarvot ovat 2,2odH ja 3,0 odH ja porakaivojen 3,4 odH ja 5,5 odH(taulukko 1 ja 2). Kovimmat kaivovedet tavataanmaan etelä-, lounais- ja länsiosissa siellä, missä oneniten savimaita (kuva 34). Lounais-Suomessa jaAhvenanmaalla on maa- ja kallioperässä myössiellä täällä kalkkikiveä, mikä nostaa veden ko-vuutta. Tälle alueelle maaperään on kulkeutunutkalkkikiviä myös Pohjanlahden sedimenttisistä kalk-kikivistä mannerjäätikön kuljettamana. Myös Pe-räpohjan liuskealueella Kemin-Tervolan välillä onkovia kaivovesiä, koska kallioperässä on dolomiit-

Kuva 34. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden kovuus saksalaisella asteikolla (odH) kesällä1999.Fig. 34.The hardness values (odH, German degrees) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999.

54



teja ja emäksisiä ja ultraemäksisiä kivilajeja. Kaivo-veden kovuuden alueellinen jakautuma on saman-kaltainen kuin kovuutta muodostavilla kalsiumilla jamagnesiumilla.

On luonnollista, että sekä rengaskaivo- että pora-kaivoveden kovuudella on hyvin merkitsevä korre-laatio kovuutta muodostavan kalsiumin (r=0,96** jar=0,99** ) ja magnesiumin kanssa (r=0,85** jar=0,74** ). Kiinteä yhteys on myös rengaskaivove-den kovuuden ja veden pääanionin, bikarbonaatinkanssa (r=0,82** ) kun taas porakaivovedessä, jossabikarbonaatin ohella voi olla runsaasti klorideja jasulfaatteja, tämä yhteys on paljon löyhempi(r=0,18** ). Huolimatta siitä, että talousveden ko-vuudella on merkitystä veden käytön kannalta, silleei ole asetettu suositusrajaa. Alhainen veden ko-vuus (< 1,5 mmol/L) lisää kaivonrenkaiden ja put-kiston korroosiota, erityisesti silloin jos vedessä onrunsaasti klorideja ja sulfaatteja. Suuri kovuus puo-lestaan voi aiheuttaa kalkin saostumista putkistoon,mikä tilanne meillä kaivovesissä kuitenkin on harvi-nainen.

Piihappo (SiO2)

Pii on alkuaineiden jaksollisen järjestelmän hiili-ryhmään kuuluva epämetalli, joka esiintyy luonnos-sa hapetusluvulla +4. Pääosa kallio- ja maaperänmineraaleista on piin, alumiinin ja metalli-ionienmuodostamia silikaatteja. Pii onkin maankuoren

toiseksi yleisin alkuaine hapen jälkeen. Kivisulanerilaistuessa piitä rikastuu eniten viimeisinä kiteyty-viin mineraaleihin, kuten K-maasälpiin, kiilteisiin jakvartsiin, jotka ovat kivien yleisimpiä mineraaleja.Niistä muodostuvien graniittien piipitoisuudet ovat-kin suurempia (31-35 %) kuin mafisten, suureksiosaksi tummista mineraaleista koostuvien kivien,kuten gabron (22-25 %) piipitoisuudet. Moreeninhienoaineksen (< 0,06 mm) HCl+HNO

3-uutoksen

(kuningasvesi) keskimääräiset piipitoisuudet ovatalle 1,0 % sen kokonaispitoisuudesta (ks. Koljonen1992), mikä osoittaa, että maasälvissä ja kvartsissaoleva pii on eräs vaikealiukoisimmista alkuaineista.Kallio- ja maaperän silikaattimineraalien rapautu-misalttius riippuu niiden kiderakenteesta ja kemial-lisesta koostumuksesta. Yksinkertaisimmat silikaat-timineraalit, kuten verrattain helposti rapautuva oli-viini, hydrolysoituvat ja liukenevat suoraviivaisesti(kongruentisti). Sen sijaan päämineraalien, kutenmaasälpien ja kiilteiden rapautuminen on monita-hoinen (inkongruentti) geokemiallinen tapahtuma.

Piitä on kaikkialla maa- ja kallioperässä niinpaljon, että sitä liukenee myös veteen sekä liuen-neena että mahdollisesti kolloidisena piihappona.Huomattava osa pohjaveden piihaposta voi kuiten-kin olla peräisin maan sekundäärisistä piisaostumis-ta ja maan ionivaihtokompleksista, joiden pii onlähtöisin silikaattimineraalien pitkäaikaisesta ja vä-hittäisestä rapautumisesta. Vähän liuenneita ainei-ta sisältävät happamat vedet liuottavat silikaatti-

Kuva 35. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden piihapon (SiO2) pitoisuudet (mg/L) kesällä

1999.Fig. 35.The silica or silicic acid (SiO

2) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and

wells drilled into bedrock in summer 1999.

55



mineraaleista ja piisaostumista tehokkaammin pii-happoa kuin neutraalit tai emäksiset vedet (Picke-ring 1962, Krauskopf 1979). Piihappo on esimerkkiaineesta, joka pohjavedessä esiintyessään on lähesyksinomaan peräisin geologisesta ympäristöstä.

Silikaattimineraalien rapautuessa humidisessa il-mastossa pääosa vapautuvasta piihaposta on poly-meerimuodossa, jonka suhteellinen osuus on sitäsuurempi mitä laimeammasta vesiliuoksesta on ky-symys. Huomattava osa piihaposta on kolloidisenapiihapposoolina. Orgaaniset hapot tehostavat piinliukenemista mineraaleista ja sen saostumista (Sie-ver 1978). Niinpä piitä kulkeutuu vedessä myösorgaanisina komplekseina. Vesianalyyseissä pii-hapon pitoisuus on laskettu sen olomuodosta riippu-matta piidioksidimuodossa (SiO

2).

Rengaskaivoveden piihapon mediaani- ja keski-arvopitoisuudet ovat 12,9 mg/L ja 13,9 mg/L sekäporakaivojen 13,8 mg/L ja 14,6 mg/L (taulukko 1 ja2). Suurimmat pitoisuudet ovat 30-40 mg/L (yhdenrengaskaivon SiO

2 -pitoisuus on poikkeuksellisesti

79 mg/L). Piihappo poikkeaa veden muista kompo-nenteista siinä, että sen pitoisuusvaihtelut ovatverrattain pienet ja miltei riippumattomia muidenliuenneiden aineiden määrästä (ks. Kennedy 1971).Heikosti mineralisoituneiden pinta- ja pohjavesienSiO

2-määrät ovat samaa suuruusluokkaa tai joskus

jopa suurempia kuin runsaasti elektrolyyttejä sisäl-tävän veden, joten sen suhteellinen osuus on sitäsuurempi, mitä vähemmän vedessä on muita liuen-neita aineita (ks. Lahermo 1970). Lisäksi piihapolleon ominaista, että pitoisuudet ovat liki normaalistijakautuneita, kun taas muut luonnonvesiin liuennei-den aineiden pitoisuusjakaumat ovat negatiivisestivinoja (log-normaaleja).

Rengaskaivovedessä on eniten korkeita piihap-popitoisuuksia (>20 mg/L) Etelä- ja Länsi-Suomensavirikkailla seuduilla, mutta myös Sisä-Suomessaon kohonneita pitoisuuksia (kuva 35). Sen sijaanarkeeisen gneissigraniittipohjan alueella Itä-Suo-messa ja Pohjois-Suomessa SiO

2-pitoisuudet ovat

selvästi muuta maata alempia. Porakaivojen kor-keat piihappopitoisuudet jakautuvat tasaisemminkautta koko maan. Näyttää kuitenkin siltä, ettäKuusamon ja Keski-Lapin liuskealueilla, joissa kal-lioperässä on helpommin rapautuvia emäksisiä ki-vilajeja, on porakaivoissa hieman enemmän piihap-poa kuin ympäristön graniitti- ja granuliittialueilla.

Rengaskaivoveden piihappo korreloi monien sel-laisten alkuaineiden ja yhdisteiden kanssa, joitaesiintyy runsaasti läntisillä savirikkailla ja monestihappamilla rannikkoalueilla. Niinpä piihappo korre-loi merkittävästi sulfaatin (r=0,53** ), bromidin(r=0,49** ), natriumin (r=0,44** ), magnesiumin(r=0,56** ), litiumin (r=0,62** ), alumiinin (r=0,43** )ja mangaanin kanssa (r=0,52** ). On huomionar-

voista, että porakaivovedessä piihappo on milteiriippumaton veden muista komponenteista.

Kaikkialla maassa ja vedessä esiintyvänä ainee-na piillä voisi olettaa olevan merkitystä ihmisen jakorkeampien eliöiden aineenvaihdunnassa. Ne ei-vät kuitenkaan käytä piitä, vaan se poistuu helpostiaineenvaihdunnassa (Siever 1978). Eräät kasvit,kuten esimerkiksi riisi, sisältävät huomattavia mää-riä piitä (Heinonen et al. 1992).

Fosfaatti (PO43-)

Fosfori kuuluu typpiryhmään, jonka muita alkuai-neita ovat arseeni (As), antimoni (Sb) ja vismutti(Bi). Typen tavoin fosfori voi esiintyä usealla hape-tusasteella -3 ja +5 välillä, joista vain korkeimmallahapetusasteella esiintyvä fosfaattimuoto PO

43- on

yleinen hydrologisessa kierrossa. Tärkein fosfaat-timineraali on apatiitti Ca

5(PO

4)

3(F,Cl,OH), jota on

yleisesti pieninä määrinä lähes kaikissa kivilajeissa.Esimerkiksi graniitissa ja gabrossa voi olla fosforia300-2000 mg/kg (Koritnig 1978). Moreenin hieno-aineksen (<0,06 mm) HNO

3+HCl- liukoisen (ku-

ningasvesi) fosforin määrät ovat 550-700 mg/kg(Koljonen 1992), mikä on liki yhtä paljon kuin senkokonaispitoisuus kivilajeissa. Tämä osoittaa fos-forin olevan kokonaan melko helppoliukoisessa apa-tiitissa ja mahdollisesti sitoutuneena sekundäärisiinFe-Mn- saostumiin. Fosfori kulkeutuu vesissä orto-ja metafosfaattimuodossa (H

2PO

4-, HPO

42-), or-

gaanisina komplekseina ja kolloideina sekä savesai-nekseen sitoutuneena. Ortofosfaatti on yleisin val-litseva fosforin anioni lievästi happamassa vedessä,kun taas metafosfaattia esiintyy vain emäksisessävedessä (Hem 1989). Rapautumisessa vapautuvafosfaattianioni pidättyy tehokkaasti savekseen sekäraudan, mangaanin ja alumiinin vesipitoisten oksidi-en pinnoille. Myös maaperän eloperäinen orgaani-nen aines sitoo fosfaatteja.

Fosforia lisätään maahan lannoitteissa. Maatalo-us onkin suurin vesistöjen fosforikuormittaja, muttapohjaveteen fosforia joutuu vain hyvin vähän. Pää-osa lannoitteen fosforista pidättyy lujasti raudan jaalumiinin oksihydroksidien pinnoille. Myös kasvienravinteidenotto vähentää veteen kulkeutuvia fosfo-rimääriä. Purojen alhaisten fosforin kokonaisfosto-rimäärien on kuitenkin todettu lisääntyneen monin-kertaisiksi avohakkuun ja metsämaan ojituksen seu-rauksena, vaikka vaikutus on kestänyt vain muuta-man vuoden (Ahtiainen 1990).

Rengas- ja porakaivovesien fosfaattipitoisuuksi-en mediaaniarvo on <0,02 mg/L. Rengaskaivoissavain 20 % ja porakaivoissa 27 % näytteistä ylittifosfaatin määritysrajan (0,02 mg/L). Vain kuusirengaskaivonäytettä (739:stä näytteestä) ylitti 1mg/L:n fosfaattipitoisuuden, kun porakaivoissa yli-

56



Kuva 36. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden fosfaatin (PO43-) pitoisuudet (mg/L) kesällä

1999.Fig. 36. The phosphate (PO

43-) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilled

into bedrock in summer 1999.

tyksiä ei ollut ollenkaan (taulukko 1 ja 2). Pohjave-den hyvin pieniin fosfaattipitoisuuksiin on syynäfosfaatin suuri taipumus sitoutua heti vapauduttu-aan apatiitin hajotessa rapautumisprosessissa. Fos-faatin pientä liikkuvuutta syvemmällä maassa japohjavedessä osoittaa myös se, että latvapurojenfosfaattipitoisuudet ovat merkittävästi suuremmatkuin kaivoveden (ks. Lahermo et al. 1996). Ren-gaskaivojen satunnaisten korkeiden fosfaattipitoi-suuksien suurempi lukumäärä viittaa puolestaansiihen, että matalien kaivojen fosfaatit ovat peräisinlannoitteista tai muutoin likaantuneista valuvesistä.Tähän viittaa myös fosfaatin alueellinen jakautumi-

nen siten, että monet korkeista fosfaattipitoisuuk-sista ovat Etelä-, Lounais- ja Länsi-Suomen savi-rikkailla alueilla, joilla harjoitetaan tehokasta maa-taloustoimintaa (kuva 36).

Fosfori on eliöille välttämätön DNA:n ja luuston(apatiitin) rakenneosa. Pintavesissä se on tärkeineliöstön määrää säätelevä ravinne. Liuenneen fos-forin lisääntyminen johtaa rehevyystason kohoami-seen, koska muita ravinteita on yleensä riittävästi.Fosfori on makroravinne, jota kasvit tarvitsevatkasvuun ja fotosynteesiin (Heinonen et al. 1992).

5.4 Kaivoveden muita alkuaineita: Br -, I -, Ca, Mg, Sr, Ba, K, Li, Rb,Mo, Zn, V, Co, Sn, Tl, Be, Bi, Th ja Ag

Tutkimuksessa analysoitiin myös joukko alkuai-neita ja yhdisteitä, joiden pitoisuuksille ei ole Suo-men talousvettä koskevissa säädöksissä laatuvaati-muksia tai -suosituksia. Osa näistä on vedessärunsaimpina esiintyviä liuenneita aineita, kuten kal-sium ja bikarbonaatti. Osa on taas pieninä pitoi-suuksina esiintyviä hivenalkuaineita, joiden alueel-lisesta esiintymisestä ei ole ollut aiemmin valtakun-nallista tietoa (esimerkiksi jodidi, tina, tallium, beryl-lium, torium).

Koska tämän raportin kaivoveden ominaisuuksi-en ja aineiden ryhmittely perustuu talousvettä kos-

kevaan lainsäädäntöön, samaan alkuaineryhmäänkuuluvista alkuaineista on kirjoitettu eri luvuissa.Esimerkkinä ovat halogenidit, joista kloridi on käsi-telty luvussa 5.3 ja bromidi ja jodidi tässä luvussa.Alkalimetalleista natrium on kuvattu luvussa 5.3 jamuut alkalimetallit (kalium, litium ja rubidium) tässäluvussa.

Bromidi (Br -)

Bromidi kuuluu halogenideihin, joista sen geoke-miallinen käyttäytyminen eniten muistuttaa kloridia.

57



Sitä rikastuu magman differentiaatiossa jäännösliu-oksiin ja sitä kautta pegmatiiteissa esiintyviin mine-raaleihin, mutta bromidia on pieniä määriä myösmuissa kivilajeissa. Bromidi-ioni (Br-) voi korvataionisäteeltään samaa suuruusluokkaa olevia mine-raalien Cl-- ja OH--ioneja, joten sitä esiintyy paitsikiilteissä ja amfiboleissa (<0,5-5 mg/kg), myös sa-vimineraaleissa ja Al-hydroksidisaostumissa (Beh-ne 1953). Huomattavia bromidimääriä voi olla vul-kaanisperäisiin malmeihin liittyvissä serpentiniiteis-sä ja grafiittiliuskeissa. Outokumpujakson Keretinmalmin serpentiniitin keskimääräiseksi bromipitoi-suudeksi on saatu 193 mg/kg (maksimipitoisuus 400mg/kg) ja bromidi korreloi voimakkaasti (r=0,99)kloridin kanssa (Häkli 1987, Rehtijärvi 1984). Mi-neraalien hilasta peräisin olevan bromidin ohellasitä voi vapautua geokemialliseen kiertoon myösmineraalien nestesulkeumista.

Bromi on muiden halogenidien tavoin vedessäyhden arvoisena Br-- ionina esiintyvä alkuaine.Hydrologisessa kierrossa valuma-alueella kulkeu-tuva bromidi on pääasiassa peräisin meriltä ilmassakulkeutuneesta sateesta ja kuivasta laskeumasta(kts. esim. Steinness, E. 1984). Koska merivedessäon bromidia 65 mg/kg (Goldberg 1963), sitä on myösjäänyt meriveden suoloina rannikoiden merellisiinpohjasedimentteihin ja kallioperän rakoihin, jostasitä joutuu savikerrosten peittämien maakerrostenja kallioperän pohjaveteen. Moreenin hienoainek-sessa (< 0,06 mm) bromia on keskimäärin 4-6 mg/kg.

Pitoisuudet ovat suurimmat Lounais- ja Etelä-Suo-messa ja nousevat jälleen pohjoisimmassa Lapissa(Koljonen 1992). Myös tämä viittaa ilmateitse me-riltä tulleeseen ainekseen. Bromidit ovat mineraali-maassa helposti liikkuvia, mutta pidättyvät ja rikas-tuvat kuitenkin klorideja tehokkaammin maan hu-mukseen ja turvekerroksiin (Behne 1953, Fuge1978).

Rengaskaivovesien bromidipitoisuuksien medi-aani- ja keskiarvot ovat 9,9 µg/L ja 25,1 µg/L sekäporakaivojen 18,9 µg/L ja 203 µg/L (taulukko 1 ja 2).Bromidin suureen keskiarvoon on syynä muutamapoikkeuksellisen suuri pitoisuus. Eniten rengaskai-vojen korkeita Br--pitoisuuksia (3 % havainnoistayli 100 µg/L) on leveällä Etelä- ja Länsi-Suomenrannikkoalueella (kuva 37). Sama koskee porakai-vojen bromidia, mutta pitoisuudet ovat paljon korke-ampia (lähes 19 % havainnoista yli 100 µg/L).Suurin rengaskaivojen Br--pitoisuus on 1260 µg/L japorakaivojen veden 13800 µg/L. Pohjavesien Br--pitoisuudet ovat rannikolla 5-10 kertaa suurempiakuin sisämaassa (ks. myös Erämetsä & Särkkä1970). Koska bromidi on kloridin tavoin helpostiliikkuva (konservatiivinen) anioni, joka ei helpollapidäty maahan, sitä rikastuu syvällä kallioperässäolevaan suolaiseen veteen. GTK:n syväpohjavesi-tutkimuksissa 500-1200 m syvistä kairanrei’istäotetuissa näytteissä on tavattu 400-600 mg/L:nsuuruisia Br--pitoisuuksia (Nurmi et al. 1988, Blom-qvist et al. 1986, 1987, Halonen et al. 1990).

Kuva 36. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden fosfaatin (PO43-) pitoisuudet (mg/L) kesällä

1999.Fig. 36. The phosphate (PO

43-) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilled

into bedrock in summer 1999.

Kuva 37. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden bromidin (Br-) pitoisuudet (mg/L) kesällä1999.Fig. 37. The bromide (Br-) concentrations (mg/L) in water of dug wells and of wells drilledinto bedrock in summer 1999.

58



Rengaskaivovesien bromidi korreloi hyvin mer-kitsevästi muiden halogenidien, kloridin (r=0,59** ) jajodidin kanssa (r=0,66** ) sekä sellaisten meriperäi-sille savialueiden pohjavesille tyypillisten ominai-suuksien ja liuenneiden aineiden, kuten sähkönjoh-tavuuden (r=0,53** ) natriumin (r=0,64** ), litiumin(r=0,63** ), sulfaatin (r=0,51** ), boorin (r=0,60** ) jaalumiinin kanssa (r=0,54** ). Porakaivovedessä näi-den riippuvuuksien lisäksi bromidilla on hyvin mer-kitsevä korrelaatio kalsiumin ja strontiumin (ja ko-konaiskovuuden) kanssa (r=0,91** ja r=0,95** ).

Jodidi (I -)

Jodidi on halogeeni, joista se käyttäytymiseltäänmuistuttaa eniten kloridia ja bromidia (Becker et al.1972). Correns’in (1956) mukaan jodia on liki sa-man suuruisia määriä eri mineraaleissa ja sitä esiin-tyy yhtenä komponenttina myös mineraalien neste-sulkeumissa. Tyypilliset syväkivien jodipitoisuudetovat 80 ja 350 µg/kg:n välillä. Meriperäisten sedi-menttien jodipitoisuudet voivat olla paljon suurem-pia. Jodi on biofiilisin alkuaine halogenideista. Siksisitä on myös orgaanista ainesta sisältävissä kivissäja kivihiilessä (ks. esim. Goldschmidt 1954, Fuge etal. 1986). Sitä on myös suldifimineraaleissa, kutenpyriitissä (Chitayeava et al. 1971, Andrews et al.1984). Kloridin ja bromidin tavoin jodidia kulkeutuuveden kiertoon meriltä ilmateitse. Ilmaperäinen las-keumajodi ja meriperäisten sedimenttien jäännösjo-di ovat epäilemättä hydrologisessa kierrossa tär-

keämpiä jodilähteitä kuin mineraaleista rapautumi-sen kautta vapautuva jodi.

Jodidia on harvoin analysoitu Suomen luonnon-vesistä (ks. Häsänen 1970). Tämän tutkimuksenrengaskaivoveden jodidin mediaani- ja keskiarvopi-toisuudet ovat 2,1 µg/L ja 6,8 µg/L sekä porakaivo-vesien 3,0 µg/L ja 10,7 µg/L (taulukko 1 ja 2).Rengas- ja porakaivovesien jodidipitoisuuksien vä-linen suhteellinen ero on selvästi pienempi kuinbromidilla ja kloridilla. Tavallisuudesta poiketenrengaskaivoissa on myös enemmän todella suuriapitoisuuksia (maksimi 761 µg/L) kuin porakaivoissa(maksimi 232 µg/L). Rengaskaivoveden korkeatjodidipitoisuudet (yli 100 µg/L) keskittyvät pääasi-assa leveälle vyöhykkeelle etelä- ja länsirannikolla(kuva 38). Porakaivovedessä edellä kuvatun kaltai-nen jakautuminen ei ole yhtä selkeä, vaan korkeitaI- -pitoisuuksia on myös sisämaassa. Tämä viittaasiihen, että osa kaivoveden jodidista on pohjavedenlikaantumisen seurausta (mm. jodipitoinen suola).

Rengaskaivoveden jodidi korreloi merkitsevästimuiden halogenidien, kuten bromidin (r=0,66** ) jakloridin (r=0,51** ) kanssa sekä rannikon suolaisiinvesiin liittyvän natriumin kanssa (r=0,56** ). Vas-taavat korrelaatiokertoimet porakaivovedelle ovatr=0,53** , r=0,51** ja r=0,55** . Jodidi korreloi merkit-tävästi myös rannikon porakaivovesissä runsaanaesiintyvän sulfaatin (r=0,55** ), kalsiumin (r=0,42** ),raudan (r=0,41** ) ja mangaanin kanssa (r=0,46** ).Nämä korrelaatiot osoittavat, että kaivovesien jodi-di käyttäytyy geokemiallisesti, fluoridia lukuun otta-

Kuva 38. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden jodidin (I-) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.Fig. 38. The iodide (I-) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

59



matta, muiden halogenidien (Cl-, Br-) tavoin.Jodi on malliesimerkki aineesta, jolla on tärkeä

merkitys ihmisen terveydelle. On tiedetty jo kauan,että jodin puute ravinnossa aiheuttaa struumaa.Koska Suomen maaperässä ja vedessä on joitakinrannikkoalueita lukuun ottamatta liian vähän jodia,jotta se tyydyttäisi päivittäisen tarpeen, Suomessamyytävään ruokasuolaan lisätään natriumjodidia.

