Source: http://fi.opasnet.org/fi/Luikonlahden_maaper%C3%A4n_ekologinen_riskinarviointi
Timestamp: 2020-01-17 14:06:08+00:00
Document Index: 23188085

Matched Legal Cases: ['kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ', 'kko ']

Luikonlahden maaperän ekologinen riskinarviointi – Opasnet Suomi
Luikonlahden maaperän ekologinen riskinarviointi
Edistymisluokitus
Opasnetissa lukuisat sivut ovat työn alla eri vaiheissa. Niiden tietosisältöön pitää siis suhtautua harkiten. Tämän sivun sisällön edistyminen on arvioitu:
Tämä sivu on täysluonnos
Sivu on kirjoitettu kertaalleen alusta loppuun eli kaikki olennaiset sisällöt ovat jo paikoillaan. Kuitenkaan sisältöjä ei ole vielä kunnolla tarkistettu, ja esimerkiksi tärkeitä viitteitä voi puuttua.
Sivutunniste: Op_fi3455
Moderaattori:Ei ole (katso kaikki)
Kuinka ryhtyä moderaattoriksi?
Sivun edistyminen: Täysluonnos. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review).
2 MENETELMÄT
2.1 Alueen kuvaus
2.2 Luikonlahden maaperän vaaran- ja riskinarviointiin käytetyt aineistot ja havaintopisteet
2.3 Maaperän ekologinen riskinarviointi
2.3.1 Alustava riskiarvio
2.3.2 Tarkennettu riskiarvio
3 LUIKONLAHDEN MAAPERÄN EKOLOGISTEN RISKIEN KUVAUS
3.1 Vaaran hahmottaminen
3.2 Arviointitarpeen tunnistaminen
3.3 Perusarviointi
3.4 Tarkennettu arviointi ja kohdekohtaisen PNEC arvon määrittäminen
3.4.1 Tasapainojakaantumiseen perustuva laskentatapa
3.4.2 Yleisluonteisen maaperän PNECin johtaminen
3.4.3 Maaperän PNEC-arvon biosaatavuuskorjaus
3.4.4 Metallien helppoliukoisten ja kokonaispitoisuuksien käyttö riskinarvioinnissa
4 JOHTOPÄÄTÖKSET
5.1 Katso myös
Luikonlahden tapaustutkimuksessa maaperän haitta-aineiden riskikuvauksessa keskitytään ainoastaan metallipitoisuuksista aiheutuviin haittoihin. Kaivosalueella on aiempien tutkimusten mukaan muutakin paikallista maaperän pilaantumista (Ympäristölupakeskus 2008). Hiilivetypitoisuudet ovat paikoin raja-arvoja korkeammat mm. öljynerottimien ympäristössä, polttoöljysäiliöiden alueella, rikastamon kevytöljysäiliöiden ympärillä ja höyryvoima-aseman alueella. Myös nikkelin ja kuparin pitoisuudet maaperässä olivat tuolloin useilla alueilla lähellä maaperän pilaantuneisuuden raja-arvoa ja sinkin, koboltin, kadmiumin, arseenin ja elohopean pitoisuus myös ylitti raja-arvon satunnaisesti.
Maaperän metallipitoisuuksien riskin kuvauksessa noudatettiin MINERA –hankkeen mallia, jossa pitoisuuksia tarkastellaan vaaran tunnistamiseksi alustavalla riskiarviomenettelyllä ja tarvittaessa arviota tarkennetaan ottamalla tarkasteluun mukaan kohdealueen abioottisia ympäristötekijöitä. Maaperäeliöiden – mikrobien, maaperäeläimien ja kasvien -altistumisen arviointi perustuu täysin ympäristön mitattuun tai arvioituun haitta-ainepitoisuuteen. Luikonlahden tapauksessa altistumispitoisuutena tai annoksena eli PEC -arvona käytettiin kaivosympäristön ja sen lähialueen humuksesta vuosina 2010 ja 2011 mitattuja metallien kokonaispitoisuuksia. Haitta-aineen riskin kuvauksessa ympäristön pitoisuutta verrattiin yleiseen tai tarkennettuun maaperäeliöiden arvioituun haitattomaan pitoisuuteen.
Tapaustutkimuksen tarkoituksena on testata n riskinarviointi menettelyä kohteen haitta-ainepitoisuus- ja muiden ympäristötekijöiden tiedoilla. Vaiheittainen riskiarvio on tehty kaikille riskinarviota parantaville vaiheille, jos ne on voitu tehdä olemassa olevilla aineistoilla.
Luikonlahden rikastamo ja kaivos sijaitsevat Kaavin kunnan Luikonlahden kylässä, noin 11 km Kaavin keskustasta kaakkoon. Kaivospiiriä ympäröivä alue on maa- ja metsätalousaluetta ja lähimmät asuinrakennukset sijaitsevat noin 500 m:n päässä rikastushiekka-alueen länsipuolella (Itä-Suomen ympäristölupavirasto 2008). Luikonlahden kaivospiirin ja lähiympäristön kasvillisuus on pääosin nuorta sekametsää, ja alueen kasvillisuustyyppi on tuore mustikkatyypin (MT, Myrtillus-tyyppi) kangas. Reunavaikutteisten metsäalueiden osuus on suuri, koska alueella on paljon hakkuuaukeita, teitä tai muuten käsiteltyjä alueita. Sivukiven läjitykseen käytetyillä alueilla valtalajeina ovat harmaaleppä, koivut ja erilaiset heinäkasvit (Jäntti, 2012).
Luikonlahden alueella ei ole Natura-kohteita. Lähin Natura-alue, Turulanvaara, sijaitsee Hirvolanmäellä noin 5 km kaakkoon. Petkellahden etelärannalla on Tirrosvuoren vanhojen metsien suojeluohjelmaan kuuluva alue. Luikonlahden rannalla noin 5 km:n päässä sijaitsee pohjavesialue sekä luonnonsuojelualue. Rikkavesi kuuluu valtakunnalliseen rantojensuojeluohjelman alueeseen.
