TEOLLISUUSVESIEN KIERRÄTYKSEN KESTÄVYYS –TAPAUSTUTKIMUS

JANI VUORINEN

HELSINGIN YLIOPISTO

YMPÄRISTÖTIETEIDEN LAITOS

PRO GRADU-TUTKIELMA

16.11.2015

Muita tietoja – Övriga uppgif ter – Additional information

Tiedekunta – Fakultet – Faculty

Biotieteellinen tiedekunta

Laitos – Institution– Department

Ympäristötieteiden laitos

Tekijä – Författare – Author

Jani Vuorinen Työn nimi – Arbetets titel – Title Teollisuusvesien kierrätyksen kestävyys – tapaustutkimusOppiaine – Läroämne – Subject

YmpäristöekologiaTyön laji – Arbetets art – Level

Pro gradu-tutkielmaAika – Datum – Month and year

Joulukuu 2015Sivumäärä – Sidoantal – Number of pages

64 + 5 liitettäTiivistelmä – Referat – Abstract

Noin kolmannes maailman väestöstä elää veden suhteen niukkuudessa. Globaali vesikriisi aiheuttaa vakavia ongelmia, kuten vesivarojen ehtymistä, ympäristön tilan hekentymistä sekä ristiriitoja veden käyttömuotojen välillä. Suomessa teollisuuden osuus on noin 72% kaikesta vedenkäytöstä ja globaalisti noin 25%. Globaalin vedenkäytön on arvioitu lisääntyvän 50% vuoteen 2030 mennessä. Teollisuudella on merkittävä rooli vesikriisin rajoittajana. Vesien kierrätys ja uudelleen käyttö mahdollistavat vähenevän vesiresurssin tehokkaamaan käytön. Varsinkin vesien kierrätys vaatii usein kuitenkin energiaintensiivistä vedenkäsittelytekniikkaa ja saattaa tuottaa vaikeita nestemmäisiä ja kiinteitä lopputuotteita. Elinkaariarviointi on eräs keino verrata veden kierrätyksen ja uuden vedenoton kestävyyttä. Tehdyssä tapaustutkimuksessa verrattiin vettä kierrättävän teollisuusprosessin ja talousveden käyttöön perustuvan teollisuusprosessin kestävyyttä sosiaalis-kulttuurillisessa, taloudellisessa ja ekologisessa ulottuvuudessa. Elinkaariarvion tulosten perusteella veden kierrättäminen ei ole ekologisesti perusteltua ellei kierrätysprosessia optimoida mm. sähkön käytön tai sähkön tuotantotavan suhteen. Lopputulokseen vaikutti sähkön käytön ja siitä seuranneen ilmastonmuutospotentiaalin lisäksi kierrätettävän veden vähäinen haitallisuus vastaanottavassa ympäristössä sekä veden vähäinen niukkuus tutkitussa vedenottoprosessissa.

Avainsanat – Nyckelord – Keyw ords

Ympäristövaikutusten arviointi, kestävyys, vesienkäsittely, veden kierrätys, teollisuus Ohjaaja tai ohjaajat – Handledare – Supervisor or supervisors

Ville UusitaloSäilytyspaikka – Förvaringställe – Where deposited

Muita tietoja – Övriga uppgif ter – Additional information

Tiedekunta – Fakultet – Faculty

Faculty of Biological and Environmental Sciences

Laitos – Institution– Department

Department of Environmental Sciences

Tekijä – Författare – Author

Jani Vuorinen Työn nimi – Arbetets titel – Title Sustainability of industrial water recycling – CasestudyOppiaine – Läroämne – Subject

Environmental ecologyTyön laji – Arbetets art – Level

Master's ThesisAika – Datum – Month and year

December 2015Sivumäärä – Sidoantal – Number of pages

64 + 5 appendicesTiivistelmä – Referat – Abstract About a third of worlds population suffer from water scarcity. Global water crisis causes severe problems, such as deplation of water resources, degradiation of environments and conflicts between water users. In Finland industry uses around 72% of all water that is used and globally around 25%. Globally water use has been estimated to increase 50% until year 2030. Industry is a key player in resolving water crisis. Water recycling and reusage enable more efficient use of depleating water resources. Especially water recycling often depends on treatment technology that is very energy intensive. Also difficult liquid and solid end products can be a problem in water recycling. Life cycle assessment can be used to estimate and compare the sustainability of water recycling and new water intake. In this casestudy the sustainability of industrial water recycling process and common potable water process is compared in socio-cultural, economical and ecologial dimensions. Results of life cycle assessment show that recycling of industrial water is not ecologically justified if process optimation in the means of electricity usage or production is not made. Besides electricity usage and climate change potential, the low harmfulnes of recyled water in the receiving water and low scarcity of water influence the final conclusions.

Avainsanat – Nyckelord – Keyw ords

Environmental impact assessment, sustainability, water treatment, water recycling, industryOhjaaja tai ohjaajat – Handledare – Supervisor or supervisors

Ville UusitaloSäilytyspaikka – Förvaringställe – Where deposited

Sisällysluettelo

1. Johdanto...............................................................................................................................3

1.1. Tutkimuksen tausta........................................................................................................3

2.2. Teollinen ekologia.........................................................................................................3

2.3. Tutkimuskysymykset ja menetelmät.............................................................................5

3. Teollisuuden vedenhankinta...............................................................................................7

3.1 Yleistä.............................................................................................................................7

3.2. Raakavesilähteet............................................................................................................8

3.3. Veden kierrätys ja uudelleen käyttö.............................................................................10

3.4. Vedenhankinnan ympäristövaikutuksista kokonaiskestävyyden arviointiin...............11

3.4.1. Ympäristötekijät...................................................................................................15

3.4.2. Taloudellisuus.......................................................................................................18

3.4.3. Teknologiset tekijät ja toimitusvarmuus...............................................................20

3.4.4. Sosiaalis-kulttuurilliset tekijät..............................................................................21

3.4.5. Institutionaaliset tekijät........................................................................................23

4. Tapaustutkimus.................................................................................................................24

4.1. Vedenkäsittelyprosessien kuvaukset............................................................................24

4.1.1. Suora prosessi ja veden viemäröinti......................................................................24

4.1.2. Teollisuusveden kierrätysprosessi.........................................................................25

4.2. Elinkaariarvioinnin toteuttaminen...............................................................................27

4.2.1. Tarkasteltavan systeemin rajaukset.......................................................................27

4.2.2. Toiminnallinen yksikkö ja käytetyt menetelmät....................................................29

4.2.3. Kestävyysindikaattoreiden määrittäminen............................................................30

4.2.3.1. Ympäristöindikaattorit.....................................................................................31

4.2.3.2. Tekniset indikaattorit.......................................................................................33

4.2.3.3. Taloudelliset indikaattorit................................................................................34

4.2.3.4. Sosiaalis-kulttuurilliset indikaattorit...............................................................34

4.2.3.4. Institutionaaliset indikaattorit..........................................................................36

4.2.4. Inventaarioanalyysi...............................................................................................37

4.2.5. Kokonaiskestävyyden arviointi.............................................................................41

4.2.5.1. Ekologinen ulottuvuus......................................................................................42

1

4.2.5.2 Taloudellinen ulottuvuus..................................................................................43

4.2.5.3. Sosiaalis-kulttuurillinen ulottuvuus..................................................................44

4.3. Tulokset.......................................................................................................................45

4.3.1. Tulosten tarkastelu.................................................................................................48

4.3.2. Optimointi.............................................................................................................52

4.3.3. Johtopäätökset.......................................................................................................54

5. Lähdeluettelo.................................................................................................................57

6. Liitteet............................................................................................................................65

2

1. Johdanto

1.1. Tutkimuksen tausta

Suomi on vesivarojen suhteen lähes ainutlaatuisessa asemassa. Tausta jota vastaan on helppo

esiintyä vesivarojen hallinnan mallimaana. Monessa maailmankolkassa puhdas ja

kohtuuhintainen makea vesi on jo todellinen niukkuushyödyke (Caldecott 2007). Suomessa

huippulaatuisen veden saatavuus on käyttöön nähden moninkertainen tiheimminkin asutetuilla

alueilla eikä päällä olevien ympäristökriisien kuten ilmastonmuutoksen ole arvioitu juurikaan

tilanteeseen vaikuttavan (Veijalainen ym. 2012). Suomessa uusiutuvista vesivaroista käytetään

vuodessa noin 1-2%. Suurimpana käyttäjänä kokonaisvedenotosta on teollisuus 72%

osuudella. Kotitalouksien vedenkulutus on Suomessa noin 25% lopun 3% mennessä

maatalouden käyttöön (SVT 2014). Globaalisti teollisuus käyttää noin 25% ja keinokastelu

noin 70% kaikesta käytetystä makeasta vedestä. Globaalin kokonaiskulutuksen on arvioitu

lisääntyvän noin 50 prosentilla vuoteen 2030 mennessä sekä ylittävän noin 40 prosentilla

luotettaviksi ja käytettävissä oleviksi laskettavien vesilähteiden tuoton (Caldecott 2007 ja

Nikula 2012). Kasvava tarve vähenevälle makealle vedelle pahentaa vesikriisiä ja siihen

liittyviä muita ympäristöongelmia. Tilanne lisää paineita sekä vedenkäytön tehostamiseen että

kierrätykseen. Makeaa vettä tullaan enenevissä määrin valmistamaan merivedestä ja

puhdistetuista jätevesistä. Teollisuuden toimijat ovat pakotettuja tehostamaan vesitalouttaan

kustannustehokkuuden ja toimintavarmuuden lisäämiseksi mutta myös saavuttaakseen

markkinaetua ja mahdollisuuksia kuluttajien ja instituutioiden kiinnittäessä jatkuvasti

enemmän huomiota tuotteiden vesijalanjälkiin, vesivastuullisuuteen ja yritysten

yhteiskuntavastuuseen. Teollisuudella on keskeinen rooli globaalin vesikriisin ratkaisijana.

2.2. Teollinen ekologia

Kestävä kehitys tai kestävyys on käsite, joka tarkoittaa ihmisen pyrkimystä elää ja kehittyä

maapallon rajallisilla resursseilla niin ettei tulevilta sukupolvilta evätä vastaavaa

mahdollisuutta. Kestävää kehitystä käsiteltiin ensimmäisen kerran YK:n Brundtlandin

komissioissa vuonna 1987 (WCED 1987). Kestävä kehitys jaotellaan ekologiseen,

3

sosiaaliseen ja taloudelliseen kestävyyteen (Huber 2004). Osatekijöidensä paikallisena ja

globaalina poikkitieteellisenä ja yhdistävänä prosessina kestävä kehitys tunnistaa sen, että

ekologista ympäristöä ja sen suojelua ei voida erottaa inhimmilisestä ympäristöstä ja

toiminnasta.

Ekologisen kestävyyden saavuttaminen edellyttää, että ihmisen toiminta saavuttaa sellaisen

tilan, jossa luonnon monimuotoisuus ja ekosysteemien toimivuus eivät vaarannu. Sosiaalinen

kestävyys kiteytyy ihmisarvon käsitteeseen ja oikeudenmukaisuuteen. Sosiaalinen kestävyys

toteutuu kun ihminen toimijana kokee pystyvänsä vaikuttamaan itseänsä koskevaan

päätöksentekoon. Taloudellinen kestävyys perustuu elinkeinoelämän sopusointuun ekologisen

ympäristön ja toisaalta sosiaalisen ympäristön kanssa.

Teollinen toiminta on elinkeinoelämän, ekologisen ympäristön ja ihmisen sosiaalisen

toiminnan keskiössä. Se on ihmisen toimista eniten ympäristöä rasittavaa ja kautta historian se

tekijä, joka on nopeiten muokannut ekologista ympäristöä ja ihmisen toimintaympäristöä,

-mahdollisuuksia ja yhteiskuntaa. Teollinen ekologia tarkastelee ihmisen talousjärjestelmän

sisällä ja talousjärjestelmän ja ekologisen ympäristön välillä olevia materiaali- ja

energiavirtoja. Se on lähestymistapa, jossa tuotteiden ja palveluiden teollinen tuotanto,

kulutus, käyttö ja loppukäsittely suunnitellaan sellaiseksi, että ekologiset kokonaisvaikutukset

voidaan minimoida taloudellisen järjestelmän puitteissa (Manahan 2000).

Teollisen ekologian keskeinen pyrkimys on jäljitellä luonnon prosesseja, joissa biologisten

organismien energian ja lähtöaineiden käyttö, tuotanto ja lopputuotteiden kierrätys ei tuota

hyödyntämättömiä jätteitä. Tällaisen ns. teollisen metabolian ajatus tarkastelee tuotteen tai

palvelun energia- ja materiaalivirtoja sen koko elinkaaren aikana tavoitteenaan minimoida ja

parhaimmillaan estää päästöjen ja jätteiden syntyminen (Manahan 2000, Huber 2004).

Syntyvien jätteiden määrään ja laatuun voidaan vaikuttaa tuotanto-, valmistus- ja

tuotesuunnittelulla, mutta myös materiaalivalinnoilla. Kierrätys on materiaalien ja aineiden

uudelleenkäyttöä uudessa valmistusprosessissa neitseellisten raaka-aineden sijaan.

Lähtökohtaisesti kierrätys lisää materiaalitehokkuutta ja on todellinen keino vähentää

luonnonvarojen käyttöä. Kierrätystä ei kuitenkaan voida eikä kannata jatkaa loputtomiin

raaka-aineiden laadun ja hyödynnettävyyden väistämättä vähetessä. Tietyn raja-arvon jälkeen

4

tehokkuuden hakeminen kierrätyksen avulla ei välttämättä enää ole perusteltavissa

alhaisemmilla ympäristövaikutuksilla. Esimerkiksi veden kierrättäminen johtaa tietyn

tyyppisissä prosesseissa kasvaviin haitta-ainepitoisuuksiin tai lietteisiin, joiden edelleen

käsittely vaatii suhteessa suurempia kemikaalimääriä tai enemmän energiaa kuin uuden

veden otto (Huber 2004).

2.3. Tutkimuskysymykset ja menetelmät

Tässä Pro Gradu -työssä rakennetaan teollisuusympäristöön tarkoitettu vedenkierrätyksen

kokonaiskestävyyden arvionnin mahdollistava malli ja tehdään tapaustutkimuksen avulla

arvioinnin käytännön sovellus. Teollisuusveden kierrätysprosessin käytön elinkaaren aikaisia

vaikutuksia arvioidaan ja verrataan prosessiin jossa kierrätystä ei ole. Kestävyyttä arvioidaan

ekologisessa, taloudellisessa sekä sosiaalis-kulttuurillisessa ulottuvuudessa. Luonnonvarojen

kuten makean veden kestävän käytön edistämisessä kaikki kestävyyden ulottuvuudet ovat

vuorovaikutuksessa ja ne tulee kaikki ottaa huomioon päätöksenteossa. Työn keskeinen

tavoite on pohtia eri ympäristövaikutusten keskinäistä arvottamista ja vertailua.

Elinkaariarvioinnissa LCA, Life-Cycle Assessment eroteltavat vaiheet ovat tavoitteiden ja

soveltamisalan määrittely, inventaarioanalyysi, vaikutusarviointi sekä tulosten tulkinta (ISO

14044:2006). Tässä työssä ISO:n standardoitua menetelmää noudatetaan keskeisiltä osin, jotta

tulosten tulkinta ja vertailu olisivat mahdollisia ja arvioinnin läpinäkyvyys toteutuu riittävästi.

Elinkaariarvioinnille on tyypillistä, että tarkasteltavan syteemin rajaukset, lähtötiedon taso ja

arvottamisen painotukset vaikuttavat merkittävästi arvioinnin lopputuloksiin.

Tämän työn tapaustutkimuksessa laadittava elinkaariarvionti voidaan määritellä ns.

yksinkertaistetuksi arvioinniksi, streamlined LCA poiketen laajasta, kattavasta arvioinnista.

Inventaarioanalyysin lähtötiedot kerätään toteutetun ja käytössä olevan prosessin

ohjausjärjestelmästä, asiantuntijalähteistä sekä kirjallisuudesta. Vaikutusten laskennassa

käytetään ReCipe menetelmää. Vedenkäsittelyprosesseista on tehty useita

ympäristövaikutusten elinkaariarviointeja (mm. Anderson 2003, Sala Ja Serra 2004, Bonton

ym. 2012, Tenhunen ja Lohi 2001, Vince ym. 2008, Rajakumari ja Kanmani 2008, Ortiz ym.

5

2007 sekä Bengtsson ym. 1997). Vedenkäsittelyprosessien keskeiset vaikutuksia aiheuttavat

osaprosessit ja vaikutusluokat tunnetaan, eikä laajan arvioinnin tekeminen tulosten

luotettavuuden saavuttamiseksi ole tästä syystä tarpeellista. Kokonaiskestävyyden arviointeja

on tehty vähemmän ja tehdyt työt keskittyvät lähinnä menetelmään liittyvän ongelmatiikan

käsittelyyn (mm. Kennedy ja Tsuchihashi 2005, Upadhyaya ja Moore 2012 sekä Chen ym.

2012). Tässä työssä taloudellinen kestävyys arvioidaan eri prosessivaihtoehtojen kulumalleja

vertailemalla ns. elinkaarikustannuslaskennan LCC, Life-Cycle Costing perusteella. Sosiaalis-

kulttuurillista ulottuvuutta määritetään mm. tarkasteltavien prosessien sidosryhmien

näkemyksien perusteella.

Elinkaariarvioinnissa vaikutusarvioinnin tulkinnanvaraisuus ja arvosidonnaisuus korostuu

mitä pidemmälle vaikutusarviointia viedään. Tässä työssä esitetään sekä

keskipistemallinnuksen että loppupistemallinnuksen tuloksia. Suoria ympäristössä tapahtuvia

muutoksia kuvaavan keskipistemallinnuksen tuloksia pidetään yleisesti luotettavampina kuin

ympäristövaikutusten kokonaiskestävyyttä kuvaavan loppupistemallinnuksen tuloksia

(Antikainen 2010). Makean veden käytön arviointi ja tarkastelu luonnonvarana vaatii

mallinnuksen viemisen loppupistetasolle. Tämän lisäksi kokonaiskestävyyden arviointi vaatii

muidenkin kuin ympäristövaikutusten osalta keskipistemallinnuksesta eteenpäin pyrkivää

tarkastelutasoa. Eri kestävyyden osa-alueita kuvaavien indikaattoreiden määrittelyssä

käytetään alalla yleisesti vallitsevia ja tunnustettuja käytäntöjä.

6

3. Teollisuuden vedenhankinta

3.1 Yleistä

Suomessa teollisuus käyttää vettä monin tavoin. Vettä sidotaan tuotteisiin, käytetään

energiantuotantoon tai siirtoon sekä esimerkiksi erotustekniikoissa. Teollisuuden vedenkäyttö

voi olla vettä kuluttavaa, jolloin vesi ei enää palaa hydrologiseen vesisykliin tai vettä

lainaavaa. Tällöin vettä käytetään esimerkiksi jäähdytysvetenä, joka lämmönsiirron jälkeen

palautetaan vesisykliin.

Pidemmän ajan keskiarvona Suomalaisen teollisuuden vedenotto vuositasolla on noin 8 000

milj. m3, josta makeaa uusiutuvista lähteistä olevaa vettä on noin 2 200 milj. m3 (SYKE 2013).