Kalsium (Ca)

Kalsium on magnesiumin ohella geologisen kier-ron runsain maa-alkalimetalli. Samaan ryhmäänkuuluvat pieninä pitoisuuksina esiintyvät strontium(Sr) ja barium (Ba). Runsaina esiintyvät kalsium jamagnesium muodostavat veden kokonaiskovuu-den. Magman erilaistuessa kalsiumia rikastuu kor-keassa lämpötilassa varhain kiteytyviin Ca-Mg-aluminosilikaatteihin, kuten pyrokseeneihin, amfi-boleihin ja Ca-rikkaisiin plagioklaaseihin. Siksi sitäon enemmän gabroissa (6,7 %) kuin graniiteissa(1,6 %). Tärkein kalsiumin lähde on kuitenkin kal-siumkarbonaatti (kalsiitti ja myös magnesiumia si-sältävä dolomiitti). Kalsiumia on myös fosfaattimi-neraaleissa (apatiitti) sekä Suomessa harvoin ta-vattavassa kipsissä ja anhydriitissä. Helpoiten kal-siumia vapautuu rapautumisessa Ca-rikkaista ma-fisista mineraaleista ja karbonaateista.

Karbonaatit hajoavat melko helposti CO2-pitoi-

sissa vesissä , jolloin vapautuu kalsiumia (dolomii-tista myös magnesiumia) ja bikarbonaatteja. Kos-

ka kalsiittia on Suomen kallioperässä vähän, se onvain paikallinen pinta- ja pohjavesien Ca-lähde.Koostumukseltaan vaihtelevien Ca-pitoisten silikaat-tien (pyrokseenit, amfibolit, Ca-plagioklaasit) ha-joaminen on monivaiheinen geokemiallinen tapahtu-ma ja tärkein veden kalsiumin tuottaja.

Kalsium on runsain ja eräs liikkuvimmista luon-nonvesien kationeista. Se kulkeutuu pääasiassamonomeerisena Ca2+-ionina, mutta kompleksoituumyös humuksen kanssa (Kullberg et al. 1993).Kalsiumia sitoutuu jonkin verran maan humus- jarikastumiskerrokseen, jossa se on runsain vaihtoky-kyinen kationi. Kalsiumia tulee pieniä määriä valu-ma-alueille kuiva- ja märkälaskeumana. Kaakkois-Suomessa on muuta maata korkeammat Ca-las-keumat, jotka ovat peräisin Koillis-Eestin ja Pietarinseudun palavakivi- ja sementtiteollisuuden pääs-töistä. Pieni osa laskeumakalsiumista on Keski-Euroopan teollisuuspäästöjä ja kalkkipitoisilta vilje-lysmailta kulkeutuvaa pölyä.

Rengaskaivoveden kalsiumin mediaani- ja keski-arvot ovat 11,4 mg/L ja 15,2 mg/L ja porakaivoissa16,0 mg/L ja 28,1 mg/L (taulukko 1 ja 2). Suurimmatkalsiumpitoisuudet ovat 100-300 mg/L luokkaa.Suurin kalsiumpitoisuus eräässä suolaista vettä an-tavassa 136 metriä syvän porakaivon vedessä on1310 mg/L (klorideja on 3680 mg/L). Suhteellisestieniten korkeita kalsiumpitoisuuksia (>25 mg/L) onlaajalla alueella maan eteläosassa ja läntisillä ran-nikkoalueilla, mutta myös Sisä-Suomessa on kaivo-vedessä paikoin paljon kalsiumia (kuva 39). Lou-

Kuva 39. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden kalsiumin (Ca) pitoisuudet (mg/L) kesällä1999.Fig. 39. The calcium (Ca) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999.

60



nais-Suomessa on kallioperässä pieniä kalkkiviesiin-tymiä ja maaperässä Pohjanlahden pohjasta jääti-kön kuljettamaa kalkkikiviainesta, joka kohottaaveden Ca-pitoisuuksia. Sen sijaan maan itä- japohjois-osassa erityisesti ns. vanhan arkeisen gneis-sigraniittipohjan ja muiden graniitti- ja granuliittialu-eiden kaivovedessä on vähän kalsiumia. Peräpoh-jan ja Kuusamon liuskealueiden sekä Keski-Lapinliuskevyöhykkeen emäksiset ja ultraemäksiset ki-vet ja paikalliset kalkkikivet ja dolomiitit kohottavatkuitenkin vesien kalsiumpitoisuuksia. Porakaivove-sien korkeat kalsiumpitoisuudet jakautuvat melkotasaisesti kautta maan, eikä maan etelä- ja pohjois-osan välillä ole niin suuria eroja kuin rengaskaivois-sa. Kuusamon ja Keski-Lapin liuskealueiden Ca-pitoisuudet nousevat harvasta kaivoeden havain-toverkostosta huolimatta selvästi taustatason ylä-puolelle.

Kalsium on veden runsain kationi ja korreloi siksimerkitsevästi liuenneiden elektrolyyttien määrääosoittavan sähkönjohtavuuden kanssa (r=0,83** ).Koska kalsiumbikarbonaatti on veden runsain kom-ponentti, joka säätelee myös hiilihappotasapainoa japH- tasoa, kalsiumin ja bikarbonaatin (r=0,76** )sekä kalsiumin ja pH:n välinen yhteys (r=0,52** ) onselitettävissä. Rengaskaivoveden kalsium korreloimerkitsevästi myös muiden maa-alkalimetallienkanssa, joista magnesium (r=0,65** ) ja strontium(r=0,60** ) muistuttavat geokemialliselta käyttäyty-miseltään eniten kalsiumia, kun taas barium(r=0,24** ) näyttää poikkeavan paljon kalsiumista.

Porakaivovedessä kalsium korreloi merkitseväs-ti rannikkoalueilla pohjaveden suolaisuutta kuvaa-vien komponenttien, kuten kloridin (r=0,92** ), bro-midin (r=0,91** ), jodidin (r=0,42** ) ja natriumin kans-sa (r=0,77** ). Kalsiumin ja muiden maa-alkalime-tallien, kuten magnesiumin (r=0,64** ) ja erityisestistrontiumin välillä (r=0,98** ) on myös läheinen yhte-ys.

Kalsium on ihmiselle ja korkeammille eläimilletärkeä solunesteiden ja luuston alkuaine. Se onmyös kasveille välttämätön pääravinne, joka ylläpi-tää osmoottista painetta ja on entsyymien rakenne-osa (Heinonen et al. 1992). Kalsiumille (tai koko-naiskovuudelle) ei uusissa talousveden laatua kos-kevissa asetuksissa (Anon 2000, Anon 2001) olemainintaa. Suomen peruskallioalueen kaivovedetovat kuitenkin kasainvälisesti vertaillen vähän kal-siumia sisältäviä pehmeitä vesiä, joten kovuudenaiheuttamat haitat ovat poikkeuksellisia. Pikem-minkin ongelmana on veden happamuus yhdisty-neenä veden pieneen kalsiumpitoisuuteen, mikäestää luonnollisen suojakerroksen syntymisen put-kistoon.

Magnesium (Mg)

Magnesium on kalsiumin kaltainen maa-alkali-metalli. Magnesium eriytyy magmasta jo kiteytymi-sen alkuvaiheen korkeassa lämpötilassa muodosta-en kiinteitä liuoksia ferrorautayhdisteiden kanssa.Pääosa magnesiumista onkin tummissa ferromag-nesium-silikaateissa, kuten oliviinissa, pyrokseen-eissa ja amfiboleissa, vaikka sitä on runsaasti myösmyöhemmin kiteytyneissä kloriitissa ja biotiitissa.Magnesiumin määrä pienenee ultramafisista jamafisista kivistä (4-21 %) intermediäärisiin ja hap-pamiin graniittisiin kiviin (0,1-0,5 %) (Bowen 1979,Krauskopf 1979). Helpommin hiilihappoiseen ve-teen liukenevaa magnesiumia on karbonaateissa,kuten dolomiitissa MgCa(CO

3)

2ja magnesiitissa

MgCO3.

Rapautumisessa veteen vapautuva magnesiumesiintyy pääasiassa Mg2+-ionina. Se ei ole yhtäliikkuva kuin Ca2+, vaan pidättyy savimineraaleihin,sekundäärisiin Fe-Mn-saostumiin ja humusainek-seen (Usdowski 1978). Merivedestä peräisin olevasavisedimenttien huokosvesi tai vanha kalliopohja-vesi on menettänyt ionivaihtoreaktioiden seurauk-sena osan magnesiumista, joka on korvautunut kal-siumilla. Siksi rannikon ja saarien suolaisessa kal-liopohjavedessä on meriveteen verrattuna suhteel-lisesti enemmän kalsiumia ja vähemmän magne-siumia.

Rengaskaivoveden magnesiumin mediaani- jakeskiarvopitoisuudet ovat 2,4 mg/L ja 3,8 mg/L japorakaivojen 4,5 mg/L ja 6,7 mg/L (taulukko 1 ja 2).Eniten korkeita Mg-pitoisuuksia (>10 mg/L) tava-taan Etelä-ja Lounais-Suomessa sekä Länsi-Suo-men laajalla rannikkoalueella (kuva 40). Itä-Suo-men sulfidipitoisilla kallioperäalueilla on myös lu-kuisia kohonneita Mg- pitoisuuksia. Porakaivovesi-en magnesiumpitoisuudet vaihtelevat maan eri osis-sa. Kuusamon ja Keski-Lapin liuskealueen ultra-emäksiset ja emäksiset kivet ja dolomiitit kohotta-vat kaivoveden Mg-pitoisuuksia viereisten graniit-tialueiden kaivovesien magnesiumpitoisuuksia kor-keammaksi.

Kalsiumin tavoin magnesium korreloi rengaskai-vovesissä merkittävästi sähkönjohtavuuden(r=0,81** ) ja eräiden veden liuenneiden pääkompo-nenttien, kuten bikarbonaatin (r=0,75** ) kanssa.Magnesium korreloi myös mm. savimaille ja taval-lista suolaisemmille vesille tyypillisten aineiden, ku-ten kloridin (r=0,39** ), sulfaatin (r=0,49** ), piihapon(r=0,56** ), natriumin (r=0,50** ), litiumin (r=0,47** ),boorin (r=0,43** ) ja mangaanin kanssa (r=0,44** ).Huomionarvoista on, että magnesiumin ja vedenhappipitoisuuden välillä on merkitsevä negatiivinenkorrelaatio (r=-0,43** ). On luonnollista, että magne-sium korreloi merkittävästi myös geokemiallisesti

61



saman luonteisen ja veden kovuutta muodostavankalsiumin (r=0,65** ) ja strontiumin kanssa (r=0,49** ).Porakaivovesissä magnesiumin ja monen yllä mai-nitun alkuaineineen väliset korrelaatiot ovat vielämerkitsevämmät kuin rengaskaivoissa: kloridir=0,72** , sulfaatti r=0,70** , natrium r=0,70** ja litiumr=0,45** .

Magnesium on ihmiselle ja korkeammille eläimil-le tarpeellinen alkuaine. Suuretkaan määrät eivätole niin haitallisia, että magnesiumille olisi asetettutalousveden terveysperusteista enimmäismäärää.Suurimmatkin tämän tutkimuksen kaivovesien Mg-pitoisuudet ovat vain joitakin kymmeniä milligram-moja litrassa (maksimi 92 mg/L).

Strontium (Sr)

Strontiumia on kallio- ja maaperässä vain pieniosa (< 1 %) geokemiallisesti samankaltaisen kal-siumin määrästä. Strontium esiintyy silikaattimine-raaleissa yhdessä kalsiumin ja kaliumin, mutta eijuurikaan magnesiumin kanssa. Strontium rikastuumagman erilaistuessa siten, että sitä on enemmänmyöhään kiteytyneissä Na-valtaisissa plagioklaa-seissa kuin varhaisissa Ca-valtaisissa plagioklaa-seissa ja sen määrät ovat pienet myös K-pitoisissakiilteissä. Moreenin hienoaineksen Sr on siten milteikokonaan vaikeasti hajoavissa K-maasälvissä japlagioklaaseissa, mutta sitä ei juuri ole tummissamineraaleissa ja kiilteissä (Koljonen 1992). Siksi

strontiumia vapautuu vain pieniä määriä vesiin. Seliikkuu pääasiassa Sr2+-ionina kalsiumin tavoin. Osavapautuneesta strontiumista voi sitoutua rapautu-mistuotteisiin ja saostumiin sekä orgaaniseen ai-nekseen.

Rengaskaivoveden strontiumin mediaani- ja kes-kiarvopitoisuudet ovat 60 µg/L ja 79 µg/L ja pora-kaivovesien 81 µg/L ja 190 µg/L (taulukko 1 ja 2).Porakaivojen keskiarvoa nostaa yhden suolaisenporakaivon korkea Sr- pitoisuus (13 300 µg/L). Yli1000 µg/L:n strontiumpitoisuuksia on rengaskai-voissa yksi ja porakaivoissa neljä (1,5 % havain-noista). Rengaskaivoveden strontiumpitoisuuksienjakautuminen yli maan muistuttaa paljon geokemi-allisesti samankaltaisen kalsiumin jakautumaa. Ko-honneita Sr-pitoisuuksia (>100 µg/L) on tasaisestijakautuneina kautta koko maan eteläosan ja enitenalhaisia pitoisuuksia on Itä-Suomen arkeeisen gneis-sigraniitin alueella ja Pohjois-Suomessa. Porakai-vojen suuria strontiumpitoisuuksia (>250 µg/L) onselvästi enemmän etelä- ja länsirannikolla kuin sisä-maassa (kuva 41).

Merkitsevimmät korrelaatiokertoimet rengaskai-vovesien strontiumilla on geokemiallisesti sitä muis-tuttavien kalsiumin (r=0,60** ) ja magnesiumin kans-sa (r=0,49** ) sekä niitä yhdistävän pääanionin, bi-karbonaatin kanssa (r=0,45** ). Koska nämä vedenpääkomponentit säätelevät myös sähkönjohtavuut-ta, se korreloi merkittävästi myös strontiumin kans-sa (r=0,67** ). Porakaivovedessä strontium korreloi

Kuva 40. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden magnesiumin (Mg) pitoisuudet (mg/L)kesällä 1999.Fig. 40.The magnesium (Mg) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999.

62



Kuva 41. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden strontiumin (Sr) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 41. The strontium (Sr) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999.

erittäin merkitsevästi kalsiumin (r=0,98** ) ja mag-nesiumin kanssa (r=0,63** ), kuten rengaskaivove-dessäkin, mutta lisäpiirteenä on huomionarvoista,että strontiumilla on poikkeuksellisen merkitseväriippuvuus myös suolaisuutta osoittavien alkuainei-den, kuten kloridin (r=0,95** ), bromidin (r=0,95** ) janatriumin kanssa (r=0,82** ). Myös tässä suhteessastrontium käyttäytyy aivan kuten kalsium.

Strontium osallistuu eliöiden aineenvaihduntaankalsiumin tavoin (Kabata-Bendias & Bendias 1992).Sen ei tiedetä olevan eliöille ja kasveille tarpeellinentai haitallinen alkuaine. Siksi sille ei ole asetettutalousveden terveysperusteisia enimmäispitoisuuk-sia.

Barium (Ba)

Barium esiintyy strontiumin tavoin pieninä pitoi-suuksina kivien päämineraaleissa. Geokemiallises-sa pintakierrossa se liikkuu muiden maa-alkalientavoin Ba2+-ionina. Sulfaatin kanssa barium muo-dostaa baryyttia (BaSO

4). Bariumia on eniten hap-

pamissa kivissä, kuten graniiteissa (600-1000 mg/kg, Puchelt 1978). Vaikeasti hajoavissa maasälvis-sä oleva barium ei kuitenkaan liukene helposti, jotensitä vapautuu hyvin vähän kiertoon. Bariumia onmyös kiilteissä, kuten biotiitissa, jossa se voi korvataK+-ionin. Bariumin liikkuvuutta vähentää myös sensitoutuminen hienorakeiseen savekseen, rautasa-ostumiin ja orgaaniseen ainekseen.

Rengaskaivoveden bariumin mediaani- ja keski-arvopitoisuudet ovat 18,1 µg/L ja 28,0 µg/L japorakaivoveden 14,2 µg/L ja 26,3 µg/L (taulukko 1ja 2). Se seikka, että rengaskaivovedessä on enem-män bariumia kuin porakaivoissa, erottaa bariuminmuista maa-alkalimetalleista (kalsium, magnesium,strontium). Suurimmat Ba-pitoisuudet ovat 200-400 µg/L. Myös bariumin alueellinen jakautumineneroaa kaikista muista veteen liuenneista aineista.Rengaskaivoveden suurimmat Ba-pitoisuudet (>50µg/L) ovat Väli-Suomessa siten, että itäosassa nesijoittuvat Laatokan-Perämeren sulfidimalmivyö-hykkeelle, mutta pohjoisempana Oulun itäpuolisellealueelle ja Etelä-Lappiin. Bariumia näyttää olevansiten kaivovedessä hyvin vaihtelevilla kallioperä-alueilla (kuva 42). Huomionarvoista on myös se,että rannikkoalueilla Ba-pitoisuudet ovat selvästipienempiä kuin sisämaassa. Samankaltainen ba-riumin jakautuma nähdään myös latvapuroissa (La-hermo et al.1996). Purovesissä poikkeuksellisenvoimakas bariumanomalia Peräpohjan liuskealu-eella (Tornion-Kemin-Tervolan-alue, ns. “Lapin kol-mio”) toistuu hyvin myös kaivovedessä. Porakaivo-jen harvempi havaintoverkosto ei anna yhtä selkeä-tä alueellista kuvaa kuin rengaskaivot, koska kor-keita Ba- pitoisuuksia (> 100 µg/L) on eri puolillamaata (suhteellisesti eniten kuitenkin edellä maini-tulla Väli-Suomen alueella).

Muista alkalimetalleista poiketen bariumilla ei oleyhtä merkitseviä korrelaatioita muiden veden kom-

63



ponenttien kanssa. On huomionarvoista, että sekärengaskaivojen että porakaivojen veden bariumkorreloi merkittävimmin veden suolaisuuteen ran-nikkoalueilla tyypillisesti liittyvien alkuaineiden, ku-ten kloridin (r=0,42** , r=0,22** ) kanssa. Vaikkabariumia on moreenin hienoaineksessa 5-7-kertaaenemmän kuin strontiumia (Koljonen 1992), ba-riumin määrät vedessä ovat keskimäärin vain puoletstrontiumin määrästä. Tämä osoittaa bariumin ole-van paljon vaikeammin liikkuva kuin strontiumin.

Bariumin ei tiedetä olevan välttämätön hivenaineeliöille ja kasveille. Korkeina pitoisuuksina se onlievästi myrkyllinen aine. Suomessa bariumin ei senpienien pitoisuuksien vuoksi tiedetä aiheuttaneenympäristöongelmia, eikä sille siksi ole asetettu enim-mäismäärää talousvedessä.

Kalium (K)

Kalium on natriumin jälkeen geologisen ympäris-tön yleisin alkaliryhmän metalli. Kaliumia on rikas-tunut myöhään kiteytyviin happamiin, runsaasti piitäsisältäviin mineraaleihin, kuten maasälpiin ja kiiltei-siin. Siksi K-pitoisuudet ovat suuremmat graniiteis-sa ja granodioriiteissa (2,4-3,7 %) kuin gabroissa japeridotiiteissa. Huolimatta kaliumin runsaudestamaasälvissä ja niitä helpommin rapautuvissa pyrok-seeneissa, amfiboleissa ja kiilteissä, kaliumia liuke-nee vesiin vähemmän kuin sen runsauden perus-teella voisi olettaa. Sitä paitsi sillä on voimakas

taipumus pidättyä savimineraaleihin, Al-Fe-Mn-sa-ostumiin ja luultavasti myös humusainekseen. Ra-pautumisessa vapautuvan kaliumin määrä riippuumaaliuoksen pH:sta, Al- ja Si-pitoisuuksista sekäionivaihtokykyisten savimineraalien (esim. illiitin)määrästä.

Rengaskaivoveden kaliumpitoisuuksien mediaa-ni- ja keskiarvot ovat 2,8 mg/L ja 5,0 mg/L japorakaivovesien 3,0 mg/L ja 4,4 mg/L (taulukko 1 ja2). Kalium poikkeaa natriumista paljon siinä, ettäsen pitoisuudet eivät paljoa nouse suolapitoisuudenkasvaessa, mistä syystä maa- ja porakaivovesienpitoisuuksissa ei ole mainittavia eroja. Suuretkin K-pitoisuudet ovat yleensä vain muutamia kymmeniämg/L. Myöskään alueelliset erot eivät ole suuret,joskin kohonneita rengaskaivojen veden K- pitoi-suuksia näyttää olevan suhteellisesti enemmän sa-virikkaalla länsirannikolla kuin muualla (kuva 43).Tämä selittää rengaskaivoveden kaliumin merkit-sevän korrelaation boorin ja rubidiumin kanssa(r=0,48** ja r=0,66** ). Kalium lisääntyy pohjavedenlikaantuessa, mikä osaltaan selittää sen tavallistatasoa korkeampienkin pitoisuuksien geologisista olo-suhteista riippumattoman tasaisen jakautuman ylikoko maan. Myös pohjaveden likaantumista parhai-ten osoittava nitraatti korreloi rengaskaivovedessämerkitsevästi kaliumin kanssa (r=0,49** ).

Kuva 42. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden bariumin (Ba) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 42. The barium (Ba) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

64



Kuva 43. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden kaliumin (K) pitoisuudet (mg/L) kesällä1999.Fig. 43. The potassium (K) concentrations (mg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999.

Kuva 44. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden litiumin (Li) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 44. The lithium (Li) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

Litium (Li)

Litium muistuttaa kemiallisilta ominaisuuksiltaaneniten kaliumia. Litiumia rikastuu kiteytyvän mag-man myöhäisiin liuoksiin, joten sitä on eniten pegma-

tiiteissa. Litiumia esiintyy pieniä määriä kiilteissä(eniten lepidoliitissa). Litium poikkeaa muista alka-limetalleista siinä, että sitä on huomattavia määriämyös tummissa mineraaleissa (amfiboleissa ja py-rokseeneissa), joissa se korvaa magnesiumia (Ran-

65



kama & Sahama 1950, Heier & Billings 1978).Myös spoduumenissa ja vaikealiukoisen turmaliini-ryhmän mineraaleissa on litiumia.

Litium käyttäytyy rapautumisreaktioissa magne-siumin tavoin. Se on verraten liikkuva, mutta sitä voimyös pidättyä orgaaniseen ainekseen. Maaperänlaatu ja litiumin sitoutuminen uudelleen säätelevätliukoisen litiumin pitoisuuksia enemmän kuin senmäärä mineraaleissa (Kabata-Bendias & Bendias1992). Litiumin sitoutumisvoimakkuus on kuitenkinpienempi kuin kaliumilla ja cesiumilla (Heier &Billings 1978).

Rengaskaivojen litiumpitoisuuden mediaani- jakeskiarvopitoisuudet ovat 0,8 µg/L ja 2,8 µg/L, kunvastaavat luvut porakaivoissa ovat 3,3 µg/L ja 6,6µg/L (taulukko 1 ja 2). Länsirannikolla on suhteelli-sesti eniten kohonneita Li-pitoisuuksia, mutta niitäon runsaasti myös Sisä-Suomessa. Geokemiallises-ti toisiaan muistuttavina alkuaineina litiumin ja nat-riumin alueelliset jakautumat ovat aivan samankal-taisia (kuva 43 ja 44). Porakaivoveden kohonneetlitiumpitoisuudet keskittyvät vielä selvemmin Etelä-ja Länsi-Suomen savirikkaille rannikkoalueille.Kaakkois- ja Lounais-Suomen rapakivialueidenpohjavedessä on tavallista korkeampia Li-pitoisuuk-sia.