Luikonlahden maaperän vaaran- ja riskinarviointiin käytetyt aineistot ja havaintopisteet
Luikonlahden kaivosalueen ja sen ympäristön humusnäytepisteitä oli kaikkiaan 65 kappaletta. Näistä näytepisteistä 26 sijaitsi kaivosalueella ja 39 sen ulkopuolella. Näytteenotto, -käsittely ja analyysimenetelmät on kuvattu tarkemmin GTK:n humusraportissa (Nikkarinen ja Karlsson 2012). Toukokuussa 2012 otettiin yhtenäisen alueen eteläpuolelta yli 3 km etäisyydellä kaivosalueelta kaksi pintamaanäytettä, joiden metallipitoisuuksia käytettiin riskinarvioinnissa alueen taustapitoisuuksina. Taustapitoisuutena käytettiin myös koko maan humuksen keskiarvoa (Nikkarinen ja Karlsson 2012).
Maaperän metallien riskinarvioinnissa keskityttiin Luikonlahden kaivoksen toiminnan kannalta tärkeimpiin metalleihin eli arseeniin, kadmiumiin, kobolttiin, kromiin, kupariin, nikkeliin, lyijyyn, seleeniin, sinkkiin ja vanadiiniin. Varsinainen riskinarvio ohjeistetaan tekemään metallien kokonaispitoisuuksista mutta tässä tapaustutkimuksessa otetaan huomioon myös metallien helppoliukoiset pitoisuudet vertailun vuoksi. Helppoliukoisen pitoisuuden oletetaan kuvaavan paremmin biosaatavassa muodossa olevaa pitoisuutta.
Maaperän ekologinen riskinarviointi
Alustava riskiarvio
Perusteellisemman ekologisen riskinarvioinnin tarve tulee määrittää aluksi vertaamalla kohdealueelle arvioitua tai mitattua maaperän kokonaispitoisuutta (PEC)(mg/kg dw) Valtioneuvoston PIMA -asetuksessa (214/2007) annettuihin pilaantuneen maan kynnys- ja ohjearvoihin. Maaperän kokonaismetallipitoisuuksista mahdollisesti aiheutuvan vaaran arvioimiseksi kaivosalueelta ja sen ympäristöstä otettujen humusnäytteiden metallipitoisuuksia verrattiin aluksi PIMA-asetuksen SVP-kynnysarvoihin. Kynnysarvot olivat saatavilla - arseenille (As), kadmiumille (Cd), koboltille (Co), kromille (Cr), kuparille (Cu), nikkelille (Ni), lyijylle (Pb), vanadiinille (V) ja sinkille (Zn).
Kynnysarvon ylittäneiden metallien pitoisuuksia verrattiin PIMA-asetuksen ohjeiden mukaan ensin alueen tausta-arvoihin. Mikäli mitatut pitoisuudet ylittivät sekä kynnysarvot että alueen taustapitoisuudet, mitattuja metallipitoisuuksia verrattiin PIMA-asetuksen alempaan (SHPeko) tai ylempään ohjearvoon (SHPTeko), alueen maankäyttötavasta riippuen. Mitattuja pitoisuuksia verrattiin alempaan ohjearvoon, mikäli näytteet oli otettu tavanomaisessa maankäytössä olevalta alueelta (esim asuinalueelta). Mikäli näytteet oli kerätty vähemmän herkässä maankäytössä olevalta alueelta kuten kaivosalueen sisäpuolelta, pitoisuuksia verrattiin ylempään ohjearvoon.
Vertaaminen PIMA-asetuksen SVP-kynnysarvoon
Ekologinen RCR = PECmaaperä, kokonaispitoisuus (mg kg) / SVP (mg kg)
Vertaaminen PIMA-asetuksen alempaan (SHPeko) tai ylempään (SHPTeko) ohjearvoon
RCR= PEC (mg kg) / SHP(T)eko (mg kg)
Tarkennettu riskiarvio
Tarkennetussa riskinarvioinnissa täsmennettiin riskin kuvausta maaperän mahdollisesta pilaantuneisuudesta sekä sen aiheuttamasta riskistä alueen maaympäristön eliöstölle. Vaiheittain etenevässä arvioinnissa kohdekohtainen PNEC-arvo tarkentuu, kun mukaan otetaan enemmän kohdekohtaisia tietoja. ECHA:n ohjeistuksen (2008) mukaan tarkennetussa arvioinnissa tulee ensisijaisesti hyödyntää haitta-aineiden jo olemassa olevia ja validoituja yleisiä PNEC-arvoja. Mahdollisia lähteitä ovat esimerkiksi ECHA:n rekisteröityjen aineiden tietokanta (http://echa.europa.eu/fi/information-on-chemicals/registered-substances) sekä PIMA-asetuksessa julkaistut SVP-kynnysarvot, jotka ovat vesieliöiden NOEC-arvoista Kd-kertoimen avulla laskettuja HC5 eli PNEC-arvoja. Kd-kertoimen avulla laskettuja PNEC-arvoja käytettäessä tulee kuitenkin muistaa, että ne ovat hyvin konservatiivisia ja niitä voidaan käyttää vain suuntaa-antavina arvioina. Mikäli validoituja yleisiä PNEC-arvoja ei ole saatavilla, ne voidaan tarvittaessa johtaa esimerkiksi ECHA:n ohjeiden mukaan. Ohjeistuksessa haitta-aineelle johdetaan ensin yleinen PNEC-arvo joko tasapainojakaantumiseen perustuvalla laskentatavalla Kd-kertoimen avulla, arviointikertoimella (AF) ja/tai lajien herkkyysjakauman (SSD) avulla. Lopuksi kohdekohtaisiin tietoihin perustuen PNEC –arvolle tehdään biosaatavuuskorjaus sopivalla laskentaohjelmalla esimerkiksi Soil PNEC-laskentaohjelmalla.
Luikonlahden tapauksessa kohdekohtaisen PNEC -arvon tarkennettu arviointi tehtiin maaperän pilaantuneisuuden ohjearvot ylittäneille metalleille. Eri menetelmin laskettuja PNEC-arvoja verrattiin keskenään, ja kirjallisuudesta saatuihin PNEC-arvoihin (PIMA-asetus ja ECHA:n tietokanta).