Kuva 1 esittää teollisuuden kokonaisvedenottoa pois lukien meriveden otto. Vedenottoon on

laskettu pohjaveden-, järviveden-, jokiveden-, tekoallasveden- ja kunnallisilta vesilaitoksilta

tapahtunut vedenotto (SYKE 2013). Suomalaisen teollisuuden surimmat vedenottajat ovat

massa- ja paperiteollisuus sekä sähkön- ja lämmöntuotanto. Massa- ja paperiteollisuus käyttää

lähinnä makeaa pintavettä. Tarvittavasta vedestä noin puolet käytetään jäähdytykseen (MT

2013). Sähkön- ja lämmöntuotanto käyttää jäähdytykseen ja ns. lauhdevedeksi lähinnä

merivettä. Kunnallisten vesilaitosten jakeleman veden suurin teollisuuskuluttaja on

elintarviketeollisuus 30-50% osuudella kaikesta teollisuuden kuluttamasta talousvedestä

(SYKE 2013, Etelämäki 1999). Kaiken kaikkiaan kunnallisilta vesilaitoksilta teollisuus ottaa

alle prosentin kaikesta ottamastaan vedestä, johtuen omien raakavesilähteiden ja

pumppaamoiden merkityksestä. Merivettä teollisuus käyttää noin 70% kaikesta käyttämästään

vedestä. Meriveden käyttö on suolanpoistoteknologioiden kehittymisen myötä lisääntynyt

myös raakavetenä esimerkiksi sähkön- ja lämmöntuotannon kattilalaitosten

lisävesiprosesseihin.

7

Kuva 1. Teollisuuden vedenoton osuus sektoreittain laskettuna kolmen vuoden keskiarvona

(2009-2011). Vedenottoon laskettu pohjaveden-, järviveden-, jokiveden-, tekoallasveden- ja

kunnallisilta vesilaitoksilta tapahtunut vedenotto (SYKE 2013).

3.2. Raakavesilähteet

Raakavedellä tarkoitetaan tässä yhteydessä vettä, jota teollisuustoimija ottaa muuhun kuin

pelkkään jäähdytyskäyttöön. Merivettä ei tässä tarkastelussa lasketa raakavedeksi, vaikka

senkin käyttö sellaisena on lisääntynyt. Raakavettä käytetään sellaisenaan teollisissa

tuotantoprosesseissa tai esimerkiksi käsitellään edelleen kemiallisesti, jotta se soveltuisi mm.

käytettäväksi paperin- ja selluntuotannossa tai suolattomana vetenä kattilaprosesseissa ja

elektroniikkateollisuudessa. Merkittävimmät Suomalaisen teollisuuden raakavesilähteet ovat

joki,- järvi, ja tekoallasvesi. Kuntien vesilaitosvettä ja pohjavettä käytetään samassa suhteessa

ja melko vähän. Kuvassa 2 esitetään raakavesilähteet vedenottomäärän mukaan jaoteltuna

(SYKE 2013).

8

0,7%0,8%

43,2%

14,2%

5,6%

35,0%

0,4%

Teollisuussektorin osuus vedenotosta

Kaivos- ja louhostoiminta

Elintarviketeollisuus

Massa- ja paperiteollisuus

Kemianteollisuus

Metalli- ja metallituoteteollisuus

Sähkön ja lämmön tuotanto

Muut

Kuva 2. Teollisuuden vuosittainen vedenotto raakavesilähteittäin laskettuna kolmen vuoden

keskiarvona (2009-2011) (SYKE 2013).

Helpon ja luotettavan saatavuuden lisäksi vesi on Suomessa kemialliselta laadultaan hyvää ja

siksi yksinkertaisesti jatkokäsiteltävissä. Mekaanisen esisuodatuksen jälkeen vaadittava

käsittely riippuu veden käyttökohteesta ja -tavasta.

Tyypillisiä piirteitä Suomalaiselle pintavedelle ovat alhainen kovuus ja alkaliniteetti sekä

alhainen suolapitoisuus. Orgaanisen aineen pitoisuus on kohtuullisen suuri ja sen

vähentäminen vaatii yleensä kemiallisen koagulointi/flokkulointiprosessin ja selkeytyksen tai

suodatuksen (Luukkonen ym. 2013). Pntavedestä poiketen pohjaveden laatu ei vaihtele

vuodenaikojen mukaan ja on muutenkin tasalaatuisempaa. Pohjavedessä on pintaveteen

verrattuna suurempi alkaliniteetti. Tämän lisäksi siinä on tavallisesti käsittelyä vaativia

pitoisuuksia rautaa ja/tai mangaania sekä silikaatteja. Raakaveden käsittelyksi pohjavedelle

riittää usein pelkkä ilmastus, suodatus ja pH:n säätö (Luukkonen ym. 2013).

Raakaveden hyvä saataavuus ja laatu eivät edistä teollisuuden vaihtoehtoisten

raakavesilähteiden ja vedenkierrätyksen käyttöönottoa ja kehitystä. Vaihtoehtoisia

raakavesilähteitä ovat ottaneet käyttöön lähinnä sellaiset teollisuuden alat ja toimijat, joilta

9

14,5

866,3

1214,7

123,320,3

Vedenotto raakavesilähteittäin, milj. m3/a

Pohjavedenotto

Järvi

Joki

Tekoallas

Kunnan vesilaitos

vaadittu jätevedenkäsittely on kustannustekijänä merkittävä tai jätevesipäästöä on

ympäristöluvassa tai kunnallisen vesi- ja viemärilaitoksen kanssa sovitussa

teollisuusjätevesisopimuksessa rajoitettu niin, että jätevedeltä vaadittu laatu lähenee riittävästi

perinteistä raakaveden laatua. Vaihtoehtoisia raakavesilähteitä merkittävämpää luonnon

vesilähteistä tapahtuvan vedenoton ja jätevesimäärän vähenemistä on tapahtunut vedenkäytön

tehostamisen, uudelleenkäytön ja kierrätyksen myötä. Tällöin talteen saadaan veden lisäksi

esimerkiksi lämpöä ja kemikaaleja kuten massa- ja paperiteollisuudessa.

3.3. Veden kierrätys ja uudelleen käyttö

Veden kierrätyksellä tarkoitetaan kerätyn ja talteenotetun veden käyttöä kerääjän omissa

vedenkäyttöprosesseissa. Kun taas uudelleen käytöllä viitataan usein kerätyn veden käyttöön

jonkin toisen tai useamman toimijan prosesseissa (Upadhyaya ja Moore 2012). Edellä esitetyn

jaon perusteella kierrätetty vesi vähentää suoraa vedenottoa toimijan prosessin sisällä kun taas

uudelleen käyttö vaikuttaa vesisykliin yleisemmällä tasolla, kun vettä ohjataan muihin

hyötykäyttökohteisiin tai raakavedeksi toiselle teollisuustoimijalle (Upadhyaya ja Moore

2012). Näin jaoteltuna veden kierrätys voidaan ajatella olevan osa uudelleen käyttöä.

Yhdyskuntien ja teollisuuden jätevesiä voidaan käsitellä käytettäväksi monissa

käyttökohteissa ja -tarkoituksissa. Kennedy ja Tsuchihashi (2005) listaavat mahdollisina

käyttökohteina mm. maisemanhoidollisen kastelun, golf-kentät, autopesulat, keinotekoiset

kosteikot, virtavesiekosysteemit, pohjavesivarantojen täytön ja teollisuudessa jäähdytysvesi-,

pesurivesi-, prosessien lisävesi- sekä esimerkiksi rakennusteollisuuden vesikäytön (Kennedy

ja Tsuchihashi 2005). Siinä missä teollisuuden vedenottoa voidaan suunnata kierrätykseen ja

uudelleen käyttöön taloudellisin ja strategisin perustein nopeastikin vaatii laajemmalla,

yhteiskunnan tasolla veden uudelleen käyttö yleistä hyväksyntää, terveys- ja

teknologiatekijöiden hallintaa, toimintaa tukevaa lainsäädäntöä ja ohjausta sekä

kokonaisvaltaista hallintaa luonnonvaroista ja taloudesta (McClelland ym. 2012 sekä

Upadhyaya ja Moore 2012).

10

Suomen suurimman vedenkuluttajan eli massa- ja paperiteollisuuden vuotuiset jätevesipäästöt

ovat noin 400 milj. m3/a (MT 2013). Massa- ja paperiteollisuuden jätevesimäärät ovat

laskeneet erityisesti prosessien sisäisiä kiertoja parantamalla ja vesipihin teknologian

käyttöönotolla. Vettä säästetään kierrättämällä sitä prosessin puhtaammista osista

käyttökohteisiin, joissa veden laatuvaatimukset ovat alhaisemmat. Sama vesilitra käytetään

prosesseissa jopa 15 kertaa. Esimerkiksi sellutonnin valmistukseen tarvittiin 70-luvulla 250

m3 vettä, kun nykyään luku on 5-50 m3 (MT 2013).

Teollisuudessa puhtaiden vesien kierrättäminen on tavallista. Prosessien vesitys-,

ulospuhallus- ja lauhdevesiä otetaan talteen energiatehokkuuden saavuttamiseksi.

Likaisempien viemäröitävien tai luontoon laskettavien vesien kierrättäminen on

harvinasempaa. Kaivannaisteollisuudessa tavoitellaan suljettuja kiertoja, mutta toistaiseksi

lähimmäs tätä tavoitetetta on päästy ongelmajätteidenkäsittelyssä. Riihimällä laitosalueen

sadevedet, suojapumppaukset ja alueen pesuvedet kerätään käsiteltäviksi

jätteenpolttoprosessien tarvitsemaksi lisävedeksi (Ekokem 2015).

Teknologisen kehityksen myötä esimerkiksi massa- ja paperiteollisuuden jätevesivirta olisi

käännettävissä saman prosessin raakavedeksi. Yhdyskuntajätevesien käsittely ja

kierrättäminen sekä teollisuuden raakavedeksi että tekopohjavedeksi ja edelleen talousvedeksi

on todellisuutta veden niukkuudesta tai laatuongelmista kärsivillä alueilla (Wethern ja

Katzaras 1995, Moran ym. 2003, GE 2006, Upadhyaya ja Moore 2012).

3.4. Vedenhankinnan ympäristövaikutuksista kokonaiskestävyyden arviointiin

Nykyisellään ympäristövaikutusten arvioinnilla tarkoitetaan kansainvälistä standardoitua

ympäristövaikutusten elinkaariarviointiohjelmaa ns. ISO-standardien 14040-sarjaa.

Elinkaariarviointi, LCA käsittelee tuotteen, palvelun tai prosessin ympäristönäkökohtia ja

ympäristövaikutuksia, kuten luonnonvarojen käyttöä ja päästöjen vaikutuksia aina raaka-

aineden hankinnasta tuotantoon ja käytön kautta kierrätykseen sekä jätteiden

loppusijoitukseen. Vedenhankinnan osaprosessien kuten tarvittavien kemikaalien ja energian

käytön ympäristövaikutukset on perinteisessä elinkaariarvioinnissa mallinnettavissa aina

11

loppupisteen vaikutusluokkiin saakka (kuva 3). Itse makean veden otto ja käyttö esitetään

kuitenkin vain kulutettuna luonnonvarana, resurssina jonka käyttöä ei mallinneta ihmisten

terveysvaikutuksiin, ekologiseen ympäristöön eikä luonnonvarojen ehtymisen aiheuttamiin

talousvaikutuksiin.

Makean veden käytöstä on olemassa oma standardoitu menetelmänsä. Tämä ns. vesijalanjälki,

Water Footprint (ISO 14046:2014) mittaa tuotteen tai palvelun elinkaaren aikaista

kokonaisvedenkulutusta ja vaikutusta veden laatuun, vesistöjen tilaan ja muihin

vedenkäyttäjiin. Vesijalanjälki sisältää suoran vedenkulutuksen, kuten kotitalouksien

käyttöveden sekä epäsuoran vedenkulutuksen. Epäsuoraa vedenkulutusta on esimerkiksi

tuotteiden ja palveluiden tuotantoon kulutettu vesi. Epäsuoraa vedenkulutusta kutsutaan myös

virtuaali- tai piilovedeksi (Nikula 2012). Vedenkäyttöön, vesisisältöön eikä niinkään

ympäristövaikutuksiin keskittyvän vesijalanjälkilaskennan integrointiin LCA:han ei ole

olemassa yleistä käytäntöä (Finkbeiner ym. 2011). Sama tilanne on Euroopan komission

Euroopan vesivarojen suojelemiseksi kehitetyssä ja käyttöönotetussa WEI+ indikaattorissa.

Indikaattori kuvaa vesivarojen herkkyyttää suhteuttamalla vettä kuluttavan oton luonnollisiin,

uusiutuviin vesivaroihin (Ahopelto 2013). Indikaattori antaa lukuarvon veden käytön

kestävyydelle, mutta ei nykyisellään ole saatettavissa LCA:n vaikutusarviointiin. Pfister ym.

(2009) esittelee LCA:n laajennuksen, jossa huomioidaan makean veden paikallinen

vuodenaikojen mukaan muuttuva saatavuus. Malli rakentaa yhteyden veden käytön ja

elinkaariarvioinnin loppupisteen vaikutusluokkien välille (Pfister ym. 2009).

12

Kuva 3. Elinkaariarvioinnin ympäristövaikutusluokkien jaottelu keskipisteen ja loppupisteen

vaikutusluokkiin ReCipe 2008 mukaan (ReCipe 2013).

Elinkaaren kokonaiskestävyyden arvionnilla LCSA, Life Cycle Sustainability Analysis

tavoitellaan kestävän kehityksen mukaista pidemmän aikavälin suuntausta, jossa otetaan

ympäristövaikutusten lisäksi huomioon taloudelliset ja sosiaaliset vaikutukset. Tällöin

arviointi syvenee teknisten, luonnontieteellisten ja teknologisten kysymysten tarkastelusta

taloudellisiin, institutionaalisiin ja sosiaalisiin tekijöihin valintojen ja päätöksenteon taustalla

(Guinee 2011). Siinä missä ympäristövaikutusten arviointi on mallina jo varsin vakiintunut ja

pystyy tuottamaan kvantitatiivisesti vertailtavaa tietoa, on kokonaiskestävyyden

arviointiprosessi enemmänkin viitekehys, jolla voidaan yhdistää kuvan 4 mukaisesti

ympäristövaikutusten arvionnin, elinkaaren sosiaalisten vaikutusten arvionnin ja

elinkaarikustannusten arvioinnin osatulokset. Kuvassa 5 esitetään kuinka

kokonaiskestävyyden arvioinnissa voidaan tarkastelutasoa laajenta tuote- tai prosessitasosta

aina kansantaloudelliseen tarkasteluun asti (Guinee 2011).

13

Keskipiste

Otsonikato

Humaanitoksisuus

Ionisoiva säteily

Fotokemiallinen otsonin muodostuminen

Hiukkasten muodostuminen

Ilmastonmuutos

Maaperän ekotoksisuus

Happamoituminen

Maankäyttö

Meren ekotoksisuus

Meren rehevöityminen

Makean veden rehevöityminen

Makean veden ekotoksiuus

Fossiilisten polttoaineiden käyttö

Mineraalien käyttö

Makean veden käyttö

LoppupisteVaikutusluokka

Otsonin muodostumisen väheneminen

Haitallisen aineen annos

Absorboitu annos

Otsonin pitoisuus

PM10 pitoisuus

Säteilypakote

Haitallisen aineen pitoisuus

Maanpeitto

Muutettu alue

Haitallisen aineen pitoisuus

Levän kasvu

Levän kasvu

Haitallisen aineen pitoisuus

Energiasisältö

Vähenemä

Vedenkulutus

Kuva 4. Ympäristövaikutusten arvioinnista kokonaiskestävyyden arviointiin

vedenhankintaprojekteissa, viitekehys (muokattu Chen ym. 2012).

Ekologinen ympäristö ja inhmillinen, sosiaalinen ympäristö ovat kietoutuneena toisiinsa.

Ihmisen toimia tässä ns. sosio-ekologisessa järjestelmässä voidaan tarkastella monella tapaa

(Haila 1998). Ostrom (1990) luokittelee hyödykkeet niiden kuluvuuden ja käyttöoikeuden

rajoitettavuuden perusteella neljään luokkaan, joista mm. luonnonvarat kuten makea vesi

kuuluvat ns. yhteismaaresursseihin CPR, Common-pool resources (Ostrom 1990). Ostrom on

mm. analysoinut säännöllisestä niukkuudesta kärsiviä mutta pitkällä aikavälillä kestäviä

vedenhankinta ja jakeluprosesseja ja määrittänyt kestävän järjestelmän olevan mm.

tunnistettavasti rajattu, edunsaajien osalta tunnettu ja sääntelyltään sellaista että asianosaiset

voivat siihen tasapuolisesti vaikuttaa (Ostrom 1990). Lisäksi asianosaisten tulee myös tietää,

että sääntöjen vastaisista toimista seuraa etukäteen määritelty sanktio (Ostrom 1990).

Liittyvän sosiaalis-kulttuurillisen ulottuvuuden huomioiminen on vedenhankintajärjestelmien

kokonaiskestävyyden arvioimisessa keskeisessä asemassa.

14

Kuva 5. Elinkaaren kokonaiskestävyyden (LCSA) arvioinnin viitekehys (muokattu Guinee

ym. 2011 sekä Antikainen ja Seppänen 2012).

Lyhenteet: EEI-IO =ympäristölaajennettu panos-tuotosmalli

hybr.-LCA=hybridielinkaariarviointi

LCC= elinkaarikustannusarviointi

IOA= ekonominen panos-tuotosmalli

SLCA=sosiaalinen elinkaariarviointi

3.4.1. Ympäristötekijät

Vedenhankinnan merkittävin ympäristötekijä on lähtökohtaisesti itse vedenotto. Arvioitaessa

vedenoton vaikuttavuutta ympäristöstötekijänä tarkastellaan vesivaran uusiutuvuutta,

vesiluontoa, liittyvää ekosysteemiä ja muita vedenkäyttäjiä. Pohjaveden kulutusta,

uusiutuvuutta ja laatua voidaan seurata pinnanmittauksilla ja laatuanalyyseillä. Pintaveden eli

joki- tai järviveden osalta arvioiminen on vaikeampaa. Vesikuormitusarvo WSI, Water Stress

15

Index avulla makean pintaveden käytön vaikutuksia voidaan arvioida LCA:n

loppupistevaikutusluokissa ihmisten terveyden ts. sosiaalis-kulttuurillisen ulottuvuuden,

ekologisen ympäristön ja luonnonvarojen käytön eli taloudellisen kestävyyden tasolla (Pfister

ym. 2009).

WSI kuvaa makean veden kulutuksen ja vesistön hydrologian välistä suhdetta. Tunnuslukua

laskettaessa vesiekosysteemin säilymisen kannalta välttämätön osuus vähennetään

luonnollisesta kokonaisvesimäärästä tai virtaamasta. Virtavesiekosysteemissä ekologisen

ympäristön tarvitseman vesimäärään on esitetty olevan noin 80% kokonaisvirtaamasta

(Hoekstra ja Mekonnen 2011). Jäljelle jäävä 20% on muun käytön reservi ns. kestävästi

käytettävissä oleva vesi. Tämä osuus mahdollistaa vesiesiintymän luontaisen

uusiutumiskyvyn ja voidaan käyttää vaarantamatta ekosysteemin elinkelpoisuutta. LCA:a

varten WSI:a tarkennetaan paikallisesti ja ajallisesti niin, että kyetään tarkastelemaan

esimerkiksi yksittäistä jokea kuukausitasolla. Veden käytön ollessa suurta maaekosysteemien

elinkelpoisuuden ja luonnon monimuotoisuuden kannalta tärkeät rantakasvillisuus ja

pohjavesiä hyödyntävä kasvillisuus sekä selkärangattomien että lintujen lajistot saattavat

taantua. Veden käytön vaikutusta ekologiseen ympäristöön arvioidaan perustuotannon

muutoksen kautta (Pfister 2009).