Huolimatta litiumin ja natriumin samankaltaisistageokemiallisista ominaisuuksista näiden alkuainei-den välillä on rengaskaivoja porakaivovedessävähemmän merkitsevät korrelaatiot (r=0,31** jar=0,53** ) kuin monen muun veden ominaisuuden ja

alkuaineen välillä. Erityisen merkitsevät riippuvuus-suhteet ovat rengaskaivovedessä litiumin ja sellais-ten savikkoalueille tyypillisten komponenttien, ku-ten sulfaatin (r=0,78** ), piihapon (r=0,62** ), bromi-din (r=0,63** ) ja boorin (r=0,48** ) kanssa sekämetalleista alumiinin (r=0,86** ), mangaanin(r=0,77** ), koboltin (r=0,80** ) ja nikkelin kanssa(r=0,67** ), joita niinikään esiintyy keskipitoisuuksiasuurempina määrinä savikkoalueiden kaivoissa.

Rubidium (Rb)

Rubidium kuuluu samaan alkuaineiden jaksolli-sen järjestelmän alkalimetallien ryhmään kuin liti-um, natrium ja kalium. Rubidiumin mediaani- jakeskiarvopitoisuudet ovat rengaskaivovedessä 2,7µg/L ja 5,0 µg/L, mutta porakaivovesissä vain 1,8µg/L ja 3,2 µg/L (taulukko 1 ja 2). Sitä paitsirengaskaivoissa 10 µg/L:n Rb- pitoisuuden ylittää11 % aineistosta, kun vastaava luku porakaivoai-neistossa on vain 4 %. Tässä suhteessa rubidiumpoikkeaa natriumista ja litiumista ja on lähempänäkaliumin geokemiallista käyttäytymistä. Rengas-kaivovedessä on keskimääräistä enemmän korkei-ta Rb-pitoisuuksia länsirannikon savirikkailla alueil-la, mutta porakaivovesien rubidium jakautuu tasai-semmin kautta maan (kuva 45).

Yllä todettua rubidiumin ja kaliumin geokemial-lista samankaltaisuutta osoittavat myös rengaskai-voja porakaivoveden rubidiumin ja kaliumin välisetmerkitsevät korrelaatiokertoimet (r=0,66** ja

Kuva 45. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden rubidiumin (Rb) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 45.The rubidium (Rb) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

66



tenkin olla jopa 300 mg/kg (Adriano 1986).Molybdeenia sisältävät mineraalit kestävät hyvin

rapautumista, joten sitä joutuu vesiin vain pieniämääriä. Sitä kulkeutuu vedessä molybdaattina(MoO

42-). Molybdeenin kulkeutuminen ja pidätty-

minen riippuvat ympäristön pH-Eh-olosuhteista,Fe-, Mn- ja Al-saostumien ja humuksen määrästä(Landergren & Manheim 1978, Dunn 1980, Kari-mian & Cox 1978). Erityisesti maarakeita peittäväFe- ja Mn- oksidikalvo pidättää molybdaattia (Stol-lenwerk & Kipp 1990).

Teollisuus ja asutus sekä maatalousmaan lan-noittaminen ja kalkitus lisäävät vesien molybdeeni-pitoisuuksia. Fossiilisten polttoaineiden Mo- pitoi-suudet ovat melko korkeita (Adriano 1986), jotenöljyn ja kivihiilen poltossa molybdeenia joutuu ym-päristöön (Niskavaara & Äyräs 1991). Laskeuma-peräinen molybdeeni sitoutuu maannoksen humus-ainekseen ja soiden pintaosaan sekä jäkäliin.

Rengaskaivojen veden molybdeenin mediaani- jakeskiarvot ovat 0,13 µg/L ja 0,30 µg/L ja porakaivo-jen 0,50 µg/L ja 2,31 µg/L (taulukko 1 ja 2). Rengas-kaivovedessä ei todettu yhtään yli 10 µg/L:n pitoi-suutta, kun niitä porakaivoissa on yli 5 % aineistos-ta. Eniten korkeita Mo- pitoisuuksia (yli 1 µg/L) onrengaskaivojen vedessä Etelä-Suomessa rapakivi-alueilla ja erityisesti Viipurin rapakivialueen länsi-puolisilla graniittialueilla, jossa pohjavedessä on myöseniten uraania ja radonia (kuva 46). Vaikka tämäalueellinen painotus ei ole yhtä selvä porakaivove-

r=0,68** ), kun taas rubidiumin ja natriumin välillä eiole yhtä läheistä riippuvuutta. Toisin kuin natriumil-la ja litiumilla, rubidiumilla ei ole maininnan arvoisiariippuvuuksia veden muiden ominaisuuksien tai liu-enneiden aineiden kanssa, lukuun ottamatta rengas-ja porakaivovesien hapettumiskykyisten aineidenmäärää mittaavaa KMnO

4-lukua (r=0,43** ja

r=0,40** ). Tästä voi vetää sen johtopäätöksen, ettärubidiumia kulkeutuu vedessä kaliumin tavoin myösorgaanisen aineen, kuten humuksen ja lika-aineidenkanssa.

Molybdeeni (Mo)

Molybdeeni on mineraaleissa hapetusasteella +4tai +5 ja vapautuessaan pintakiertoon korkeimmallahapetusluvullaan +6 ja liikkuu kompleksisina oksia-nioneina. Molybdeenin ja uraanin jakautumat kivis-sä, moreenissa ja vedessä osoittavat, että niillä ongeokemiallisia yhtäläisyyksiä. Molybdeeniä rikas-tuu biotiittiin, scheeliittiin (powelliittiin), ilmeniittiin,titaniittiin ja tinanomagnetiittiin ja pienessä määräs-sä amfiboleihin (Landergren & Manheim 1978).Tärkein molybdeenimineraali on molybdeenihohdeeli molybdeniitti (MoS

2). Pääosa kallioperän moly-

bdeenistä esiintyy graniiteissa ja pegmatiiteissa (kes-kimäärin 2 mg/kg). Pitoisuudet vaihtelevat vainvähän eri kivilajien kesken ja ovat kallioperässä jamaankuoressa 0,3-2,0 mg/kg välillä (Krauskopf1979). Mustaliuskeiden Mo- pitoisuudet voivat kui-

Kuva 46. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden molybdeenin (Mo) pitoisuudet (µg/L)kesällä 1999.Fig. 46. The molybdenum (Mo) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999.

67



dessä, miltei kaikki yli 10 µg/L molybdeenipitoisuu-det ovat maan eteläosassa. Merkitsevimmät korre-laatiokertoimet sekä rengaskaivo- että porakaivo-vedessä ovat fluoridin (r=0,47** ja r=0,46** ) sekäuraanin kanssa (r=0,31** ja r=0,32** ), mikä näh-dään myös näiden alkuaineiden alueellisen jakautu-misen samankaltaisuutena.

Molybdeenille ei ole uudessa talousveden laatuakoskevassa asetuksessa annettu enimmäismäärää.Vanhassa asetuksessa vuodelta 1994, joka ei enääole voimassa, se kuului kemiallisiin laatuvaatimuk-siin, jonka suurin sallittu pitoisuus oli 70 µg/L. Yksi-kään tämän tutkimuksen analyysitulos ei ylittänyttätä pitoisuustasoa.

Sinkki (Zn)

Sinkki kuuluu alkuaineiden sinkkiryhmään, jonkamuita jäseniä ovat kadmium (Cd) ja elohopea (Hg).Sinkki on raudan jälkeen eräs runsaimmin maassaja vedessä esiintyvistä raskasmetalleista. Tavalli-simmatkin silikaattimineraalit voivat sisältää melkorunsaasti sinkkiä (Wedepohl 1978b). Pyrokseenit,amfibolit ja biotiitti sisältävät enemmän sinkkiä (50-1000 mg/kg) kuin plagioklaasi, K-maasälpä ja kvartsi(5-20 mg/kg). Tästä syystä peridotiiteissa, gabrois-sa, dioriiteissa ja amfiboliiteissa on enemmän sink-kiä (40-150 mg/kg) kuin graniiteissa (30-70 mg/kg).Biotiitin ja amfibolien runsaus säätelee graniittienZn-pitoisuutta, kun taas mafisten kivien Zn on etu-

päässä sulfideissa ja magnetiitissa. Sinkkiä on myöskloriitissa, muskoviitissa ja savimineraaleissa (Ad-riano 1986, Wedepohl 1978b). Tärkein Zn-mine-raali on sinkkivälke (ZnS).

Sinkki on yleisesti käytetty metalli, jota leviääihmisen toiminnan seurauksena kaikkialle luontoon.Sinkkiä joutuu ilmaan fossiilisista polttoaineista sekämonenkaltaisista teollisista prosesseista, kuten me-tallien sulatus- ja valutoiminnasta ja jatkojalostuk-sesta. Myös maataloustoiminta ja liikenne lisäävätveden Zn-pitoisuuksia. Antropogeeninen sinkkikon-taminaatio on yleisyytensä vuoksi vesinäytteidenotossa vaikeasti vältettävissä (Florence 1982). Eri-tyisesti vesijohtovedessä on aina pieniä määriä ver-kostosta peräisin olevaa sinkkiä.

Koska sinkki esiintyy pintakierrossa vain kahdenarvoisena ionina, sen geokemia on yksinkertaisem-pi kuin esimerkiksi redox-aktiivisen raudan ja man-gaanin. Borgin (1983) mukaan sinkin liikkuminen eiole yhtä voimakkaasti riippuvainen humuksen mää-rästä kuin muiden raskasmetallien (Fe, Mn, Al, Cr,Co ja Pb). Sinkkiä pidättyy saviainekseen, Fe- jaMn-saostumiin ja mineraalirakeita ja kiviä peittäviinsaostumakalvoihin (McBride & Blasiak 1979). Sin-kin liukeneminen ja kulkeutuminen tehostuu pH:nalentuessa (Wilson 1978), joten ympäristön happa-moituminen voi lisätä myös vesien sinkkipitoisuuk-sia.

Rengaskaivojen veden sinkkipitoisuuksien medi-aani- ja keskiarvot ovat 10,4 µg/L ja 44,2 µg/L ja

Kuva 47. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden sinkin (Zn) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.Fig. 47. The zinc (Zn) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

uraanin kanssa (r=0,31** ja r=0,32** ), mikä näh-

68



porakaivojen 21,7 µg/L ja 84,9 µg/L (taulukko 1 ja2). Rengaskaivovesissä 100 µg/L:n sinkkipitoisuu-den ylitti noin 9 % ja porakaivovesissä 13 %.Pohjaveteen liuenneen sinkin runsaus sekä alueel-lisen jakautumisen säännöttömyys viittaavat siihen,että valtaosa sinkistä on peräisin veden pumppaa-miseen ja johtamiseen tarkoitetuista kalusteista.Vain sulfidirikkaan Outokumpujakson ja Laatokan-Perämeren vyöhykkeen itäosan tienoilla voi ren-gaskaivoissa havaita melko yhtenäisen kohonnei-den sinkkipitoisuuksien ryhmän, joka epäilemättäon geologista alkuperää (kuva 47).

Ainoat merkitsevät korrelaatiokertoimet sinkilläon rengaskaivojen ja porakaivojen vedessä kad-miumin (r=0,24** ja r=0,20** ) ja kuparin kanssa(r=0,35** ja r=0,27** ). Sinkki ja kadmium ovat geo-kemiallisesti samankaltaisia metalleja, jotka mie-luusti esiintyvät yhdessä. Kaivovedessä ne ovatmyös tyypillisiä metallirakenteista peräisin oleviaantropogeenisen kontaminaation tuotteita.

Uudessa STM:n asetuksessa talousveden laa-duksi ei enää ole sinkkiä koskevia määräyksiä.Vanhassa asetuksessa vuodelta 1994 sinkki mainit-tiin teknis-esteettisten laatusuositusten joukossa.Silloinen 3 mg/L:n rajapitoisuus ei ylity tässä tutki-muksessa. Maa- ja porakaivojen suurimmat Zn-pitoisuudet ovat 2,93 mg/L ja 2,81 mg/L.

Vanadiini (V)

mässä ns. siirtymäalkuaineisiin kuuluva metalli, jonkatärkeimmät hapetusasteet geokemiallisessa kier-rossa ovat +3, +4 ja +5. Vaikka pitoisuudet voivatvaihdella paljon, emäksiset kivet (mm. gabro, peri-dotiitti, amfiboliitti) sisältävät enemmän vanadiinia(40-250 mg/kg) kuin happamat graniitit (Turekian& Wedepohl 1961, Krauskopf 1979, Kabata-Ben-dias & Bendias 1992, Koljonen 1992). Enin osaveden vanadiinista on peräisin melko helposti ha-joavista kiilteistä ja tummista silikaattimineraaleista(amfibolit, pyrokseenit). Sitä esiintyy myös oksidei-na magnetiittimalmeissa. Eloperäistä hiiltä sisältä-vissä liuskeissa voi olla runsaasti vanadiinia (100-5000 mg/kg).

Vanadiini muodostaa molybdeenin, arseenin jafosforin tavoin veteen liukenevia oksianioneja, ku-ten vanadaatteja (VO

43-). Sitä kulkeutuu myös liu-

koisina kelaatteina humuksen kanssa (Kabata-Ben-dias & Bendias 1992). Maaperän ja sedimenttiensaves, Fe- ja Mn-saostumat ja -kelmut sekä or-gaaninen aines sitovat vanadiinia, ja vaikuttavatsiten sen kulkeutumiseen (Adriano 1986). Vanadii-nia on melko runsaasti orgaanisina komplekseinamaaöljyssä ja kivihiilessä, joiden käytöstä sitä rikintavoin vapautuu ympäristöön. Vanadiini onkin eräsyleisimmistä energiatuotannon levittämistä raskas-metalleista (ks. esim. Niskavaara & Äyräs 1991).

Rengaskaivojen veden vanadiinin mediaanipitoi-suudet ovat 0,20 µg/L ja 0,39 µg/L ja porakaivojenvesissä samaa suuruusluokkaa, 0,16 µg/L ja 0,49µg/L (taulukko 1 ja 2). Rengaskaivoissa 7 % ha-

Kuva 48. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden vanadiinin (V) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 48. The vanadium (V) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999.

Vanadiini on alkuaineiden jaksollisessa järjestel-

69



vainnoista ja porakaivoissa 11 % havainnoista ylittivanadiinin 1 µg/L:n pitoisuuden. Vanadiinilla ei oleselvää alueellista jakautumaa, joskin maan etelä-osassa näyttäisi olevan suhteellisesti runsaamminkohonneita vanadiinipitoisuuksia (yli 1 µg/L) kuinmaan itä- ja pohjoisosassa (kuva 48).

Rengaskaivoveden vanadiini korreloi merkitse-vimmin kromin kanssa (r=0,51** ), mutta tätä yh-teyttä ei ole porakaivovedessä. Selvä riippuvuushumuspitoisuutta osoittavan KMnO

4- ja väriluvun

kanssa osoittaa, että osa vanadiinista kulkeutuuvedessä orgaanisina komplekseina (r=0,34** jar=0,36** ). Porakaivovedessä merkitsevät korre-laatiokertoimet vanadiinilla ovat vain molybdeeninja uraanin kanssa (r=0,41** ja r=0,41** ). Vaikkaporakaivojen havaintoverkosto on harva, vanadii-nin jakautuma on liki samankaltainen kuin molyb-deenin ja uraanin alueelliset jakautumat. Muutoinvanadiini näyttää käyttäytyvän varsin itsenäisestiriippumatta veden ominaisuuksista ja muista liuen-neista aineista.

Koboltti (Co)

Koboltti kuuluu ns. rautaryhmään, jonka muitaraskasmetalleja ovat rauta ja nikkeli. Raudan ta-voin se esiintyy hapetusasteella +2 ja +3. Kobolttiarikastuu magman varhaisiin kiteytymiin, joten sitäon runsaimmin oliviinissa ja Fe-Mg- rikkaissa sili-kaateissa, joissa Co2+-ioni voi korvata liki saman

suuruisia Mg2+- ja Fe2+-ioneja. Siksi ultramafistenja mafisten kivien, kuten peridotiitin ja gabron Co-pitoisuudet ovat 90-150 mg/kg, kun taas graniiteis-sa on kobolttia vain 1-7 mg/kg (Bowen 1979, Kraus-kopf 1979). Eniten kobolttia esiintyy sulfidimine-raaleissa raudan ja nikkelin seuralaisena. Kobolttiasitoutuu savimineraaleihin, orgaaniseen aineeseensekä rauta- ja mangaanisaostumiin, jotka suureltaosalta määräävät koboltin liikkuvuuden (Turekian1978). Kobolttia kulkeutuu vesissä myös humusai-neeseen sitoutuneena.

Rengaskaivojen veden mediaani- ja keskiarvotovat 0,09 µg/L ja 0,77 µg/L sekä porakaivojen 0,04µg/L ja 0,42 µg/L (taulukko 1 ja 2). Yli 1 µg/L:npitoisuusrajan ylittää 9 % rengaskaivohavainnois-ta, mutta vain 4 % porakaivohavainnoista. Kobolttieroaa useimmista muista metalleista siinä, että senmäärät ovat rengaskaivovedessä selvästi suurem-pia kuin porakaivovesissä. Mediaani- ja keskiarvo-jen suuri ero puolestaan osoittaa, että koboltinpitoisuusjakautumat ovat laajat ja vinot.

Eniten kohonneita kobolttipitoisuuksia (yli 1 µg/L)on läntisellä rannikkoalueella (kuva 49). Pieni geo-logista alkuperää oleva, hieman ympäristöään kor-keampien kobolttipitoisuuksien alue on, Outokum-mun sulfidimalmirikkaalla vyöhykkeellä, jossa onrunsaasti serpentiniittejä. Porakaivojen koboltin alu-eellinen jakautuma on niin säännötön, että mitäänjohtopäätöksiä koboltin alkuperästä sen perusteellaei voi tehdä. Pikemminkin vaikuttaa siltä, että pää-

Kuva 49. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden koboltin (Co) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 49. The cobalt (Co) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

70



osa porakaivojen koboltista on peräisin veden pump-paamiseen ja johtamiseen tarkoitetuista kalusteis-ta.

Koboltti korreloi merkitsevästi monen vedenominaisuuden ja veteen liuenneen aineen kanssa.Erityisen merkitsevät korrelaatiokertoimet ovatPohjanmaan savikkoalueille tyypillisten veteen liu-enneiden aineiden kanssa. Niinpä rengaskaivove-dessä koboltti korreloi bromidin (r=0,52** ), litiumin(r=0,80** ), sulfaatin (r=0,76** ), piihapon (r=0,46** )sekä sellaisten happamille saville tyypillisten metal-lien kuin alumiinin (r=0,84** ), mangaanin (r=0,80** )ja nikkelin kanssa (r=0,88** ). Porakaivovesissä eikoboltin ja mangaanin välistä korrelaatiota lukuunottamatta (r=0,77** ) ole edellä mainittuja riippu-vuuksia.

Tina (Sn)

Tina on samassa alkuaineiden jaksollisen järjes-telmän ryhmässä kuin lyijy, jonka kanssa sillä onyhteistä se, että kumpikin raskasmetalli esiintyyvedessä hyvin pieninä pitoisuuksina. Yhteistä onmyös se, että kumpaakin metallia joutuu ympäris-töön ihmisen toiminnan seurauksena. Tinaa on pal-jon käytetty mm. peltipurkkien ja kuparisten astioi-den pinnoitteena, juotosmetalleissa ja pronssin ai-neosana sekä myöhemmin myös muovistabilaatto-reina. Tina esiintyy lyijyn tavoin sekä valenssilla +2että +4. Koska tinaa rikastuu magman myöhäisiinkiteytymiin, sitä on eniten graniiteissa ja pegmatii-

teissa. Sitä esiintyy pieniä määriä myös piilevänäsilikaattikiteissä korvaten mm. Fe2+- ja Ca2+-ione-ja. Tärkein tinamineraali on kassiteriitti (SnO

2).

Tinaa voi esiintyä myös rapakivigraniitin fluoriitis-sa (fluorisälvässä). Tinaa sisältävät mineraalit ovatkuitenkin vaikealiukoisia, joten sitä joutuu veteenvain hyvin pieniä määriä.

Kaivovesien tinapitoisuuksien mediaaniarvot ovat<0,5 µg/L ja vain kaksi rengaskaivoveden analyy-sia (700:sta näytteestä) ja 3% porakaivovesissäylitti 0,5 µg/L:n määritysrajan (taulukko 1 ja 2, kuva50). Suurin porakaivoveden Sn- pitoisuus oli 1,92µg/L.

Tallium (Tl)

Tallium on raskain metallinen alkuaine samassaalkuaineiden ryhmässä kuin boori ja alumiini. Luon-nossa tallium esiintyy hapetusasteilla +1 ja +3. Siksise korvaa isomorfisesti kiilteiden, maasälpien jaamfibolien kaliumia ja rubidiumia. Biotiitin Tl-pitoi-suus voi olla 3-15 mg/kg (de Albuquerque & Shaw1978). Talliumin pitoisuudet suurenevat ultramafi-sista, mafisiin, intermediäärisiin ja felsisiin kiviinpitoisuuksien vaihdellessa 0,05-2,3 mg/kg välillä(Kabata-Bendias & Bendias 1994). Graniittien japegmatiittien maasälvissä saattaa olla korkeita Tl-pitoisuuksia (50 mg/kg asti). Talliumia rikastuumyös sulfidimineraaleihin, joissa se usein esiintyyyhdessä arseenin kanssa. Siksi sen pitoisuudetvoivat olla tavallista korkeampia sinkkimalmien

Kuva 50. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden tinan (Sn) pitoisuudet (µg/L) kesällä 1999.Fig. 50. The tin (Sn) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

71



Kuva 51. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden talliumin (Tl) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 51. The thallium (Tl) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

päällä olevassa maapeitteessä.Pääosa rapautumisessa vapautuneesta talliumis-

ta on Tl+-ionina, joka käyttäytyy geokemiallisestiK+- ja Rb+-ionien tavoin. Talliumia pidättyy maape-rän savimineraaleihin, Fe-Mn-saostumiin ja orgaani-seen ainekseen (de Albuquerque & Shaw 1978).Eniten talliumia vapautuu ympäristöön kivihiilenpoltossa, metallien sulatus- ja jalostusprosesseistasekä sementtiteollisuuden pölypäästöistä (Kabata-Bendias & Bendias 1992).

Pohjaveden talliumpitoisuudet ovat erittäin pie-niä (taulukko 1 ja 2). Rengaskaivo- ja porakaivove-den mediaanipitoisuudet ovat alle 0,02 µg/L:n mää-ritysrajan, jonka rengaskaivoveden analyyseistaylittää 31 % mutta porakaivohavainnoista vain 9 %.Määritysrajan ylittäviä Tl-pitoisuuksia on enitenrannikoilla, mutta satunnaisia kohonneita pitoisuuk-sia on myös muualla Suomessa (kuva 51). Suurim-mat Tl- pitoisuudet ovat 0,19 µg/L ja 0,12 µg/L.Rengaskaivovedessä talliumilla on huomionarvoi-nen korrelaatio vain kadmiumin kanssa (r=0,41** ).Porakaivovedessä tallium korreloi monen suolapi-toisuutta osoittavan veden pääkomponentin kans-sa. Ottaen huomioon määritysrajan ylittäneiden Tl-pitoisuuksien pienen määrän, näillä ei välttämättäole mitään geokemiallisia yhteyksiä selittävää ar-voa.