Kd-kertoimeen perustuva laskenta PNECmaaperä (mg kg-1) = PNECvesieliö (mg l-1) * Kd (l kg-1)
Arviointikertoimeen perustuva laskenta PNECvesieliö (mg l-1) = NOECvesieliö (mg l-1) * AF
SSD-jakaumaan perustuva laskenta PNEC (mg kg) = (5% SSD * 50% ci) / AF
Yleisten PNEC-arvojen johtamisen jälkeen laskettiin riskinarvioimiseksi riskiluku (RCR) vertaamalla mitattuja humuksen pitoisuuksia laskettuihin PNEC-arvoihin;
RCR= PEC (mg kg) / PNECmaaperä (mg kg)
Luikonlahden tapauksessa tarkennettu arviointi tehtiin ohjearvot ylittäneille metalleille, joille arvioitiin kohdekohtaiset PNEC-arvot eli ne pitoisuudet, jotka alittavilla pitoisuuksilla ei oleteta olevan haitallisia vaikutuksia alueen eliöstölle altistuksen kestosta riippumatta. Eri menetelmin laskettuja PNEC-arvoja verrattiin keskenään ja vertailu suoritettiin myös kirjallisuudesta saatuihin PNEC-arvoihin (PIMA-asetus ja ECHAn rekisteröityjen aineiden tietokanta).
LUIKONLAHDEN MAAPERÄN EKOLOGISTEN RISKIEN KUVAUS
Vaaran hahmottaminen
Luikonlahden kaivostoimintaan liittyvien metallien helppoliukoisten ja kokonaispitoisuuksien mediaani ja keskihajonta, sekä minimi ja maksimi pitoisuudet humuksessa on esitetty erikseen kaivosalueelle ja sen ulkopuoliselle alueelle (Taulukko 1). Taulukossa ovat myös Luikonlahden tausta-alueelta kerättyjen humusnäytteiden metallipitoisuudet (helppoliukoinen ja kokonaispitoisuus) ja valtakunnallinen humuksen metallien kokonaispitoisuuksien keskiarvo (Salminen ym. 2003).
Kadmiumia ja lyijyä lukuun ottamatta, kaikkien tarkasteltavien metallien mediaani kokonaispitoisuudet (mg/kg dw) olivat Luikonlahden kaivosalueen sisällä sen lähiympäristöä korkeammat. Pitoisuudet kaivosalueella ylittivät ympäröivien alueiden pitoisuudet 1.7 (vanadiini) – 5 kertaisesti (nikkeli ja arseeni). Kaivosalueen ja sen lähiympäristön pitoisuudet ylittivät myös alueen taustapitoisuudet kadmiumin, koboltin, kromin, kuparin, nikkelin, lyijyn ja sinkin osalta.
Kaivosalueen sekä sen lähiympäristön metallien mediaani pitoisuudet, lukuun ottamatta lyijyä, olivat koko valtakunnan humuksen keskiarvopitoisuuksia korkeammat. Pitoisuuksia vertaillessa on kuitenkin huomioitava Luikonlahden alueen luontaisesti korkeat maaperän metallipitoisuudet. Kaikilla muilla metalleilla, paitsi kadmiumilla, lyijyllä ja seleenillä, alueen taustapitoisuudet olivat korkeammat kuin koko valtakunnan humuksen keskiarvopitoisuudet.
Metallien biosaatavaa pitoisuutta paremmin kuvaavat helppoliukoiset pitoisuudet olivat suurimmalla osalla metalleista taustapitoisuuden tasolla sekä kaivosalueella että sen lähiympäristössä (taulukko 1). Ainoastaan kromin ja nikkelin helppoliukoiset pitoisuudet kaivosalueella ja sen lähiympäristössä ylittivät alueen taustapitoisuudet. Sinkin helppoliukoinen pitoisuus kaivosalueella oli korkeampi kuin alueen taustapitoisuus, mutta kaivoksen lähiympäristön pitoisuudet vastasivat taustapitoisuutta.
Taulukko 1. Luikonlahden kaivosalueen humuksen metallien kokonais- ja helppoliukoistenpitoisuuksien mediaani, keskihajonta, minimi- ja maksimipitoisuus (mg-1 kg dw) sekä koko maan metallipitoisuuksien keskiarvo humukselle (Salminen ym., 2003). Taustapitoisuus on määritetty kaivosalueen ulkopuolelta otetuista humusnäytteistä.
' Arseeni Kadmium Koboltti Kromi Kupari Nikkeli Lyijy Seleeni Sinkki Vanadiini
KOKONAISPITOISUUDET
KAIVOSALUE (n=26)
Mediaani 13.30 0.47 23.6 139 126 161 28.1 0.64 152 48.65
Keskihajonta 17.69 0.49 18.41 179.1 158.3 171.5 13.2 0.48 100.8 41.27
Minimi 1.61 0.2 5.28 29.9 33.1 25.3 15.3 0.25 49.1 12.5
Maksimi 67.9 2.54 69.3 855 680 596 71.4 2.23 514 172
KAIVOSALUEEN LÄHIYMPÄRISTÖ (n=39)
Mediaani 2.68 0.41 6.6 43.4 53.1 32.2 30.9 0.25 76.2 28.5
Keskihajonta 3.86 0.2 6.66 54.24 101 32.56 10.9 0.33 35.18 26.11
Minimi 0.92 0.15 2.55 5.7 19.3 7.17 8.39 0.25 28.5 14
Maksimi 24 1.09 32.6 315 417 152 62.2 1.54 187 135
LIUKOINEN PITOISUUS
KAIVOSALUE (n= 26)
Mediaani 0.3 0.2 2.7 0.7 3.3 7.9 9.3 * 50.1 0.7
Keskihajonta 2 0.2 5.4 0.8 18.8 29.2 4.3 * 32.4 1.8
Minimi 0.3 0 0.7 0.1 0.1 1.8 1.7 * 9.9 0.1
Maksimi 13.1 1.3 23.2 4.3 109 144 22.4 * 155 9.9
Mediaani 0.3 0.2 2.1 0.6 2 6.2 10.2 * 0.6 42.6
Keskihajonta 0.3 0.2 2.7 0.4 14.1 8.6 3.5 * 1.3 20.7
Minimi 0.3 0 0.7 0.1 0.1 1.8 1.7 * 0.1 9.9
Maksimi 2.1 0.7 15.7 2 65.4 42.9 17.2 * 8.4 89
TAUSTAPITOISUUDET
LUIKONLAHTI (n=2)
Kokonaispitoisuus 2.7 0.1 3 18.1 11.6 12.3 11.8 0.5 42.3 28.5
Liukoinen pit. <1 0.7 2.7 <0.2 3.7 4.7 11.2 * 39 0.4
Kokonaispitoisuus 1.3 0.3 1.1 3.9 7.9 4.6 30.8 0.5 40.5 6.9
Arviointitarpeen tunnistaminen
Arviointitarpeen tunnistamiseksi humuksen metallipitoisuuksia verrattiin aluksi PIMA-asetuksen SVP-kynnysarvoihin. SVP-kynnysarvot olivat saatavilla arseenille (As), kadmiumille (Cd), kobolttille (Co), kromille (Cr), kuparille (Cu), nikkelille (Ni), lyijylle (Pb), vanadiinille (V) ja sinkkille (Zn) (taulukko 2) (Reinikainen 2007). Kaikkien näiden metallien maksimi kokonaispitoisuudet humuksessa ylittivät SVP-kynnysarvot kaivosalueen sisällä (taulukko 3). Kaivosalueen metallien mediaani kokonaispitoisuudet ylittivät arseenin, kadmiumin, koboltin, kuparin ja nikkelin kynnysarvot. Kaivoksen lähiympäristössä metallien kokonaispitoisuuksien mediaani jäi alle kynnysarvon, mutta maksimi kokonaispitoisuuksilla kynnysarvo ylittyi kaikilla metalleilla lukuun ottamatta sinkkiä.