Vedenoton vaikutusarvo ympäristötekijänä vähenee tarvittavan vesimääräärän ja vesivaran

niukkuuden vähetessä. Enemmän teknologiaa tarvitseva vedenotto ja muiden kuin luonnon

vesilähteiden käyttäminen ja kierrätys tekevät teknologian käytöstä merkittävimmän

ympäristövaikutusten lähteen. Käyttökemikaalit, käyttösähkö, tarvittava lämpö sekä

vedenkäsittelystä syntyvät lietemmäiset jätteet aiheuttavat muut käytön aikaiset

ympäristövaikutukset. Merkitystä on mm. sillä kuinka käyttösähkö on tuotettu ja mitä

kemikaaleja valitaan. Esimerkiksi pintaveden saostuksessa käytetty ferrikloridi, FeCl3 edistää

otsonikatoa 35 kertaisesti verrattuna vaihtoehtoiseen kemikaaliin, alumiiinsulfaattiin johtuen

valmistuksessa vapautuvasta tetrakloorimetaanista (Vince ym. 2008).

Prosessiratkaisusta riippumatta vedenkäsittelyteknologian rakentaminen ja purkaminen ovat

20-60 vuoden elinkaaren aikaisilta ympäristövaikutuksiltaan lähes merkityksettömiä

verrattaessa käytön aikaisiin vaikutuksiin (Chen ym. 2012, Goedskesen ym. 2011, Vince ym.

16

2008, Bonton ym. 2012). Toisin on jätevedenkäsittelyprosessien kohdalla. Esimerkiksi

yhdyskuntien jätevesiä käsittelevien prosessien teknologian rakentamisella sattaa olla

merkittäväkin osa elinkaaren aikaisissa ympäristövaikutuksissa (Ortiz ym. 2007, Corominas

ym. 2013). Vedenhankinnassa LCA:n vaikutusluokista merkittävimpiä ovat veden kulutuksen

ohella, ilmastonmuutos, happamoituminen, fossiilisten aineden ja mineraalien käyttö sekä

lietteiden sijoittamisesta seuraava maaperän ekotoksisuus (Chen ym. 2012, Goedskesen ym.

2011, Tenhunen ja Lohi 2001).

Korvattaessa neitseellistä vedenottoa veden kierrätys- tai uudelleen käyttöprosessilla

muuttuvat sekä vedenottoon että jäteveden poistoon liittyvät ympäristövaikutukset. LCA:ssa

tällaista prosessia tulee arvioida kahdesta osatekijästä rakentuvan toiminnallisen yksikön

kautta (O'Connor ym. 2014). Toiminnallisella yksiköllä tarkoitetaan vertailun mahdollistavaa,

tapauksen kannalta merkityksellistä yhteismittaa johon vaikutukset lasketaan (O'Connor ym.

2014). Vedenhankinnassa usein käytetty toiminnallinen yksikkö on 1m3 tietynlaatuista vettä

tietyllä toimintarajalla. Kierrätysprosessissa toiminnallisen yksikön osatekijät muodostuvat

jätevesiyksiköstä, joka kierrätyksen ansiosta jää poistamatta viemäriin tai erilliseen

jätevedenkäsittelyprosessiin sekä kierrätetystä vedestä. Kierrätyksen tai uudelleen käytön

myötä ainevirrat muuttuvat. Muutosta voidaan haitta-aineiden esimerkiksi orgaanisen hiilen,

ravinteiden ja raskasmetallien osalta arvioida vertailemalla aineiden ekologista kohtaloa ja

kiertokulkua (Sala ja Serra 2004).

Jätevedenkäsittelyn merkittävin ympäristövaikutus muodostuu vesistöön laskettavasta

käsitellystä jätevedestä (Tenhunen ja Lohi 2001, Corominas ym. 2013, Bengtsson ym. 1997).

Merkittävinä vaikutusluokkina ovat vesistön rehevöityminen, ekotoksisuus ja

ilmastonmuutos. Jäteveden lisäksi vaikutuksia aiheuttavat lietteen käsittely ja loppusijoitus

sekä sähköenergian käyttö (Tenhunen ja Lohi 2001, Corominas ym. 2013).

Käytännössä vedenhankinnan osalta valintaa tehdään energian eli sähkön käytön ja makean

veden saatavuuden välillä. Veden niukkuudesta kärsivillä alueilla vedenkierrätys ja uudelleen

käyttö on sähköenergian käytöstä riippumatta ympäristönäkökohdiltakin usein perusteltua

(Ortiz ym. 2007). Varsinkin tapauksissa, joissa kierrätyksellä tai uudelleen käytöllä

vähennetään talousvesilaatuisen veden käyttöä kohteissa joihin sitä ei taatun laadun takia

17

tarvita (Sala ja Serra 2004). Tällaisia ovat esimerkiksi teollisuusvesi- tai kastelukäytöt.

Jätevedenkäsittelyistä tehdyissä elinkaariarvioinneissa ympäristövaikutuksiltaan vähäisimpiä

ovat olleet lisääntyneestä sähkön käytöstä huolimatta alhaisempiin käsitellyn jäteveden

ravinnepitoisuuksiin pääsevät prosessit (Corominas ym. 2013).

3.4.2. Taloudellisuus

Investointihanke käynnistyy taloudellisella tarkastelulla ja kannattavuuden laskemisella.

Teollisuuden vedenhankintapäätökset ovat aina osa isompaa hanketta eikä niiden tarkasteluun

useinkaan keskitytä kuten päätoimintoihin (Fulton 1990) . Vedenhankinnalla on vahva sosio-

ekologinen ulottuvuus. Silti siihen liittyvät ympäristöteknologiset investoinnit nähdään usein

vain avaintoimintojen päälle tulevina lisäkuluina. Vedenhankinta ja jätevedenkäsittely

tarkasteltuna veden kierrätyksen ja uudelleenkäytön kautta lisää suorien ja epäsuorien

taloudellisten, sosiaalisten ja ekologisten muuttujien määrää ja tekee kokonaiskestävyyden

arvioimisesta merkityksellisen.

Investointien kannattavuutta lasketaan nettonykyarvolaskennalla, sisäisen koron ja

takaisinmaksuajan laskennalla sekä vertaamalla kustannuksia ja tuottoja ja esimerkiksi

selvittämällä elinkaarikustannuksia. Talousteorian mukaisesti tavoitteena on esittää

kannattavuus yhdellä indikaattorilla ts. rahana (Balkema ym. 2002).

Kokonaiskestävyysarvioinnin osana taloudellisuustarkastelun tulisi suorien kustannusten,

kuten rakennustyöt ja käyttö- ja kunnossapitokustannukset lisäksi huomioda epäsuoria

tekijöitä kuten mm. sidosryhmien toimista aiheutuvia kustannusvaikutuksia.

Teollisuustoimija, jolla on ns. sosiaalinen toimilupa ts. toimminnot täyttävät yhteiskunnan

odotusarvon vastuullisesta toimijasta voi saada markkinaetua suhteessa kilpailijoihinsa.

Epäsuorien vaikutusten laskeminen rahaksi on vaikeaa ja jää usein tekemättä. Veden

kierrätyksestä tai uudelleenkäytöstä seuraavat selkeästi mitattavat hyödyt on helpompi

huomioida. Tällaisia ovat säästö vedenhankinta- ja viemäröintikustannuksissa sekä

mahdollisesti talteen saatavassa lämpöenergiassa.

Elinkaarikustannuslaskennalla eli LCC:llä tarkoitetaan laskentaa, joka mahdollistaa

vertailevan kuluarvioinnin tietyltä aikajaksolta. Mallille ei ole olemassa mitään tiettyä sisältö-

18

tai muotovaatimusta, joten kulujen ryhmittely vaihtelee. LCC on kulujen yhteenlaskua ja

diskonttausta koko elinkaaren ajalta. Elinkaarilaskennan avulla kustannuksia aiheuttavia

toimia pystytään suorittamaan ajoissa ja kestämättömiä kustannuksia aiheuttaviin toimiin

voidaan puuttua jo prosessisuunnittelussa. Lisäksi elinkaarilaskentamallien on todettu

siirtävän katseita lyhytaikaisesta tuottavuudesta enemmän kohti pitkäaikaisempaa tuottoa

(Lapašinskaitė ja Boguslauskas 2006). Tällainen ajattelu mahdollistaa usein suurempia

investointikustannuksia vaativien vedenkierrätysprosessien tarkastelun yksinkertaisemman

prosessin rinnalla. Taulukossa 1. esitetään vedenhankintaan liittyviä kustannustekijöitä, joita

elinkaarikustannuslaskennassa tulisi ottaa huomioon.

Taulukko 1. Vedenhankinnan elinkaaren aikaisia kustannustekijöitä jaoteltuna niiden

ennakoitavuuden ja suhteellisen merkittävyyden perusteella (Fuller 1990, Fulton 1990,

Cilensek 1990).

19

Kustannusten ennakoitavuus Kustannusten merkittävyys

Kustannustekijä helppo vaikea pieni suuri

Suunnittelu x x

Hankinta x x

Rakennustyöt x x

Asennustyöt x x

Käyttöönottotyöt x x

Käyttö

Veden osto x x

Viemäröinti x x

Sähkö x x

Lämpö x x

Kemikaalit x x

Työvoima x x

Asiantuntijapalvelut x x

Kunnossapito ja huolto

Kuluvat osat x x

Vauriot x x

Työvoima x x

Asiantuntijapalvelut x x

Purku ja loppusijoitus x x

Sidosryhmävaikutukset x x

Makean veden käytön taloudellisen kokonaiskestävyyden arvioimiseksi Pfister ym. (2009)

esittää laskentaa, jossa ihmisen toiminnan seurauksena menetetty makean veden resurssi

korvataan tuottamalla makeaa vettä vastaavaa vettä esimerkiksi merivedestä

käänteisosmoositeknologialla. Tällä tavalla voidaan esittää lisäkustannus tai lisäenergian tarve

yli uusiutumiskykynsä käytetylle makealle vedelle sillä ajatuksella, että luonnonvaraa tulee

olla tulevaisuudessa käytössä.

3.4.3. Teknologiset tekijät ja toimitusvarmuus

Teollisuuden valitessa teknologiaa vedenhankintaan ohjaa päätöksentekoa käytettävyys,

toimintavarmuus, kapasiteetti, raakaveden sekä käsitellyn veden laatu, käyttökustannukset

sekä lupaympäristö ja alan parhaan käyttökelpoisen tekniikan BAT, Best available techniques

ohjeistus (Fulton 1990, Spitko 1990). Lisäksi teknologian tulee olla koettua ja tunnettua

(taulukko 2). Teknologinen kehitys on mm. ns. kalvotekniikoiden yleistymisen myötä ollut

nopeaa. Nykyiset vedenkäsittelyteknologiat mahdollistavat lähes kaikkien raakavesilähteiden

hyödyntämisen. Hyödyntämistä rajoittavat nykyään useimmin taloudelliset tekijät kuin

teknologiset tekijät. Balkema ym. (2002) erottaa teknologiset ratkaisut kestävyyden

mahdollistaviksi funktionaalisiksi tekijöiksi ja muut eli ekologiset, taloudelliset ja sosiaalis-

kulttuurilliset tekijät kestävyyden kohteiksi (Balkema ym. 2002).

Vedenhankinnan toimitusvarmuus perustuu raakavesilähteeseen, sen käytettävyyteen,

saatavuuteen ja laatuun. Kierrätettäessä ja uudelleen käytettäessä vesiä veden laadullisen ja

määrällisen toimitusvarmuuden arvioiminen on keskeisempää kuin otettettaesa vettä

neitseellisestä lähteestä tai esimerkiksi talousvesiverkosta. Toimitusvarmuuden

merkittävyyden ääripäässä voidaan katsoa olevan pienen kapasiteetin teollisuustoimijat, jotka

liittyvät kaupungin tai kunnan talousvesiverkostoon ja lisäävät toimitusvarmuutta esimerkiksi

raakavesisäiliöllä. Suuren vedentarpeen teollisuus tarvitsee vedenhankintaan oman vedenoton

luonnon tai ihmisen rakentamasta vesiesiintymästä. Toimitusvarmuuden määrittää valittu

teknologinen ratkaisu. Valinnan merkitys vaihtelee riippuen teollisuustoimijan vesi-

intensiteetistä ja veden tärkeydestä avaintoiminnoille.

20

Taulukko 2. Vedenhankintaan liittyviä teknologisia ratkaisuja esitettynä niiden toisiinsa

suhteuttujen ja teknologialle tyypillisten ominaisuuksien perusteella (Rohan 1990, Spitko

1990, Goldschmidth ym. 2008).

3.4.4. Sosiaalis-kulttuurilliset tekijät

Sosiaalis-kulttuurillisella kestävyydellä tarkoitetaan ihmisten tarpeesta kanssakäymiseen,

kehittymiseen ja järjestäytymiseen rakentuvaa kokonaisuutta, jonka puitteissa turvataan

ihmisten sosiaaliset, kulttuurilliset ja hengelliset oikeudet. Tämä kestävyyden inhimmillinen

osa tavoittelee tasapainoa instituutioiden ja moraalin välillä (Balkema ym. 2002, Guinee ym.

2011 ja Chen ym. 2012).

Vesi on ihmisen ja ekologisen ympäristön elämän edellytys. Vedenhankintaan liittyvät

kysymykset ovat keskiössä kun tarkastellaan sosio-ekologisessa järjestelmässä tapahtuvia

toimia. Teollisuus luo työpaikkoja, vaurautta ja toimeliaisuutta ja rakentaa edellytyksiä

sosiaalis-kulttuurilliselle kestävyydelle ja hyvinvoinnille. Toisaalta globaalissa

markkinataloudessa teollisuustoimijoiden luomat ongelmat kärjistävät ympäristökriisejä ja

ihmisten eriarvoisuuteen liittyviä kysymyksiä. Näitä voidaan arvioida esimerkiksi

vertailemalla kaupunkien tai valtioiden kotimaisen ja ulkomaisen vesijalanjäljen suhdetta.

21

Teknologinen ratkaisu Käytettävyys Kapasiteetti Laatu Tunnettuus

Talousvesi + + - + - +

Oma vedenotto

+ - + - + +

Mikro- ja ultrasuodatus + + + + - -

- - - + - +

Ioninvaihto + + - + - -

Elektrolyysi - + - - + -

Toimintavar-muus

Käyttökustan-nukset

Kemiallinen käsittely yhdistettynä esim. flotaatioon ja/tai suodatukseen

Nanosuodatus ja käänteisosmoosi

Kehittyneille länsimaille on tyypillistä, että ulkomainen vesijalanjälki kasvaa ja yhä

useammin veden niukkuudesta kärsivien kehittyvien maiden kustannuksella.

Paikallista taloutta palvelevan teollisuuden ja sen vedenhankinnan kokonaiskestävyyden ja

sosiaalis-kulttuurillisten tekijöiden arvioiminen ja arvottaminen on helpompaa kuin vientiä

palvelevan teollisuuden. Globaaleilla markkinoilla toimivien yritysten vesivastuullisuutta

voidaan edistää mm. noudattamalla vesivastuullisuusstandardeja ja sertifioimalla

toimintajärjestelmät näiden mukaiseksi sekä vaatimalla parempaa vesivarojen hallintaa ja

yritysten aktiivista sidosryhmäyhteistyötä (Sojamo 2015). Taulukossa 3 esitetään tekijöitä

joita voidaan käyttää arvioitaessa merkittäviltä osin paikallisesti toimivan teollisuuden

vedenhankinnan sosiaalis-kulttuurillista kestävyyttä.

Taulukko 3. Esimerkkejä vedenhankinnan sosiaalis-kulttuurillisen kestävyyden arvioinnissa

käytettävistä tekijöistä ja niiden indikaattoreista (Ostrom 1990, Balkema 2002, Upadhyaya ja

Moore 2012 sekä Kennedy ja Tsuchihashi 2005).

ISO 14044 mukaisessa LCA:ssa makean veden oton aiheuttamia sosiaalis-kulttuurillisia

vaikutuksia voidaan arvioida Pfisterin ym. (2009) esittämän laajennuksen avulla. Vaikutusta

ihmisen terveyteen arvioidaan WSI:n ja maatalouden tarvitseman kasteluveden avulla.

22

Sosiaalis-kulttuurillisen kestävyyden tekijä Esimerkki indikaattori

Yleinen hyväksyntä Kyselytutkimukset mielikuvista, toiminnan läpinäkyvyys, viranomaisvalitukset

Esteettiset arvot Kyselytutkimukset

Sidosryhmien osallistumismahdollisuudet Kyselytutkimukset, sidosryhmäyhteistyö

Paikallisaktiivisuus Koulutusten järjestäminen, neuvonta ja valistus sekä tiedotus

Paikallistalous Työllistyminen, oheispalveluiden ja yrityskentän kehittyminen

Vastuullisuus, vaikutus luonnonvaroihin ja muihin vedenkäyttäjiin

Kyselytutkimukset esim. kalastus ja muu virkistyskäyttö, vedenkulutus ja vaikutus ekologiseen ympäristöön

Lopullinen terveysvaikutus on seurausta kasteluveden niukkuuden aikaansaamasta

aliravitsemuksesta.

3.4.5. Institutionaaliset tekijät

Tässä työssä instituutioilla tarkoitetaan Ostromin (1990) teorian mukaisesti sääntöjä, jotka

vaikuttavat teollisen toimijan toimintaympäristössä ts. määrittävät mikä on kiellettyä, sallittua

ja vaadittua toimijan sosio-ekologisessa järjestelmässä (Ostrom 1990). Erityisesti keskitytään

kirjallisiin sääntöihin kuten lait ja standardit. Sääntöjen lisäksi tässä työssä instituutioihin

luetaan myös sellaiset organisaatiot ts. viranomaiset joilla on sääntöjen suhteen toimeenpano-

tai valvontavalta suhteessa toimijaan.

Teollisuuslaitoksen tulee toimia asiaankuuluvien lakien ja sääntöjen mukaisesti. Lakien ja

asetusten lisäksi toimintaympäristöä määrittävät luvat kuten ympäristöluvat ja kemikaaliluvat,

sopimukset, standardit sekä vapaaehtoiset sitoumukset. Vesivastuullinen toimija kehittää

toimintaansa ja hallintoa yhteistyössä valvovien organisaatioiden, päättäjien ja paikallisten

kumppanien kanssa (Kennedy ja Tsuchihashi 2005, Sojamo 2015). Vesivastuullisuuteen liittyy

se, että vaatimuksia ja velvoitteita ei koeta ainoastaan toimintaa rajoittaviksi tekijöiksi, vaan

myös mahdollisuuksiksi esimerkiksi erottua kilpailijoista ja toimia alallaan edelläkävijänä

mm. aktiivisena toimijana vesivastuullisuusverkostoissa ja aloiteprosesseissa (Sojamo 2015).

Vedenhankinnan kestävyyttä arvioitaessa institutionaalisista tekijöistä keskeiseen asemaan

nousevat ympäristöluvan ehtojen ja sopimusten noudattaminen ja viranomaisyhteistyö.