Vaikka tallium on perinteisesti mm. rotanmyr-kyissä ja nahan parkitsemisessa sekä kankaidenkyllästämisessä käytetty myrkyllinen aine, sille ei

ole talousvedessä asetettu mitään terveysperus-teista enimmäispitoisuutta. Tämä ei kuitenkaanmuodosta mitään ongelmaa, koska talliummäärätkaivovedessä ovat aina hyvin pieniä.

Beryllium (Be)

Beryllium kuuluu maa-alkalimetalleihin, muttasen kemialliset ominaisuudet poikkeavat paljonmuista maa-alkaleista, joista tärkeimmät ovat kalsi-um ja magnesium. Geokemiallisesti se muistuttaaeniten alumiinia (Lytle et al. 1992, Edmunds &Trafford 1993). Berylliumia on hivenmääriä kallio-perän yleisissä silikaattimineraaleissa (Sahama 1947,Rankama & Sahama 1950). Berylliumia on rikastu-nut magman jäännösliuoksiin ja metasomaattisestimuuntuneisiin kiviin. Siksi graniiteissa on enemmänberylliumia kuin aikaisemmin kiteytyneissä inter-mediäärisissä ja emäksisissä kivissä, kuten grano-dioriiteissa, gabroissa ja peridotiiteissa (Hörmann1969, Krauskopf 1979). Graniittien Be- pitoisuudetvaihtelevat tavallisesti 3-5 mg/kg välillä (Taylor1964, Mason & Moore 1982). Suurimmat Be-pitoi-suudet tavataan harvinaista yttriumia ja lantanidejasisältävissä pegmatiiteissa, joiden Be- pitoisuudetvaihtelevat jopa 10-250 mg/kg välillä (Hörmann1969). Tärkein berylliummineraali on pegmatiiteis-sa esiintyvä vaikealiukoinen berylli Be

3Al

2(Si

6O

18).

Koska berylliumia sisältävät mineraalit ovat hy-vin niukkaliukoisia, sitä joutuu veteen vain hyvin

72



pieniä määriä. Berylliumia on kuitenkin analysoitutavallista suurempia määriä Tsekin graniittialuei-den happamoituneista (pH 4) purovesistä, joissa seesiintyy alumiinin, fluoridin, raudan ja mangaaninkanssa (Veselý et al. 1989). Fluoridit edistävätberylliumin kulkeutumista, koska ne muodostavatliukoisia BeF+-komplekseja (Lytle et al. 1992).Berylliumin liikkuvuuteen vaikuttaa myös sen komp-leksoituminen humuksen kanssa. Alumiinin tavoinberylliumia rikastuu saviin, rauta- ja mangaanisaos-tumiin sekä orgaaniseen ainekseen, joissa sitä voiolla huomattavia määriä (Sahama 1947, Hörmann1969). Sitä on kivihiilessä (0,1-8 mg/kg), jonkapalamistuotteet ovatkin tärkein ympäristön beryl-liumlähde (Adriano 1986). Tässä suhteessa beryl-lium on samankaltainen hivenaine, kuin vanadiini japienemmässä määrässä tallium.

Pohjaveden berylliumpitoisuudet ovat hyvin pie-net. Rengaskaivo- ja porakaivoveden berylliuminmediaanipitoisuudet ovat <0,1 µg/L (taulukko 1 ja2). Rengas- ja porakaivoissa 0,1 µg/L:n määritysra-jan ylitti 10 % aineistosta ja 1 µg/L:n pitoisuudenrengaskaivovesistä vain kaksi ja porakaivovesistäkolme havaintoa. Rengaskaivovesien berylliumillaon selkeät alueelliset korkeiden pitoisuuksien alueetKaakkois- ja Lounais-Suomen rapakivialueilla sekäVaasan-Korsnäsin seudulla, jossa kaivovedessä onrunsaasti fluoridia (kuva 52). Tämä on sopusoin-nussa sen yllä esitetyn ajatuksen kanssa, että beryl-liumia liikkuu liukoisena fluoridikompleksina. Sa-

moilla alueilla myös alumiinipitoisuudet ovat taval-lista korkeampia. Huolimatta harvemmasta näyte-pisteverkosta, porakaivovesien berylliumin jakau-tuma on samankaltainen kuin rengaskaivovesien.

Rengaskaivoveden beryllium korreloi voimak-kaasti erityisesti savialueille tyypillisten kompo-nenttien, kuten sulfaatin (r=0,68** ), bromidin(r=0,57** ), piihapon (r=0,46** ), boorin (r=0,41** ) jaalumiinin (r=0,96** ) kanssa. Muita merkitseviä kor-relaatioita berylliumilla on litiumin (r=0,91** ), man-gaanin (r=0,73** ), koboltin (r=0,85** ) ja nikkelinkanssa (r=0,71** ). Porakaivovedessä ainoa merkit-sevä korrelaatio on berylliumin ja alumiinin välillä(r=0,66** ).

Vaikka beryllium on puhtaana metallina ja yhdis-teinä myrkyllinen aine, sille ei ole sen hyvin pienienpitoisuuksien vuoksi asetettu terveysperusteistaenimmäismäärää talousvedelle. Berylliumia on poh-javedessä kuitenkin hyvin pieniä määriä. Tämäntutkimuksen erään kaivon vedessä, joka on peräisinsavenalaisista kerrostumista, on berylliumia 9,3 µg/L.Tämän kaivon veden laatu on muiltakin osilta poik-keuksellinen, koska alumiini-, mangaani- ja jodidipi-toisuudet ovat 13,50 mg/L, 5,33 mg/L ja 264 µg/L.

Vismutti (Bi)

Vismutti on geokemiallisesti arseenin ja antimo-nin ja joiltakin ominaisuuksiltaan yttriumin (Y3+)kaltainen +3 valenssilla esiintyvä alkuaine. Sitä on

Kuva 52. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden berylliumin (Be) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 52. The beryllium (Be) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilledinto bedrock in summer 1999.

73



magmaattisissa ja metamorfisissa kivissä vain 0,01-0,2 mg/kg (Sahama 1947, Ahrens & Erlank 1978).Vismutilla on taipumus rikastua orgaaniseen ainek-seen, mistä johtuen sen pitoisuudet grafiittipitoisis-sa liuskeissa voivat olla korkeampia kuin muissakivilajeissa. Vismuttia voi olla rikastuneena apatii-tissa, pegmatiiteissa, hydrotermisissä malmimuo-dostumissa ja graniittien ja kalkkikivien kontakti-vyöhykkeissä (Goldschmidt 1954). Sen määrät ki-vissä ovat vain 0,05-0,2 mg/kg (Mason & Moore1982). Eniten vismuttia esiintyy rikin kanssa sulfi-deissa. Vismuttihohde Bi

2S

3 on vismutin tärkein

mineraali, mutta sitä on myös lyijyhohteessa.Vismuttia on kaivovedessä hyvin vähän (tauluk-

ko 1 ja 2). Niinpä rengaskaivoista (739:sta näyt-teestä) vain kolme ylitti vismutin määritysrajan 0,03µg/L ja porakaivoista (263:sta näytteestä) kuusinäytettä (2,3 %) ylitti mainitun rajapitoisuuden.Suurin vismuttipitoisuus oli 0,28 µg/L. Useimmatmääritysrajan ylittävät vismuttipitoisuudet sijoittu-vat lähelle merenrantaa savirikkaille alueille, muttamitään muita geologisia yhteyksiä korkeisiin vis-muttipitoisuuksiin ei voi havaita (kuva 53). Vaikkanäin pienen määritysrajan ylittävän joukon korrelaa-tioon muiden veden komponenttien kanssa on suh-tauduttava varovasti, voidaan mainita porakaivove-den vismutin yhteys muiden meriperäisten aineiden,kuten bromidin ja kloridin kanssa (r=0,59** ja r=0,59** ).

Torium (Th)

Torium kuuluu samaan alkuaineiden jaksollisenjärjestelmän aktinidiryhmään kuin uraani, jonka lä-heinen sukulaisaine se on. Uraanista torium poikke-aa siinä, että se esiintyy mineraaleissa ja geokemi-allisessa pintakierrossa vain hapetusasteella +4, jaettä se on hyvin vaikealiukoinen.

Toriumia on uraanin tavoin rikastunut myöhäänkiteytyneisiin happamiin kiviin, kuten graniitteihin japegmatiitteihin. Niinpä graniittien Th- pitoisuudetovat 10-20 mg/kg, kun taas gabroissa on toriumiavain 1-5 mg/kg luokkaa (Rankama & Sahama 1950,Taylor 1964). Th/U-suhde on 2,5-10 välillä, jotensitä on enemmän kuin uraania (Wilson & Åkerblom1982). Lähtöaineksen toriumpitoisuudet vaikutta-vat metamorfisten kivien toriumpitoisuuteen. Yleen-sä pitoisuudet pienenevät metamorfoosiasteen kas-vaessa. Maankuoren keskimääräinen Th-pitoisuuson 6-10 mg/kg, mikä on enemmän kuin uraanin(Rogers & Adams 1978b, Krauskopf 1979). Tästähuolimatta sitä kulkeutuu geokemiallisessa pinta-kierrossa hyvin vähän uraaniin verrattuna. Toriumei muodosta yleisiä omia mineraaleja, vaan se kor-vaa uraania ja muita metalleja mineraalien kidera-kenteissa. Eniten toriumia on monatsiitissa, zir-konissa ja titaniitissa. Sitä voi olla myös pieniämääriä kiilteissä, apatiitissa, fluoriitissa ja hematii-tissa. Toriumia vapautuu rapautumisessa veteenhyvin vähän, eikä se ole yhtä helposti liikkuva kuin

Kuva 53. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden vismutin (Bi) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 53. The bismuth (Bi) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

74



Kuva 54. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden toriumin (Th) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 54. The thorium (Th) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

uraani. Vapautunutta toriumia sitoutuu saviainek-seen ja rautaoksideihin ja -hydroksideihin (Rogers& Adams 1978b, Durrance 1986).

Yllä esitetyistä syistä johtuen, kaivovesien tori-umpitoisuudet ovat hyvin pieniä (taulukko 1 ja 2).Toriumin 0,02 µg/L:n määritysrajan ylitti 22 % ren-gaskaivovesistä ja 16 % porakaivovesistä. SuurinTh-pitoisuus on 1,5 µg/L. Rengaskaivojen toriumillaon selkeät anomaaliset alueet Viipurin rapakivialu-een länsiosassa ja sen länsipuolisilla graniittialueillasekä Lounais-Suomen ja Ahvenanmaan rapakivi-alueilla aivan samaan tapaan kuin uraanilla (kuva54). Uraanista poiketen toriumilla on kuitenkin lu-kuisia korkeita pitoisuuksia myös länsirannikolla.Harvemmasta havaintoverkostosta huolimatta po-rakaivovesien toriumpitoisuudet jakautuvat samaantapaan kuin rengaskaivovesienkin.

Koska toriumin määritysrajan ylittäviä pitoisuuk-sia on vain noin viidesosa koko aineistosta, korrelaa-tiolaskennan tuloksia on arvioitava varovasti. Huo-limatta samankaltaisuuksista, toriumin ja uraaninvälinen korrelaatiokerroin on pieni. Merkitsevinkorrelaatio on rengas- ja porakaivovesien toriuminja humuspitoisuuteen liittyvän KMnO

4-luvun ja vä-

riluvun kesken (r=0,47** ja r=0,39** ).Torium on uraanin tavoin ihmiselle ja eläimille

haitallinen aine. Sen hyvin pienet määrät vedessäeivät kuitenkaan aiheuta terveydellisiä ongelmia eikätoriumille siksi ole asetettu terveysperusteista enim-mäispitoisuutta. Paljon suuremman haitan aiheuttaauraanin ja toriumin hajoamistuotteena syntyvä radon.

Hopea (Ag)

Hopea kuuluu samaan alkuaineryhmään kuinkupari ja kulta. Geokemiallisessa pintakierrossa sekäyttäytyykin kuparin tavoin. Kallioperässä hopeaaon rikastunut myöhään kiteytyneisiin pegmatiittei-hin ja muihin hydrotermisiin kivilajeihin. Silikaatti-mineraaleissa hopeaa on hyvin pieninä pitoisuuksi-na melko tasaisesti jakautuneena. Runsaasti orgaa-nista ainesta ja rikkiä sisältävät mustaliuskeet voi-vat kuitenkin sisältää hopeaa moninkertaisen mää-rän (0,35 mg/kg) muihin kivilajeihin verrattuna (Lah-tinen 1995). Hopeaa on myös lyijy- ja sinkkivälk-keessä sekä kupari- ja arseenikiisussa, joiden Ag-pitoisuudet voivat nousta 0,3-0,8 % suuruisiksi (Vin-cent 1974).

Sulfidimineraalien rapautuessa maahan ja ve-teen voi siten vapautua pieniä määriä hopeaa. Hap-pamassa ympäristössä esiintyvät Ag+-ionit sitoutu-vat kuitenkin pian Fe-Mn- ja Al-saostumiin sekäorgaaniseen ainekseen (Vincent 1974). Pieniä mää-riä hopeaa voi kulkeutua liukoisina Ag(SO

4)

23--

komplekseina (Kabata-Bendias & Bendias 1992).Pintavesissä suurin osa hopeasta kulkeutuu mine-raalisiin ja orgaanisiin hiukkasiin sitoutuneena (Gillet al. 1994). Siksi hopeaa voi rikastua pohjasedi-mentteihin, joiden pelkistävissä oloissa sitä saostuuvaikealiukoisina sulfideina.

Hopeaa leviää ympäristöön ennen muuta kaato-paikoilta elektronisista laitteista sekä pieniä määriälaajalle ympäristöön fossiilisten polttoaineiden pala-

75



Kuva 55. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden hopean (Ag) pitoisuudet (µg/L) kesällä1999.Fig. 55.The silver (Ag) concentrations (µg/L) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999.

miskaasuista. Jätevesissä voi olla valokuvausmate-riaaleista peräisin olevaa hopeaa.

Käytännöllisesti katsoen kaikki tämän tutkimuk-sen näytteiden hopeapitoisuudet olivat alle 0,01 µg/L:nmääritysrajan (taulukko 1 ja 2). Rengaskaivovesis-tä vain 6% ja porakaivovesistä 15% ylitti täpärästitämän rajan suurimman Ag- pitoisuuden ollessa0,05 µg/L. Enimmät näistä pitoisuuksista ovat ran-nikolla (kuva 55).

Hopea on myrkyllinen aine, johon ei kuitenkaan

toistaiseksi ole sen hyvin pienien pitoisuuksien vuoksiollut tarvetta kiinnittää huomiota. Siksi uusissa ta-lousveden laatua koskevissa asetuksissa (Anon2000, Anon 2001) hopealle ei enää ole annettuenimmäispitoisuutta. Vanhassa vuodelta 1994 pe-räisin olevassa asetuksessa, joka ei enää ole voi-massa, suurin sallittu talousveden Ag-pitoisuus oli0,01 µg/L, joka vähän ylittyy 1 %:ssa rengaskai-voista ja 3,4 %:ssa porakaivoista.

suhteellisia osuuksia, ei niiden absoluuttisia määriä.Hapen kohdalla tutkittava suhde on 18O/16O javedyllä D/1H . Mitattu suhdeluku on erittäin pieni jasiksi isotooppikoostumukset esitetään δ-arvoina (δ 18Oja δD), mikä kuvaa mitatun näytteen isotooppisuh-teen promillepoikkeamaa kansainvälisen merivesi-standardin, VSMOW, vastaavasta isotooppisuh-teesta.

Alkuaineen isotooppien välisestä massaerostajohtuen luonnon erilaiset kemialliset ja fysikaalisetprosessit suosivat joko alkuaineen kevyempää tairaskaampaa isotooppia. Tätä kutsutaan isotooppi-en väliseksi fraktioitumiseksi, minkä seurauksenaniin elollisen kuin elottoman luonnon prosessit tuot-tavat erilaisen isotooppisuhteen omaavia yhdistei-tä. Merkittävimmät luonnon vesien hapen ja vedyn

5.5 Kaivoveden hapen ja vedyn isotooppikoostumus

Isotoopilla tarkoitetaan saman alkuaineen eri ato-meja, joiden molekyylipaino vaihtelee riippuen ato-min ytimessä olevien varauksettomien hiukkastenlukumäärästä. Alkuaineilla tavataan sekä pysyviäettä radioaktiivisesti hajoavia isotooppeja. Veden(H

2O) rakenneosasten, hapen (O) ja vedyn (H),

luonnossa hajoamattomien eli stabiilien isotooppienmäärä on vakio, mutta niiden suhteelliset osuudeteri yhdisteissä vaihtelevat. Hapella tunnetaan kol-me stabiilia isotooppia, 16O, 17O ja 18O, joista ke-vyintä isotooppia, 16O:a, on luonnossa 99,76%. Ve-dyllä pysyviä isotooppeja on kaksi, 1H ja 2H (2Hmerkitään yleensä D:llä = deuterium), joista kevy-emmän osuus on 99,98% ja raskaamman 0,016%(Hoefs 1987). Hapen ja vedyn isotooppitutkimuk-sissa mitataan näytteessä esiintyvien isotooppien

76



Kuva 56. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden hapen isotoop-pikoostumuksen (δ18O ‰) alueellinen jakauma. Kuvassa on mu-kana 983 analyysipistettä, joista sama-arvopinnat on interpo-loitu käyttäen 100 kilometrin sädettä.Fig. 56. The regional distribution of oxygen isotope (δ18O)concentrations (‰) in waters of dug wells and wells drilled intobedrock in summer 1999. The equiconcentration surfaces weredrawn by interpolating 983 observation points with a 100kilometer radius.

Kuva 57. Vuoden keskilämpötilat havaintojaksolla 1961-1990(Ilmatieteenlaitos).Fig. 57. The annual mean temperatures 1961–1990 (Meteoro-logical Institute of Finland).

isotooppeja fraktioivat tekijät ovat kondensoitumi-nen ja haihtuminen, ja ne aiheuttavat pinta- japohjavesien välille huomattavan isotooppikoostu-museron. Atlantin valtamerellä kehittyvän kosteanilmamassan edetessä kohti pohjoisia alueita vesi-höyryn hapen ja vedyn raskaampi isotooppi rikas-tuu tiivistyvään sadeveteen, jolloin jäljelle jäävävesihöyry köyhtyy raskaammasta isotoopista jasadannan isotooppikoostumusta kuvaavat δ-arvotmuuttuvat asteittain negatiivisemmiksi kosteudenedetessä kylmemmille seuduille. Pilven alapinnas-sa kondensoituvan sadepisaran hapen ja vedynisotooppikoostumus on myös voimakkaasti riippu-

vainen vallitsevasta lämpötilasta ja sen seuraukse-na sadannan keskimääräinen isotooppikoostumuskorreloi alueen vuoden keskilämpötilan kanssa (Dans-gaard 1964).Vastaava korrelaatio on havaittu Suo-men pohjavesissä (Backman et al. 1999, Karhu2001). Koska vain osa sadannasta lopulta päätyypohjavedeksi, on selvää, ettei sadannan keskimää-räinen isotooppikoostumus täysin vastaa pohjave-den isotooppikoostumusta. Tutkimukset lauhkeidenja kylmien ilmastovyöhykkeiden maaperän pohja-vesistä kuitenkin osoittavat, että hapen ja vedynisotooppikoostumukset heijastavat yleensä alueenkeskimääräisen sadannan vastaavia koostumuksia

� ��‰, VSMOW)

< -16,0

-13,0 - -12,5

-14,0 - -13,5-14,5 - -14,0

-15,0 - -14,5-16,0 - -15,0

-12,5 - -12,0> -12,0

-13,5 - -13,00°C

+1°C

+5°C

+2°C

+3°C

+4°C

-2°C

-2°C

0°C-1°C

-1°C

+1°C

+2°C

+3°C

+4°C

+5°C

-3°C

-2°C

-2°C-3°C-3°C

-3°C

-4°C

-4°C

+2°C

77



(Clark & Fritz 1997).Tämän tutkimuksen isotooppinäyteaineisto koos-

tuu 983 kaivovesinäytteestä, joista noin 20% onkallioporakaivoja. Näytteistä määritettiin kaikistahapen ja 127:sta näytteestä vedyn isotooppikoostu-mus. Rengaskaivo- ja kallioporakaivovesien hapenisotooppikoostumusten välillä ei havaittu systemaat-tisia eroja. Määritetyt hapen ja vedyn isotooppi-koostumukset vaihettuvat systemaattisesti maaneteläosan δ18O:n maksimiarvosta –11,3 ‰ pohjoi-sen minimiin –16,8 ‰ (kuva 56) ja δD arvot

vastaavasti –81 ‰:sta –124 ‰:een. Pohjois-Lapinδ18O:n ja δD:n arvoissa havaitaan inversio kohtipositiivisempia arvoja, mikä johtuu todennäköisestiJäämeren vaikutuksesta sadeveden isotooppikoos-tumukseen. Lukuun ottamatta itäistä Suomea, iso-tooppikoostumusvaihtelu on lähes samansuuntai-nen vuoden keskilämpötilamuutoksen kanssa ete-län +5 °C:sta pohjoisen –3 °C:een (kuva 57). Vuo-den keskilämpötilaa voidaankin pitää merkittävim-pänä Suomen matalien pohjavesien hapen ja vedynisotooppikoostumusta kontrolloivana tekijänä.

Kaivoveden lämpötila vastaa harvoin pohjave-den todellista lämpötilaa, koska vesi ehtii lämmetärengaskaivon avonaisessa vesipesässä tai porakai-von vesisäiliöissä ja putkistossa. Kesällä kaivove-den lämpötila on korkeampi ja talvella se saattaaolla alempi kuin varsinaisen pohjaveden. Luonnolli-nen pohjaveden lämpötila Suomessa seuraa ilmankeskilämpötilan isotermejä siten, että pohjavedenlämpötila on Etelä-Suomessa noin 2 oC astettakorkeampi ja Pohjois-Suomessa +4 oC -+5 oC astet-ta korkeampi kuin vuoden keskilämpötila. Luonnol-lisen pohjaveden lämpötila on Etelä-Suomessa +5,5oC -+7 oC ja alenee pohjoiseen mentäessä siten, ettäse on Oulun korkeudella +4 oC-+4,5oC ja Lapissaenää +1,5 oC-+3,5oC.

Kesällä tehdyissä lämpötilamittauksissa pohja-veden luonnollinen lämpötila asettaa sen alarajan,jota alempia lämpötiloja ei yleensä ole. Poikkeuksiaovat syvät kaivot, jotka ovat jäätyneet talvella jajoissa jää voi viipyä jopa alkukesään asti. AlimmatEtelä-Suomen lämpötilamittaustulokset ovat yli +5oC (kuva 58). Koillismaan ja Pohjois-Suomen kai-vovesissä on suhteellisesti eniten alhaisia +0,5 oC… +3,5 oC:n lämpötiloja, mutta joukossa on myösmatalia lämmenneitä kaivoja.