Kynnysarvon riskiluku metallien helppoliukoisilla pitoisuuksilla oli pienempi kokonaispitoisuuksiin verrattuna (taulukko 3). Kaivosalueen sisällä kaikkien metallien helppoliukoiset pitoisuudet olivat suurempia sen lähiympäristöön verrattuna, mutta mediaanipitoisuudet jäivät vielä alle SVP-kynnysarvojen. Arseenin, kadmiumin, koboltin, kuparin ja nikkelin helppoliukoisilla maksimipitoisuuksilla SVP-kynnysarvot kuitenkin ylittyivät. Kaivoksen lähiympäristössä metallien helppoliukoiset mediaanipitoisuudet jäivät SVP-kynnysarvojen alapuolelle, mutta As, Cd, Co, Cr, Cu ja Ni helppoliukoisilla maksimipitoisuuksilla riskiluku oli yli yhden.
Taulukko 2. Luikonlahden metallien taustapitoisuudet humuksessa sekä PIMA-asetuksen SVP-kynnysarvot ja alemmat ja ylemmät ohjearvot (SHPeko ja SHPTeko)(mg-1 kg). (Reinikainen 2007)
Taustapitoisuus 2.65 0.12 3.04 18.05 11.60 12.30 11.75 0.53 42.25 28.45
SVP 5 1 20 100 100 50 60 - 200 100
SHPeko 50 10 100 200 150 100 200 - 250 150
SHPTeko 100 20 250 300 200 150 750 - 400 250
Taulukko 3. Metallien kokonais- ja helppoliukoisista pitoisuuksista SVP –kynnysarvolla laskettu riskiluku (RCR = PEC / SVP).
' Arseeni Kadmium Koboltti Kromi Kupari Nikkeli Lyijy Sinkki Vanadiini
KOKONAISPITOISUUS
Mediaani 2.3 0.5 1.2 1.3 1.2 2.9 0.5 0.7 0.5
Keskihajonta 3.5 0.5 0.9 1.8 1.6 3.4 0.2 0.5 0.4
Minimi 0.3 0.2 0.3 0.2 0.3 0.4 0.2 0.2 0.1
Maksimi 13.6 2.5 3.5 8.6 6.8 11.9 1.2 2.6 1.7
Mediaani 0.5 0.4 0.3 0.4 0.6 0.7 0.5 0.4 0.3
Keskihajonta 0.8 0.2 1 0.5 1.1 0.9 0.2 0.2 0.4
Minimi 0.2 0.2 0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 0.1 0.1
Maksimi 4.8 1.2 6.7 3.2 4.2 4.8 1 0.9 2.6
Mediaani 0.1 0.3 0.3 <0.1 0.1 0.6 0.1 0.3 <0.1
Keskihajonta 0.6 0.3 0.3 <0.1 0.3 0.8 0.1 0.2 <0.1
Minimi 0.1 <0.1 0.1 <0.1 <0.1 0.1 <0.1 0.1 <0.1
Maksimi 2.6 1.3 1.2 <0.1 1.1 2.9 0.4 0.8 0.1
Mediaani 0.1 0.2 0.1 <0.1 <0.1 0.1 0.2 0.2 <0.1
Keskihajonta 0.1 0.2 0.1 <0.1 0.1 0.2 0.1 0.1 <0.1
Minimi 0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1
Maksimi 0.4 0.7 0.8 <0.1 0.7 0.9 0.3 0.4 0.1
Kynnysarvoja (SVP) ei ole vielä asetettu seuraaville metalleille: hopea (Ag), beryllium (Be), molybdeeni (Mo), rubidium (Rb), seleeni (Se), torium (Th), titaani (Ti), uraani (U), alumiini (Al), barium (Ba), kalsium (Ca), rauta (Fe), kalium (K), magnesium (Mg), mangaani (Mn), natrium (Na), fosfori (P), rikki (S), strontium (Sr), ja litium (Li). Näiden alkuaineiden pitoisuuksia verrattiin alueen taustapitoisuuksiin, jotka ylittyivät kaivoksen alueella kaikilla muilla alkuaineilla paitsi vismutilla (Bi), antimonilla (Sb) ja boorilla (B).
Kynnysarvojen ylittyessä PIMA-asetuksessa ohjeistetaan vertaamaan mitattuja pitoisuuksia myös alueen tausta-arvoihin (taulukko 2). Luikonlahden humuksen metallien tausta-arvot jäävät kynnysarvojen alapuolelle, joten vaiheittaisen arviointimallin mukaan alueen maaperän pilaantuneisuutta arvioidaan seuraavaksi PIMA –ohjearvoihin.
Perusarviointi
Kaivoksen toiminta-alueen humuksen metallipitoisuuksia verrattiin PIMA-asetuksen ylempään ohjearvoon (SHPTeko) ja kaivoksen ulkopuolelta otettujen näytteiden pitoisuuksia alempaan ohjearvoon (SHPeko) (Taulukot 2 ja 4). Kaivosalueen ulkopuolella humuksen mediaani kuparipitoisuus ylitti alemman ohjearvon (taulukko 4). Alempi ohjearvo ylittyi myös alueen koboltin, nikkelin, seleenin ja vanadiinin maksimipitoisuuksilla. Kuparin alempi ohjearvo ylittyi Kunttisuon (solut 11,12), Pajamalmin louhosten (18,19) ja rikastamon (43) läheisyydessä. Kunttisuolla (solu 12) myös Co, Ni, Se ja V pitoisuudet olivat yli ohjearvon.