23

4. Tapaustutkimus

4.1. Vedenkäsittelyprosessien kuvaukset

Tapaustutkimuksessa arvioitiin Vantaalla sijaitsevan jätteenpolttolaitoksen vedenhankinnan

kokonaiskestävyyttä. Laitos on vedenhankintoineen käyttöönotettu 2014. Vettä prosessissa

käytetään jäähdytykseen, savukaasujen puhdistukseen, kattilakuonan sammutukseen ja

kattiloiden lisävesiprosessiin. Vallitseva tapa tutkitun kohteen kaltaisille teollisuuslaitoksille

on järjestää vedenhankinta kytkemällä laitos talousvesiverkkoon, vaikka laadullisesti

riittävälle tasolle käsiteltävää vettä olisi muutenkin saatavilla. Tutkitussa kohteessa vedenotto

voitaisiin vaihtoehtoisesti järjestää, joko pelkästään talousvesiverkon varaan tai yhdistämällä

talousveden otto sadevesien ja pohjavesien suojapumppauksien keräilyyn ja käsittelyyn tai

sitten savukaasulauhteen käsittelyn ja kierrätyksen varaan. Laitoksen vedenotto on

suurimmillaan käynnistysten ja täyttöjen aikana noin 72m3/h ja normaalin toiminnan aikana

noin 10-20m3/h. Vuosikäyttö on tasolla 165 000-220 000m3/a.

Tutkimuksessa verratut prosessit olivat ns. suora prosessi ts. talousveden otto ja

savukaasulauhteen viemäröinti sekä laitoksella toteutettu talousveden ottoa korvaava

savukaasulauhteen käsittely ja kierrätysprosessi.

4.1.1. Suora prosessi ja veden viemäröinti

Tutkimuksessa ns. suora prosessi nimettiin prosessiksi 1. Tässä prosessissa vesi otetaan

Päijänteestä Asikkalanselältä ja johdetaan Päijänne-tunnelia pitkin Silvolan tekoaltaan lähelle.

Juomaveden laatuiseksi talousvedeksi Päijänteen vesi käsitellään Helsingin veden

Pitkäkosken vedenkäsittelylaitoksella. Pitkäkoskella vedessä olevaa orgaanista ainesta

saostetaan pois ferrisulfaatilla. Muodostunut sakka erotetaan vedestä selkeyttämällä ja

hiekkasuodattamalla. Lopullista juomavesilaatua varten saostettu vesi otsonoidaan ja

alkaloidaan sekä ajetaan kaksivaiheisen aktiivihiilisuodatuksen läpi. Loppu desinfiointi

tehdään UV-valolla. Jakeluverkoston mikrobikasvustoa ehkäistään annostelmalla veteen

klooriamiinia (HSY 2015). Tutkitulla jätteenpolttolaitoksella raakavesisäiliön pinnanmittaus

24

ohjaa talousvesilinjassa olevaa säätöventtiiliä pitäen raakavesisäiliön pinnanmuutokset

mahdollisimman vähäisinä. Raakavesisäiliön tilavuus tarjoaa puskuria laitoksen vedentarpeen

ylittäessä talousvesiverkostosta saatavan kapasiteetin.

Kestävyyden arviointia varten on tarkastelussa huomioitava myös jätevedenkäsittely, johon

laitoksella syntyvä savukaasulauhde prosessi 1:n vaihtoehdossa kokonaisuudessaan ohjataan.

Savukaasulauhdetta syntyy savukaasujen kosteuden lauhtuessa vedeksi samalla kun

savukaasujen lämpösisältöä otetaan talteen kaukolämpöveteen. Savukaasulauhde puhdistetaan

laitoksella ennen viemäriin johtamista sekä jätteenpolttoasetuksen (151/2013) että Helsingin

veden kanssa solmitun teollisuusjätevesisopimuksen vaatimalle tasolle

(Teollisuusjätevesisopimus 2014). Käsittelyn jälkeen vesi viemäröidään. Ennen mereen

laskemista jätevesi puhdistetaan Viikinmäen jätevedenpuhdistamolla. Viikinmäen prosessi

perustuu aktiivilietemenetelmään ja sisältää kolme vaihetta: mekaanisen, biologisen ja

kemiallisen puhdistuksen. Typenpoiston tehostamiseksi prosessissa on myös biologinen

suodatin, joka perustuu denitrifikaatiobakteerin toimintaan (HSY 2014). Puhdistuksessa

syntyvä liete mädätetään. Mädätetty liete kompostoidaan ja käytetään viherrakentamiseen.

Puhdistettu jätevesi johdetaan merelle, Katajaluodon edustalle 8 kilometrin päähän Helsingin

eteläkärjestä (HSY 2014).

4.1.2. Teollisuusveden kierrätysprosessi

Prosessissa 2 eli ns. teollisuusveden kierrätysprosessissa kaikki saatavilla oleva

savukaasulauhde otetaan kemiallisen käsittelyn jälkeen talteen ja viemäröinnin sijaan

käsitellään talousvettä korvaavaksi raakavedeksi. Jätevedeksi savukaasulauhde luokitellaan

viemäriliitoksen rajapinnasta. Kuvan 6 vuokaavio esittää vertailtavat prosessit, niiden erot,

vesitaseen ja talteenottoprosessin (proessi 2) tekniset käsittelyvaiheet. Savukaasulauhteen

kemiallinen käsittely on kummallekin prosessille sama. Prosessin 2 kapasiteetti on 14,4 m3/h.

Vuotuinen maksimituotto on 8040 h käyttöajan perusteella 115 776 m3/vuosi.

25

Kuva 6. Vuokaavio tapaustutkimuksessa vertailtavista vedenhankintaprosesseista. Prosessi 1

on ns. suora prosessi ja veden viemäröinti. Prosessi 2 esittää kierrätysprosessin käsittelyyn

liittyvine yksikköprosesseineen. Toiminnallinen yksikkö rakentuu vesitaseesta yhdistettynä

sekä 1m3 raakavettä raakavesisäiliössä että 1m3 talteenoton mahdollistavasta viemäröitävästä

savukaasulauhteesta.

Kestävyysarvioinnin kannalta kierrätysprosessin ensimmäinen merkityksellinen

yksikköprosessi on siirtopumppaus käsitellyn lauhteen säiliöstä edelleen puhdistettavan

lauhteen säiliöön. Seuraavana prosessissa 2 ovat ioninvaihtoon perustuva pehmennysprosessi

NaCl:lla elvytettävällä ioninvaihtohartsilla, pH:n säätö NaOH:lla, käänteisosmoosiprosessi

76% saannolla sekä käänteisosmoosin rejektiveden käsittely raskasmetalliselektiivisellä

kertakäyttöioninvaihtohartsilla.

Käänteisosmoosissa vedenkäsittely perustuu veden ajamiseen ristivirtauksella

puoliläpäisevälle kalvolle. Riippuen valitusta kalvotyypistä, käsiteltävästä vedestä ja

prosessimitoituksesta käsiteltävä vesi jakautuu tietyllä suhteella kalvon läpi menevään

26

Pitkäkosken vedenpuhdistamo

Raakavesisäiliö

1 m3 1 m3

1,3 m3

0,3 m3

1,3 m3

NaOH / pH:n säätö

PehmennysKäänteis-osmoosi

Raskasmetallien poisto

Viikinmäen jätevedenpuhdistamo

Savukaasulauhteen kierrätysprosessi

Selite

Prosessi 1

Prosessi 2

puhtaaseen tuoteveteen ns. permeaattiin ja syöttövedessä olleet aineet: ionit, oksidit, kolloidit,

orgaaniset aineet, bakteerit jne. keräävään hylky- ts. rejekti- tai konsentraattivirtaukseen.

Tuoteveden ja käsiteltävän veden suhdetta kutsutaan prosessin saannoksi. Tapaustutkimuksen

käänteisosmoosiprosessissa jokaista 1m3 tuotevettä kohden viemäröidään 0,3m3 rejektivettä.

Kalvon yli tapahtuva vedessä olevien aineiden poistuma ei ole vakio vaan vaihtelee

ainekohtaisesti. Tapaustutkimuksen prosessissa aineet konsentroituvat hylkyveteen 90-

98%:sesti. Rejektiveden raskasmetallit kertyvät lähes kvantitatiivisesti prosessissa olevaan

raskasmetalliselketiiviseen ioninvaihtohartsiin, joka hartsin kapasiteetin loputtua toimitetaan

ongelmajätteenkäsittelyyn. Käyttöjakson jälkeen hartsi uusitaan toimintakuntoisella, täyden

kapasiteetin omaavalla hartsilla. Prosessista 2 viemäröidään määrällisesti vähemmän vettä

kuin prosessista 1. Raskasmetallien massavirta viemäriin on prosessista 2 pienempi. Muiden

aineiden osalta merkityksellistä eroa ei ole.

4.2. Elinkaariarvioinnin toteuttaminen

Tapaustutkimuksssa elinkaariarvio tehtiin kokonaiskestävyyden (LCSA) arviointina tuote- ja

prosessitasolla (kuva 5 s.15.) LCSA:n osa-arvioinneissa noudatettiin kaikissa samoja

periaatteita tavoitteiden ja soveltamisalan määrittelyn, inventaarioanalyysin,

vaikutusarvioinnin sekä tulosten tulkinnan suhteen (ISO 14040:2006, ISO 14044:2006).

Tavoitteiden ja soveltamisalan määrittelyvaiheessa asetettiin elinkaariarvioinnin

suorittamiselle tavoitteiden lisäksi tarkoitus sekä määriteltiin ja rajattiin tutkittava systeemi,

toiminnallinen yksikkö, kohdentamisperiaatteet sekä valittiin vaikutusluokat.

4.2.1. Tarkasteltavan systeemin rajaukset

Elinkaariarvion tekemistä ja prosessivaihtoehtojen vertailua varten on tarkasteltava systeemi

rajattava sekä paikallisesti että ajallisesti. Ajallisesti systeemi rajattiin tarkastelemaan vain

vedenkäsittelyprosessien merkittävintä vaihetta eli käyttövaihetta. Tarkasteltava ajanjakso oli

teollisen prosessin käytön- ja kunnossapidon kannalta edustava 30 vuoden ajanjakso.

Paikallisella ts. fyysisellä ja maantieteellisellä systeemin rajauksella tarkoitetaan

27

tarkasteltavan systeemin sijaintitietoa mutta myös niitä yksikköprosesseja joita systeemi

sisältää. Elinkaaren kokonaisvaikutukset muodostuvat yksikköprosessien vaikutuksista.

Kuvassa 7 esitetään tutkitun systeemin rajat ja huomioidut syötteet ja tuotokset sekä päästöt.

Kuva 7. Tarkasteltavan systeemin rajat ja vaikutusarvioinnissa huomioidut syötteet, tuotokset,

päästöt sekä sosiaalis-kulttuurilliset rajapinnat.

Systeemin rajauksen takia tarkastelusta jäi pois käsittelyprosessien rakentamis-, purkamis- ja

loppukäsittelyvaiheet sekä prosessien vesien erilaiset syntyperät. Prosessissa 1 vedenotto

tehdään uusiutuvasta, luonnon vesisyklissä olevasta vedestä. Prosessin 2 vesi on

kattilaprosessin polttoilman osalta luonnon vesisykliä, mutta polttoaineen kosteuden osalta

virtuaalista vettä joka on osin ulkomaista alkuperää. Edellä esitetyn lisäksi käyttökemikaalien

vaikutukset arvioitiin ainostaan käytön perusteella. Kemikaalien valmistuksesta ja

kuljetuksesta aiheutuvia päästöjä ei sisälletty arvioon. Arvioinnin lopputuloksen kannalta

tehtyjen systeemirajauksien katsottiin olevan merkitykseltään vähäisiä.

28

Käsitelty savukaasulauhde

Pitkäkosken vedenpuhdistamo Raakavesisäiliö

1 m3 1 m3

0,3 m3

1,3 m3

Viikinmäen jätevedenpuhdistamo

Savukaasulauhteen kierrätysprosessi

SeliteProsessi 1Prosessi 2

Talousveden valmistus Pitkäkosken puhdistamolla. Siihen tarvittava vedenotto ja käyttöhyödykkeet

Raakavettä korvaavan veden valmistaminen kierrätysprosessilla käyttöhyödykkeineen ja niistä aiheutuvine vaikutuksineen.

Jäteveden käsittely, veden purku luontoon, käyttöhyödykkeet ja prosessissa syntyvän lietteen käsittely vaikutuksineen.

sähköenergiavedenottovedenkäsittely

CO2

tuotevesikemikaalien kulutusfossiilisten aineiden kulutus

sähköenergiavedenkäsittely

CO2

jäteveden purkukemikaalien kulutussyntynyt lietefossiilisten aineiden kulutus

CO2

tuotevesijätevesikemikaalien kulutusinvestointi ja käyttökustannuksetsidosryhmävaikutukset

sähköenergiavedenkäsittelylaitehankintakäyttö- ja kunnossapitosidosryhmänäkyvyys

Ekologista, taloudellista ja sosiaalis-kulttuurillista kestävyyttä arvioitiin kaikkia samalla

tavalla rajatussa systeemissä. Sosiaalis-kulttuurillista ja taloudellista kestävyyttä käsiteltiin

vain teollisuustoimijan näkökulmasta.

4.2.2. Toiminnallinen yksikkö ja käytetyt menetelmät

Elinkaariarvioinneissa toiminnallisella yksiköllä tarkoitetaan tutkittavan systeemin kannalta

merkityksellistä ja kuvaavaa laskennallista vertailuyksikköä johon syötteitä ja tuotoksia

suhteutetaan ja vaikutusarvioinnin tulokset lasketaan (ISO 14040:2006). Tämän

tapaustutkimuksen toiminnallisena yksikkönä käytettiin laitoksen raakavesisäiliöön otettua

1m3 vesimäärää [1m3lopullinen

].

Toiminnallin yksikkö rakentui kahden osatekijän summasta. Kuvissa 6 ja 7 esitetään

verrattavien prosessien vuokaavio, vesitase sekä syötteet ja tuotokset sekä päästöt. Vesitaseen

perusteella tutkimuksen syötteet ja tuotokset suhteutetaan sekä 1m3 raakavettä

raakavesisäiliössä että tätä vastaavaan viemäröitävään savukaasulauhdemäärään. Prosessissa

1 toiminnalinen yksikkö [1m3lopullinen

] sisältää 1m3 talousvettä [m3talousvesi

] ja 1,3m3 viemäröityä

savukaasulauhdetta [m3viemäröity skl

]. Prosessissa 2 toiminnallinen yksikkö sisältää 1m3

kierrätettyä savukaasulauhdetta raakavesisäiliössä [m3kierrätetty skl

] ja 0,3m3 viemäröityä

savukaasulauhdetta.

Vaikutusarviointi ja kokonaiskestävyyden arviointi tehtiin haitanjaollisena. Antikainen (2010)

jaottelee elinkaariarvioinnissa käytetyt lähestymistavat haitanjaolliseen ja

seurausvaikutukselliseen lähestymistapaan. Seurausvaikutuksellinen tarkastelu pyrkii

kuvaamaan tietyn päätöksen seurauksia. Staattista tilaa kuvaava haitanjaollinen

elinkaariarviointi kuvaa ja allokoi suoraan tuotteeseen tai prosessiin liittyvät merkittävimmät

virrat. Tapaustutkimuksessa allokointi vältettiin syöte- ja tuotostietojen yksilöimisellä

jokaiselta alaprosessilta (ISO 14040:2006). Haitanjaollisen lähestymistavan mukaisesti

systeemi mallinnettiin vastaamaan todellisuutta. (Antikainen 2010).

29

Elinkaariarvioinnin laskenta toteutettiin taulukkolaskentapohjalla. Sosiaalis-kulttuurillista

kestävyyttä varten tehtiin tarkasteltavan systeemin sidosryhmäanalyysi, jonka

asiantuntijanäkemys kerättiin kyselytutkimuksella. Ympäristövaikutuksia arvioitiin ReCiPe

2008:n loppupistelähestymistavan vaikutusarviointimenetelmällä. Vaikutusarviointia

täydennettiin Pfister ym. (2009) kehittämällä menetelmällä jossa huomioidaan makean veden

käyttö ekologisessa, taloudellisessa sekä sosiaalis-kulttuurillisessa loppupisteessä (Pfister ym.

2009).

4.2.3. Kestävyysindikaattoreiden määrittäminen

Kestävyysindikaattorit mahdollistavat kestävyyden määrällisen tutkimuksen ja eri tilanteiden

keskinäisen vertailun (Upadhyaya ja Moore 2012, Muga ja Mihelcic 2008). Indikaattorien

tulee kuvata tutkittavan systeemin kestävyyttä määrällisten kriteerien ja mittareiden kautta.

Kokonaiskestävyyttä tarkasteltaessa sosiaalis-kulttuurillinen ulottuvuus tuo kysymyksiä joita

ei voida mitata ja käsitellä kuten ekologista ja taloudellista kestävyyttä määritettäessä.

Indikaattoreiden laadintaprosessi voi perustua ”ylhäältä alas” tai ”alhaalta ylös”

lähestymistapoihin. Kansainvälisissä poliittisissa prosesseissa, ilman alueellisia erityispiirteitä

tehtyjä päätöksiä kuvataan ”ylhäältä alas” lähestymistavaksi. Indikaattorit laaditaan ”Alhaalta

ylös” silloin kun alueelliset erityispiirteet ja paikallisten sidosryhmien näkemykset vaikuttavat

lopullisiin indikaattoreihin (Leskinen ym. 2012). Tässä työssä osa sosiaalis-kulttuurillisista ja

taloudellisista indikaattoreista määritettiin ”Alhaalta ylös” mukaillen sekä Upadhyaya ja

Moore (2012) että Leskinen ym. (2012) kuvaamia kestävyysindikaattoreiden

laadintaprosesseja (kuva 8) (Upadhyaya ja Moore 2012, Leskinen ym. 2012).

Ympäristöindikaattorit otettiin käytetystä ReCipe 2008 vaikutusarviointimenetelmästä. Niitä

ei muokattu erityisesti paikallisen ympäristön erityispiirteitä huomioiviksi. Tavoitteena oli

ympäristöindikaattoreiden osalta säilyttää menetelmän tuottamien lopputulosten luotettavuus

ja vertailtavuus.

30

Kuva 8. Indikaattoreiden määrittelyn vuokaavio (muokattu Upadhyaya ja Moore 2012,

Leskinen ym. 2012).

Kestävyyttä kuvaavien indikaattoreiden määrä ei saa olla liian suuri. Runsas indikaattoreiden

määrä vaikeuttaa niiden yhdistämistä ja arviointia. Vaikutusarvioinnin subjektiivisuus

lisääntyy eri indikaattoreiden välisen arvottamisen lisääntyessä. Indikaattoreiden valinnassa

tulee pyrkiä myös siihen, että samaa vaikutusta kuvaavia indikaattoreita ei olisi ja

päällekkäisyydeltä vältyttäisiin (Tenhunen ja Lohi 2001).

4.2.3.1 Ympäristöindikaattorit

Vesien kierrätyksestä, uudelleen käytöstä ja vedenkäsittelyprosesseista tehdyissä

kestävyystarkasteluissa käytetyt ympäristöindikaattorit ovat vakiintuneet määrittämään

vedenkulutusta, vesistöön päästettäviä ravinteita ja energiankulutusta sekä käsiteltyjen

vesijakeiden laatua, ilmapäästöjä ja lietemmäisiä sivutuotteita (Balkema ym. 2002, Lundin ja

Morrison 2002, Fane 2007, Sala ja Serra 2004, Corominas ym. 2013, Bonton ym. 2012,

31

Kirjallisuustarkastelu ja sidosryhmähaastattelut käsiteltävän systeemin kannalta keskeisten

kestävyyskysymysten löytämiseksi

Systeemin ymmärtäminen

Kestävyysindikaattoreiden kehittäminen

Kestävyysindikaattoreiden soveltaminen vaikutusarvioinnissa

kokonaiskestävyyden määrittämiseksi

Tulosten tulkinta ja johtopäätökset

Kestävyys käsitteen ymmärtäminen

Olemassa olevien kestävyysindikaattoreiden

analysointi

Bengtsson ym. 1997, Tenhunen ja Lohi 2001).