Suomen tyypilliset rengaskaivovedet ovat hap-pamia ja porakaivovedet neutraaleja tai lievästiemäksisiä, vähän liuenneita aineita sisältäviä (peh-

6. KAIVOVEDEN LAATU JA SITÄ SÄÄTELEVÄT YMPÄRISTÖTEKIJÄT

6.1 Kaivoveden laatu

meitä) vesiä, joiden pääkomponentit ovat kalsium jabikarbonaatti (kuva 59a). Muita pienempinä pitoi-suuksina esiintyviä kationeja ovat magnesium, ka-lium ja natrium. Rapakivigraniittien kallioperän alu-eilla kaivovesissä voi olla huomattavia määriä fluo-ridia. Anioneista sulfaattia on usein melko runsaas-ti, kun taas klorideja ja nitraatteja on puhtaassakaivovedessä vain vähän. Poikkeuksellisen happa-massa kaivovedessä kalsium ja bikarbonaatti ovatedelleen runsaimmat komponentit, mutta kaivongeologisesta ympäristöstä riippuen, myös natriumia,kaliumia ja magnesiumia sekä anioneista sulfaattiaja kloridia voi olla melko runsaasti (kuva 59b).Pelkistävissä olosuhteissa rautaa ja joskus man-gaania voi liueta veteen huomattavia määriä. Ran-nikon happamien savikerrostumien vaikutuspiirissäon happamia sulfaattivaltaisia kaivovesiä, jotka si-sältävät runsaasti liuenneita aineita. Myös Na-Cl--valtaiset vain vähän liuenneita aineita sisältävätlähde- ja kaivovedet voivat olla happamia. Ranni-kolla tavataan suolaisia porakaivovesiä, joiden pää-komponentit ovat natrium ja kloridi, mutta myöskalsiumia voi olla runsaasti (kuva 59c). Suuretnitraattipitoisuudet puolestaan ovat luonteenomai-sia likaantuneille kaivovesille, joissa yleensä onmyös tavallista enemmän natriumia ja kaliumia(kuva 59d).

78



Kuva 58. Rengaskaivojen ja porakaivojen veden lämpötila (T, oC) kesällä 1999.Fig. 58. The water temperature (T, oC) of dug wells and wells drilled into bedrock in summer1999.

Kuva 59. Koostumukseltaan erilaisia kaivovesiä: a) Tavanomainen rengaskaivovesi (pH=6,5, EC=13,4 mS/m, +25 oC); b) Hapanrengaskaivovesi (pH 5,7, EC= 5,9 mS/m); c) Suolainen porakaivovesi (pH=7,5, EC=402 mS/m, Cl-=1120 mg/L); d) Likaantunutrengaskaivovesi (pH=6,4, EC=40,4 mS/m, NO

3-=81,9 mg/L). EC= sähkönjohtavuus.

Fig. 59. Different chemical types of well waters. a) Typical water type from a dug well (pH=6.5, EC=13.4 mS/m,+25 oC); b) Acidwater from a dug well (pH 5.7, EC= 5.9 mS/m); c) Saline water from a well drilled into bedrock (pH=7.5, EC=402 mS/m, Cl-=1120mg/L); d) Polluted water from a dug well (pH=6.4, EC=40.4 mS/m, NO

3-=81.9 mg/L). EC= electrical conductivity.

a)a)a)a)a) b)b)b)b)b)

c)c)c)c)c) d)d)d)d)d)

79



Kuva 60. Rengaskaivoveden sähkönjohtavuus (EC mS/m, +25 oC) eri hydrogeologisissa provinsseissa (ks. selitykset kuvasta 1, vrt.myös kuva 17 ja taulukko 3).Fig. 60. Electrical conductivity (EC, mS/m +25 oC) in different hydrogeological areas (see explanations in Figures 1 and 17 andTable 3).

6.2 Alueelliset ja geologiset tekijät

Kaivovesien liuenneiden aineiden määrän ja siitäriippuvaisen sähkönjohtavuuden (EC) mediaani onsuurin maan etelä- ja lounaisosassa (alue 1., ks.

kuva 1), hieman pienempi länsirannikolla (alue 2.) japienenee edelleen Sisä-Suomeen sekä Itä- ja Poh-jois-Suomeen (alue 3. ja 4.) mentäessä (kuva 60,

80



Taulukko 3. Näytteenoton yhteydessä mitattu kaivoveden sähkönjohtavuus (mS/m, +25 oC) hydro-geologisilla alueilla: 1. Etelä- ja Lounais-Suomen rannikko- ja saaristoalueet, 2. Länsirannikko, 3.Sisä-Suomi ja 4. Koillismaa- ja Pohjois-Suomi (ks. myös kuvat 1, 17 ja 60). Rengaskaivot onryhmitelty koostumukseltaan vaihteleviin maaperämuodostumiin (akvifereihin): Moreeni, lajittunutaines (hiekka ja sora) sekä savenalaiset kerrostumat (voivat olla moreenia tai lajittunutta ainesta).Porakaivot kuuluvat kallioakviferi-ryhmään.Table 3. The electrical conductivity (mS/m, +25 oC) measured in the connection of water samplingin different hydrogeological areas: 1. Coastal and archipelago regions in South and SouthwestFinland, 2. West coast, 3. Central Finland and 4. Northeast and North Finland (see Figure 1, 17and 60). The dug wells were grouped into different aquifer types: Till (Moreeniakviferit), glacio-fluvial sand and gravel (lajittuneet akviferit) and various deposits (til l, sand and gravel) confinedby impervious clay deposits (savenalaiset akviferit). Wells drilled into bedrock belong to the groupof bedrock aquifer (kallioakviferit). Whole country=koko maa, Lukumäärä yhteensä=Total numberof samples.

Hydrogeol. Moreeni - La j i t tuneet Savenalaiset Kal l io- Lukumääräalue akv i fer i t akv i fer i t akv i fer i t akv i fer i t yh teensä

1 . 17 ,8 12 ,6 32 ,0 40 ,1 2 9 4

2 . 14 ,6 12 ,7 33 ,3 42 ,7 9 8

3 . 12 ,3 11 ,0 - 23 ,7 4 0 2

4 . 7 ,4 7 ,0 - 11 ,4 2 0 8

Koko maa 12 ,1 11 ,0 32 ,5 23 ,2

Lukumääräyhteensä 3 9 0 2 8 0 6 9 2 6 3 1 0 0 2

taulukko 3, ks. myös Tarvainen et al. 2000). Etelä-ja lounaisrannikolla on runsaasti hienojakoisia savi-kerrostumia, joiden huokosvedessä voi vielä ollajäljellä meriveden suoloja. Myös maankäyttö ontehokasta, joten pohjaveteen joutuu ihmisen toimin-nasta peräisin olevia aineita. Itä- ja Pohjois-Suo-messa savikot puuttuvat ja asutus on harvaa, jotenmyös kaivovesien sähkönjohtavuudet ovat pieniä.

Moreeniin kaivettujen rengaskaivojen veden säh-könjohtavuudet ovat tilastollisesti hieman suurem-pia kuin hiekasta ja sorasta vetensä saavien kaivo-jen vedestä mitatut arvot (taulukko 3). Ainesmäärätovat noin kaksinkertaisia sellaisissa kaivoissa, jotkasaavat vetensä savenalaisista maakerroksista. Kor-keimmat mittaustulokset on saatu kallioporakai-voista, johon vesi voi virrata kaukaakin maakerros-ten peittämässä kallioperässä. Liuenneiden ainei-den määrä on siten verrannollinen akviferiaineksenlajittuneisuuteen ja pohjaveden viipymään eli vir-tausaikaan maa- ja kallioperässä. Mitä enemmänmaa-aineksessa on hienoainesta ja mitä kauemminpohjavesi maa- ja kallioperässä viipyy, sitä tehok-kaampi on vedenja mineraalien välinen geokemi-allinen vuorovaikutus ja sitä enemmän liuenneitaaineita joutuu pohjaveteen.

Kallioperän kivilajien vaikutus veden laatuun onselvin porakaivoissa, joissa pohjaveden ja kivenmineraalien välillä on välitön vuorovaikutus. Arviotovat kuitenkin vain suuntaa antavia, koska kaivonlävistämiä kivilajeja ei yleensä tunneta ja kaivonpai-kan kivilajitulkinta perustuu maanpinnan karttatie-toihin. Lisäksi erityisesti rannikkoalueilla muut voi-

makkaammin vaikuttavat ympäristötekijät, kutenakvifereja peittävät savikerrostumat ja kaivon li-kaantuminen peittävät kivilajista johtuvien tekijöi-den vaikutusta veden laatuun (ks. esim. Lahermoet al. 1990).

Eniten liuenneita aineita on rapakivigraniittiintehtyjen porakaivojen vesissä, koska tässä joukos-sa on mukana runsaasti meriperäisiä suoloja (Na–Cl-) sisältäviä kaivoja (taulukko 4). Rapakivigranii-tille on luonteenomaista korkeat fluoridin, boorin,molybdeenin ja radonin pitoisuudet. Myös muidengraniittien ja granodioriittien porakaivovesissä ontavallista enemmän molybdeeniä ja radonia. Sensijaan kalsiumin määrä (ja veden kovuus) on rapa-kivien porakaivovesissä melko pieni. Kallioperänkivilajikoostumuksen vaikutus näkyy verrattaessaemäksisten ja ultraemäksisten kivilajien (mafiset jaultramafiset metavulkaniitit) porakaivojen vedensähkönjohtavuuksia intermediääristen ja happami-en kivilajien (graniitti ja granodioriitti sekä kiillelius-ke ja kiillegneissi) porakaivovesiin. Pienimmät liu-enneiden aineiden määrät on Itä- ja Pohjois-Suo-men granodioriittigneissin ja kvartsiitin porakaivo-vesissä. Pieniin ainespitoisuuksiin myötävaikutta-vat myös savikerrosten puuttuminen ja pieni asu-tuksen maankäytön aiheuttama paine harvaan asu-tuilla alueilla. Pienet kloridipitoisuudet tähdentävätsamoja syitä. Suurin sulfaattipitoisuuden mediaanion sulfidimineraaleja sisältävien mustaliuskealuei-den porakaivojen vedessä.

Alueellisten ja geologisten tekijöiden (ks. yllä)ohella liuenneen hapen ja hiilidioksidin sekä hu-

81



Taulukko 4. Porakaivojen veden eräiden muuttujien mediaaniarvot eri kivilajeista koostuvilla alueilla (kivilajit onmääritetty karttatulkinnalla): 1. rapakivigraniitti, 2. emäksisiä ja ultraemäksisiä kivilajeja (metavulkaniitteja sekädiabaasi), 3. graniitti ja granodioriitti, 4. kiil leliuskeita ja kiil legneissiä, 5. kiil leliuskeita ja kiil legneissiä, joissamustaliuskevälikerroksia, 6. granodioriittigneissiä ja migmatiitteja (arkeista pohjagneissiä), 7. kvartsiitti.Fig. 4. The median values of selected variables (muuttuja) in water from the wells drilled into bedrock composed ofdifferent rock types determined by the map interpretation: 1. rapakivi granite, 2. mafic and ultramafic rocks (meta-volcanites and diabase), 3. ordinary granite and granodiorite, 4. mica schists and mica gneiss, 5. mica schistsintercalated by layers of black schists, 6. granodiorite gneiss and migmatites (Archaean basement gneiss), and 7.quartzite. Lukumäärä = count

1 . 2 . 3 . 4 . 5 . 6 . 7 .

p H 7 ,50 7 ,25 7 ,20 7 ,30 7 ,25 6 ,40 6 ,85EC, mS/m 40 ,7 27 ,5 24 ,3 24 ,6 24 ,7 12 ,5 12 ,1KMnO

4, mg/L 5 ,2 3 ,6 3 ,7 3 ,0 4 ,7 2 ,7 3 ,8

HCO3

-, mg/L 1 5 0 1 0 2 9 5 7 8 1 0 9 3 7 4 8SO

42-, mg/L 19 ,4 13 ,1 12 ,8 10 ,7 25 ,1 5 ,9 5 ,9

Cl-, mg/L 17 ,5 12 ,4 9 ,6 10 ,5 8 ,9 4 ,2 3 ,3

Ca, mg/L 13 ,7 26 ,8 16 ,2 16 ,6 15 ,8 11 ,2 10 ,0Mg, mg/L 4 ,8 5 ,2 4 ,5 5 ,6 4 ,4 3 ,2 4 ,0Na, mg/L 34 ,1 6 ,8 10 ,4 10 ,0 15 ,0 4 ,2 3 ,0

Mo, µg/L 3 ,29 0 ,30 0 ,82 0 ,72 0 ,42 0 ,05 0 ,11B, µg/L 71 ,3 27 ,3 29 ,5 20 ,6 39 ,5 8 ,8 6 ,8Rn, Bq/L 2 5 2 4 9 2 0 9 1 0 6 6 3 8 3 1 2 6

Lukumäärä 3 3 2 4 8 8 3 5 2 4 2 6 1 6

Taulukko 5. Rengaskaivojen veden eräiden muuttujien mediaaniarvot eri kivilajeista koostuvilla alueilla. Kivilajit(määritetty karttatulkinnalla): 1. rapakivigraniitti, 2. emäksisiä ja ultraemäksisiä kivilajeja (mafisia ja ultramafisiametavulkaniitteja sekä diabaasi), 3. graniitti ja granodioriitti, 4. kiil leliuskeita ja kiil legneissiä, 5. kiil leliuskeita jakiil legneissiä, joissa mustaliuskevälikerroksia, 6. graniittigneissiä ja migmatiitteja (pohjagneissiä), 7. kvartsiitti.Table 5. The median values of selected variables (muuttuja) in water from the wells drilled into bedrock composed ofdifferent rock types determined by the map interpretation: 1. rapakivi granite, 2. mafic and ultramafic rocks (metavol-canites and diabase), 3. ordinary granite and granodiorite, 4. mica schists and mica gneiss, 5. mica schists intercalatedby layers of black schists, 6. granodiorite gneiss and migmatites (Archaean basement gneiss), and 7. quartzite.Lukumäärä = count

1 . 2 . 3 . 4 . 5 . 6 . 7 .

p H 6 ,40 6 ,50 6 ,40 6 ,30 6 ,30 6 ,30 6 ,30EC, mS/m 17 ,6 13 ,3 12 ,5 12 ,3 12 ,3 8 ,0 7 ,5KMnO

4, mg/L 4 ,1 4 ,3 4 ,2 5 ,1 4 ,9 5 ,6 4 ,1

HCO3

-, mg/L 39 ,1 45 ,8 33 ,5 36 ,6 25 ,0 24 ,4 25 ,6SO

42-, mg/L 11 ,4 10 ,4 10 ,1 11 ,8 11 ,7 5 ,1 6 ,8

Cl-, mg/L 5 ,7 4 ,6 3 ,9 4 ,0 2 ,9 2 ,2 1 ,9

Ca, mg/L 15 ,4 15 ,4 11 ,0 12 ,0 10 ,1 7 ,3 7 ,8Mg, mg/L 3 ,0 3 ,3 2 ,3 2 ,5 2 ,3 1 ,5 1 ,6Na, mg/L 6 ,1 5 ,5 4 ,5 3 ,8 3 ,6 2 ,6 2 ,3

Mo, µg/L 0 ,27 0 ,16 0 ,13 0 ,11 0 ,10 0 ,06 0 ,02B, µg/L 14 ,7 20 ,0 12 ,5 17 ,8 15 ,1 7 ,1 6 ,2Rn, Bq/L 2 4 8 ,0 1 4 9 ,5 7 ,5 9 ,0 1 7

Lukumäärä 6 8 5 3 2 9 3 8 4 9 1 7 1 2 7

muksen määrä vaikuttavat kiven ja veden geokemi-allisiin reaktioihin, joiden tuloksena aineita vapau-tuu veteen, sekä niiden olomuotoon, kulkeutumi-seen ja pitoisuuksiin pohjavedessä. Kaivoveteenjoutuva humus ja orgaaniset lika-aineet kuluttavatveteen liuennutta happea, jolloin mm. rautaa ja

mangaania liukenee pohjaveteen ferro-ionina (Fe2+)ja mangaano-ionina (Mn2+). Orgaaninen aines voimyös kompleksoida alkuaineita liikkuvampaan muo-toon, minkä seurauksena kaivovedessä voi olla ta-vallista enemmän kaliumia, alumiinia, rautaa, man-gaania sekä pieninä pitoisuuksina esiintyviä metal-

Table 4. The median values of selected variables (muuttuja) in water from the wells drilled into bedrock composed ofdifferent rock types determined by the map interpretation: 1. rapakivi granite, 2. mafic and ultramafic rocks (meta-volcanites and diabase), 3. ordinary granite and granodiorite, 4. mica schists and mica gneiss, 5. mica schistsintercalated by layers of black schists, 6. granodiorite gneiss and migmatites (Archaean basement gneiss), and 7.quartzite. Lukumäärä = count

82



leja (esim. kromia). Pääosa veteen liuenneestahiilidioksidista on peräisin maanpinnan karikkeen jahumuksen hajoamisesta sekä veteen joutuneen or-gaanisen aineen hajoamisesta. Runsas liuenneenhiilidioksidin määrä vedessä tehostaa erityisesti kar-bonaattien, mutta myös silikaattimineraalien rapau-tumista, joiden seurauksena veteen vapautuu mm.maa-alkalimetalleja ja bikarbonaattia.

Maaperään kaivettujen rengaskaivojen vedessäkivilajin vaikutus on riippuvainen kyseisen kivilaji-alueen laajuudesta ja maaperän glasiaalisesta kehi-tyshistoriasta. Veden fysikaalis-kemialliset muut-tujat eri kivilajien alueilla noudattavat kuitenkinlikimain samankaltaista jakaumaa kuin porakaivo-vedessä (ks. yllä). Samoin kuin porakaivovedessä ,myös rengaskaivojen vedessä on eniten liuenneitaaineita rapakivigraniittien alueilla (taulukko 5). Tästävoi vetää sen johtopäätöksen, että maaperän ja

kallioperän pohjaveden välillä on läheinen riippu-vuussuhde. Geokemiallisesti reaktiivisempien emäk-sisten kivilajien alueilla kaivoveden pH ja sähkön-johtavuus (EC) ovat korkeammat ja vedessä onenemmän liuenneita aineita, esimerkiksi kalsiumia,magnesiumia ja natriumia sekä bikarbonaatteja,kuin muiden kivilajien alueilla, joista Itä- ja Pohjois-Suomen graniittigneissi ja kvartsiitti edustavat pie-nintä liuenneiden aineiden määrää). Molybdeeniaon eniten rapakivialueilla kun taas boorin pitoisuu-det ovat suurimmat emäksisten kivilajien vaikutus-piirissä olevien rengaskaivojen vedessä. Radon-pitoisuudet ovat paljon pienempiä rengaskaivojenkuin porakaivojen vedessä, mutta tätä radioaktiivis-ta kaasua on kuitenkin selvästi enemmän rapakivi-graniitin ja muiden graniittien rengaskaivojen ve-dessä kuin muilla kivilajialueilla lukuun ottamattakvartsiitteja.

Veden laatuun vaikuttavien tekijäryhmien mer-kitystä tutkittiin Varimax-rotatoidulla faktoriana-lyysillä. Analyysi tehtiin 15 muuttujalla erikseenrengas- ja porakaivoille. Rengaskaivovesille valit-tiin pääkomponenttianalyysin perusteella 5 faktoria(taulukko 6) ja porakaivovesille 4 faktoria (taulukko7). Näiden lisäksi tehtiin rinnakkaisajoja suurem-malla muuttujamäärällä (maksimi 29 muuttujaa),jotta voitiin selvittää muuttujien valinnan vaikutustafaktoreihin ja eri komponenttien latauksiin.

Rengaskaivot

Rengaskaivoveden liuenneiden aineiden mää-rään tai suolapitoisuuteen eniten vaikuttavat pää-anionit ja -kationit selittivät lähes 38 % tutkittujenalkuaineiden pitoisuuksien vaihtelusta (1. faktori tai”suolaisuusfaktori”, taulukko 6). Rannikon merelli-sillä savikoilla sijaitseville rengaskaivoille on tyypil-listä korkeat kloridi-, bromidi-, sulfaatti- ja natrium-pitoisuudet. Samojen kaivovesien sähkönjohtavuus(EC) sekä jodidi-, boori-, kalsium-, kalium-, barium-ja fosfaattipitoisuudet ovat myös keskimääräistäsuuremmat. Pieni nitraatin lataus (0,27) viittaa sii-hen, että kaivoveden mahdollisella likaantumisellaei ole suurta veden kokonaissuolaisuutta lisääväävaikutusta. Liuenneen hapen pieni negatiivinen la-taus (-0,25) viittaa siihen tosiasiaan, että kaivonsyvyyden ja siten myös suolapitoisuuden kasvaes-sa, veden happikylläisyys pienenee.

Hiilihappopitoisten (CO2-pitoisten) kaivovesien

alhainen happikylläisyysaste selitti yli 15 % pitoi-

suuksien kokonaisvaihtelusta (2. faktori tai ”happi-kylläisyysfaktori”). Happikylläisyys on raudan jamangaanin esiintymisen tärkein säätelijä, muttamyös humuspitoisuutta kuvaavalla KMnO

4-luvulla

on faktorimallissa merkittävä lataus (0,31).Rengaskaivojen veden likaantuminen selitti yli

12 % muuttujien kokonaisvaihtelusta. Likaantuneil-le kaivovesille on tyypillistä korkeat nitraatti-, kali-um-, kalsium- ja CO

2-pitoisuudet (3. faktori tai

”likaantumisfaktori”). Suuremmalla muuttujajou-kolla tehty faktorianalyysi osoitti, että myös sul-faatti-, bikarbonaatti- ja kloridi-, strontium-, ba-rium- ja rubidiumpitoisuudet sekä liuenneen orgaa-nisen aineksen (KMnO

4-luku) määrät kasvavat

pohjaveden likaantuessa. Lievä raudan negatiivi-nen lataus (–0,25) viittaa siihen, että nitraattilikaan-tumista tapahtuu pääasiassa matalissa kaivoissa,joiden happikylläisyys on suuri (eikä rautaa siksimainittavasti esiinny).

Neljäs rengaskaivojen veden laatua selittävä te-kijä (4. faktori tai ”pH-faktori”) on happamuus, jotamitataan pH-luvulla (selitysosuus yli 7 %). Lievästihappamille ja neutraaleille pohjavesille on tyypillis-tä korkea bikarbonaatti- sekä kalsium- ja magnesi-umpitoisuus (veden kovuus), jotka säätelevät ve-den pH-tasoa. Liuenneella hiilidioksidilla on heikkonegatiivinen lataus (–0,25), joten faktorianalyysinperusteella arvioitaessa hiilihapon merkitys pH -tasoon on pienempi kuin bikarbonaatin. Alumiiniaon keskimääräistä enemmän happamissa vesissä,mutta humuksen määrä vaikuttaa enemmän alumii-nin kulkeutumiseen ja sen pitoisuuteen kaivovedes-

6.3 Faktorianalyysi

83



Taulukko 6. Rengaskaivojen veden laatuun liittyvät Varimax-rotatoidut faktorit F1–F5. Faktorien lukumäärä on valittupääkomponenttianalyysin avulla. Vain itseisarvoltaan yli 0,3 olevat lataukset on merkitty taulukkoon. Faktorimallinselitysosuus on 78,1 %.Table 6. The Varimax-rotated factors F1–F5 computed for selected water quality variables (muuttuja) in dug wells. Thenumber of factors was determined by using the principal component analysis. Only the loadings exceeding the valueof 0.3 were included in the table. The cumulative variance explained is 78.1 %. Kommunaliteetti=communality.

Muuttuja F 1 F 2 F 3 F 4 F 5 Kommunal i teet t i

Al* - 0 ,30 0 ,87 0 ,85Br-* 0 ,75 0 ,31 0 ,75Cl-* 0 ,88 0 ,84K * 0 ,35 0 ,68 0 ,75Mn* 0 ,32 0 ,73 0 ,31 0 ,74Ca* 0 ,45 0 ,55 0 ,53 0 ,84Fe* 0 ,63 0 ,45 0 ,72Na* 0 ,75 0 ,30 0 ,32 0 ,80

NO3

-* 0 ,78 0 ,75SO

42-* 0 ,52 0 ,46 0 ,50

HCO3

-* 0 ,36 0 ,36 0 ,76 0 ,90KMnO

4-luku* 0 ,31 0 ,31 0 ,80 0 ,85

p H 0 ,90 0 ,86CO

20 ,60 0 ,61 0 ,82

O2

-0 ,82 0 ,75

Ominaisarvot 5 ,67 2 ,27 1 ,89 1 ,01 0 ,83EigenvaluesSelitysosuus (%) 37 ,8 15 ,1 12 ,6 7 ,08 5 ,54Percent of totalvariance explained

* = Muuttujan pitoisuudesta on otettu 10-kantainen logaritmi ennen faktorianalyysiä.Base-10 logaritms of variables were in calculations.