Kaivosalueen sisäpuolelta otettujen näytteiden (n=26) pitoisuuksia verrattiin PIMA-asetuksen ylempään ohjearvoon (taulukko 2), joka ylittyi yhdessä tai useammassa näytesolussa kromilla, kuparilla, nikkelillä, vanadiinilla sekä sinkillä (taulukko 4). Kromin pitoisuus ylitti ylemmän ohjearvon rikastamon alueella (solu 28) sekä rikastushiekka-altaan pohjoisreunalla (solut 38 ja 39). Kuparin ja nikkelin pitoisuudet ylittivät ylemmän ohjearvon yhteensä 14 näytesolussa, jotka kaikki sijaitsevat rikastamon ja rikastushiekka-altaan alueella. Sinkin pitoisuus ylitti ohjearvon Suurisuon kosteikkoalueen pohjoispuolella solussa 27.
Taulukko 4. Kaivosalueen (n=15) ja sen lähiympäristössä (n=5) olevat näytteenottosolut, joissa metallipitoisuudet ylittivät PIMA asetuksen ohjearvot. Ohjearvon ylitys ilmaistu riskilukuna (RCR), joka on saatu vertaamalla metallien kokonaispitoisuuksia SHPTeko- (kaivosalue) tai SHPeko-ohjearvoon (lähiympäristö).
Näytesolu Koboltti Kromi Kupari Nikkeli Seleeni Vanadiini Sinkki
20 0.2 0.8 2.3 1.6 0.1 0.3 0.4
21 0.3 0.8 1.3 4 0.1 0.2 1
27 0.3 0.4 3.4 3 0.2 0.4 1.3
28 0.2 1.7 0.4 3.5 0 0.7 0.4
29 0.2 0.6 1.4 1.4 0.1 0.2 0.6
35 0.1 0.5 1.1 1.3 0 0.4 0.2
36 0.1 0.7 2.3 3.3 0.1 0.7 0.4
37 0.2 0.7 1.6 1.1 0.1 0.2 0.4
38 0.2 2.9 0.3 2.7 0.1 0.1 0.5
39 0.1 1.1 0.5 1.1 0.1 0.2 0.2
44 0.1 0.3 1.4 0.6 0 0.2 0.4
45 0.1 0.8 0.9 1.1 0.1 0.3 0.4
46 0.2 0.9 1 1.1 0.2 0.2 0.4
47 0.1 0.8 0.6 1.1 0.1 0.2 0.3
53 0.1 0.4 1.2 0.9 0.1 0.2 0.3
Mediaani 0.2 0.8 1.2 1.3 0.1 0.2 0.4
Max 0.3 2.9 3.4 4 0.2 0.7 1.3
KAIVOSALUEEN LÄHIYMPÄRISTÖ
11 0.2 0.5 2.6 0.8 0.3 0.7 0.6
12 1.3 0.6 2.7 2.4 1.2 1.7 0.5
18 0.1 0.3 1.8 0.5 0.1 0.3 0.4
19 0.1 0.5 2.6 0.9 0.2 0.6 0.6
43 0.1 0.6 2.8 1.4 0.1 0.9 0.3
Mediaani 0.1 0.5 2.6 0.9 0.2 0.7 0.5
Max 1.3 0.6 2.8 2.4 1.2 1.7 0.6
Tarkastelluista metalleista ainoastaan nikkelillä mitattiin PIMA asetuksen ohjearvot ylittäviä helppoliukoisia pitoisuuksia (taulukko 5). Nämä korkeat pitoisuudet mitattiin näytteistä, jotka otettiin rikastamoalueella sijaitsevista soluista 28 ja 36, jotka sijaitsevat rikastamon toiminta-alueella.
Taulukko 5. Yhteenveto kaivosalueen (n=15) ja sen lähiympäristössä (n=5) olevien näytteenottosolujen riskiluvuista, jotka on saatu vertaamalla humusnäytteiden helppoliukoisia metallipitoisuuksia PIMA asetuksen ohjearvoihin.
' Koboltti Kromi Kupari Nikkeli Seleeni Vanadiini Sinkki
KAIVOSALUE (RCR = PEC / SHPTeko)
Mediaani <0.1 <0.1 <0.1 0.2 * <0.1 0.2
Keskihajonta <0.1 <0.1 0.1 0.3 * <0.1 0.1
Minimi <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 * <0.1 0.1
Maksimi 0.1 <0.1 0.6 1.2 * 0.1 0.5
KAIVOSALUEEN LÄHIYMPÄRISTÖ (RCR = PEC / SHPeko)
Mediaani <0.1 <0.1 <0.1 0.1 * <0.1 0.1
Keskihajonta <0.1 <0.1 0.1 0.1 * <0.1 0.1
Minimi <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 * <0.1 <0.1
Maksimi 0.1 <0.1 0.3 0.4 * 0.1 0.3
Tarkennettu arviointi ja kohdekohtaisen PNEC arvon määrittäminen
Luikonlahden kaivosalueen ja sen lähiympäristön perusarvioinnin mukaan kromin, kuparin, koboltin, nikkelin, seleenin, vanadiinin ja sinkin pitoisuudet antavat aihetta tarkennettuun arviointiin. Tarkennettu arviointi suoritettiin ECHA:n (2007) ohjeistaman menettelyn mukaan. ECHA:n tietokannasta on saatavilla yleiset PNEC-arvot kadmiumille, kuparille, kromille, nikkelille ja sinkille. Lisäksi yleiset PNEC -arvot johdettiin esimerkin ja vertailun vuoksi kaikille edellä mainituille metalleille (Taulukko 9) ja arviointi kohdistettiin niihin näytesoluihin, joissa metallien pitoisuudet ylittivät ohjearvot.
Taulukko 6. Yhteenveto PNECmaaperä–arvojen johtamiseen käytetyistä menetelmistä. Mineran riskiarviossa PNEC-arvot johdettiin tasapainojakaantumiseen perustuvalla laskentatavalla Kd-kertoimen avulla, arviointikertoimella (AF) ja lajien herkkyysjakauman (SSD) avulla sekä tekemällä paikkakohtainen biosaatavuus korjaus Soil PNEC-laskentaohjelmaa käyttäen. Taulukossa on merkitty ne metallit, joihin menetelmiä oli mahdollista soveltaa.