Tehdyssä tapaustutkimuksessa ympäristövaikutustenarviointi tehtiin ReCipe 2008 luokkajaon

mukaan (ReCipe 2008). Ympäristöindikaattorit valittiin ReCipen vaikutusluokkajaon sekä

kirjallisuustarkastelun perusteella merkityksellisimmiksi katsottujen ympäristövaikutusten

perusteella. Ympäristöindikaattorit indikaattoritulosyksiköineen esitetään taulukossa 4.

Taulukko 4. Tapaustutkimuksessa käytetyt ympäristöindikaattorit ja niiden tulosyksikkö.

32

Ympäristöindikaattori ympäristöindikaattoritulos

Käytön aikainen makean veden kulutus

kg 1,4-DB ekv

kg P ekv + kg N ekv

Käytön aikaisen metallipohjaisen saostuskemikaalin kulutus kg Fe ekv

kg öljy ekv

Käytön aikaisesta sähköenergian kulutuksesta aiheutuva ilmastonmuutospotentiaali

kg CO2 ekv

m3 ja WSI(1

Jätevedenkäsittelystä syntyvän lietteen aiheuttama maaperän pilaantuminen

Mereen lasketun käsitellyn jäteveden aiheuttama vesiympäristön rehevöityminen (2

Käytön aikaisesta sähköenergian sekä polymeeripohjaisten kemikaalien käytöstä aiheutuva fossiilisten aineiden kulutus (3

1) WSI, Water Stress Index (vesikuormitusarvo) (Pfister ym. 2009).

2) Suomenlahden minimiravinne on typpi. Johtuen typen ja fosforin kiertojen sidonnaisuudesta ja rehevöitymiskehityksen noidankehästä on tässä tutkimuksessa huomioitu sekä typpi että fosfori rehevöittävää vaikutusta arvioitaessa (Pietiläinen ym. 2008).

3) Polymeeripohjaiset käyttökemikaalit (käänteisosmoosikalvot, flokkaavat polymeerit sekä ioninvaihtohartsit) lasketaan massansa mukaan raakaöljyn kulutukseksi.

4.2.3.2 Tekniset indikaattorit

Tapaustutkimuksen tekniset indikaattorit rakennettiin kuvaamaan eroja tutkittujen

vedenhankintaprosessien toimitusvarmuudessa sekä veden laadussa ja soveltuvuudessa.

Toimitusvarmuutta arvioitiin vedenhankintaprosessin käytettävissäolo-aikana.

Jätteenpolttolaitoksen tavoiteltu vuosittainen ajoaika on vähintään 8040 h/vuosi ja

vedenhankintaprosessin tulisi olla käytettävissä koko tämän ajan. Veden kemialliselle laadulle

voidaan asettaa käyttötarkoituksen mukainen minimilaatu. Soveltuvuutta arvioitiin

raakaveden herkimmän käyttökohteen eli kattilaitoksen lisävesiprosessin suhteen. Laitoksen

suolaton lisävesi valmistetaan käänteisosmoosiprosessilla. Kestävän käytön kannalta

käänteisosmoosikalvojen likaantuminen on merkittävä kestävyyteen vaikuttava tekijä, johon

raakaveden laatu vaikuttaa (Fane 2007). Laatua ja soveltuvuutta arvioitaessa käytettiin ns.

suhdeasteikkoon perustuvaa hyötymallia (Leskinen ym. 2012). Taulukossa 5 esitetään

tapaustutkimuksessa käytetyt tekniset indikaattorit ja niiden tulosyksiköt.

Taulukko 5. Tapaustutkimuksessa käytetyt tekniset indikaattorit ja niiden tulosyksikkö.

33

Tekninen indikaattori tekninen indikaattoritulos

käytössäolo h

hyötyarvio

Vedenhankintaprosessin toimitusvarmuus arvioituna suhteessa vedenkäyttökohteen vuosittaiseen käyttöaikaan

Veden kemiallinen minimilaatu arvioituna suunnittelulaskennan avulla (1

1) Vedenhankintaprosessien tuoteveden soveltuvuutta arvioitiin käänteisosmooikalvojen likaantumisriskiä kuvaavan suunnitteluohjelman avulla (WinFlows).

4.2.3.3 Taloudelliset indikaattorit

Taloudellisen kestävyyden arvioimiseksi laskettiin aluksi veden kierrätykseen perustuvan

prosessin ts. prosessi 2 investoinnin kannattavuus. Investoinnin ollessa nettonykyarvolla

mitattaessa kannattava vertailtaisiin prosessivaihtoehtojen elinkaarista kustannusta

toiminnallista yksikköä kohden. Arvioinnissa tutkittavan systeemin elinkaarena käytettiin 30

vuotta. Investointien tarkkoja kauppahintoja ei esitetä. Investoinnin kannattavuus lasketaan

tarkkuudella ±25% toteutuneesta kauppahinnasta. Taloudellinen indikaattori esitetään

taulukossa 6.

Taulukko 6. Tapaustutkimuksessa käytetty taloudellinen indikaattori ja sen tulosyksikkö.

4.2.3.4. Sosiaalis-kulttuurilliset indikaattorit

Teknologian vaikutusta sosiaalis-kulttuurillisessa ympäristössä voidaan tutkia analysoimalla

kyseiselle teknologialle relevantin sidosryhmän kysymyksiä ja ongelmia joihin teknologian

esitetään tuovan ratkaisun (Pinch ja Bijker 1984). Tässä tapaustutkimuksessa Pinch ja

Bijkerin (1984) työtä hyödynnettiin relevanttien sidosryhmien määrittämisessä ns.

sidosryhmäanalyysin tekemisessä (Pinch ja Bijker 1984). Sidosryhmällä tuli olla tutkittuun

teknologiaan tai sitä soveltavaan teollisuuden alaan selkeästi tunnistettava ammattiosaamisen

kautta rakentuva yhteys (kuva 9).

34

Taloudellinen indikaattori taloudellinen indikaattoritulos

Prosessivaihtoehtojen elinkaarinen toiminnallista yksikköä kohden laskettu investointi-, käyttö- ja kunnossapitokustannus.

€/m3lopullinen

Kuva 9. Tapaustutkimuksen sosiaalis-kulttuurillisen kestävyyden määrittämistä varten

laadittu sidosryhmäanalyysi. Ryhmän sidonnaisuuden määrittää ryhmän tehtävän kannalta

ensisijainen kysymys liittyen tutkittuun systeemiin.

Lyhenteet: Helen = Helsingin Energia

HSY = Helsingin seudun ympäristöpalvelut-kuntayhtymä

VE = Vantaan Energia

YMK = Helsingin kaupungin ympäristökeskus

AVI = Etelä-Suomen aluehallintavirasto

Sidosryhmien jäsenien näkemyksiä sosiaalis-kulttuurillisiin kysymyksiin selvitettiin

kyselytutkimuksella. Sosiaalis-kulttuurillisen kestävyyden indikaattorit esitetään taulukossa 7.

35

Millaiset ovat ympäristövaikutukset?

Tutkitut vedenhankintaprosessit

Voisiko teknologiaa hyödyntää omassa

toiminnassa?Onko teknologisella ratkaisulla

vaikutusta paikallisiin talousvesi- ja jätevesipalveluihin?

AVI

YMK

HSY Oman toiminnan vaikutukset?

VE

Fortum Helen HSY

Kilpailijat Palveluntuottajat

KäyttäjäAsiantuntijapalvelut

Taulukko 7. Tapaustutkimuksessa käytetyt sosiaalis-kulttuurilliset indikaattorit ja niiden

tulosyksikkö.

4.2.3.4. Institutionaaliset indikaattorit

Tutkituilla prosessivaihtoehdoilla ei ole eriävää säädösympäristöä, joten institutionaalista

ulottuvuutta arvioitiin tarkastelemalla laitoksen voimassa olevaa ympäristölupaa ja

teollisuusjätevesisopimusta. Institutionaaliset indikaattorit täydentävät sosiaalis-kultturillisia

indikaattoreita tuoden ulottuvuuteen voimassa olevan ja ajankohtaisen viranomaiskäytännön,

säädösympäristön ja ympäristöohjauksen vaikutuksen. Luvasta ja sopimuksesta etsittiin

prosessivaihtoehdoille yhteisiä ja erillisiä yleisvelvoitteita ja erityisiä tarkkailuvelvoitteita.

Institutionaaliset indikaattorit esitetään taulukossa 8.

36

Sosiaalis-kulttuurillinen indikaattori

kuten yllä

kuten yllä

kuten yllä

kuten yllä

kuten yllä

sosiaalis-kulttuurillinen indikaattoritulos

Sidosryhmien näkemys toiminnan ja valintojen yleisestä hyväksyttävyydestä.

Eniten ”kyllä”-vastauksia antanut prosessivaihtoehto sai 1 pisteen, toinen prosessi ”kyllä”-vastauksien määrän perusteella suhteutettuna (%) eniten ”kyllä”-vastauksia antaneeseen prosessivaihtoehtoon. (1

Vastuullisuus luonnonvarojen käytöstä ja säästävän teknologian edistämisestä.

Paikallisaktiivisuus ja sidosryhmän sitouttaminen toimintaan viestinnän ja tiedottamisen keinoin.

Prosessivaihtoehdon vaikutus paikallistalouteen oheispalveluiden ja työpaikkojen kehittymisen myötä.

Prosessivaihtoehdon tarjoama mahdollisuus jakaa hyviä käytäntöjä ja osallistumismahdollisuuksia keskusteluun ympäristövaikutuksista.

Sidosryhmien näkemys toiminnan ja valintojen yleisestä vastuullisuudesta.

1) (Leskinen ym. 2012).

Taulukko 8. Tapaustutkimuksessa käytetyt institutionaaliset indikaattorit ja niiden

tulosyksikkö.

4.2.4. Inventaarioanalyysi

Elinkaariarvioinneissa tarvittavat lähtötiedot kerättiin HSY:n prosessien osalta

vuosiraportoinneista ja käyttöhenkilöstön haastatteluista. Jätteenpolttolaitoksen osalta

lähtötieto kerättiin prosessin suunnittelutiedoista ja käyttötiedoista laitoksen ensimmäisen

käyntivuoden aikana. Lisäksi tietoa kerättiin olemassa olevasta tutkimusaineistosta, voimassa

olevista luvista ja sopimuksista sekä liittyvien sidosryhmien edustajilla teetetyllä

kyselytutkimuksella. Tarvittavalta osin lähtötietoja täydennettiin asiantuntijoiden arvioilla.

Taulukossa 9 esitetään tutkitun systeemin ympäristötekijöiden inventaario sekä

indikaattoritulokset, jotka ovat myös arvioinnin keskipisteen tulokset. Inventaariotiedot

esitetään sekä prosessikohtaisesti että vesitaseen perusteella laskettuna summainventaariona.

Inventaarioissa eri saostuskemikaalit on laskettu yhteen vedettömänä massana kaupallista

tuotetta. Pitkäkoskella käytetään ferrisulfaattia ja Viikinmäellä ferrosulfaattia. Alkalointiin,

pH:n säätöön ja muihin toimintoihin käytetyt kemikaalit kuten natriumhydroksidi ja

37

Institutionaalinen indikaattori institutionaalinen indikaattoritulos

Toiminnanharjoittajan kannalta merkittävien velvoitteiden määrä (esim. raportointi, jatkuvatoiminen valvonta, viemäröinnin päästövalvonta jne.).

Vähiten velvoitteita antanut prosessivaihtoehto sai 1 pisteen, toinen prosessi velvoitteiden määrän perusteella suhteutettuna (%) vähiten velvoitteita antaneeseen prosessivaihtoehtoon. (1

Toiminnanharjoittajan kannalta merkittävien tarkkailuvelvoitteiden määrä.

Vähiten velvoitteita antanut prosessivaihtoehto sai 1 pisteen, toinen prosessi velvoitteiden määrän perusteella suhteutettuna (%) vähiten velvoitteita antaneeseen prosessivaihtoehtoon. (1

1) (Leskinen ym. 2012).

sammutettu kalkki on laskettu yhdeksi inventaariotiedoksi. Öljypohjaiset kemikaalit ja

käyttöhyödykkeet laskettiin polymeerien kulutuksena yhdeksi inventaariotiedoksi.

Polymeereihin kuuluivat käyteyt flokkuloivat polymeerit, polymeerirunkoiset

ioninvaihtohartsit veden pehmentimessä sekä raskasmetalliselektiivisessä ioninvaihtimessa.

Myös käänteisosmoosikalvot laskettiin polymeerien kulutuksena keskimääräisen alalla

toteutuneen kalvojen vaihtovälin perusteella. Vaikka tutkitun prosessin jätevesi ei laatunsa

takia juuri lietettä muodosta, katsottiin lietettä muodostuvan jätevedestä suhteessa tuotettuun

jätevesitilavuuteen. Lietteen haitallisuutta arvioitaessa huomioitiin vain ne raskasmetallit joita

viemäröidyssä savukaasulauhteessa on tarkkailussa havaittu. Energiankulutuksen

kasvihuonekaasujen laskemisessa käytettiin ominaispäästökertoimena pääkaupunkiseudun

päästöseurannassa käytettyä viiden vuoden keskiarvoa laskettuna hyödynjakomenetelmällä

(Lounasheimo 2015). Taulukon 9 inventaarioarvojen sekä indikaattorituloksien laskelma

esitetään liitteessä 1.

38

Taulukko 9. Ympäristövaikutuksia aiheuttavien syötteiden ja tuotoksien inventaario sekä

ympäristöindikaattoreiden tulokset.

39

Arvo Prosessi 1 Prosessi 2 yksikkö

Tase

Jätevoimalaitos

sähkönkulutus 2,2 0,2 2,2 VE 2015

0,002 0 0,002

0,02 0 0,02

Pitkäkosken puhdistamo

sähkönkulutus 0,4 0,4 0 Daavittala 2015

saostuskemikaalien kulutus 0,005 0,005 0 Daavittala 2015

alkalointi 0,02 0,02 0 Daavittala 2015

1,06 1,06 0 Daavittala 2015

Viikinmäen jätevedenpuhdistamo

sähkönkulutus 0,40 0,52 0,12 HSY 2014

0,0010 0,0013 0,0003 HSY 2014

saostuskemikaalien kulutus 0,010 0,013 0,003 HSY 2014

0,70 0,91 0,21 HSY 2014

Yhteensä

sähkönkulutus 1,12 2,32

0,0013 0,0023

0,02 0,02

saostuskemikaalien kulutus 0,018 0,003

1,06 0

0,91 0,21

Indikaattoritulos

ilmastonmuutos 0,14 0,30

0,015 0

0,000013 0,000003

vesiympäristön rehevöityminen 0,006 0,001

saostuskemikaalien kulutus 0,018 0,001

fossiilisten aineiden kulutus 0,08 0,17

on kaikesta vedenotosta noin 23% (Karonen 2005, HSY 2015).

Ympäristövaikutusten inventaario ja indikaattoritulokset

Tietolähteet ja tiedonkeruu

1m3talousvesi

+

1,3m3

viemäröitys skl

1m3kierrätetty skl

+

0,3m3

viemäröity skl

kWh/m3

polymeerien kulutus (1 kg/m3 VE 2015, DOW 2015, Bonton ym. 2012

pH:n säätö/muu kemikaalikulutus (2 kg/m3

VE 2015, Bonton ym. 2012, O'Connor ym. 2014

kWh/m3

kg/m3

kg/m3

vedenotto (3 m3/m3

kWh/m3

polymeerien kulutus (1 kg/m3

kg/m3

muodostunut liete (4 kg/m3

kWh/m3lopullinen

polymeerien kulutus (1 kg/m3lopullinen

pH:n säätö/muu kemikaalikulutus (2 kg/m3lopullinen

kg/m3lopullinen

vedenotto (3 m3/m3lopullinen

muodostunut liete (4 kg/m3lopullinen

kg CO2 ekv/

m3 lopullinen

Lounasheimo 2015, ReCipe 2008

vesikuormitusarvo (5

Pfister ym. 2009, ReCipe 2008, Karonen 2005

maaperän pilaantuminen (6kg 1,4-DB ekv/m3

lopullinen

HSY 2014, ReCipe 2008

kg P ekv + kg N ekv/m3

lopullinen

HSY 2014, ReCipe 2008

kg Fe ekv/ m3

lopullinen

HSY 2014, ReCipe 2008

kg öljy ekv/ m3

lopullinen

HSY 2014, ReCipe 2008, DOW 2015

1) Polymeerien kulutukseen on laskettu vedenkäsittelykemikaalit, ioninvaihtohartsit ja käänteisosmoosikalvot.2) Merkittävimmät muut kuin saostuskemikaalit lasketaan yhdeksi inventaariotulokseksi.3) Vedenoton ja verkostoon pumpatun veden erotus selittyy mm. suodattimien huuhtelulla.4) Kuivatun lietteen määrä.5) Vesikuormitusarvo laskettuna Kymijoen-Suomenlahden vesienhoitoalueen sisävesien pintavedenotosta. Päijännetunnelin vedenotto

6) Lietteen laatuun vaikuttavina raskasmetalleina huomioitu vain vedessä määritysrajan 0,1 µg/kg ylittävät Cd ja Cr.

Taloudellisen kestävyyden arvioimista varten laskettiin prosessivaihtoehtojen 30 vuoden

aikaiset elinkaariset kokonaiskustannukset toiminnallista yksikköä kohden. Prosessivaihtoehto

2 investoinnin kannattavuus nettonykyarvona, kustannuslaskenta ja laskennassa käytetyt

käyttö- ja kunnossapitokustannukset esitetään liitteesä 2. Tarkastelussa mukana olleet tekniset

tekijät vaikuttavat erityisesti taloudelliseen kestävyyteen korvaavan vedenoton

kustannusvaikutuksen kautta. Tästä syystä ne esitetetään taloudellisten inventaariotietojen

yhteydessä.

Taulukko 10. Taloudellisten ja teknisten tekijöiden inventaario ja keskipisteen tulokset.

Sosiaalis-kulttuurillisen kestävyyden määrittämistä varten teetettiin sidosrymillä

kyselytutkimus. Kyselyn kaavake ja sidosrymäkohtaiset vastaukset esitetään liitteessä 3.

Kyselyyn vastasi yhteensä 26 henkilöä niin, että kaikista sidosryhmistä saatiin vähintään neljä

vastausta. Vastaukset suhteutettiin vastaajien lukumäärän mukaan, jotta sidosryhmien välinen

painoarvo saatiin tasoitettua.

Institutionaaliset tekijät käsiteltiin osana sosiaalis-kulttuurillista kestävyyttä. Tavoite oli

voimassa olevaa ympäristölupaa ja teollisuusjätevesisopimusta tarkastelemalla erotella eri

prosessivaihtoehtojen toiminnanharjoittajalle mukanaan tuomia velvoitteita. Velvoitteiden

katsottiin kuvaavan viranomaistahon suhtautumista tutkittuihin prosessivaihtoehtoihin.

Havaittuja velvoitteita olivat esimerkiksi teollisuusjätevesisopimuksen velvoite valvoa

tiettyjen kunnallisten jätevedenpumppaamoiden kuntoa vain prosessivaihtoehto 2 kohdalla tai

kummallekin prosessivaihtoehdolle annettu velvoite tarkkailumittausohjelman laatimisesta.

Teollisuusjätevesisopimuksen luonteen vuoksi velvoitteita ei tässä työssä tyhjentävästi esitetä.

40

Prosessi 1 Prosessi 2 yksikkö

Käytössäolo 8040 7536 h VE 2015

Veden kemiallisen laadun soveltuvuus 100 100 %

2,8 0,7 VE 2015, arvio

Tekninen ja taloudellinen inventaario ja indikaattoritulokset

Tietolähteet ja tiedonkeruu

VE 2015, 461/2000, WinFlows

Elinkaarinen käyttökustannus (1 €/m3lopullinen

(1 Sisältää veden oston, viemäröinnin, käyttösähkön (0,08 €/kWh), käyttökemikaalit, ioninvaihtohartsit ja käänteisosmoosikalvot.