Taulukko 7. Porakaivojen veden laatuun liittyvät Varimax-rotatoidut faktorit F1–F4. Faktorien lukumäärä on valittupääkomponenttianalyysin avulla. Vain itseisarvoltaan yli 0,3 olevat lataukset on merkitty taulukkoon. Faktorimallinselitysosuus on 75,1 %.Table 7. The Varimax-rotated factors F1–F4 computed for selected water quality variables (Muuttuja) in wells drilledinto bedrock. The number of factors was determined by using the principal component analysis. Only the loadingsexceeding the value of 0.3 were included in the table. The cumulative variance explained is 75.1 %. Kommuna-l i tee t t i=communal i ty .

Muuttuja F 1 F 2 F 3 F 4 Kommunal i teet t i

Al* 0 ,87 0 ,86Br-* 0 ,84 0 ,80Cl-* 0 ,89 0 ,31 0 ,81K * 0 ,56 0 ,68 0 ,71

Mn* 0 ,31 0 ,73 0 ,31 0 ,79Ca* 0 ,79 0 ,55 0 ,79Fe* 0 ,63 0 ,45 0 ,75Na* 0 ,83 0 ,30 0 ,89

NO3

-* 0 ,78 0 ,81SO

42-* 0 ,75 0 ,46 0 ,61

HCO3

-* 0 ,73 0 ,36 0 ,36 0 ,73KMnO

4-luku* 0 ,46 0 ,31 0 ,31 0 ,80 0 ,79

p H 0 ,38 0 ,67CO

20 ,60 0 ,61 0 ,75

O2

-0 ,37 -0 ,82 0 ,52

Ominaisarvo 5 ,96 2 ,81 1 ,54 0 ,95EigenvalueSelitysosuus (%) 39 ,7 18 ,8 10 ,2 6 ,34Percent of totalvariance explained

* = Muuttujan pitoisuudesta on otettu 10-kantainen logaritmi ennen faktorianalyysiä.Base-10 logaritms of variables were used in calculations.

84



sä (KMnO4 -luvulla on suuri lataus).

Viides ympäristötekijä (5. faktori tai ”humusfak-tori”) on kaivoveden humuksen määrä, jota mita-taan väri- ja KMnO

4-luvulla. Humuksen runsaus

rengaskaivojen vedessä selittää suurelta osin hu-muksen kanssa kompleksoituneena kulkevien alu-miinin, raudan ja kromin määrän. Faktorimallin lata-usten perusteella arvioituna, rauta kompleksoituuhumuksen kanssa alttiimmin kuin mangaani. pH-tasoon veden humuksella ei ole vaikutusta.

Porakaivot

Myös porakaivovesissä liuenneiden aineidenmäärä tai suolapitoisuus selitti eniten faktorianalyy-siin otettujen muuttujien vaihtelusta (lähes 40 %,taulukko 7). Suolaisuus selitti kloridin ja bromidinlisäksi kalsiumin, magnesiumin, strontiumin, nat-riumin, kaliumin ja sulfaatin pitoisuuksia. Korkeah-ko pH ja alhainen happikylläisyysaste ovat myösluonteenomaisia tälle ryhmälle (1. faktori tai ”suo-laisuusfaktori”).

Pieni liuenneen hapen määrä (2. faktori tai ”hap-pikylläisyysfaktori”) selittää lähes 19 % valittujenmuuttujien vaihteluista. Pieni veden happipitoisuuson syynä porakaivoveden korkeisiin rauta- ja man-gaanipitoisuuksiin. Faktorimallin melko vahva nega-tiivinen nitraatin lataus (–0,46) osoittaa, että nitraat-tipitoisuudet ovat pienet pelkistävässä ympäristössä

tiiviin maapeitteen alaisessa kallioperässä, jossasuuri osa nitraateista pelkistyy alemmalla hapetus-asteella oleviksi typpiyhdisteiksi tai typpikaasuksi.

Porakaivovesien kolmannen faktorin (3. faktoritai ”likaantumisfaktori”) selitysosuus on yli 10 %.Se on likaantumisfaktori, jossa nitraatin, hiilihaponsekä kaliumin pitoisuudet ovat korkeat. pH:lla onvoimakas negatiivinen lataus, mikä merkitsee sitä,että porakaivoveden pH alenee likaantumisen seu-rauksena. Kalsium- ja magnesium-pitoisuudet jaKMnO

4-luku kasvavat vain vähän siksi, että likaan-

tuminen on voimakkaampaa matalissa, vähemmänsuoloja sisältävissä kuin syvissä porakaivoissa. Myösnatriumin (–0,35) ja bikarbonaatin (–0,25) heikotnegatiiviset lataukset viittaavat siihen, että nitraat-tilikaantumista ei juuri tapahdu keskimääräistä enem-män suoloja sisältävissä syvissä porakaivoissa.

Neljäs porakaivoveden laatua säätelevä tekijä(4. faktori tai ”humusfaktori”), joka selittää yli 6 %vaihteluista, on humuksen määrä (ks. KMnO

4-luku).

Maanpinnalta kaivoveteen kulkeutunut humus sää-telee erityisesti alumiinin määrää (suurin lataus).Faktorimallissa pH:lla on heikko negatiivinen lataus(–0,21), mikä viittaa siihen, että humus vaikuttaavain vähän porakaivoveden pH -tasoa alentavasti,eikä sillä ole suurta merkitystä alumiinin esiintymi-seen. Toisin kuin rengaskaivojen vedessä, porakai-vovedessä rauta ja mangaani eivät esiinny komp-leksiyhdisteinä humuksen kanssa.

7. KAIVOVEDEN LIKAANTUMINEN JA TERVEYDELLINEN LAATU

7.1 Kaivoveden likaantuminen

Kaivon likaantuminen näkyy monien veden omi-naisuuksien (pH, sähkönjohtavuus, väri, KMnO

4-

luku) muuttumisena ja lähes kaikkien veteen liuen-neiden aineiden määrien kasvuna. Tavallisimmattalousvesikaivojen likalähteet ovat kasvinviljelynlannoitteet ja karjatalouden jätteet, asutuksen vuo-tavat viemärit ja sakokaivot sekä jätevesien maa-imeytys. Näistä likalähteistä veteen joutuu erityi-sesti nitraatteja, kloridia, natriumia ja kaliumia. Myösliikenne ja erityisesti tiesuolat voivat liata tienvarsi-kaivoja, jolloin veteen joutuu natriumia, kalsiumia jaklorideja. Vesisäiliöistä, metalliputkista tai vesika-lusteista puolestaan voi veteen liueta metalleja ku-ten sinkkiä ja kuparia.

Matalat ja huonosti suojatut rengaskaivot ovatalttiimpia likaantumaan kuin porakaivot, mitä osoit-taa se, että rengaskaivoveden nitraattipitoisuuksi-en mediaanipitoisuus (3,2 mg/L) on yli 10-kertainenporakaivoihin verrattuna (0,28 mg/L). Likaantu-mistapauksesta riippuen happea kuluttavan orgaa-nisen aineen (vrt. KMnO

4-luku), sulfaatin, kloridin

ja kalsiumin sekä liuenneen hiilihapon määrät kas-vavat kaivoveden likaantuessa. Faktorianalyysitu-lokset osoittavat, että myös tilastolliset pH-arvotalenevat kaivoveden likaantumisen seurauksena,mihin nitraatin ohella voi olla syynä kaivoon pääs-seet likaiset humuspitoiset hulevedet.

7.2 Kaivoveden laatuongelmat

Sosiaali- ja terveysministeriön (STM) asetustapienten yksiköiden (alle 10 3/d tai enintään 50kuluttajaa) veden laadusta (Anon 2001) sovelle-taan myös yksittäisten talouksien vedenhankintaankäyttämiin kaivoihin. Varsinaisten vesilaitosten (yli

10 3/d tai enemmän kuin 50 kuluttajaa) jakamantalousveden laadusta on myös asetus (Anon 2000),joka on ollut pohjana edellä mainitulle pienille yksi-köille säädetylle asetukselle.

Talouskäyttöön tarkoitetun kaivoveden on oltava

85



Taulukko 8. Pienten yksiköiden talousveden laatuvaatimukset ja -suositukset sekä tämän tutkimuksen havaintokohteidenylitykset (%) STM:n asetuksen “pienten yksiköiden talousveden laatuvaatimuksista ja valvontatutkimuksista” mukaan(Anon 2001). T a b -le 8.The upper permissible and recommended concentrations, and the target values for househod water set by the Ministryof Social Affairs and Health (STM) and their exceedences (Ylittää) (%) in water from dug wells (Rengaskaivot) andin wells drilled into bedrock (Porakaivot). Alkuaine, yhdiste tai veden ominaisuus = Element, compound or propertyof water. Kemiallinen laatuvaatimus = Upper permissible concentration. Laatusuositus tai tavoitearvo = Recommendedconcentration or target value. N = Number of samples. 2 hav. = 2 samples.

Alkuaine, yhdiste Kemial l inen Laatusuositus Ylittää (%)tai veden ominaisuus laatuvaat imus tai tavoitearvo Rengaskaivot Poraka ivo t

(N=739) (N=263)

Arseeni (As) 10 µg/L 2 hav. 3,0 %Antimoni (Sb) 5 µg/L - -Boori (B) 1000 µg/L - -Kadmium (Cd) 5 µg/L - -Kromi (Cr) 50 µg/L - -

Kupar i 2000 µg/L - -Lyijy (Pb) 10 µg/L 1 hav. -Nikkeli (Ni) 20 µg/L 2,2 % 1,1 %Seleeni (Se) 10 µg/L - -

Fluoridi (F-) 1,5 mg/L(1 4,2 % 15,8 %Nitraatti (NO

3-) 50 mg/L 2,0 % 1,5 %

Alumiini (Al) 200 µg/L 11 % 1,9 %Rauta (Fe) 400 µg/L(2 7 % 13 %Mangaani (Mn) 100 µg/L(3 12 % 25 %

pH, kenttämittaus, field 6,5-9 ,5<6,5 57 % 22 %>9,0 - 1 hav.

Sähkönjohtavuus (EC), 250 mS/m - 2 hav.kenttämittaus, fieldKloridi (Cl -) 100 mg/L 1 hav. 7,2 %

25 mg/L(4 9 % 31 %Sulfaatti (SO

42-) 250 mg/L 1 hav. -

KMnO4

-luku 20 mg/L 11 % 5,7 %Väriluku 5 mg/L Pt 51 % 47 %ColourRadon (Rn) 1000 Bq/L(5 - 6,0 %

1)Talousvedelle, jota ei juoda, fluoridin laatuvaatimus on 5 mg/L.1)For household water which is not used for human consumption the limit is 5 mg/l.

2)Koskee yksittäisten talouksien omaan vedenhankintaan käytettäviä kaivoja. Alle 10 m3/d tai enintään 50 kuluttajalletalousvettä toimittaville muille pienille yksiköille sovelletaan 200 µg/L:n rajapitoisuutta (joka enimmäismäärä ylittyy13 %:ssa rengaskaivoista ja 23 %:ssa porakaivoista).2)Concerns the wells used for single households. For other small water supply units delivering water less than 10 m3/dor for less than 50 consumers the limit of 200 µg/L is applied (exceeded in 13% of samples from dug wells and in 23%of samples from wells drilled into bedrock in this survey).

3)Koskee yksittäisten talouksien omaan vedenhankintaan käytettäviä kaivoja. Alle 10 m3/d tai enintään 50 kuluttajalletalousvettä toimittaville muille pienille yksiköille sovelletaan 50 µg/L:n rajapitoisuutta (joka enimmäismäärä ylittyy 17%:ssa rengaskaivoista ja 34 %:ssa porakaivoista).3)Concerns the wells used for single households. For other small water supply units delivering water less than 10 m3/dor for less than 50 consumers the limit of 50 µg/L is applied (exceeded in 17% of samples from dug wells and in 34%of samples from wells drilled into bedrock in this survey).

4)Vesijohtomateriaalien syöpymisen ehkäisemiseksi kloridipitoisuuden tulisi olla alle 25 mg/L.4)The avoid the corrosion of water pipes the chloride concentration should be below 25 mg/l.

5)Koskee yksittäisten talouksien omaan vedenhankintaan käytettäviä kaivoja. Alle 10 m3/d tai enintään 50 kuluttajalletalousvettä toimittaville muille pienille yksiköille sovelletaan 300 Bq/L:n rajapitoisuutta, joka enimmäismäärä ylittyy2 %:ssa rengaskaivoista ja 27 %:ssa porakaivoista.5)Concerns the wells used for single households. For other small water supply units delivering water less than 10 m3/dor for less than 50 consumers the limit of 300 Bq/L is applied (exceeded in 2% of samples from dug wells and in 27%of samples from wells drilled into bedrock in this survey).

Taulukko 8. Pienten yksiköiden talousveden laatuvaatimukset ja -suositukset sekä tämän tutkimuksen havaintokohteidenylitykset (%) STM:n asetuksen “pienten yksiköiden talousveden laatuvaatimuksista ja valvontatutkimuksista” mukaan(Anon 2001).Table 8.The upper permissible and recommended concentrations, and the target values for househod water set by theMinistry of Social Affairs and Health (STM) and their exceedences (Ylittää) (%) in water from dug wells (Rengaskaivot)and in wells drilled into bedrock (Porakaivot). Alkuaine, yhdiste tai veden ominaisuus = Element, compound or propertyof water. Kemiallinen laatuvaatimus = Upper permissible concentration. Laatusuositus tai tavoitearvo = Recommendedconcentration or target value. N = Number of samples. 2 hav. = 2 samples.

86



kirkasta, väritöntä ja hajutonta eikä siinä saa ollavierasta makua. Lisäksi sen on täytettävä tietytkemiallis-fysikaaliset ja bakteriologiset laatuehdot.Erityisesti terveydellisesti haitallisille aineille asete-tut enimmäismäärät eivät saa ylittyä.

Terveydellisesti haitallisten aineiden (kupari, kro-mi, lyijy, kadmium, antimoni, seleeni) enimmäispi-toisuudet ylittyvät 1000-kaivontutkimuksen kaivo-vesissä harvoin (kuva 8). Arseenia voi kuitenkinolla liikaa alueilla, jossa kallioperässä on arseenimi-neralisaatioita. Niinpä 3 % porakaivovesistä ylittääarseenin enimmäispitoisuuden (10 µg/L). Nikkelinenimmäispitoisuus (20 µg/L) ylittyy 2,2 %:ssa ren-gaskaivoista ja 1,1 %:ssa porakaivoista. Sitä voijoutua pohjaveteen Ni-pitoisten mineraalien rapau-tuessa, mutta osa nikkelistä on peräisin vesijohto-verkostosta. Eniten geologisesta ympäristöstä pe-räisin olevien haitallisten aineiden enimmäismääränylityksiä on fluoridilla (1,5 mg/L), jota on runsaastirapakivigraniittialueiden kaivovesissä. Rengaskai-vojen veden F--pitoisuuksien ylitykset keskittyvätmiltei kaikki rapakivialueille, kun taas porakaivove-sissä enimmäismäärän ylityksiä on myös muualla(15,8 %). Nitraatin enimmäispitoisuus on nykyises-sä asetuksessa niin korkea (50 mg/L), että se ylittyykaivovesissä harvoin.

Kaivoveden laatusuositukset, joiden ylitys aihe-uttaa pääasiassa talousveden teknisen tai esteetti-sen laadun huononemista (alumiinilla ja radonilla voiolla myös terveydellisiä vaikutuksia), ylittyvät usein(taulukko 8). Rengaskaivoveden alumiinin suositel-tava enimmäispitoisuus (200 µg/L) ylittyy 11 %:ssahavainnoista, mutta vain hyvin harvassa porakai-vossa. Raudan ja mangaanin suositellut enimmäis-pitoisuudet (400 µg/L ja 100 µg/L) ylittyvät useam-min porakaivovesissä kuin rengaskaivojen vedessä,

jossa on enemmän liuennutta happea. Rautaa onliikaa 13 %:ssa porakaivovesistä, mutta mangaaniajoka neljännessä porakaivossa. Kloridipitoisuudensuositeltava enimmäismäärä (100 mg/L) ylittyymelko yleisesti rannikon porakaivoissa. Jos vertai-lukohtana on kloridin korroosiota edistävän vaiku-tuksen tavoitepitoisuus (25 mg/L), porakaivovesis-tä joka kolmas ylittää pitoisuusrajan.

Suomen kaivovedet ovat happamia ja usein niis-sä on runsaasti humusta. Niinpä pH:n alin tavoite-taso (pH <6,5) alittuu useammassa kuin puolessarengaskaivovesistä, mutta vain viidesosassa pora-kaivoista (taulukko 8). Sen sijaan liian emäksisiä(pH >9,0) kaivovesiä ei käytännössä ole. Kaivove-den sähkönjohtavuuden tavoitetaso (250 mS/m)ylittyy vain joissakin suolaisissa porakaivoissa. Kai-voveden happamuuden ohella toinen luonteenomai-nen piirre on humuspitoisuus. Väriluku ylittää ta-voitetason (<5 mg/L Pt) noin puolessa tutkituistarengaskaivoista, mutta KMnO

4-luvun suositeltava

enimmäisarvo (20 mg/L) ylittyy vain joka kymme-nennen rengaskaivon vedessä. Tämä epäsuhtaosoittaa, että humuksen määrää osoittavat väri- jaKMnO

4-luvuille asetetut tavoitearvot eivät ole oi-

keassa suhteessa toisiinsa nähden. Rengaskaivo-jen vedessä on enemmän humusta kuin syvemmäl-tä maakerrosten peittämästä kallioperästä peräisinolevassa porakaivojen vedessä.

Radioaktiivisista aineista vain kaasuna esiinty-välle radonille on asetettu suositeltava enimmäispi-toisuus (1000 Bq/L), joka ylittyy eräiden alueiden(mm. itäinen Uusimaa) graniittiseen kallioperääntehtyjen porakaivojen vedessä melko usein. Kokomaan aineistossa ylityksiä on kuitenkin vain 6 %.Talousveden uraanille ei toistaiseksi ole sovittuenimmäispitoisuutta.

8. TIIVISTELMÄ

* Kesällä ja syksyllä 1999 otettiin vesinäytteet739 rengaskaivosta (mukaan lukien 31 lähdettä ja93 lähdekaivoa) ja 263 porakaivosta kautta kokomaan. Näytteenottotiheys on määritetty siten, ettäse heijastaa arvioitua kaivovesien käytön suhteel-lista määrää kullakin ennakolta valitulla alueella.Suurimmat näytemäärät koottiin Etelä- ja Lounais-Suomen rannikko- ja ja saaristoalueilta, Sisä-Suo-men järvialangolta (alueet 1. ja 3.), kun taas Pohjan-maan rannikkoalangolla sekä Itä- ja Pohjois-Suo-men ylänkö- ja vaara-alueilla (alueet 2. ja 4.) näy-temäärät olivat pienempiä.

* Sähkönjohtavuudesta laskettu liuenneiden ai-neiden (ts. elektrolyyttien) määrä on porakaivoissa1,8-2,1-kertainen rengaskaivojen liuenneiden ainei-den määrään verrattuna. Rengaskaivovesissä me-

diaani- ja keskiarvot ovat 94 mg/L ja 123 mg/L japorakaivovesissä 172 mg/L ja 257 mg/L. Suurim-mat pitoisuudet, jotka nostavat myös tilastollisiakeskiarvolukuja mediaanilukuja paljon suuremmik-si, ovat suolaisissa porakaivovesissä. Kentällä jalaboratoriossa mitattujen sähkönjohtavuusarvojenerot ovat pieniä. Kansainvälisessä vertailussa Suo-men kaivovedet ovat pehmeitä ja sisältävät vainvähän liuenneita aineita.

* Lähellä maanpintaa esiintyvää ja vain lyhyenajan maaperässä viipyvää pohjavettä edustavienlähteiden ja matalien rengaskaivojen vesi sisältäävähemmän liuenneita aineita kuin porakaivoista saa-tava kalliopohjavesi. Myös maa-aineksen hienoai-nespitoisuus vaikuttaa siten, että heikosti vettä joh-tavaan moreeniin tehtyjen kaivojen vesi on hieman

87



suolapitoisempaa kuin hyvin lajittuneeseen hiek-kaan ja soraan tehtyjen kaivojen. Jos pohjavettäsisältävää muodostumaa eli akviferia peittää vettäläpäisemättömät savikerrokset, liuenneiden ainei-den määrä on tilastollisesti liki kaksikertainen. Kal-lioperän kivilajikoostumus puolestaan heijastuu liu-enneen aineen määrässä siten, että emäksisistäkivistä (mm. metavulkaniitteja) koostuvilla kivilaji-alueilla porakaivovedessä on enemmän liuenneitaaineita kuin vertailukaivoista, jotka on porattu gra-niitista, kiilleliuskeista ja kvartsiitista koostuvillekallioalueille.

* Rengaskaivovedet ovat happamia (pH:n medi-aani- ja keskiarvot 6,40 ja 6,45), kun taas porakai-vovedet ovat neutraaleja tai lievästi emäksisiä (pH:nmediaani- ja keskiarvot 7,20 ja 7,13). Laboratorios-sa mitattujen pH-arvojen mediaani- ja keskiarvotovat rengaskaivovesissä 0,38-0,39 pH-yksikköä japorakaivovesissä 0,25-0,26 pH-yksikköä korkeam-mat kuin kentällä mitatut arvot. pH-arvon kohoami-nen näytteen kuljetuksen ja säilytyksen aikana ai-heutuu siitä, että veteen liuennutta hiilidioksidia, jotavoi kaivovedessä olla huomattavan paljon, vapau-tuu vedestä näytteenoton ja usean päivän kestävänkuljetuksen ja säilytyksen aikana.

* Korrelaatiolaskenta ja faktorianalyysi osoitta-vat, että bikarbonaattipitoisuus on tärekeämpi kai-voveden pH-tason säätelijä kuin liuennut hiilihappo.Kovissa vesissä pH on korkeampi kuin pehmeissävähän kalsiumia ja magneisumia sisältävissä kaivo-vesissä. Humuksella ja paikallisilla tekijöillä, kutenhappamilla sulfaattisavilla ja sulfidimineralisaatioil-la on koko aineistoa ajatellen vain pieni merkityspH:n säätelijöinä.

* Kaivovesissä on usein maan pinnalta huuhtou-tunutta humusta, mikä nähdään korkeina väri- jaKMnO

4 -lukuina. Rengaskaivoveden humuspitoi-

suus on tilastollisesti hieman korkeampi kuin pora-kaivojen. Muilla aineilla, kuten raudalla, on vainpieni merkitys kaivoveden värin aiheuttajina.

* pH:n merkitystä metallien kulkeutumiseen poh-javedessä osoittaa se, että esimerkiksi 100 µg/L:nalumiinipitoisuus ylittyy 22 %:ssa rengaskaivoista,mutta vain 6 %:ssa porakaivoissa, joiden keskimää-räinen pH on 0,6-0,8 yksikköä korkeampi. Alumii-nin esiintymisen monitahoisuutta osoittaa se, ettäfaktorianalyysissä humuspitoisuutta kuvaavaKMnO

4 -luku selittää rengaskaivovedessä miltei

kokonaan alumiinin esiintymisen, kun taas porakaivo-vedessä myös pH:lla on heikko negatiivinen lataus.