Metalli Kd-kerroin Arviointikerroin (AF) Lajien välinen herkkyysjakauma (SSD) Biosaatavuus korjaus
Kromi X a X b
Kupari X a X a X b X
Koboltti X a X a
Nikkeli X a X
Seleeni X b X b
Vanadiini X a X a
Sinkki X a X a X b X
1 NOECmaaperä –arvot SYKE:n Reinikainen 2007 julkaisusta.
2 NOECmaaperä –arvo ECOTOX-tietokannasta (US EPA).
Tasapainojakaantumiseen perustuva laskentatapa
Mikäli maaperäeliöistä tai -prosesseista ei ole lainkaan toksisuustietoja kyseessä olevalle haitta-aineelle, voidaan arvioitu haitaton pitoisuus PNECmaaperä johtaa vesieliötestien (PNECvesieliöt) tuloksista tasapainojakautumislaskennalla eli käyttämällä soveltuvaa maa-maavesi-jakautumiskerrointa (Kd) (ECHA 2008).
PNECmaaperä (mg kg-1) = PNECvesieliö (mg l-1) * Kd (l kg-1)
Koboltin, kuparin, sinkin ja vanadiinin PNECvesieliö –arvot (eli HC5aq) saatiin SYKE:n julkaisusta 23 (Reinikainen 2007). Seleenille haettiin NOECvesieliö arvot US EPA:n ECOTOX-tietokannasta. Mikäli PNECvesieliö-arvoja ei ole ole suoraan saataville, voidaan ne laskea arviointikertoimen avulla NOECvesieliö –arvoista. Seleenin NOECvesieliö-arvot muunnettiin PNECvesieliö-arvoiksi ja näistä arvoista laskettiin PNECmaaperä –arvot maa-maavesi-jakautumiskertoimen (Kd) avulla.
PNECvesieliö (mg l-1) = NOECvesieliö (mg l-1) / AF
Luikonlahden humusnäytteistä ei määritetty näytepistekohtaista Kd-arvoa erikseen, joten laskennassa käytettiin GTK:n aiempaa humusraporttia (Nikkarinen 2012) varten määritettyjä Kd-arvoja (taulukko 7). Nämä humusnäytteet oli myös otettu kaivosalueelta ja sen ympäristöstä, mutta näytepisteitä oli vain yhdeksän. PNEC-arvojen laskentaan valittiin kullekin näytteenottopisteelle lähin GTK:n humusraportin näytepisteen Kd-arvo. Näytepisteiden valinnassa otettiin myös huomioon maaperätyyppi ja aiemmat tiedot maan pH:sta ja orgaanisen aineksen määrästä, jotka vaikuttavat merkittävästi Kd-arvoon. Kd-arvot oli määritetty useista maaperän syvyyksistä, joista PNECmaaperän arviointiin valittiin lähinnä maan pintaa otetun näytteen arvo.
Taulukko 7. Luikonlahden maa-maavesijakautumiskertoimet (Kd) koboltille, kuparille, seleenille, sinkille ja vanadiinille (Nikkarinen 2012).
Näyte Kd (l/kg)
Koboltti 91
Kupari 289
Seleeni 102
Sinkki 183
Vanadiini 48611
Maaperän ominaisuudet vaikuttavat merkittävästi Kd-arvoihin ja paremman riskiarvion saa, jos saatavilla on näytekohtaiset Kd-arvot. Lisäksi vesieliötesteistä johdetut PNECmaaperä-arvot ovat yliarvioivia ja kohdekohtaiseen arvioon niitä tulee soveltaa vain harkiten. Kaikilla muilla metalleilla, paitsi seleenillä ja vanadiinilla, tasapainojakautumiseen perustuvalla laskennalla saadut PNECmaaperä-arvot jäivät merkittävästi alle alueen tausta-arvon ja koko valtakunnan keskiarvopitoisuuden (Taulukko 8). Seleenin arvioitu PNEC maaperä -arvo on vain hiukan alle alueen taustapitoisuuden, mutta vanadiinille arvioitu PNEC –arvo on kuusi kertaa suurempi kuin alueen tausta-arvo ja yli 25-kertainen valtakunnan keskiarvoon nähden. Vanadiinille arvioitu PNEC kuitenkin sijoittuu PIMA-asetuksen alemman ja ylemmän ohjearvon välille.
Taulukko 8. Koboltin, kuparin, sinkin ja vanadiinin PNECvesieliö arvot (mg/ L) sekä tasapainojakautumislaskennalla (Kd, l /kg) saadut PNECmaaperä (mg/ kg) arvot. Seleenin vesieliötestien NOEC arvot (ug/ l), niistä arviointikertoimella johdetut PNECvesieliö arvot (mg/ L) sekä tasapainojakautumislaskennalla (Kd, l /kg) saadut PNECmaaperä (mg/ kg) arvot.
' NOEC (ug l) NOEC (mg L) AF PNECvesieliö (mg L) PNECmaaperä (mg kg)
Koboltti - - 10 0.003 a 0.27
Kupari - - 10 0.001 a 0.32
Sinkki - - 10 0.01 a 1.34
Vanadiini - - 10 0.004 a 170
Seleeni 40 b 0.04 10 0.004 0.41
a Reinikainen 2007
b US EPA ECOTOX-tietokanta
Kaivosalueelta ja sen ympäristöstä mitattuja metallipitoisuuksia ja Kd-arvoon pohjautuvia PNEC-arvoja suhteuttamalla laskettiin riskiluvut alueiden maksimi ja mediaani metallipitoisuuksille (taulukko 9). Koboltilla, kuparilla ja sinkillä vesieliöiden NOEC-arvosta ja maaperän Kd –arvosta johdettu PNECmaaperä-arvo aliarvioi haitattoman pitoisuuden, koska se jäi selvästi alle taustapitoisuuden. Seleenin PNECmaaperä-arvo johtaa todennäköisesti todenmukaisempaan arvioon riskin suuruudesta, mutta vanadiinilla PNECmaaperä-arvon käyttö saattaa aliarvioida maaperän eliöstölle aiheutuvaa riskiä.