Velvoitteita jotka koskivat kumpaakin prosessia löydettiin yhteensä kuusi. Vain prosessia 2

koskevia velvoitteita kirjattiin neljä. Taulukossa 11 esitetään sosiaalis-kulttuurillisten ja

institutionaalisten tekijöiden inventaario ja indikaattoritulokset.

Taulukko 11. Sosiaalis-kulttuurillisten ja institutionaalisten tekijöiden inventaario ja

indikaattoritulokset.

4.2.5. Kokonaiskestävyyden arviointi

Kestävyyden eri ulottuvuuksia ja eri arviointityökalujen tuloksia voidaan yhdistää

kokonaiskestävyyden arvoksi käyttämällä monikriteeriarviointiin perustuvaa

laskentakehikkoa (Chen ym. 2012 ja Leskinen ym. 2012). Eri ulottuvuuksien usein toistensa

suhteen ristiriitaiset tekijät huomioidaan skaalattuna toiminnalliseen yksikköön ja valitun

matemaattisen mallin avulla etsitään kokonaisuuden kannalta paras ratkaisu (Chen ym. 2012).

Tässä tutkimuksessa ei käytetty erityistä laskentakehikkoa. Kokonaiskestävyyden arviointia

varten taloudelliset, tekniset, sosiaalis-kulttuurilliset ja institutionaaliset indikaattoritulokset

skaalattiin yhteismitalliselle, monikriteeriarvioinneissa käytetylle ns. hyötyskaalalle.

Hyötyskaala ajateltiin lopullisessa yksiköttömässä pisteytyksessä lineaariseksi. Kestävyyden

eri ulottuvuuksien maksimi pistemäärä oli yksi ja kokonaiskestävyyden maksimiarvo kolme.

41

Prosessi 1 Prosessi 2 yksikkö

Yleinen hyväksyttävyys 0,038 0,040 0,960 pistettä kyselytutkimus

Ekologisen kehityksen edistäminen 0 0,24 0,76 pistettä kyselytutkimus

Paikallis- ja sidosryhmäaktiivisuus 0 0,63 0,37 pistettä kyselytutkimus

Paikallistalousvaikutus 0 0,04 0,96 pistettä kyselytutkimus

Osallistuminen ja kehityksen ohjaaminen 0 0 1 pistettä kyselytutkimus

Yleinen vastuullisuus 0 0,13 0,87 pistettä kyselytutkimus

Toiminnalle asetetut yleiset velvoitteet 1 - 0,33 pistettä

Tarkkailuvelvoitteet 1 - 0,50 pistettä

Sosiaalis-kulttuurillinen ja institutionaalinen inventaario ja indikaattoritulokset

prosessien välillä ei eroa

Tietolähteet ja tiedonkeruu

YL 2009 ja teollisuusjätevesi-sopimus

YL 2009 ja teollisuusjätevesi-sopimus

4.2.5.1. Ekologinen ulottuvuus

Ekologisen ulottuvuuden tulokset saatiin ympäristövaikutusten arvioinnista, joka tehtiin

ReCipe 2008 mukaisesti. Ympäristövaikutusten arvioinnin keskipisteen

vaikutusluokkatulokset laskettiin loppupistetasolle ekologisessa, sosiaali-kulttuurillisessa ja

taloudellisessa luokassa menetelmän käyttämien hierarkistista näkemystä kuvaavien

kertoimien avulla (Goedkoop ym. 2013, Recipe 2008). Kertoimet esitetään liitteessä 4. Näistä

ekologisessa ulottuvuudessa vaikuttavat ilmastonmuutos, makean veden kulutus ja

vesiympäristön rehevöityminen jätevesipäästön seurauksena. Ekologisen ulottuvuuden tulos

esitetään menetettyjen lajien määränä ts. luonnon monimuotoisuuden vähenemisenä.

Tulosyksikkönä vaikutusarvioinnissa käytetään menetettyä lajia jokaista kg CO2 ekvivalenttia

kohden.

Makean veden käytön vaikutusta arvioitiin ReCipe menetelmästä erillisellä Pfister ym. 2009

kuvaamalla menetelmällä. Menetelmä tuottaa makean veden käytön

loppupistevaikutsuarvioinnin. Tässä menetelmässä makean veden ottoa tarkastellaan

paikallisten olosuhteiden; vesilähteen uusiutuvuuden, niukkuuden ja kokonaiskäytön

perusteella. Laskennan aluksi määritettiin tarkastelun kohteena olevan vesistön

vesikuormitusarvo, WSI. Koska kaiken vedenoton voidaan ajatella aiheuttavan jonkinlaisen

ympäristövaikutuksen ei WSI voi saavuttaa arvoa 0. WSI:n minimiarvo on 0,01 (Pfister ym.

2009). WSI saa arvon 0,09 vedenoton saavuttaessa 20% rajan vesiesiintymän

virtaamasta/uusiutuvuudesta. Tätä rajaa pidetään yleisesti kestävän vedenkäytön rajana

(Hoekstra ja Mekonnen 2011). Kymijoen-Suomenlahden vesienhoitoalueen sisävesien

pintavedenotto sai WSI arvon 0,015 ja Päijännetunnelin vedenotto WSI arvon 0,011 (liite 5).

Pfisterin ym. 2009 menetelmässä makean veden käytön ympäristövaikutusta arvioidaan

maaekosysteemin vesiniukkuden aiheuttaman perustuotannon vähenemisen kautta. Kymijoki

on vahvasti säännöstelty ja sen merkittävimmät ympäristövaikutukset liittyvät erityisesti

vesivoiman käyttöön, ranta-alueiden eroosioon ja ekosysteemeihin, pistekuormituksiin ja

vaelluskalojen elinolosuhteisiin. Jotta vedenotto olisi valitun menetelmän puitteissa

vaikutuksiltaan vertailtavissa mm. tutkittujen prosessien aiheuttamiin

kasvihuonekaasupäästöihin laskettiin vedenoton ympäristövaikutus Pfisterin ym. 2009

42

menetelmällä. Laskenta esitetään liitteessä 5.

Ekologisen ulottuvuuden kestävyyden vertailuarvo laskettiin suhteuttamalla

ympäristövaikutusten arvioinnin tulokset asettamalla alhaisemman vaikutustuloksen saanut

prosessi lukuarvoon yksi ja toinen prosessi suhteessa tähän. Talukossa 12 esitetään ekologisen

ulottuvuuden tulokset.

Taulukko 12. Ekologisen ulottuvuuden loppupisteen vaikutusluokan tulokset ja kestävyyden

vertailuarvot toiminnallista yksikköä kohden.

4.2.5.2 Taloudellinen ulottuvuus

Tutkitun systeemin taloudellinen ulottuvuus sisältää teknisten ja taloudellisten

indikaattoreiden tulokset sekä ympäristövaikutusten arvioinnin taloudellisessa ulottuvuudessa

vaikuttavat tekijät. Toiminnanharjoittajalähtöisten indikaattoreiden lisäksi taloudelliseen

ulottuvuuteen sisältyy luonnonvarojen eli makean veden, kemikaalien ja fossiilisten aineiden

käytöstä seuraavat yleiset kustannusvaikutukset. Pfisterin ym. 2009 menetelmällä tehty

laskenta veden niukkuuden aiheuttamasta lisäkustannuksesta ei vaikuta taloudellisessa

ulottuvuudessa. Lisäkustannus muodostuu kun vettä otetaan yli esiintymän uusiutumiskyvyn.

Korvaava vesi valmistetaan esimerkiksi merivedestä käänteisosmoositekniikalla.

Tapaustutkimuksen tilanteessa vedenotto ei ylitä kestävää käyttöä (Pfister ym. 2009).

Taloudellisen ulottuvuuden kestävyyden vertailuarvotulokset laskettiin asettamalla

43

Ekologinen ulottuvuus Prosessi 1 Prosessi 2 yksikkö Menetelmä

Ilmastonmuutos lajia vuodessa ReCipe 2008

Veden kulutus 0 lajia vuodessa Pfister ym. 2009, ReCipe 2008

Vesiympäristön rehevöityminen lajia vuodessa ReCipe 2008

Yhteensä lajia vuodessa ReCipe 2008

Ekologinen kestävyys 1,0 0,81 pistettä hyötyarvio

1,1 x 10-9 2,4 x 10-9

5,9 x 10-10

2,7 x 10-10 6,2 x 10-11

1,9 x 10-9 2,4 x 10-9

suuremman indikaattoritulosten summan saanut prosessi lukuarvoon yksi ja toinen prosessi

suhteessa tähän. Taulukossa 13 esitetään taloudellisen ulottuvuuden tulokset.

Taulukko 13. Taloudellisen ulottuvuuden loppupisteen vaikutusluokan tulokset ja

kestävyyden vertailuarvot toiminnallista yksikköä kohden.

4.2.5.3. Sosiaalis-kulttuurillinen ulottuvuus

Makean veden otto vaikuttaa vakavimmillaan ihmisen sosiaalis-kulttuurillisiin

mahdollisuuksiin veden niukkuuden aiheuttaman eriarvoisuuden ja vesipulan lisäämän

aliravitsemuksen kautta. Pfister ym. 2009 mittaa veden oton vaikutusta ihmisen terveyteen

ruuan tuotannon vähenemisen kautta kilpailevan toiminnan esim. teollisuuden kuluttaessa

käytettävissä olevat vesivarat (Pfister ym. 2009). Tapaustutkimuksen systeemissä veden

niukkuutta ei esitetyllä tavalla ole.

Sosiaalis-kulttuurillinen ulottuvuus sisältää taulukon 11 indikaattoritulosten lisäksi

ympäristövaikutusten arvioinnin ihmisten terveyteen vaikuttavan tekijän.

Ilmastonmuutoksesta ja maaperän pilaantumisesta johtuvaa terveysvaikutusta mitataan

44

Taloudellinen ulottuvuus Prosessi 1 Prosessi 2 yksikkö Menetelmä

Veden kulutus 0 0 € Pfister ym. 2009, ReCipe 2008

Kemikaalien kulutus € ReCipe 2008

0,013 0,028 € ReCipe 2008

Yhteensä 0,014 0,028 € ReCipe 2008

1 0,51 pistettä hyötyarvio

Käytössäolo 1 0,94 pistettä hyötyarvio

Veden kemiallisen laadun soveltuvuus 1 1 pistettä hyötyarvio

Elinkaarinen käyttökustannus 0,25 1 pistettä hyötyarvio

Taloudellinen kestävyys 0,94 1,0 pistettä hyötyarvio

1,2 x 10-3 0,7 x 10-4

Fossiilisten aineiden kulutus (1

(1 Laskettu Suomessa vuonna 2014 tuotetun sähköenergian tuotannon polttoainejakauman mukaan.

odotetun eliniän vähenemänä, DALY (Disability Adjusted Life Years) (Goedkoop ym. 2013).

Sosiaalis-kulttuurillisen ulottuvuuden kestävyyden vertailuarvotulokset laskettiin asettamalla

suuremman indikaattoritulosten summan saanut prosessi lukuarvoon yksi ja toinen prosessi

suhteessa tähän. Taulukossa 14 esitetään sosiaalis-kulttuurillisen ulottuvuuden tulokset.

Taulukko 14. Sosiaali-kulttuurillisen ulottuvuuden loppupisteen vaikutusluokan tulokset ja

kestävyyden vertailuarvot toiminnallista yksikköä kohden.

4.3. Tulokset

Kokonaiskestävyysarviointi tehtiin toiminnalista yksikköä kohden osa-arviointien eli

ekologisten, taloudellisten ja sosiaalis-kulttuurillisten ulottuvuuksien loppupisteiden

summana. Tulokset esitetään ilman painotuksia ns. perustilassa sekä paikallisia tekijöitä

sosiaalis-kulttuurillisessa ulottuvuudessa ja toiminnanharjoittajan käyttötaloutta painottavassa

ns. toiminnanharjoittajalähtöisessä tilassa.

Perustilan tulokset esitetään kuvassa 10. Toiminnanharjoittajalähtöisen tilan tuloksissa

sidosryhmävaikutuksia ja elinkaarista käyttökustannusta painotettiin kertoimella 1,5.

Toiminnanharjoittajalähtöisen tilan tulokset esitetään kuvassa 11. Edellisten lisäksi kuvassa 12

45

Sosiaalis-kulttuurillinen ulottuvuus Prosessi 1 Prosessi 2 yksikkö Menetelmä

Ilmastonmuutos DALY ReCipe 2008

Maaperän pilaantuminen DALY ReCipe 2008

Yhteensä DALY ReCipe 2008

1 0,49 pistettä hyötyarvio

Sidosryhmävaikutukset 0,01 1 pistettä hyötyarvio

Instituutionaalinen vaikutus 1 0,42 pistettä hyötyarvio

Sosiaalis-kulttuurillinen kestävyys 1,0 0,95 pistettä hyötyarvio

1,96 x 10-7 4,2 x 10-7

8,8 x 10-12 2,0 x 10-12

2,0 x 10-7 4,2 x 10-7

esitetään keskeiset ympäristövaikutukset eli sähköenergian kulutuksesta aiheutuvat

kasvihuonekaasupäästöt sekä jätevedestä erotetun lietteen mukana ympäristöön joutuvat

raskasmetallit toiminnallista yksikköä kohden. Taulukossa 15 esitetään jätevoimalaitoksen

vuotuisen vedenkulutuksen perusteella lasketut ympäristöindikaattoritulokset.

Kuva 10. Tapaustutkimuksen perustilan kokonaiskestävyyden arvioinnin lopputulokset.

Kestävyyden osaulottuvuuksien maksimipistemäärä on yksi ja kokonaiskestävyyden

maksimipistemäärä on kolme.

46

1 20,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

Sosiaalis-kulttuurillinen

Taloudellinen

Ekologinen

prosessi prosessi

kestävyysKokonaiskestävyyden perustilan loppupisteiden vertailu

1,0 pst.

1,0 pst.

0,95 pst.1,0 pst.

0,94 pst.

0,81 pst.

Kuva 11. Tapaustutkimuksen toiminnanharjoittaja tilan kokonaiskestävyyden arvioinnin

lopputulokset. Kestävyyden osaulottuvuuksien maksimipistemäärä on yksi ja

kokonaiskestävyyden maksimipistemäärä on kolme.

Taulukko 15. Tapaustutkimuksen prosessissa 2 savukaasulauhde korvaa enimmillään 115 776

m3/a talousvettä laitoksen raakavetenä. Taulukon ympäristöindikaattoritulokset laskettu

maksimi savukaasulauheen mukaan.

47

1 20,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

Sosiaalis-kulttuurillinen

Taloudellinen

Ekologinen

prosessi prosessi

kestävyysKokonaiskestävyyden toiminnanharjoittaja tilan loppupisteiden vertailu

1,0 pst.

1,0 pst.

1,0 pst.0,84 pst.

0,85 pst.

0,81 pst.

Indikaattoritulos Prosessi 1 Prosessi 2 yksikkö

Ilmastonmuutos 17,4 37,2

Vedenotto 131 0

Maaperän pilaantuminen 1,6 0,4 kg 1,4-DB ekv/a

Vesiympäristön rehevöityminen 0,7 0,1 t P ekv + kg N ekv/a

Saostuskemikaalien kulutus 2,2 0,1 t Fe ekv/a

Fossiilisten aineiden kulutus 10 21 t öljy ekv/a

t CO2 ekv/a

t m3/a

Kuva 12. Tapaustutkimuksen keskeiset prosessivaihtoehtojen eroa osoittavat

ympäristövaikutukset eli kasvihuonekaasupäästöt sekä jätevedestä erotetun lietteen mukana

ympäristöön joutuvat raskasmetallit toiminnallista yksikköä kohden.

4.3.1. Tulosten tarkastelu

Kokonaiskestävyysarvioinnin perustilan tuloksien perusteella teollisuusveden

kierrätysprosessin (prosessi 2) kestävyys on verrattua prosessia (prosessi 1) hieman heikompi

(kuva 10). Prosessi 2 sai täyden kestävyyspisteen taloudellisessa ulottuvuudessa. Ekologisessa

ja sosiaalis-kulttuurillisessa ulottuvuudessa prosessi 1 sai täyden kestävyyspisteen.

Ympäristövaikutusten arvioinnin loppupisteet vaikuttavat kaikkiin kestävyyden

ulottuvuuksiin. Suurin painoarvo on sähköenergian käytöllä, joka näkyy ilmastonmuutoksen

kautta sosiaalis-kulttuurillisessa ja ekologisessa ulottuvuudessa sekä fossiilisten aineiden

kulutuksessa. Käyttäsähkön tuotannon polttoaineet muodostavat yli 99% kaikesta fossiilisten

aineiden kulutuksesta.

48

0,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0

0,002

0,004

0,006

0,008

0,01

0,012

0,014

maaperän pilaantuminen, g 1,4-DB ekv

Viikinmäki, CO2 ekv

Jätevoimalaitos, CO2 ekv

Pitkäkoski, CO2 ekv

prosessi 1 prosessi 2

Prosessikohtaiset kasvihuonekaasupäästöt ja raskasmetallien aiheuttama maaperän pilaantuminen

0,051

0,067

0,026

kg CO2 ekv/m3 lopullinen g 1,4-DB ekv/m3 lopullinen

prosessi 1prosessi 2

0,282

0,015

0,013

0,003

Kokonaiskestävyyden arvioinnin toiminnanharjoittajalähtöisen tilan lopputuloksissa

painotettiin prosessien taloutta toiminnanharjoittajan kannalta sekä toiminnanharjoittajan

sidosryhmien näkemyksiä ja arvioita verratuista prosesseista. Painottamisella pyrittiin

korostamaan paikallisia vaikutuksia. Lisäksi haluttiin korostaa toiminnanharjoittajan

toiminnassa välittömästi näkyvien, strategiseen suunnitteluun ja osallistumiseen vaikuttavien

tekijöiden merkitystä. Painottamisella tavoiteltiin myös kaikkiin ulottuvuuksiin osuuden

tuottavan ympäristövaikutusten arvioinnin vaikutuksen tasoittamista.

Toiminnanharjoittajalähtöisessä tarkastelussa prosessin 2 kokonaiskestävyys nousi prosessia 1

paremmaksi, ekologisen ulottuvuuden ollessa ainoa jossa prosessi 1 sai täyden vertailupisteen

(kuva 11).

Sosiaalis-kulttuurillisen ulottuvuuden arviointitulos osoittaa, että sidosryhmät kokevat

vedenkierrätykseen tähtäävän prosessin edistävän kestävän kehityksen tavoitteita verrattua

prosessia paremmin. Yleinen hyväksyttävyys, vastuullisuus ja prosessivaihtoehdon potentiaali

luoda taloudellista aktiivisuutta koettiin selkeästi vertailuprosessia paremmaksi.

Vedenkierrätysprosessin ei sellaisenaan koettu tekevän toiminnanharjoittajasta hyvää

paikallistoimijaa, mutta tarjoaa siihen hyvän mahdollisuuden. Luonnonvarojen käytön ja

säästävän teknologian edistämisessä prosessi 2 eroaa prosessista 1 vähemmän. Sidosryhmistä

käyttäjät ja kilpailijat kokevat prosessin 2 edistävän kestävän kehityksen tavoitteita selkeästi

enemmän kuin prosessi 1. Asiantuntija sidosryhmä näkee prosessien välillä vähiten eroa,

kokien kuitenkin prosessin 2 paremmaksi esitetyillä mittareilla arvioituna (liite 3).