* Rengaskaivovedessä on keskimäärin enem-män happea (happikylläisyyden mediaani- ja keski-arvot 61 % ja 58 %) kuin niitä paljon syvempääpohjavettä edustavassa porakaivovedessä (39 % ja45 %). Happea kuluu ennen muuta humusaineenhapettuessa, mutta myös orgaaniset lika-aineet ku-

luttavat veteen liuennutta happea. Pearson’in kor-relaatiokertoimet osoittavat, että mitä suurempi liu-enneiden aineiden määrä (ja syvempi kaivo), sitävähemmän kaivovedessä on happea. Faktoriana-lyysi osoittaa, että kaivoveden happipitoisuus kont-rolloi raudan ja mangaanin esiintymistä, johon hu-muksella on selvästi pienenpi osuus.

* Monella kaivoveden alkuaineen ja yhdisteenpitoisuudella on sille luonteenomainen alueellinenlevinneisyys. Eniten korkeita sähkönjohtavuusar-voja on maan etelä- ja lounaisosan savikkoalueillasekä Pohjanlahden rannikkokaistalla, jossa myösmaankäytön pohjaveteen aiheuttama paine on suu-rin. Tilastollisesti korkeimmat pH-arvot tavataanmaan lounaisosassa ja Ahvenanmaalla, missä maa-perässä on paikallisista esiintymistä tai Pohjanlah-den pohjasta mannerjäätikön kuljettamaa kalkkiki-veä. Merellistä alkuperää olevian sulfaatin ja klori-din (sekä bromidin) jakautumat painottuvat rannik-koalueille samaan tapaan kuin kaivoveden sähkön-johtavuus.

* Selvin alueellisesti eriytyvä jakautuma on fluo-ridilla, jonka keskimääräiset pitoisuudet ovat likidekadin suurempia rapakivigraniittialueilla kuinmuualla maassa. Myös alumiinin ja hyvin pieninäpitoisuuksina esiintyvän berylliumin keskimääräistäsuuremmat pitoisuudet ovat yleisempiä rapakivialu-eilla. Veden happamuuden (alhaisen pH-luvun) jakorkean humuspitoisuuden seurauksena alumiinipi-toisuudet ovat monessa kaivossa korkeita. Myösmolybdeenin suurimmat pitoisuudet tavataan rapa-kivialueilla, mutta niitä on myös muilla graniittialu-eilla Etelä- ja Lounais-Suomessa.

Uraanilla ja varsinkin hyvin pieninä pitoisuuksinavedessä esiintyvällä toriumilla on samankaltainenalueellinen jakauma kuin edellä mainituilla ioneilla.

* Pearson’in korrelaatiolaskenta ja faktoriana-lyysi osoittavat, että ns. suolaisuusfaktorilla on suu-rin vaikutus kaivoveden laatuun. Faktorimallissasuolaisuuden selitysosuus on rengaskaivovesissä38 % ja porakaivovesissä 40 %. Liuenneiden ainei-den määrää lisäävät eniten kloridi, sulfaatti, bikar-bonaatti sekä alkalimetallit (Na ja K) ja maa-alka-limetallit (Ca ja Mg).

* Matalat huonosti suojatut rengaskaivot ovatalttiimpia likaantumaan kuin porakaivot, mitä osoit-taa se, että rengaskaivojen veden nitraatin mediaa-nipitoisuus (3,2 mg/L) on yli 10 -kertainen porakai-voihin verrattuna (0,28 mg/L). Paitsi nitraatti, myöskalium ja hiilihappo ovat tyypillisiä likaantuneessakaivovedessä tavallista suurempina pitoisuuksinaesiintyviä aineita. Likaantumisen luonteesta riippu-en myös happea kuluttavan orgaanisen aineen (vrt.KMnO

4 -luku), sulfaatin, kloridin ja kalsiumin mää-

rät kasvavat kaivoveden likaantuessa. Faktoriana-lyysitulokset osoittavat, että tilastolliset pH-arvot

88



alenevat kaivoveden nitraattilikaantumisen seurauk-sena, mihin yleensä on syynä kaivoon päässeetlikaiset humuspitoiset hulevedet.

* Sosiaali- ja terveysministeriön (STM) asetustavuodelta 2001 pienten yksiköiden (alle 10 3/vrk taienintään 50 kuluttajaa) veden laadusta sovelletaanmyös yksittäisten talouksien vedenhankintaansakäyttämiin kaivoihin. Asetuksessa mainittujen ter-veydellisesti haitallisten aineiden (kupari, kromi,lyijy, kadmium, antimoni ja seleeni) enimmäispitoi-suudet eivät tämän tutkimuksen kaivovesissä ylity.Arseenia voi olla liikaa alueilla, joiden kallioperässäon arseenikiisua, mutta vain noin 3 % porakaivove-sistä ylittää enimmäispitoisuuden (10 µg/L). Nikke-lin enimmäispitoisuus (20 µg/L) ylittyi 2,2 %:ssarengaskaivovesistä ja 1,1 %:ssa porakaivovesistä.Nikkeliä voi joutua pohjaveteen kiisujen rapautues-sa, mutta osa nikkelistä on peräisin vesijohtover-kostosta. Eniten geologisesta ympäristöstä peräisinolevien haitallisten aineiden ylityksiä on fluoridilla.Lähes kaikki rengaskaivojen fluoridin enimmäispi-toisuuden (1,5 mg/L) ylitykset ovat rapakivigraniitinalueilla, kun taas porakaivovesissä enimmäismää-rän ylityksiä on usein myös muualla (15,8 %).Nitraatin enimmäispitoisuus on nykyisessä asetuk-sessa niin korkea (50 mg/L), että se ylittyy vainparissa prosentissa kaivoista.

* Asetuksen mukaiset kaivoveden laatusuosituk-set ylittyvät monessa tämän tutkimuksen kaivossa.Rengaskaivovedessä 11 % alumiinipitoisuuksistaylitti 200 µg/L:n suosituspitoisuuden, mutta porakai-vovedessä ylityksiä on hyvin harvoin. Sen sijaanrautapitoisuudet ylittivät suositustason (400 µg/L)sekä rengaskaivojen (7%) että porakaivojen vedes-sä (13 %). Mangaanin suosituspitoisuuden (100 µg/L) ylityksiä oli vielä enemmän (12 % ja 25 %) kuinraudan. Kloridin tavoitepitoisuus (100 mg/L) ylittyimelko yleisesti rannikon porakaivoissa (7,2 %). Joslähtökohtana pidetään kloridin korroosiota edistä-vän vaikutuksen tavoitepitoisuutta (25 mg/L), pora-kaivovesistä jopa kolmas osa ylittää suositellunpitoisuusrajan.

* Rengaskaivojen vesi on harvaa poikkeustalukuun ottamatta hapanta, mikä aiheuttaa metallinja betonin korroosiota ja voi lisätä mm. alumiinin jamuiden metallien pitoisuuksia. pH:n tavoitetaso (pH>6,5) alittuu yli puolessa rengaskaivovesistä, muttavain viidesosassa porakaivoista. Kaivoveden liiansuuri liuenneiden aineiden määrä (ja kovuus) eiSuomessa ole yleensä haittana. Niinpä sähkönjoh-

tavuuden tavoitepitoisuus ylittyy vain joissakin suo-laisissa porakaivoissa. Toinen luonteenomainen piir-re on veden humuspitoisuus. Niinpä KMnO

4-luku-

jen tavoitetaso (20 mg/L) ylittyy 11 %:ssa rengas-kaivovesistä ja 5,7 %:ssa porakaivovesistä. Värilu-vun tavoitearvo (5 mg/L Pt) ylittyy kuitenkin noinpuolessa kaikista kaivoista. Radioaktiivisista ai-neista vain kaasuna esiintyvälle radonille on asetet-tu tavoitearvo (1000 Bq/L), joka ylittyy eräidenalueiden graniittiseen kallioperään (mm. Uudella-maalla) tehtyjen porakaivojen vedessä melko usein.Koko maan aineistossa ylityksiä on kuitenkin vain6 %.

* Rengaskaivo- ja kallioporakaivovesien hapenja vedyn isotooppikoostumukset vaihettuvat syste-maattisesti maan eteläosan δ18O:n maksimiarvosta–11,3 ‰ pohjoisen minimiin –16,8 ‰ ja δD arvotvastaavasti –81 ‰:sta –124 ‰:een. Pohjois-Lapinδ18O:n ja δD:n arvoissa havaitaan Jäämeren vaiku-tus sadeveden isotooppikoostumukseen. Lukuunottamatta itäistä Suomea, isotooppikoostumuksenvaihtelu on samansuuntainen vuoden keskilämpöti-lamuutoksen kanssa etelän +5 oC:sta pohjoisen -3oC:een. Vuoden keskilämpötila ja haihtuminen ovattärkeimmät kaivovesien hapen ja vedyn isotooppi-koostumusta kontrolloivat tekijät.

1 **=erittäin merkitsevä korrelaatio2 Määritelmän mukaan raskasmetallin ominais-

paino ylittää 5,0 g/cm3. Raskasmetalleja ovat en-simmäisen (V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn) ja toisensarjan siirtymäalkuaineet (mm. Zr, Nb, Mo, Ag,Cd) sekä lantanidit ja aktinidit.

Kiitokset

Tähän tutkimukseen on kirjoittajien lisäksi osal-listunut sen eri vaiheissa lukuisia henkilöitä. Näyt-teenotossa ovat olleet mukana Jouni Aarrevaara,Pekka Jutila, Sirpa Kumpulainen, Erna Kuusisto,Anne-Maj Lahdenperä, Aaro Lintilä, Ilmi Magga,Timo Onnela, Arto Pullinen, Riitta Pohjola, MarittaRanta-Pantti, Jouko Savolainen, Eeva Teräsvuori,ja Samu Valpola. Analyysit on tehty Geologiantutkimuskeskuksen ja Säteilyturvakeskuksen labo-ratorioissa. Nils Gustavsson on auttanut tulostenlaadunvarmistuksessa.Tutkimusprofessori ReijoSalminen on lukenut käsikirjoituksen ja antanutkirjoittajille arvokkaita ohjeita. Tekijät kiittävät kaik-kia tähän tutkimustyöhön osallistuneita.

89



Adriano, D.C. 1986.Adriano, D.C. 1986.Adriano, D.C. 1986.Adriano, D.C. 1986.Adriano, D.C. 1986. Trace elements in the terrestrial

environment. New York: Springer-Verlag. 533 s.

Agtergberg, F.P. 1974.Agtergberg, F.P. 1974.Agtergberg, F.P. 1974.Agtergberg, F.P. 1974.Agtergberg, F.P. 1974. Geomathematics. Mathematical

background and Geo-science applications. Development in

geomathematics 1. Amsterdam: Elsevier. 596 s.

Ahrens, L.H. & Erlank, A.J. 1978. Ahrens, L.H. & Erlank, A.J. 1978. Ahrens, L.H. & Erlank, A.J. 1978. Ahrens, L.H. & Erlank, A.J. 1978. Ahrens, L.H. & Erlank, A.J. 1978. Bismuth. 83D-83M.

Julkaisussa: Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of

Geochemistry II/5 (first published in 1969). Berlin: Sprin-

ger-Verlag. Sivut us. jaks.

Ahtiainen, M. 1990. Ahtiainen, M. 1990. Ahtiainen, M. 1990. Ahtiainen, M. 1990. Ahtiainen, M. 1990. Avohakkuun ja metsäojituksen vaiku-

tukset purovesien laatuun. Summary: The effects of clear-

cutting and forestry drainage on water quality of forest

brooks. Vesi- ja ympäristöhallinnon julkaisuja 45, Sarja A.

122 s.

Andrews, M.J., Bibby, J.M., Fuge, R. & Johnson, C.C.Andrews, M.J., Bibby, J.M., Fuge, R. & Johnson, C.C.Andrews, M.J., Bibby, J.M., Fuge, R. & Johnson, C.C.Andrews, M.J., Bibby, J.M., Fuge, R. & Johnson, C.C.Andrews, M.J., Bibby, J.M., Fuge, R. & Johnson, C.C.

1984.1984.1984.1984.1984. The distribution of iodine and chlorine in soils over

lead-zinc mineralization, East of Glogfawr, Mid-Whales.

Journal of Geochemical Exploration 20 (1), 19-32.

Anon 1995. Anon 1995. Anon 1995. Anon 1995. Anon 1995. Kauppa- ja teollisuusministeriön päätös pakatus-

ta vedestä 20.12.1995/1658.

Anon 1996. Anon 1996. Anon 1996. Anon 1996. Anon 1996. Council Directive 96/29/Euratom of 13 May,

1996 laying down basic safety standards for the protection

of the health of workers and the general public against the

dangers arising from ionising radiation. Official Journal

1996, no. L159,29/06/1996. 114 s.

Anon 2000. Anon 2000. Anon 2000. Anon 2000. Anon 2000. Sosiaali- ja terveysministeriön asetus talousveden

laatuvaatimuksista ja valvontatutkimuksista. N:o 461/2000

(annettu Helsingissä 19 päivänä toukokuuta 2000). 5 s., liite

I, II ja III.

Anon 2001.Anon 2001.Anon 2001.Anon 2001.Anon 2001. Sosiaali- ja terveysministeriön asetus pienten

yksiköiden talousveden laatuvaatimuksista ja valvonta-

tutkimuksista. N:o 401/2001 (annettu Helsingissä 17 päivä-

nä toukokuuta 2001). 4 s., liite I ja II.

Appelo, C.A.J. & Postma, D. 1993. Appelo, C.A.J. & Postma, D. 1993. Appelo, C.A.J. & Postma, D. 1993. Appelo, C.A.J. & Postma, D. 1993. Appelo, C.A.J. & Postma, D. 1993. Geochemistry,

groundwater and pollution. Rotterdam: A.A. Balkema. 536 s.

Asikainen, U. 1982.Asikainen, U. 1982.Asikainen, U. 1982.Asikainen, U. 1982.Asikainen, U. 1982. Natural radioactivity of ground water

and drinking water in Finland. Säteilyturvakeskus, STL-A39.

65 s.

Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.

1994a.1994a.1994a.1994a.1994a. Arseenin ja muiden raskasmetallien sekä näihin

liittyvien anionien esiintyminen porakaivoissa. Geologian

tutkimuskeskus, Etelä-Suomen aluetoimisto, Raportti

7.10.1994. 36 s.

Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.Backman, B., Hiisvirta, L., Ilmasti, M. & Lahermo, P.

1994b.1994b.1994b.1994b.1994b. Arseenin ja muiden raskasmetallien sekä näihin

liittyvien anionien esiintyminen porakaivoissa. Summary:

Occurrence of arsenic, other heavy metals and associated

anions in drilled wells. Vesitalous 35 (5), 11-18 ja s. 39.

Backman, B., Lahermo, P., Väisänen, U., Juntunen, R.,Backman, B., Lahermo, P., Väisänen, U., Juntunen, R.,Backman, B., Lahermo, P., Väisänen, U., Juntunen, R.,Backman, B., Lahermo, P., Väisänen, U., Juntunen, R.,Backman, B., Lahermo, P., Väisänen, U., Juntunen, R.,

Karhu, J., Paukola, T., Pullinen, A., Rainio, H. &Karhu, J., Paukola, T., Pullinen, A., Rainio, H. &Karhu, J., Paukola, T., Pullinen, A., Rainio, H. &Karhu, J., Paukola, T., Pullinen, A., Rainio, H. &Karhu, J., Paukola, T., Pullinen, A., Rainio, H. &

Tanskanen, H. 1999.Tanskanen, H. 1999.Tanskanen, H. 1999.Tanskanen, H. 1999.Tanskanen, H. 1999. Geologian ja ihmisen toiminnan vai-

kutus pohjaveteen. Seurantatutkimuksen tulokset vuosilta

1969-1996. Summary: The effect of geological environment

and human activities on groundwater in Finland. The results

of monitoring in 1969-1996. Geologian tutkimuskeskus,

Tutkimusraportti 147. 261 s.

Barnes, R.B. 1975. Barnes, R.B. 1975. Barnes, R.B. 1975. Barnes, R.B. 1975. Barnes, R.B. 1975. The determination of specific forms of

aluminium in natural water. Chemical Geology 15, 177-191.

Becker, V.J., Bennett, J.H. & Manuel, O.K. 1972.Becker, V.J., Bennett, J.H. & Manuel, O.K. 1972.Becker, V.J., Bennett, J.H. & Manuel, O.K. 1972.Becker, V.J., Bennett, J.H. & Manuel, O.K. 1972.Becker, V.J., Bennett, J.H. & Manuel, O.K. 1972. Iodine

and uranium in sedimentary rocks. Chemical Geology 9 ( 2),

133-136.

Behne, W. 1953.Behne, W. 1953.Behne, W. 1953.Behne, W. 1953.Behne, W. 1953. Untersuchungen zur geochemie des chlor und

brom. Geochimica et Cosmochimica Acta 3 (4), 186-214.

Berner, R. 1978.Berner, R. 1978.Berner, R. 1978.Berner, R. 1978.Berner, R. 1978. Iron. 26G-26L. Julkaisussa: Wedepohl,

K.H. (toim.) Handbook of Geochemistry II/3. (first published

in 1970). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Blomqvist, R., Lahtinen, R., Lahermo, P., Hakkarainen,Blomqvist, R., Lahtinen, R., Lahermo, P., Hakkarainen,Blomqvist, R., Lahtinen, R., Lahermo, P., Hakkarainen,Blomqvist, R., Lahtinen, R., Lahermo, P., Hakkarainen,Blomqvist, R., Lahtinen, R., Lahermo, P., Hakkarainen,

V. & Halonen, S. 1986. V. & Halonen, S. 1986. V. & Halonen, S. 1986. V. & Halonen, S. 1986. V. & Halonen, S. 1986. Kalliopohjavesien geokemia: tut-

kimustulokset syvistä kairarei’istä vuonna 1986. Abstract:

Geochemistry of deep groundwater in bedrock in Finland.

Results of the investigation in 1986. Geologian tutkimus-

keskus, Ydinjätteiden sijoitustutkimukset, Tiedonanto

YST-53. 87 s.

Blomqvist, R., Lahermo, P., Lahtinen, R. & Halonen, S.Blomqvist, R., Lahermo, P., Lahtinen, R. & Halonen, S.Blomqvist, R., Lahermo, P., Lahtinen, R. & Halonen, S.Blomqvist, R., Lahermo, P., Lahtinen, R. & Halonen, S.Blomqvist, R., Lahermo, P., Lahtinen, R. & Halonen, S.

1987.1987.1987.1987.1987. Geochemical profiles of deep groundwater in

Precambrian bedrock in Finland. Geologian tutkimuskes-

kus, Ydinjätteiden sijoitustutkimukset, Tiedonanto YST-

58. 29 s.

Borg, H. 1983. Borg, H. 1983. Borg, H. 1983. Borg, H. 1983. Borg, H. 1983. Trace metals in Swedish natural fresh waters.

Hydrobiology 101, 27-34.

Bowen, H.J.M. 1979. Bowen, H.J.M. 1979. Bowen, H.J.M. 1979. Bowen, H.J.M. 1979. Bowen, H.J.M. 1979. Environmental chemistry of the elements.

New York: Academic Press. 333 s.

Bruce, R.J. & Riha, S.J. 1984. Bruce, R.J. & Riha, S.J. 1984. Bruce, R.J. & Riha, S.J. 1984. Bruce, R.J. & Riha, S.J. 1984. Bruce, R.J. & Riha, S.J. 1984. Soluble aluminium in acidified

organic horizons of forest soils. Canadian Journal of Soil

Science 64, 637-646.

Chitayeva, N.A., Miller, A.D., Grosse, Yu.I. &Chitayeva, N.A., Miller, A.D., Grosse, Yu.I. &Chitayeva, N.A., Miller, A.D., Grosse, Yu.I. &Chitayeva, N.A., Miller, A.D., Grosse, Yu.I. &Chitayeva, N.A., Miller, A.D., Grosse, Yu.I. &

Christyakova, N.I. 1971.Christyakova, N.I. 1971.Christyakova, N.I. 1971.Christyakova, N.I. 1971.Christyakova, N.I. 1971. Iodine distribution in the supergene

zone of the Gay chalcopyrite deposit. Geochemistry

International 8 (3), 426-436.

Clark, I. D. & Fritz, P. 1997.Clark, I. D. & Fritz, P. 1997.Clark, I. D. & Fritz, P. 1997.Clark, I. D. & Fritz, P. 1997.Clark, I. D. & Fritz, P. 1997. Environmental isotopes in

hydrogeology. Boca Raton, FL: Lewis Publishers. 328 s.

Correns, C.W. 1956. Correns, C.W. 1956. Correns, C.W. 1956. Correns, C.W. 1956. Correns, C.W. 1956. The geochemistry of halogens. Julkai-

sussa: Ahrens, L.H., Rankama, K. & Runcorn, S.K. (toim.)

Physics and Chemistry of the Earth. London: Pergamon

Press. 317 s.

Cozzarelli, I.M., Herman, J.S. & Parnell, R.A. 1987. Cozzarelli, I.M., Herman, J.S. & Parnell, R.A. 1987. Cozzarelli, I.M., Herman, J.S. & Parnell, R.A. 1987. Cozzarelli, I.M., Herman, J.S. & Parnell, R.A. 1987. Cozzarelli, I.M., Herman, J.S. & Parnell, R.A. 1987. The

mobilization of aluminium in a natural soil system: Effects

of hydrologic pathways. Water Resources Research 23 (5),

859-874.

Dansgaard, W. 1964.Dansgaard, W. 1964.Dansgaard, W. 1964.Dansgaard, W. 1964.Dansgaard, W. 1964. Stable isotopes in precipitation. Tellus

16, 436-468.

David, M.B. & Driscoll, C.T. 1984. David, M.B. & Driscoll, C.T. 1984. David, M.B. & Driscoll, C.T. 1984. David, M.B. & Driscoll, C.T. 1984. David, M.B. & Driscoll, C.T. 1984. Aluminum speciation

and equilibria in soil solutions of a haplorthod in the

Adirondac Mountains (New York, U.S.A.). Geoderma 33,

297-318.

de Albuquerque, C.A.R. & Shaw, D.M. 1978.de Albuquerque, C.A.R. & Shaw, D.M. 1978.de Albuquerque, C.A.R. & Shaw, D.M. 1978.de Albuquerque, C.A.R. & Shaw, D.M. 1978.de Albuquerque, C.A.R. & Shaw, D.M. 1978. Thallium.

81B-81O. Julkaisussa: Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook

of Geochemistry II/5 (first published in 1972). Berlin:

Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Derome,. J. 1989.Derome,. J. 1989.Derome,. J. 1989.Derome,. J. 1989.Derome,. J. 1989. Acid-induced aluminium mobilization in

Finnish mineral soils. Chapter 2. Julkaisussa: Kämäri, J.,

Brakke, D.F., Jekins, A., Norton, S.A. & Wright, F.R.

Regional Acidification Models. Geographic Extent and Time

Development. Springer-Verlag. 306 s.

Derome, J. 1990. Derome, J. 1990. Derome, J. 1990. Derome, J. 1990. Derome, J. 1990. Maaperän luonnollinen happamoituminen.

Julkaisussa: Kangasmaiden ominaisuudet ja hoito. Maan-

tutkimuspäivä Kouvolassa. Metsäntutkimuslaitoksen tie-

dote 370. 83 s.

Drever, J.I. 1988. Drever, J.I. 1988. Drever, J.I. 1988. Drever, J.I. 1988. Drever, J.I. 1988. The Geochemistry of natural waters. Second

edition. Prentice-Hall, Inc. 437 s.