Tasapainojakautumislaskennalla arvioitujen PNEC-arvojen luotettavuus suhteessa todellisiin mitattuihin maaperän taustapitoisuuksiin oli yleisesti ottaen epävarma. Saatujen tulosten perustella, riskinarvio johtaa ali- tai yliarvioon tasapainojakautumislaskentaa käyttämällä ja näin ollen riskinarviota tulee tarkentaa.
Taulukko 9. Kd-arvoilla johdetut PNECmaaperä (mg/kg) –arvot ja humuksen metallipitoisuuksien riskiluvut (RCR) kaivosalueella ja sen ympäristössä.
' Koboltti Kupari Seleeni Vanadiini Sinkki
PNECmaaperä (mg kg) 0.27 0.32 0.41 170 1.3
Riskiluku (RCR)
LUIKONLAHDEN KAIVOSALUE (n=15)
Mediaani 140 746 1.7 0.3 123
Maksimi 254 2141 5.5 1 385
KAIVOSALUEEN LÄHIYMPÄRISTÖ (n=5)
Mediaani 51 1234 2.7 0.6 97
Maksimi 488 1313 13.4 1.5 120
Yleisluonteisen maaperän PNECin johtaminen
Euroopan kemikaaliviraston (ECHA) rekisteröityjen aineiden tietokannasta on saatavilla yleiset PNEC-arvot useille Luikonlahden tapauksen keskeisille metalleille (koboltti,kromi, kupari, nikkeli, seleeni, sinkki ja vanadiini). Seuraavaksi esitellään arviointikerroin menettelyllä ja lajien herkkyysjakaumalla johdetut PNEC-arvot ja niitä Luikonlahden pitoisuuksiin vertailemalla saadut riskiluvut. Lopuksi näitä johdettuja PNEC-arvoja verrataan ECHA:n tietokannasta saataviin arvoihin.
Arviointikerroin menettely (AF) Maaperäeliöiden kroonisia NOEC-arvoja koottiin kirjallisuudesta ja eri tietokannoista (Reinikainen 2007, US EPA:n ECOTOX- ja ECHA:n CHEM- tietokannat). NOEC-arvoja käytettiin metallien PNEC-arvojen johtamiseen arviointikertoimen avulla ja kertoimeksi valittiin 10 ja koboltille 100 taulukossa 2 esitettyjen kriteerien mukaisesti (taulukko 10).
PNEC (mg kg) = NOEC (mg kg) / AF
Taulukko 10. Maaperäeliöiden krooniset NOEC-arvot metalleille ja niistä arviointikertoimella (AF=10 ja Co AF= 100) lasketut PNEC-arvot. Sekä NOEC että PNEC on ilmoitettu mg/ kg.
Koboltti Kromi Kupari Nikkeli Sinkki
No Observed Effect Concentration (NOEC mg kg)
SYKE * 38 26 65 210
US EPA Tuottajat * 200 10 6.25 100
Kuluttajat 100 * 2.65 300 18
Hajottajat 300 32 3.2 100 1
Predicted No Effect Concentration (PNECmg kg)
SYKE * 3.8 2.6 6.5 21
US EPA Tuottajat * 20 1 0.63 10
Kuluttajat 1 * 0.27 30 1.8
Hajottajat 3 3.2 0.32 10 0.1
Nikkelille ja kromille arviointikertoimeen perustuvat PNEC-arvot vastasivat suuruudeltaan kaivosalueen ulkopuolisia pitoisuuksia sekä valtakunnallisen taustapitoisuuden keskiarvoa. PIMA –asetuksen NOEC-arvoilla (Reinikainen 2007) lasketut kuparin ja sinkin PNEC-arvot ovat realistisempia kuin ECOTOX-tietokannan NOEC -arvoilla lasketut PNEC-arvot, mutta molemmista tapauksissa PNEC-arvot jäivät alle Luikonlahden taustapitoisuuksien. Koboltille PNEC -arvo laskettiin arviointikertoimella ECOTOX-tietokannan NOEC –arvoilla, joilla PNEC-arvo oli samaa luokkaa kuin alueen tausta-arvo. Humuksen metallipitoisuuden riskiluku (RCR) laskettiin suhteuttamalla metallien kokonaispitoisuus arviointikertoimella johdettuun PNECmaaperä-arvoon (taulukko 11). Arviointikertoimella johdettu maaperän PNEC-arvo pienensi Luikonlahden humuksen metallipitoisuuksien riskilukua verrattuna Kd – arvoilla johdettuun PNEC –arvoon. Arviointikertoimella riskiluvut ylittävät kuitenkin edelleen yhden lähes kaikissa näytesoluissa eli pitoisuuksista aiheutuva riski ei arvioinnin mukaan ole vielä hyväksyttävä ja riskinarviointi vaatii edelleen kohdekohtaista lisätarkennusta.
Taulukko 11. Humuksen metallipitoisuuksien riskiluku arviointikertoimella johdetuilla PNEC-arvoilla. Riskiluvut on esitetty vertailun vuoksi kahden eri lähteen NOEC-arvoista johdettujen PNEC-arvojen mukaan (Reinikainen 2007, US EPA ECOTOX). Riskilukujen mediaani (med) ja maksimi (maks) arvot on laskettu erikseen kaivosalueelle (n=15) sekä sen lähiympäristölle (n=5).
Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi
Lähiympäristö * * 26 32 151 160 13 37 6 8
Kaivosalue * * 62 225 91 262 30 92 8 24
Lähiympäristö * * 5 6 392 417 138 381 13 16
Kaivosalue * * 12 43 237 680 305 946 16 51
Lähiympäristö 14 133 * * 1452 1544 3 8 72 89
Kaivosalue 38 69 * * 878 2519 6 20 91 286
Hajottajat
Lähiympäristö 5 44 31 38 1225 1303 9 24 1300 1610
Kaivosalue 13 23 73 267 741 2125 19 60 1640 5140
Lajiherkkyysjakauma (SSD) US EPAn ECOTOX ja ECHA:n CHEM- tietokannoissa oli saatavilla riittävästi kroonisia NOEC-arvoja lajien herkkyysjakauman (SSD-jakauma) muodostamiseksi kuparille, seleenille, sinkille ja kromille. Kunkin metallin SSD-jakaumasta oli siten mahdollista johtaa PNEC-arvot ja laskea niiden perusteella humuksen metallipitoisuuksien riskiluvut (taulukko 12).