Institutionaalisesti kierrätysprosessiin suhtaudutaan varovaisen kannustavasti.

Taloudellisen ulottuvuuden arvioinnin lopputuloksista huomataan, että veden kierrättäminen

on tutkitussa tapauksessa taloudellisesti erittäin kannattavaa. Luodessaan asiantuntija- ja

oheispalveluntuottajille taloudellisia mahdollisuuksia prosessi 2 edistää taloudellista

toimeliaisuutta ja työllistymistä.

Standardoitu ympäristövaikutusten elinkaariarviointi tunnistaa menetelmään sisältyvän

luontaisen epävarmuuden (ISO 14044:2006). Epävarmuus seuraa arvioinnissa tarkasteltujen

potentiaalisten ympäristövaikusten ja todellisten sekä tarkkojen vaikusten välisestä erosta.

Valitun arviointimenetelmän lisäksi epävarmuutta aiheuttaa mm. tarkastelu- ja

49

systeemirajauksien asettelu, kohdentamisperiaatteet, vertailutilanteen valinta sekä yksittäiset

parametriepävarmuudet (Ross ym. 2002). Lähtötietojen huono laatu, epäsopivat tai

läpinäkymättömät oletukset, herkkyysanalyysin ja tapauskohtaisen tiedon puuttuminen ovat

yleisiä elinkaariarvioinneille (Ross ym. 2002). Taloudellisiin ja sosiaalis-kulttuurillisiin

arviointeihin voidaan katsoa vaikuttavan samat ympäristövaikutusten elinkaariarvioinneissa

tunnistetut epävarmuustekijät.

Tapaustutkimuksen vertailtavuutta ja tulosten tasoa arvioitiin sähköenergiankulutuksen ja

sosiaalis-kulttuurillisen kestävyyden loppupistetulosten avulla. Tutkimuksessa talousveden

ottoon ja viemäröintiin perustuvan prosessin 1 sähkönkulutus oli 1,12 kWh/m3lopullinen

ja

vastaavasti teollisuusvettä kierättävän prosessin (prosessi 2) 2,32 kWh/m3lopullinen

. Tenhusen ja

Lohen (2001) selvityksen mukaan laskettu sähkönkulutus talousveden tuotannolle

Pitkäkosken vesilaitoksella ja jakelulle sekä jätevedenkäsittelylle Viikinmäen

jätevedenpuhdistamolla oli vuosituhannen vaihteessa noin 1,55 kWh/m3lopullinen

. Prosessille 2

on vaikeampi löytää vertailukohtaa. Yhdistämällä esimerkiksi Rajakumarin ja Kanmanin

(2007) sekä Tenhusen ja Lohen (2001) selvitysten sähkönkulutukset sekä jätevettä

käsittelevälle käänteisosmoosiprosessille että Viikimäen jätevedenkäsittelyprosessille saadaan

kokonaissähkönkulutukseksi noin 1,7 kWh/m3lopullinen

. Bontonin ym. (2012) kahdelle

vedenkäsittelyprosessille tekemän LCA:n loppupisteet ihmisten terveysvaikutuksia

kuvaavassa sosiaalis-kulttuurillisessa luokassa olivat 0,31-11,6x10-7 DALY ja tässä

tapaustutkimuksessa 2,0-4,2x10-7 DALY. Voidaan todeta tapaustutkimuksen olevan

vertailututkimusten tulosten suuruusluokassa.

Tehdyssä tapaustutkimuksessa lopputuloksiin epävarmuutta aiheuttaa erityisesti valittu

tarkastelu- ja systeemirajaus sekä vertailutilanteen valinta. Lähtötietojen, tehtyjen oletusten ja

kohdentamisperiaatteiden arvioitiin vaikuttavan vain vähän lopputulosten luotettavuuteen.

Ajallisesti tarkastelu rajattiin käsittelemään vain käyttövaihetta. Rakennusvaiheen vaikutukset

huomioitiin vain taloudellisessa ulottuvuudessa. Sosiaalis-kulttuurillisessa ulottuvuudessa

rakennusvaihe olisi työllistämisvaikutusten vuoksi tarjonnut merkittävän tarkastelutason.

Ympäristövaikutuksiltaan rakentamisvaiheen katsottiin käyttövaiheen aikaisiin vaikutuksiin

50

nähden olevan vähäinen (Chen ym. 2012, Goedskesen ym. 2011, Vince ym. 2008, Bonton ym.

2012). Rakentamisvaiheen mukaan ottaminen olisi vaatinut tarkastelutason laajentamista ja

vertailutilanteen muuttamista myös prosessissa 1 kunnallisen talousveden tuottamisprosessin

kapasiteettikysymyksen osalta. Arvioitiin, että esitetty tarkastelutason laajentaminen olisi

monisyisten jyvittämislaskelmien seurauksena johtanut tavoitellun varmuuden sijaan

entisestään lisääntyneeseen epävarmuuteen.

Tehdystä systeemirajauksesta seuraa veden alkuperän osittainen rajaaminen tarkastelun

ulkopuolelle. Prosessissa 2 kierrätetty vesi on osittain virtuaalivettä, joka polton kautta

vapautuu takaisin käyttöön. Vesijalanjäkilaskenta vertailtavien prosessien tominnallista

yksikköä kohden osoittaisi virtuaalisen veden vaikutuksen vedenhankinnan

ympäristövaikutuksiin. Tehdyssä tapaustutkimuksessa tuo vaikutus arvioitiin vähäiseksi.

Toinen tehdystä systeemirajauksesta seuraava epävarmuustekijä on prosessissa 2

raskasmetallit keräävän ioninvaihtohartsin loppukäsittely ja sen ympäristövaikutukset

suhteessa jätevedenpuhdistamon lietteen ympäristövaikutuksiin. Rajaus tehtiin riittävän

lähtötiedon puuttumisen takia. Rajausta kompensoitiin laskemalla prosessi 2:lle osittaista

vaikutusta lietteen osalta kuten prosessille 1.

Tapaustutkimuksessa käytettyjen menetelmien ja tehtyjen oletuksien vaikutukset

kokonaiskestävyyden arvioinnin lopputuloksiin:

– Sosiaalis-kulttuurillisen ja taloudellisen ulottuvuuden indikaattoreista suuri osa

arvotettiin arvioimalla niiden hyötyä toiminnanharjoittajan kannalta. Hyötyarvio

tehtiin lineaarisesti suhdeasteikolla ajatuksena, että indikaattoripisteiden muutos ja

hyöty muuttuvat samassa suhteessa. Todellisuudessa mitä enemmän esimerkiksi

käyttökustannukset pienenevät sitä enemmän toiminnanharjoittajan saavuttama hyöty

poikkeaa lineaarisesta suhteesta. Lopputuloksiin tämän menetelmätekijän katsottiin

olevan vaikutuksiltaan vähäinen.

– Sosiaalis-kulttuurillisen kestävyyden määrittämiseksi tehtiin sidosryhmäanalyysi ja

kyselytutkimus. Sidosryhmäanalyysin huono kattavuus ja tutkimuksen

kysymyksenasettelun epäonnistuminen tavoiteltujen arvokysymysten

51

esiinnostamisessa lisäävät harhaa tehtyihin johtopäätöksiin. Kyselytutkimuksen

palautteen perusteella voidaan esittää tehtyjen johtopäätösten kuvaavan hyvin

sidosryhmien näkemyksiä.

– Prosessin 2 elinkaarisen käyttökustannuksen muodostumisen oletettiin olevan

keskimäärin samanlaista kuin muissakin käänteisosmoosiin perustuvissa tapauksissa.

Tapaustutkimuksen vedenkäsittelyprosessi on kuitenkin käsiteltävän veden osalta

uudehko eikä täsmällistä vertailuaineistoa ole olemassa. Esitetyn oletuksen

vaikutukset lopputuloksiin arvioitiin olevan hyväksyttäviä ja sellaisia etteivät ne

pahimmillaankaan voi johtaa täysin toisenlaiseen lopputulokseen.

– Tapaustutkimuksen indikaattoreiden määritys perustui kirjallisuuteen ja paikallisiin

merkittäviksi koettuihin tekijöihin. Indikaattoreiden valinnassa subjektiivisuudelta ei

voida välttyä. Vertailu muihin tutkimuksiin osoittaa, että valitut indikaattorit ovat

yleisesti käytettyjä ja tunnistettuja (Upadhyaya ja Moore 2012, Chen ym. 2012).

– Vedenkulutuksen ympäristövaikutuksia arvioitiin Pfisterin ym. 2009 rakentamalla

menetelmällä. Vertailuaineiston vähänen määrä ja sovelluksen vakiintumattomuus

lisäävät huomattavasti epävarmuutta lopputuloksiin.

4.3.2. Optimointi

Tapaustutkimuksessa tutkittiin toteutetun vedenhankintaprosessin (prosessi 2) kestävyyttä ja

verrattiin sitä vaihtoehtoiseen prosessiin (prosessi 1). Optimoinnin tarkoitus tässä

kestävyysarvioinnissa on tuloksien tarkastelun perusteella esittää tarvittavia toimia toteutetun

prosessin vertailuprosessia paremman kestävyyden saavuttamiseksi.

Erityisesti ekologisen ulottuvuuden arviointituloksien perusteella prosessi 1 edistää selkeästi

enemmän kestävän kehityksen tavoitteita kuin prosessi 2. Selkeä ero syntyy prosessin 2

suuresta käyttösähkön tarpeesta ja veden vähäisestä niukkuudesta sekä lopullisen

jätevesipäästön vähäisestä haitallisuudesta. Prosessin 2 ekologista kestävyyttä voidaan

52

tehokkaimmin parantaa pienentämällä sen energiaintensiteettiä ja/tai parantamalla prosessin

hyötysuhdetta ts. saantoa.

Prosessi 2 käyttää prosessiin 1 verrattuna kaksinkertaisen määrän eli 1,2 kWh/m3lopullinen

enemmän sähköenergiaa. Tämä ero muodostaa kestävyysongelman prosessin 2 kohdalla.

Kestävyysongelman poistamiseksi prosessin 2 energiankulutusta tulisi vähentää noin 25% eli

tasoon noin 1,7 kWh/m3lopullinen

. Energiaintensiteettiä saadaan vähennettyä:

1. Lisäämällä esisuodatetun savukaasulauhteen siirtopumpun sähkömoottorin ohjaukseen

taajuusmuuntaja. Energiansäästövaikutus noin 0,45 kWh/m3lopullinen

.

2. Nostamalla prosessin saantoa nykyisestä 85%:iin. Toteutettavissa käynnistys- ja

pysätyssekvenssejä optimoimalla ja käänteisosmoosiprosessin tuoteveden eli

permeaatin määrää nostamalla. Saannon nosto ei arvion mukaan lisää

käänteisosmoosikalvojen likaantumista (WinFlows). Energiansäästövaikutus yhdessä

kohdan 1 kanssa yhteensä 0,61kWh/m3lopullinen

.

3. Ottamalla käyttöön energiantalteenottoteknologiaa käänteisosmoosiprosessin

konsentraattivirrassa. Paine-energian talteenotto voidaan tehdä, joko

paineenvaihtajalla tai hydraulista energiaa mekaaniseksi energiaksi muuttavalla

turbolla (Gröhn 2009). Saatu hyöty on parhaimmillaan noin 60% säästö

paineenkorotuspumpun sähkönkulutuksessa (Gröhn 2009). Energiansäästövaikutus

yhdessä kohtien 1 ja 2 kanssa 0,9 kWh/m3lopullinen

.

Esitetyillä toimenpiteillä prosessin 2 ekologinen kestävyys ja kokonaiskestävyys saadaan

vertailuprosessia paremmaksi. Lopullinen sähköenergiankulutus jäisi tällöin tasolle 1,4

kWh/m3lopullinen

. Ilman kohdan 3 energiantalteenottoteknologiaa prosessien 1 ja 2 ekologinen

kestävyys jää samalla tasolla.

53

4.3.3. Johtopäätökset

Kestävän kehityksen tavoitteita on läpi sen olemassa olon esitetty tavoiteltavan, joko

riittävyyden tai tehokkuuden kautta (Huber 2004). Riittävyys keskustelu lähtee ideologiasta,

jossa ihmisten tulisi henkilökohtaisista tarpeistaan riippumatta elää vähemmällä ns. ylhäältä-

alas säädelyllä tasolla. Ideologiaa on kristisoitu sen kulttuuritotalitaarisesta lähestymistavasta

ja puutteelisesta soveltuvuudestaan globaalien ongelmien ratkaisukeinoksi. Se voi olla

ratkaisu saavuttaa tasapaino kestävän kehityksen eri ulottuvuuksien välillä valveutuneemmille

ihmisille, mutta ei todennäköisesti toimi suurten massojen ohjauksessa. Tehokkuus ajatus

lähtee illuusioista, jossa teknologinen tai lähinnä tekninen kehitys ratkaisee ihmisen

aiheuttamat ympäristökriisit. Tehokkuusparannukset ovat todellisia ja auttavat lähestymään

kestävää kehitystä, mutta lopullinen ratkaisukeino tehokkuuden lisääminen ei ole. Tehokkuus

ei ratkaise rajallisista resursseista aiheutuvaa kestävyysongelmaa koska: yksikkökohtaisen

tehokkuuden paranemisen on osoitettu lisäävän kokonaisvolyymiä, tehokkuutta ei voida

loputtomasti parantaa ilman uusia resursseja vaativia innovaatioita eikä materiaalien

kierrätystä voida jatkaa loputtomiin. Edellä esitetyn lisäksi tehokkuuden loputon

kasvattaminen lisää prosesseihin liittyviä riskejä vähentämällä niiden kykyä regoida

muutoksiin (Huber 2004, Stirling ja Gee 2002). Teollinen metabolia mahdollistaa teollisten

prosessien ja rakenteiden saattamisen yhdenmukaisiksi kestävän kehityksen tavoitteiden

kanssa. Esimerkiksi sähkönkulutus itsessään ei ole onglema, jos sähkö tuotetaan ekologisesti

kestävästi hyödyntäen puhtaita polttoaineita, luonnon kineettisiä virtoja, auringonsäteilyä tai

geotermistä lämpöä (Huber 2004).

Elinkaarianalytiikka tarjoaa kvantitatiivisen keinon vertailla eri vaihtoehtojen kestävyyttä.

Arvioiden laadinnan ja tulosten käsittelyn yhdenmukaisuus mahdollistaa lopputulosten

vertailun. On kuitenkan huomattava, että tulokset ovat aina jossain määrin yleisiä eivätkä siksi

välttämättä onnistu tavoittamaan paikallisia ympäristövaikutuksia. Pfisterin ym. 2009

luomalla työkalulla makean veden kulutuksen vaikutukset saadaan tuotua paikalliselle tasolle.

Tapaustutkimuksessa makean veden käyttö laskettuna koko Kymijoen-Suomenlahden

vesienhoitoalueen sisävesien pintavedenotolle ei aiheuta niukkuutta luonnon

vesiesiintymässä. Silti vedenotolla katsotaan olevan kvantitatiivisesti osoitettavia

ympäristövaikutuksia. Tällainen tulos vaatisi erillisen kriittisen tarkastelun.

54

Tapaustutkimuksessa määritetyt veden käytön ja uusiutuvuuden suhdetta kuvaavat WTA arvot

(Ratio of total annual freshwater withdrawls to availability) Päijännetunnelin sekä Kymijoen-

Suomenlahden vedenotolle (liite 5) ovat samaa suuruusluokkaa Ahopellon 2013 määrittämien

WEI+ indeksien kanssa (Ahopelto 2013).

Ympäristöön laskettavien jätevesien suhteen vaikutusta arvioinneissa aiheuttavat vain

ravinteet, metallit ja myrkyt. Suomessa erityisesti makeisiin pintavesiin jätevesien mukana

päätyvät suolat aiheuttavat vaikeasti hallittavan ja monitahoisen ongelman. Tällaisessa

tilanteessa ympäristövaikutusten arviointia paremmin toimii esimerkiksi ekologinen

riskinarviointi. Tulosten perusteella suurikin energiankäyttö esimerkiksi suolojen

kiteyttämiseksi voi olla perusteltua.

Perinteinen elinkaariarvio on osa tehokkuus-ajattelua eikä sellaisenaan ota kantaa siihen

ovatko vertailtavat prosessit tai tuotteet teollisen metabolian mukaisia. Kahden tai useamman

vaihtoehdon vertailu ei yleensä aseta niitä vastakkain ns. 0-vaihtoehdon kanssa.

Kokonaiskestävyys arvioinnin ja erityisesti laajemman tarkastelutason käyttöönottaminen

taloudellisella ja sosiaalis-kulttuurillisella tasolla, mahdollistaa teollisen metabolian

kytkemisen arviointiin mukaan.

Tapaustutkimuksessa selvitettiin veden kierrättämisen kokonaiskestävyyttä Vantaan Energian

jätevoimalaitoksella Vantaalla. Suomen vesitilanne on globaalisti tarkasteltuna

poikkeuksellinen, eikä niukkuutta erityisiä poikkeuksia lukuunottamatta esiinny (Ahopelto

2013). Tästä syystä pelkän veden kierrättäminen tai uudelleen käyttäminen ei kaikissa

tilanteissa ole ekologisesti perusteltua. Kierrätyksen kohteena olevan veden haitallisuus tai

kuormittavuus vastaanottavassa ekosysteemissä tai näiden suurempi arvottaminen lisää

kierrätyksen ekologisuutta. Veden kierrätykseen käytetyn energian määrä ja tuotantotapa

vaikuttavat ratkaisevasti kestävyyteen. Sosiaalis-kulttuurillinen tilaus tutkitulle

kierrätysprosessille on olemassa ja taloudellisesti se on kannattavaa. Ekologinen kestävyys ja

vertailuprosessia parempi kokonaiskestävyys on saavutettavissa tehdyn arvioinnin tulosten

osoittamalla prosessioptimoinnilla. Ilman optimointia kierrätysprosessi lisää

kasvihuonekaasupäästöjä noin 19,8 t CO2 ekvivalenttia vuodessa. Tämä vastaa

keskimääräisesti noin 1,5 Suomessa asuvan henkilön vuosittaista hiilidioksidipäästöä (YMK

55

2009). Kokonaisuudessaan tapaustutkimuksessa käytetty menetelmä toimii melko hyvin

vertailun kohteina olevien prosessien välisten erojen osoittamisessa, arvottamisessa ja

optimoimisessa.

Liiketoimintatasolla vesivastuullisuus lisää yritysen toimintamahdollisuuksia ja kiinnostusta

toimijaa kohtaan. Pyrkimys hyväksi vedenkäytön edelläkävijäksi ja vesivarojen hyvän

hallinan lähettilääksi mahdollistaa teollisuustoimijan sosiaalisen toimiluvan (Sojamo ym.

2012). Vantaan Energian sidosryhmät kokevat savukaasulauhteen kierrätyksen olevan

kestävää kehitystä edistävä ratkaisu ja katsovat sen kannustavan muitakin teollisuustoimijoita

kiinnittämään enemmän huomiota vedenkäyttöönsä. Tapaustutkimuksessa selkeää rajapintaa

vedenhankinnan ja muun yhteiskunnan välillä ei ollut, jollei sellaiseksi ajatella

kierrätysprosessin kykyä helpottaa tilannetta talousvesiverkoston käyttökatkosten aikana.

Esimerkiksi massa- ja paperiteollisuudessa selkeä sosiaalis-kulttuurillinen rajapinta

muodostuu, kun vettä otetaan ja puhdistettu jätevesi lasketaan näkyvästi samaan vesistöön

jota käyttävät monet muutkin. Käyttö voi olla virkistyskäyttöä tai kaupallista, mutta rajapinta

on selkeästi olemassa. Tällaisessa tapauksessa sidosryhmiä on tutkittua tapausta enemmän ja

niiltä saatu sosiaalinen toimilupa sitäkin arvokkaampi.