Dunn, C.E. 1980. Dunn, C.E. 1980. Dunn, C.E. 1980. Dunn, C.E. 1980. Dunn, C.E. 1980. Lake sediment and water geochemistry of

the Carswell Structure, Nortwestern Saskatchewan.

Saskatchewan Mineral Resources. Geological Survey

Sedimentary Geology, Report 224. 36 s.

Durrance, E.M. 1986.Durrance, E.M. 1986.Durrance, E.M. 1986.Durrance, E.M. 1986.Durrance, E.M. 1986. Radioactivity in geology. Principles

and applications. Chichester: Ellis Horwood Limited

Publishers, New York: Halsted Press: a division of John

Wiley & Sons. 441 s.

Edmunds, W.M. & Trafford, J.M. 1993. Edmunds, W.M. & Trafford, J.M. 1993. Edmunds, W.M. & Trafford, J.M. 1993. Edmunds, W.M. & Trafford, J.M. 1993. Edmunds, W.M. & Trafford, J.M. 1993. Beryllium in river

baselow, shallow groundwaters and major aquifers of the

9. KIRJALLISUUTTA9. KIRJALLISUUTTA9. KIRJALLISUUTTA9. KIRJALLISUUTTA9. KIRJALLISUUTTA

90



U.K. Applied Geochemistry Supplement Issue 2, 223-233.Erämetsä, O. & Särkkä, M. 1970. Bromine in Finnish water

courses determined by X-ray Fluorescence Spectrometry.Suomen Kemistilehti 43, 4-7.

Florence, T.M. 1982. Talanta review. The speciation of traceelements in waters. Talanta 29, 345-364.

Fuge, R. 1978. Bromine. 35B-35O. Julkaisussa: Wedepohl,K.H. (toim) Handbook of Geochemistry II/3 (first publishedin 1974). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Fuge, R., Andrews, M.J. & Johnson, C.C. 1986. Chlorineand iodine, potential pathfinder elements in explorationgeochemistry. Applied Geochemistry 1, 111-116.

Gill, G. A., Santschi, P.H., Lehman, R. & Wen, L.-S. 1994.Silver measurements in Texas watersheds. Abstracts.Argentum. 2nd International Conference on Transport, Fateand Effects of Silver in the Environment, 11-14.9.1994.Madison, U.S.A.: University of Wisconsin.

Goldberg, E.D. 1963. Chemistry - the oceans as a chemicalsystem. Composition of seawater, comparative anddescriptive oceanography. Julkaisussa: Hill, M.N. (toim.)The Sea 2. New York: Intersciences Publisher, 3-25.

Goldschmidt, V.M. 1954. Geochemistry. Oxford: ClarendonPress. 730 s.

Halonen, S., Hakkarainen, V., Blomqvist, R., Lahermo, P.& Lakomaa, T. 1990. Kalliopohjavesien geokemia: Tutki-mustulokset syvistä kairarei’istä vuosina 1987-1989.Abstract: Geochemistry of deep groundwater in bedrock:Results of the investigations during 1987-1989. Geologiantutkimuskeskus, Tiedote YST-65. 66 s., 12 liitettä.

Heier, K.S. & Billings, G.K. 1978. Lithium. 3B-3O. Julkai-sussa: Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of GeochemistryII/1 (first published in 1970). Berlin: Springer-Verlag. Sivutus. jaks.

Heinonen, R., Hartikainen, H., Aura, E., Jaakkola, A., &Kemppainen, E. 1992. Maa, viljely ja ympäristö. Porvoo:WSOY. 334 s.

Hem, J. 1989. Study and interpretation of the chemicalcharacteristics of natural water. U.S. Geological SurveyWater-Supply Paper 2254. 263 s.

Hindmarsh, J.T. & McCurdy, R.F. 1986. Clinical andenvironmental aspects of arsenic toxicity. CRC CriticalReview. Clinical Laboratory of Science 23, 315-347.

Hoefs, J. 1978. Carbon. 6BII-6F, 6H-6K, 6M-6O. Julkaisus-sa: Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geochemistry II/1 (first published in 1969). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us.jaks.

Hoefs, J. 1987. Stable isotope geochemistry. 3. painos. NewYork: Springer-Verlag. 236 s.

Häkli, T. A. 1987. The Outokumpu project. Julkaisussa:Häkli, T.A. Otto Trustedt symposium in Finland on June 3-5, 1985. Geological Survey of Finland, Special Paper 1. 66 s.

Häsänen, E. 1970. Iodide content of drinking water anddiseases of the circulatory system. Annales Medicalexpanded Fennica 48, 117-121.

Hörmann, P.K. 1969. Beryllium. 4B-4O. Julkaisussa:Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geochemistry II/1.Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Juntunen, R. 1991. Etelä-Suomen kallioporakaivojen uraani-ja radontutkimukset. Summary: The U and Rn investigationsof wells drilled into bedrock in southern Finland. Geologiantutkimuskeskus, Tutkimusraportti 98. 22 s.

Juntunen, R. & Backman, B. 1996. Uraani ja radon pohja-vedessä. Abstract: Uranium and radon in groundwater.Vesitalous 2 (7-11), 46.

Kabata-Pendias, A & Pendias, H. 1992. Trace elements insoils and plants. 2. painos. Boca Raton: CRC Press, Inc.365 s.

Karhu, J. 2001. Hapen ja vedyn isotooppivaihtelut

meteorisissa vesissä: Suomen pintavedet ja pohjavedet.Julkaisussa: Salonen, V-P. & Korkka-Niemi, K. (toim.)Ympäristögeologian päivät 14.-15.3.2000, teema. Suoma-lainen pohjavesigeologia. Osassa: Salonen, V-P. & Korkka-Niemi, K. (toim.) Kirjoituksia pohjavedestä 3. Turku: Tu-run yliopiston geologian laitos, 135-141.

Karimian, N. & Cox, F.R. 1978. Adsorption and extractibilityof molybdenum in relation to some chemical properties ofsoil. Soil Science Society of America Journal 42, 757-761.

Kennedy, V.C. 1971. Silica variation in stream water withtime and discharge. Julkaisussa: Gould, R.F. (toim.)Nonequilibrium Systems in Natural Water Chemistry.Advances in Chemistry Ser. 106. 342 s.

Kennedy, V.C., Zellweger, G.W., & Jones, B.F. 1974. Filterpore-size effects on the analysis of Al, Fe, Mn and Ti inwater. Water Resources Research 10 (4), 785-790.

Koljonen, T. (toim.) 1992 . Suomen Geokemian Atlas, osa 2:Moreeni. Espoo: Geologian tutkimuskeskus. 218 s., 11liitekarttaa.

Koritnig, S. 1978. Phosphorus. 15B-15O. Julkaisussa:Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geochemistry II/2.Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Korkka-Niemi, K., Sipilä, A., Hatva, T., Hiisvirta, L.,Lahti, K. & Alfthan, G. 1993. Valtakunnallinen kaivovesi-tutkimus. Talousveden laatu ja siihen vaikuttavat tekijät.Summary: Nationwide rural well water survey. The qualityof household water and factors influencing it. Vesi- jaYmpäristöhallinnon julkaisu, Sarja A 146. Sosiaali- ja Ter-veysministeriön julkaisu 2/93. 228 s.

Korkka-Niemi, K. 2001. Cumulative geological, regional andsite-specific factors affecting groundwater quality indomestic wells in Finland. Monographs of the BorealEnvironmental Research 20, 98 s.

Korsman, K., Koistinen, T., Korhonen, J., Wennerström,M., Ekdahl, E., Honkamo, M., Idman, H. & Pekkala, Y.(toim.) 1997. Suomen kallioperäkartta - Bedrock map ofFinland, 1 : 1 000 000. Espoo: Geologian Tutkimuskeskus.

Kortelainen, P., Mannio, J. & Mäkinen, I. 1986. Strong andweak acids in lake waters - a methodological study. AquaFennica 16 (2), 221-229.

Krauskopf, K.B. 1979. Introduction of geochemistry. 2ndedition. New York: McGraw-Hill. 617 s.

Kujansuu, R. & Niemelä, J. (toim.) 1984. Suomen maaperä,1 : 1 000 000. Espoo: Geologian tutkimuskeskus.

Kullberg, A., Bishop, K.H., Hargeby, A., Jansson, M. &Petersen, R.C. 1993. Ecological significance of dissolvedorganic carbon in acidified waters. Ambio 22 (5), 331-337.

Lahermo, P. 1970. Chemical geology of ground and surfacewaters in Finnish Lapland. Bulletin de la Commissiongéologique de Finlande 242. 106 s.

Lahermo, P. 1971. On the hydrogeology of the coastal regionof southeastern Finland. Bulletin de la Commission géologiquede Finlande 252. 44 s.

Lahermo, P. 1972. Fluorides in the ground waters of Finland.Aqua Fennica 2, 108-115

Lahermo, P., Ilmasti, M., Juntunen, R. & Taka, M. 1990.Suomen Geokemian Atlas, osa 1: Suomen pohjavesienhydrogeokemiallinen kartoitus. Espoo: Geologian tutki-muskeskus. 66 s.

Lahermo, P. & Juntunen, R. 1991a. Radiogenic propertiesof Finnish soils and groundwaters. Julkaisussa: Pulkkinen,E. (toim.) Environmental Geochemistry in Northern Europe.Geological Survey of Finland, Special Paper 9. 321 s.

Lahermo, P. & Juntunen, R. 1991b. Radiogenic elements ofFinnish soils and groundwaters. Applied Geochemistry 6(2), 169-183.

Lahermo, P., Väänänen, P., Tarvainen, T. & Salminen, R.1996. Suomen Geokemian Atlas, osa 3: Ympäristögeokemia

91



- purovedet ja -sedimentit. Espoo: Geologian tutkimuskes-kus. 147 s.

Lahermo, P. & Backman, B. 2000. The occurrence andgeochemistry of fluorides with special reference to naturalwaters in Finland. Geologian tutkimuskeskus, Tutkimusra-portti 149. 40 s.

Lahermo, P. & Backman, B. 2001. Fluoridin esiintyminen jageokemia Suomen pohja- ja pintavesissä. Julkaisussa: Sa-lonen, V-P. & Korkka-Niemi, K. (toim.) Kirjoituksia pohja-vedestä 3. Ympäristögeologian päivät 13-14.3.2000. Tur-ku: Turun yliopiston geologian laitos. 297 s.

Landergren, S. & Manheim, F.T. 1978. Molybdenum. 42B-42O. Julkaisussa: Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook ofGeochemistry II/4. Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Lapinlampi, T., Sipilä, A., Hatva, T., Kivimäki, I., Kokko-nen, P., Kosunen, J., Lammila, J., Lipponen, A., Santa-la, E. & Rissanen, J. 2001. Kysymyksiä kaivosta - Frågorom brunnar. Ympäristöopas (Rakentaminen) 86. Helsinki:Edita Oyj. 154 s.

Loukola-Ruskeeniemi, K., Kantola, M., Halonen, T., Sep-pänen, K., Henttonen, P., Kallio, E. & Savolainen, H.2002. Mercury-bearing black shales and human Hg intakein eastern Finland: impact and mechanisms. Environmentalgeology (manuscript submitted).

Lundin, L. 1991. Influence of silviculture on content oforganic matter and metals in water. Finnish Humus News 3(3), 21-26.

Mason, B. & Moore, C.B. 1982. Principles of geochemistry.Fourth edition. New York: John Wiley & Sons. 344 s.

McBride, X. & Blasiak, X. 1979. Zinc an copper solubilityas a function of pH in acid soil. Soil Science Society ofAmerica Journal 43 (4), 866-870.

Lytle, D.A., Summers, R.S. & Sorg, T.J. 1992. Removal ofberyllium from drinking water by chemical coagulation andlime softening. Journal of Water Supply: Research andTechnology - Aqua 41 (6), 330-339.

Moore, W.J. & Ramamoorthy, S. 1984. Arsenic. Julkaisus-sa: Heavy Metals in Natural Waters. Applied Monitoringand Impact Assessment. Springer-Verlag. 268 s.

Mäkeläinen, I., Huikuri, P., Salonen, L., Markkanen, M.& Arvela, H. 2001. Talousveden radioaktiivisuus – perus-teita laatuvaatimuksille. STUK-A182. 51 s.

Nickson, R., McArthus, J., Burgess,W., Ahmed, K.M.,Ravenscroft, P. & Rahman, M. 1998. Arsenic poisoning ofBangladesh groundwater. Nature 395. s. 338.

Niskavaara, H. & Äyräs, M. 1991. Sulfur and heavy metalsin feather moss in Rovaniemi urban area. Julkaisussa:Pulkkinen, E. (toim.) Environmental Geochemistry inNorthern Europe. Geological Survey of Finland, SpecialPaper 9. 321 s.

Nurmi, P., Kukkonen, I. & Lahermo P. 1988. Geochemistryand origin of saline groundwaters in the FennoscandianShield. Applied Geochemistry 3 (2), 185-203.

Ojansuu, R. & Henttonen, H. 1983. Kuukauden keskiläm-pötilan, lämpösumman ja sademäärän paikallisten arvojenjohtaminen Ilmatieteen laitoksen mittaustiedoista. Summary:Estimation of the local values of monthly mean temperature,effective temperature sum and precipitation sum from themeasurements made by the Finnish Meterological Office.Silva Fennica 17 (2), 143-160.

Palko, J. 1994. Acid sulphate soils and their agricultural andenvironmental problems in Finland. Acta UniversitasOuluensis, Series C., Technica 75, 7 original papers. 58 s.

Paukola, T., Pullinen, A., Juntunen, R., Backman, B. &Tarvainen, T. 1999. 1000-kaivoa. Näytteenotto-ohjeet.Geologian tutkimuskeskus, arkistoraportti P/32/4/009. 10s., 5 liitettä.

Pennanen, V. & Frisk, T. 1984. A statistical model for

conversion of adsorbance measurements with significantiron interference into organic carbon in a polyhumic lake.Aqua Fennica 14 (2), 171-178.

Peuraniemi, V. 1982. Geochemistry of till and mode ofoccurrence of metals in some moraine types in Finland.Geological Survey of Finland, Bulletin 322. 75 s.

Plankey, B.J. & Patterson, H.H. 1987. Kinetics of aluminium-fulvic acid complexation in acidic waters. EnvironmentalScience Technology 21, 595-601.

Pickering, R.J. 1962. Some leaching experiments on threequartz-free silicate rocks and their contribution to anunderstanding of laterization. Econonic Geology 57, 1185-1206.

Puchelt, H. 1978. Barium. 56B-56O. Julkaisussa: Wedepohl,K.H. (toim.) Handbook of Geochemistry II/5, (first publishedin 1972). Berlin: Springer-Verlag (first printed in 1969).Sivut us. jaks.

Rankama, K. & Sahama. Th.G. 1950. Geochemistry. Chi-cago: University of Chicago Press. 912 s.

Rehtijärvi, P. 1984. Enrichment of bromine and chlorine inProterozoic serpentinites from the Outokumpu Cu-Co oredistrict, Finland. Econmic Geology 79 (3), 549-552.

Reinikainen, A. 1983. Humusaineet vedenkäsittelyssä, osa1. Humusaineiden ominaisuuksia. Abstract: Humicsubstances in water treatment 1. About humus characteristics.Vesitalous 24 (1), 29-34, 37.

Rogers J.J.W. & Adams J.A.S. 1978a. Uranium. 92D-92O.Julkaisussa: Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geo-chemistry II/5 (first published in 1969). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Rogers J.J.W. & Adams J.A.S. 1978b. Thorium. 90D-90O.Julkaisussa: Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geo-chemistry II/5 (first published in 1969). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Rühling, Å., Rasmussen, L., Pilegaard, K., Mäkinen, A. &Steinnes, E. 1987. Survey of atmospheric heavy metaldeposition in the Nordic countries in 1985 - monitored bymoss analyses. Report prepared for The Steering Body ofEnvironmental Monitoring. The Nordic Council of Ministers.Nord 1987: 21. 44 s.

Rühling, Å., Brumelis, G., Goltsova, N., Kvietkus, K.,Kubin, E., Liiv, S., Magnússon, S., Mäkinen, A.,Pilegaard, K., Rasmussen, L., Sander, E. & Steinnes, E.1992. Atmospheric heavy metal deposition in northernEurope 1990. Environment Monitoring. The Nordic Councilof Ministers. Nord 1992: 12. 41 s.

Rühling, Å., Steinnes, E., Berg, T., Brumelis, G., Ceburnis,D., Dam, M., Fedoretz, N., Goltsova, N., Larsen, M., Liiv,S., Lippo, H., Magnússon, S., Mäkinen, A. 1996.Atmospheric heavy metal deposition in northern Europe1995. Nord Environment, Nord 1996: 37. 46 s.

Rämö, T. 1993. Rapakivigraniitti: kivikovan suomalaisenmatka maailmalle. Summary: Rapakivi granites, Finnish andworldwide. Kivi (2), 13-28.

Sahama, Th. G. 1945. On the chemistry of East Fennoscandianrapakivi granites. Bulletin de la Commission géologique deFinlande 238, 15-64.

Sahama, Th.G. 1947. Geokemia. Tiedekirjasto N:o 2. Helsin-ki: Kustannusosakeyhtiö Otava. 447 s.

Salminen, R. & Lampio, E. 1995. Tulokset. Julkaisussa:Salminen, R. (toim.) Alueellinen geokemiallinen kartoitusSuomessa vuosina 1982-1994. Summary: Regionalgeochemical mapping in Finland in 1982-1994. Geologiantutkimuskeskus, Tutkimusraportti 130. 47 s., 24 liitettä.

Salonen, L. 1992. Talousveden radioaktiivisuus ja sen pois-taminen. Abstract: The radioactivity of domestic water andits elimination. Vesitalous 6 (3-10). 42 s.

Salonen L.& Hukkanen H. 1997. Advantages of low-

92



background liquid scintillation alpha-spectrometry and pulseshape analysis in measuring 222Rn, uranium and 226Ra ingroundwater samples. Journal of Radioanalytical and NuclearChemistry 226 (1-2), 67-74.

Seip, H.M., Andersen, D.O., Christophersen, N., Sullivan,T.J. & Vogt, R.D. 1989. Variations in concentrations ofaqueous aluminium and other chemical species duringhydrological episodes at Birkenes, southernmost Norway.Journal of Hydrology 108, 387-405.

Siever, G.L. 1978. Silica. G-L Julkaisussa: Wedepohl, K.H.(toim.) Hand Book of Geochemistry II/2. (first published in1972). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Simonen, A. & Vorma, A. 1969. Amphibole and biotite fromrapakivi. Bulletin de la Commission géologique de Finlande238. 28 s.

Smedley, P.L. & Kinniburgh, D.G. 2002. A review of thesource, behaviour and distribution of arsenic in naturalwaters. Applied Geochemistry 17, 517-568.

Steinnes, E. 1984. Some geographical trace elementdistributions of potential geomedical Relevance. Julkaisus-sa: Låg, J. (toim.) Geomedical Research in Relation toGeomedical Registrations. Norwegian Academy of Sciencesand Letters, Norwegian University Press. 189 s.

Stollenwerk, K.G. & Kipp, K.L. 1990. Simulation ofmolybdate transport with different rate-controlledmechanisms. 196th National Meeting of American ChemicalSociety. Julkaisussa: ACS Symposium Series 416. Chapter19. Sivut us. jaks.

Tarvainen, T., Lahermo, P., Nikkarinen, M., Paukola, T.,Valpola, S. & Väisänen, U. 2001. Tuhat kaivoa - valtakun-nallinen pohjavesitutkimus. Julkaisussa: Salonen, V-P. &Korkka-Niemi, K. (toim.) Kirjoituksia pohjavedestä 3.Ympäristögeologian päivät 13-14.3.2000. Turku: Turunyliopiston geologian laitos. 297 s.

Tarvainen, T., Lahermo, P., Hatakka, T., Huikuri, P.,Ilmasti, M., Juntunen, R., Karhu, J., Kortelainen, N.,Nikkarinen, M. & Väisänen, U. 2001. Chemicalcomposition of well water in Finland - Main results of the“One Thousand Wells” Project. Julkaisussa: Autio, S. (toim.)Geological Survey of Finland, Current Research 1999-2000.Geological Survey of Finland, Special Paper 31. 167 s.

Taylor, S.R. 1964. Abundance of chemical elements in thecontinental crust: a new table. Geochimica et CosmochimicaActa 28 (8), 1273-1285.

Turekian, K.K. & Wedepohl, K.H. 1961. Distribution of theelements in some major units of the Earth’s crust. GeologicalSociety of America, Bulletin 71 (2), 175-191.

Turekian, K.K. 1978. Cobalt. 27B-27O. Julkaisussa:Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geochemistry II/5

(first published in 1969). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us.jaks.

Turner, R.S., Johnson, A.H. & Wang, D. 1985. Biochemistryof aluminium in McDonalds Branch Watershed, New JerseyPine Barrens. Journal of Environmental Quality 14 (3), 314-323.

Usdowski, H.E. 1978. Magnesium. 12G-12L.Julkaisussa:Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geo-chemistry II/5(first published in 1969). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us.jaks.

Veselý, J., Beneš, P. & Ševcik, K. 1989. Occurrence andspeciation of beryllium in acidified freshwaters. WaterResearch 23 (6), 711-717.

Vincent, E.A. 1974. Silver. 47B-47O. Julkaisussa: Wedepohl,K.H. (toim.) Handbook of Geo-chemistry II/5 (first publishedin 1969). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us. jaks.

Vorma, A. 1976. On the petrochemistry of rapakivi graniteswith special reference to the Laitila massif, southwesternFinland. Geological Survey of Finland, Bulletin 285. 98 s.

Vuorinen, A. 2001. Fluorin käyttäytyminen Kuivalan (Utti)tekopohjavesilaitoksen geologisessa ympäristössä. Julkai-sussa: Salonen, V-P. & Korkka-Niemi, K. (toim.) Kirjoituk-sia pohjavedestä 3. Ympäristögeologian päivät 13-14.3.2000. Turku: Turun yliopiston geologian laitos. 297 s.

Väre, M. 1960. Talousvetenä käytetyn pohjaveden laatuSuomen maalaiskunnissa. Vesitalous 1 (2), 23-25.

Wang, D., Alfthan, G., Aro, A., Lahermo, P. & Väänänen,P. 1994. The impact of selenium fertilisation on thedistribution of selenium in rivers in Finland. AgricultureEcosystems Environment 50, 133-149.

Wedepohl, K.H. 1978a. Copper. 29B-29O. Julkaisussa:Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geochemistry II/5(first published in 1969). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us.jaks.

Wedepohl, K.H. 1978b. Zinc. 30B-30O. Julkaisussa:Wedepohl, K.H. (toim.) Handbook of Geo-chemistry II/5(first published in 1969). Berlin: Springer-Verlag. Sivut us.jaks.

Wilson, D.E. 1978. An equilibrium model describing theinfluence of humic materials on the speciation of Cu2+, Zn2+

and Mn2+ in freshwaters. Limnological Oceanography 23,499-507.

Wilson, M.R. & Åkerblom, G.V. 1982. Geological setting andgeochemistry of uranium-rich granites in the Proterozoic ofSweden. Mineralogical Magzine 46, 233-245.

•utic, V. & Stumm, W. 1984. Effect of organic acids andfluoride on the dissolution kinetics of hydrous alumina. Amodel study using the rotating disc electrode. Geochimicaet Cosmochimica Acta 48 (7), 1493-1503.

v

Zutic, V. & Stumm, W. 1984. Effect of organic acids andfluoride on the dissolution kinetics of hydrous alumina. Amodel study using the rotating disc electrode. Geochimicaet Cosmochimica Acta 48 (7), 1493-1503.

tuhat kaivoa

Documents