Veden kierrätyksen näkeminen vain teknisenä tai taloudellisena ongelmana ei riitä. Ollakseen

kestävää vedenotto, jätevesien talteenottaminen, kierrättäminen ja uudelleen käyttö vaatii

kokonaisvaltaisen kaikki kestävyyden ulottuvuudet kattavan tarkastelutason.

56

5. Lähdeluettelo

151/2013: Valtioneuvoston asetus jätteen polttamisesta 151/2013, annettu 20 päivänä

helmikuuta 2013. Valtion säädöstietopankki Finlex. Saantitapa:

http://www.finlex.fi/fi/laki/smur/2013/20130151.

461/2000: Sosiaali- ja terveysministeriön asetus talousveden laatuvaatimuksista ja

valvontatutkimuksista 461/2000, annettu 19 päivänä toukokuuta 2000. Valtion

säädöstietopankki Finlex. Saantitapa:

http://www.finlex.fi/fi/laki/alkup/2000/20000461.

Ahopelto, Lauri. 2013: EU:n uusi vedenkulutusindikaattori ja sen soveltaminen Suomessa.

Diplomityö. Aalto-Yliopisto, Yhdyskunta-ja ympäristötekniikan laitos.

Anderson, J. 2003: The environmental benefits of water recycling and reuse – Water Science

and Technology: water supply. Vol 3 No 4. 1-10.

Antikainen, R (toim.). 2010: Elinkaarimetodiikkojen nykytila, hyvät käytännöt ja

kehitystarpeet. Suomen ympäristökeskus. Saantitapa: www.ymparisto.fi/julkaisut. 24.

Antikainen, R. ja Seppänen, J (toim.). 2012: Elinkaarimenetelmät yrityksen päätöksenteon

tukena. Suomen ympäristökeskus. Saantitapa: www.ymparisto.fi/julkaisut. 23-24.

Balkema, A. J., Preisig, H. A., Otterpohl, R., Lambert, F. J. 2002: Indicators for the

sustainability assessment of wastewater treatment systems – Urban Water. 4. 153-161.

Bengtsson, M., Lundin, M., Molander, S. 1997: Life cycle assessment of wastewater systems.

Technical environmental planning report 1997:9. Chalmers university of technology.

Göteborg.

Bonton, A., Bouchard, C., Barbeau, B., Jedrzejak, S. 2012: Comparative life cycle assessment

of water treatment plants – Desalination. 284. 42-54.

Caldecott, J. 2007: Vesi-Maailmanlaajuisien kriisien syyt, seuraukset ja kustannukset.Virgin

Books, Random House. 11-13. ISBN: 978-952-5557-33-6.

57

Chen, Z., Ngo, H. H., Guo, W. 2012. A Critical review on sustainability assessment of

recycled water schemes – Science of Total Environment. 426. 13-31.

Cilensek, R. 1990: Construction Costs. Teoksessa: American Water Works

Association/American Society of Civil Engineers. Water Treatment Plant Design.

McGraw-Hill, Inc. 689-705. ISBN: 0-07-001643-7.

Corominas, L., Foley, J., Guest, J., Hospido, A., Larsen, H. F., Morera, S., Shaw, A. 2013:

Life cycle assessment applied to wastewater treatment: State of the art – Water

research. 47. 5480-5492.

Daavittala, P. 2015: Prosessi- ja käyttötietodot – Pitkäkosken vedenpuhdistuslaitos, HSY.

Sähköposti 18.5.2015.

DOW. 2015: RO-kalvojen tekninen tietolehti – DOW Filmtec BW30HRLE-440 Element.

Saantitapa: http://msdssearch.dow.com/PublishedLiteratureDOWCOM/dh_0944/

0901b80380944cee.pdf?filepath=liquidseps/pdfs/noreg/609-

50205.pdf&fromPage=GetDoc.

Ekokem 2015: Ekokem Riihimäen tuotantolaitosen prosessikuvaukset, vesilaitos. Saantitapa:

http://www.ekokem.com/fi/tietoja-meista/tietoja-toiminnastamme/prosessikuvaukset/.

Etelämäki, Lauri. 1999: Veden käyttö Suomessa. Suomen ympäristökeskus. 305. ISBN: 952-

11-0492-9. 18-19.

Fane, A. G. 2007: Sustainability and membrane processing of wastewater for reuse –

Desalination. Nro. 202. 53-58.

Finkbeiner, M., Tan, R., Raimbault, M. 2011: Life cycle assessment (ISO 14040/44) as basis

for environmental declariations and carbon footprint of products. ISO TC207

Workshop. Oslo. 27.06.2011. SC5. 14-15.

Fulton, P. G. 1990: Master Planning and Treatment Process Selection. Teoksessa: American

Water Works Association/American Society of Civil Engineers. Water Treatment

Plant Design. McGraw-Hill, Inc. 7-21. ISBN: 0-07-001643-7.

58

Fuller, G. R. 1990: Design and Construction. Teoksessa: American Water Works

Association/American Society of Civil Engineers. Water Treatment Plant Design.

McGraw-Hill, Inc. 21-31. ISBN: 0-07-001643-7.

GE 2006: IWVA, Station Torreele Wastewater Treatment Plant. GE Water & Process

Technologies, Case Study. C5-IWVA-MUNTER-EN 1206 NA.

Godskesen, B., Zambrano, K. C., Trautner, A., Johansen, N., Thiesson, L., Andersen, J.,

Clauson-Kaas, J., Neidel, T. L., Rygaard, M., Klverpris, N. H., Albrechtsen, H. 2011:

Life cycle assessment of three water systems in Copenhagen-A management tool of

the future – Water Science and Technology. 63.3. 565-572.

Goedkoop, M., Heijungs, R., Huijbegts, M., Schryver, A, Struijs, J., van Zelm, R. 2013:

ReCipe 2008: A Life cycle impact assessment method which comprises harmonised

category indicators at the midpoint and the endpoint level. Ruimte en Milieu.

Saantitapa: www.lcia-recipe.net

Goldscmidth, B., Ekdalh, E., Hellman, M. 2008: Utvärdering av erfarenheter av

membranteknik för rening av rökgaskondensat. Värmeforsk Service AB, Stockholm.

M08-809. 51-56.

Gröhn, Joose. 2009: Käänteisosmoosin konsentraatin hyödyntäminen Suomenojan

voimalaitoksella – Insinöörityö. Metropolia Ammattikorkeakoulu. Energia- ja

ympäristötekniikka, konetekniikka. 31-34.

Guinee, J., Heijungs, R., Huppes, G., Zamagni, A., Masoni, P., Buonamici, R., Ekvall, T.,

Rydberg, T. 2011: Life cycle assessment: Past, Present and Future – Environment,

Science and Technology. 45. 90-96.

Haila, Y. 1998: Assessing ecosystem health across spatial scales. Teoksessa: Rapport, D.,

Costanza, R., Epstein, P. R., Gaudet. C., Levins, R. Ecosystem Health. Malden, MA:

Blacwell Science. 81-102.

59

Hoekstra, A. Y., Mekonnen, M. M. 2011: Global water scarcity: The monthly blue water

footprint compared to blue water availability for the world's major river basins. Value

of water research report series No. 53. Twente Water Centre, University of Twente,

Enschede.

HSY 2015: Prosessitietoa vedenpuhdistuslaitosten toiminnasta asiantuntijoille. Helsingin

seudun ympäristöpalvelut-kuntayhtymä. Saantitapa: https://www.hsy.fi/fi/

asiantuntijalle/vesihuolto/vedenpuhdistuslaitokset/Sivut/Pitkakoski-ja-

Vanhakaupunki.aspx.

HSY 2014: Jätevedenpuhdistus pääkaupunkiseudulla 2014, Viikinmäen ja Suomenojan

puhdistamot. Helsingin seudun ympäristöpalvelut-kuntayhtymä. Edita Prima Oy,

Helsinki 2015. Saantitapa: https://www.hsy.fi/sites/Esitteet/EsitteetKatalogi/

Julkaisusarja/3_2015_Jatevedenpuhdistus_paakaupunkiseudulla_2014.pdf.

Huber, J. 2004: Sustainable development: Consumptive suffiency, operational efficiency and

metabolic consistency. Teoksessa: New Technologies and Environmental Innovation,

Edward Elgar Poblishing Limited, Cheltenhan. 24-36. ISBN: 1-84376-799-6.

Karonen, M. 2005: Alustava selvitys Kymijoen-Suomenlahden vesienhoitoalueen

merkittävimmistä vesistä. Uudenmaan vesienhoidon yhteistyöryhmä. Saantitapa:

http://www.miljo.fi/download/noname/%7BF1A2913A-6F90-4F4C-A90E-

F857D24C79B0%7D/73485.

Kennedy, L. A., Tsuchihashi, R. 2005: Is water reuse sustainable? Factors affecting its

sustainability – The Arabian Journal for Science and Engineering. 30. 2C. 1-15.

Korhonen, J. ja Haavanlammi, E. 2012: Hydrologinen vuosikirja 2006-2010. Suomen

Ympäristö 8. 2012. Suomen ympäristökeskus. Saantitapa:

www.ymparisto.fi/julkaisut. 93.

Lapašinskaitė, R., Boguslauskas, V. 2006: Non-Linear Time-Cost Break Even Research in

Product Lifecycle – Engineering Economics. Nro 1. 7-12.

60

Leskinen, P., Kähkönen, T., Lähtinen, K., Psanen, K., Pitkänen, S., Sironen, S., Myllyviita, T.,

Sikanen, L., Asikainen, A.2012: Moniulotteinen kestävyyden arviointikehikko

puuenergian tuotannolle. Suomen ympäristökeskus. 9. 2012.

Lounasheimo, J. 2015: Sähkön ja kaukolämmön päästöt 1990 ja 2000-2014 (g CO2-ekv/kWh)

– pääkaupungin khk-päästöjen laskenta. HSY. 2015.

Lundin, M. ja Morrison, G. M. 2002: A life cycle assessment based procedure for

development of environmental sustainability indicators for urban water systems –

Urban Water. Nro 4. 145-152.

Luukkonen, T., Tolonen, E-T., Rämö, J. 2013: Kemiallisia näkökulmia vedenkäsittelyyn –

Luonnontieteiden, matematiikan ja teknologian opetuksen tutkimus ja käytäntö. 1(1).

111-122.

Manahan, S. E. 2000: Principles of industrial ecology. Teoksessa: Manahan, Stanley E.

Environmental Chemistry, CRC Press, Lewis Publishers, Boca Raton, Florida. 509-

510. ISBN: 1-56670-492-8.

McClelland, C. J., Linden, K., Drewes, J. E., Khan, S. J., Raucher, R., Smith, J. 2012:

Determining key factors and challenges that affect the future of water reuse – Journal

of Water Supply: Research and Technology – AQUA. 61.8. 518-528.

Metsäteollisuus (MT) 2013: Metsäteollisuuden ympäristötilastot vuodelta 2012.

Metsäteollisuus Ry. 606. Saantitapa: https://www.metsateollisuus.fi/

mediabank/606.pdf

Muga, H.E. ja Mihelcic, J.R. 2008: Sustainability of wastewater treatment technologies –

Journal of Environmental Management, 88. 437-447.

Moran, D., Smith, W., Alessandri, D., Coniglio, M. 2003: Power, wastewater treatment

business link to conserve potable water, reduce cost – Combined Cycle Journal,

Fourth Quarter 2003. 1-4.

Nikula, J. 2012: Suomen vesijalanjälki – Globaali kuva Suomalaisten vedenkulutuksesta.

WWF Suomi. Saantitapa wwf.fi. 3.

61

O'Connor, M., Garnier, G., Batchelor, W. 2014: The Trade-off Between Environmental

Impacts in Water Recycling Systems Using Industrial Effluent – Journal of Industrial

Ecology. 18. 5. 771-783.

Ortiz, M., Raluy, R. G., Serra, L., Uche, J. 2007: Life cycle assessment of water treatment

technologies: wastewater and water-reuse in a small town – Desalination. 204. 121-

131.

Ostrom, E., 1990: Governing the Commons: The Evolution of Institutions for Collective

Action. Cambridg.: Cambridge University Press. 52-102.

Pietiläinen, O. P., Antikainen, R., Holmberg, M., Kauppila, J., Kauppila, P., Ketola, T.,

Korpinen, P., Lepistö, A., Pitkänen, H., Rantanen, P., Rekolainen, S., Räike, A.,

Santala, E., Similä, J., Tamminen, T., Vuorenmaa, J. 2008: Yhdyskuntien

typpikuormitus ja pintavesien tila. Suomen ympäristökeskus. 46. ISBN: 978-952-11-

3281-0.

Pinch, T. J., Bijker, W. E. 1984: The Social Construction of Facts and Artefacts: or How the

Sociology of Science and the Sociology of Technology might Benefit Each Other –

Social Studies of Science. 14. 1984. 399-411.

Pfister, S., Koehler, A., Hellweg, S. 2009: Assessing the Environmental Impacts of

Freshwater Consumption in LCA – Environment, Science and Technology. 43. 4098-

4104.

ReCipe 2008. Vaikutusarvioinnin laskentapohja – Version 1.11. 2014. Spreadsheet contains

the characterisation factors belonging to the report ReCipe 2008: A life-cycle impact

assessment method which comprises harmonised category indicators at the midpoint

and the endpoint level. Saantitapa: http:// www.lcia-recipe.net.

Rajakumari, S. P. ja Kanmani, S. 2008: Environmental life cycle assessment of zero liquid

discharge treatment technologies for textile industries, Tiripur – A case study –

Journal of Scientific & Industrial Research. Vol 67. 461-467.

62

Rohan, R. A. 1990: Operations and Maintenance. Teoksessa: American Water Works

Association/American Society of Civil Engineers. Water Treatment Plant Design.

McGraw-Hill, Inc. 689-705. ISBN: 0-07-001643-7.

Ross, S., Evans, D., Webber, M. 2002: How LCA Studies Deal with Uncertainty – The

International Journal of Life Cycle Assessment. 7:1. ISSN 1614-7502.

Sala, L. ja Serra, M. 2004: Towards sustainability in water recycling – Water Science and

Technology. Vol 50 No 2. 1-7.

SFS-EN ISO 14040. 2006. Ympäristöasioiden hallinta. Elinkaariarviointi. Periaatteet ja

pääpiirteet. European committee for standardization. Suomen standardisoimisliitto.

SFS-EN ISO 14044. 2006. Ympäristöasioiden hallinta. Elinkaariarviointi. Vaatimukset ja

suuntaviivoja. European committee for standardization. Suomen standardisoimisliitto.

Sojamo, S., Nikula, J., Wessman, H., Usva, K. 2012: Vesiriskeistä vesivastuullisuuteen –

Katsaus yritysten vesijalanjäljen arviointimenetelmiin ja hyvään hallintaan. 2012.

WWF Suomi. Saantitapa wwf.fi. 10.

Sojamo, S. 2015: Yritysten vesivastuullisuus – riskienhallintaa vai globaalisti kestävää

kehitystä? Seminaariesitys. Maailman vesipäivän seminaari 19.3.2015.

Spitko, J. E. 1990: Design Reliability Features. Teoksessa: American Water Works

Association/American Society of Civil Engineers. Water Treatment Plant Design.

McGraw-Hill, Inc. 621-632. ISBN: 0-07-001643-7.

Stirling, A., Gee, D. 2002: Science, Precaution, and Practice – Public Health Reports. Volume

117. 521-533.

Suomen virallinen tilasto (SVT): Suomen virallinen tilasto [verkkojulkaisu]. Helsinki: SVT-

neuvottelukunta [viitattu: 21.4.2015]. Saantitapa:

http://www.tilastokeskus.fi/meta/svt/ 623.

SYKE 2013: Ympäristötilasto Vuosikirja 2013 – 039 Teollisuuden vedenotto vuosina 2003-

2011. Suomen ympäristökeskus. Saantitapa:

http://pxweb2.stat.fi/sahkoiset_julkaisut/ymparistotilasto2013/html/suom0002.htm

63

Tenhunen, J. ja Lohi, T-K. 2001: Ekotehokkuus vesihuollossa, menetelmä ja sovelluksia vesi-

ja viemärilaitosten kestävän kehityksen arvioimiseksi. Suomen ympäristökeskus.

Ympäristönsuojelu.

Teolllisuusjätevesisopimus 2014: Vantaan Energia Oy:n ja Helsingin seudun

ympäristöpalvelut-kuntayhtymän (HSY) välinen teollisuusjätevesisopimus. 2014.

Upadhyaya, J. K. ja Moore, G. 2012: Sustainability indicators for wastewater reuse systems

and their application to two small systems in rural Victoria, Australia – Canadian

Journal of Civil Engineering. 39. 674-688.

Wethern, M., Katzaras, W. 1995: Reverse osmosis treatment of municipal sewage effluent for

indstrial reuse – Desalination. 102. 293-299.

WCDE 1987: Our Common Future. The United Nations World Commision on Environment

and Development (WCDE). Oxford University Press. ISBN: 019282080X. 16-17.

VE 2015: Vedenkäsittelyprosessien käyttö- ja suunnittelutiedot vuodelta 2014. Kerätty

prosessitietojärjestelmästä vuorokausikeskiarvoina. Vantaan Energia Oy.

Veijalainen, N, Jaakkila, J, Nurmi, T, Vehviläinen, B, Marttunen, M, Aaltonen, J. 2012:

Suomen vesivarat ja ilmastonmuutos-vaikutukset ja muutoksiin sopeutuminen.

Suomen ympäristökeskus, Vesikeskus. Saantitapa:

https://helda.helsinki.fi/handle/10138/38789. 6-9.

Vince, F., Aoustin, E., Breant, P., Marechal, F. 2008: LCA tool for the environmental

evaluation of potable water production – Desalination. 220. 37-56.

WinFlows: Winflows RO design program by GE Power and Water. Versio 3.1.2.

Ohjelmistopäiväys 17.4.2012.

YL 2009: Ympäristölupapäätös. Vantaan Energia Oy, Jätevoimala Långmosseninkuja 1,

01200 Vantaa. Dnro: UUS-2009-Y-207-111. Uudenmaan Ympäristökeskus. Helsinki

30.12.2009.

YMK 2009: Helsinkiläinen ja ilmastonmuutos – koska teoillani on merkitystä. Helsingin

kaupunki. Ympäristökeskus. 1-24. Saantitapa: www.hel.fi/ymk.

64

6. Liitteet

Liite 1. Ympäristövaikutusten arvioinnin inventaariotietojen laskenta

65

Liite 2.

66

Liite 3. Sosiaalis-kulttuurillisen kestävyyden kyselytutkimuskaavake ja tulokset

sidosryhmittäin.

67

68

69

Taulukko 3.1 Sosiaalis-kultturillisen kestävyyden kyselytutkimuksen tulokset %-osuuksina.

kilpailijat palveluntuottajat Asiantuntijapalvelut käyttäjätei eroa Prosessi 2 ei eroa ei eroa Prosessi 2 ei eroa

Kysymys 2 100 10 90 17 83 100Kysymys 4 17 83 20 80 33 67 100Kysymys 6 67 33 10 90 67 33 25 75Kysymys 8 100 100 17 83 100Kysymys 10 100 100 100 100Kysymys 12 100 20 80 17 83 100

Prosessi 1

Prosessi 1

Prosessi 2

Prosessi 1

Prosessi 1

Prosessi 2

Liite 4. Ympäristövaikutusten arvioinnin loppupistelaskenta (Goedkoop ym. 2013, Recipe

2008).

70

Liite 5. Vedenoton ympäristövaikutusten laskenta

71

72

73