PNEC (mg kg) = (5% SSD * 50% ci) / AF
Taulukko 12. Lajien herkkyysjakaumasta (SSD) johdetut PNEC- arvot (mg kg) ja riskiluvut (RCR) kuparille, seleenille, sinkille ja kromille. Humuksen metallipitoisuuksien riskilukujen mediaani ja maksimi arvot kaivosalueelle (n=15) sekä sen lähiympäristölle (n=5).
Cr Cu Se Zn
SSD PNEC (mg kg) 4.11 93.1 7.2 70.1
RCR Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi
Lähiympäristö 24 29 4 4 0.2 0.8 2 2
Kaivosalue 57 208 3 7 0.1 0.3 2 7
Suurempaan aineistoon perustuvalla lajiherkkyysjakaumalla johdetut PNEC-arvot ovat luotettavampia kuin tasapainojakauman (Kd) tai arviointikertoimen (AF) laskentavoilla saadut arvot. Näin ollen SSD-jakaumasta saatua seleenin PNEC –arvoa ja riskilukua voidaan pitää realistisempana kuin aiempaa, huomattavasti suurempaa, tasapainojakautumiseen perustuvaa riskilukua. Kromin SSD-jakaumasta johdettu PNEC-arvo vastasi valtakunnallista taustapitoisuuden keskiarvoa ja oli alle PIMA-asetuksen kynnysarvon sekä alemman ja ylemmän ohjearvon. Tämän perusteella kromi pitoisuuksista aiheutuisi huomattava riski, etenkin rikastamon alueella. Kuparin ja sinkin PNEC-arvot ovat suuria suhteessa alueen tausta-arvoihin ja valtakunnan keskiarvopitoisuuteen. PNEC-arvot ovat kuitenkin alle PIMA-asetuksen SVP-kynnysarvon molemmilla metalleilla ja näin niiden, ja niihin pohjautuvan riskinarvion, voidaan olettaa olevan todenmukaisia. Arviointikertoimien ja SSD-jakauman avulla laskettut PNEC-arvot ja niihin perustunut riskinarviointi kuitenkin osoitti, että nikkelin lisäksi kuparin ja sinkin riskinarviointia on syytä vielä tarkentaa. Humuksen kromipitoisuuden riskilukua tulisi myös tarkentaa mutta siihen ei ole saatavilla sopivia työkaluja eli biosaatavuuskorjausta kuten nikkelille, sinkille ja kuparille.
ECHA:n tietokannan yleiset PNEC arvot Taulukossa 13 on esitetty ECHA:n rekisteröityjen aineiden tietokannasta peräisin olevat PNEC-arvot Luikonlahden keskeisille metalleille. AF-kertoimella johdetut PNEC -arvot olivat kaikilla muilla metalleilla paitsi koboltilla pienempiä kuin ECHA:n tietokannan yleiset PNEC -arvot. SSD-jakaumalla johdettu kromin PNEC-arvo oli pienempi kuin ECHA:n PNEC-arvo, mutta kuparille ja sinkille SSD- jakaumalla saadut arvot olivat suuremmat. Seleenille ei ollut ECHA:n tietokannassa lainkaan saatavilla PNEC-arvoja.
Taulukko 13. Metallien yleiset PNEC-arvot ECHA:n rekisteröityjen aineiden tietokannasta. Humuksen metallipitoisuuksien riskilukujen mediaani ja maksimi arvot kaivosalueelle (n=15) sekä sen lähiympäristölle (n=5). (http://echa.europa.eu/fi/information-on-chemicals/registered-substances). * ei tuloksia.
Koboltti Kromi Kupari Nikkeli Seleeni Sinkki Vanadiini
Yleinen PNEC (mg /kg k.a)
ECHA 7.9 21.1 65 23.5 * 35.6 *
Kaivosalue (n=15)
Mediaani 5 11 4 8 * 5 *
Max 9 41 10 25 * 14 *
Lähiympäristö (n=5)
Mediaani 2 5 6 4 * 4 *
Max 17 6 6 10 * 5 *
PNEC -arvojen vertailu osoitti niiden johtamisen ja erityisesti sopivien NOEC -arvojen valitsemisen laskentaa varten haastavaksi. ECHA:n tietokannan yleiset PNEC -arvot ovat asiantuntijapaneelien kokoamia ja validoituja, joten tietokantaa tulisi käyttää ensisijaisena lähteenä yleisille PNEC-arvoille. Mikäli PNEC -arvoa ei ole saatavilla, voidaan ne johtaa itse, mutta arvojen tulkinnassa tulee noudattaa riittävää ja asianmukaista varovaisuutta.
Maaperän PNEC-arvon biosaatavuuskorjaus
Humuksen metallien biosaatavuuden korjaamiseksi käytettiin Soil PNEC calculator- laskentaohjelmaa, joka huomio kohdekohtaisten PNEC -arvojen laskemisessa paikalliset ympäristötiedot, jotka voivat vaikuttaa metallien biosaatavuuteen. Biosaatavuuskorjaus on mahdollista tehdä paikkakohtaisesti vain kuparille, nikkelille ja sinkille. Ohjelma tarvitsee kohdekohtaiset tiedot maaperän metallien taustapitoisuuksista, pH:sta, kationinvaihtokapasiteetista (CEC, cmol+ / kg), orgaanisen aineksen määrästä (OM%) ja hienoaineksen määrästä (saves%). Kohdekohtaisten PNEC -arvojen laskemiseen käytetyt metallien taustapitoisuudet Luikonlahden alueelle on esitetty taulukossa 14 sekä tiedot näytepisteiden maaperän kationin vaihtokapasiteetista, pH:sta, orgaanisen aineksen määrästä sekä hienoaineksen määrästä taulukossa 15.
Taulukko 14. Luikonlahden PNEC arvojen laskennassa käytetyt tausta-arvot kuparille (Cu), nikkelille (Ni) ja sinkille (Zn).
Näyte Kupari (mg-1 kg) Nikkeli (mg-1 kg) Sinkki (mg-1 kg)
Humuksen valtakunnallinen keskiarvo 7.9 4.6 40.5
Humuksen keskiarvo (Luikonlahti) 11.6 12.3 42.25
Moreenin mediaani (koko maa) 20 24.1 57
Moreenin keskiarvo (n=8) 26.45 26.23 59.68
(pohjaveden pinnan yläpuolelta)
Moreenin keskiarvo (n=8) 9.75 5.81 28.17
(pohjaveden pinnan alapuolelta)
Taulukko 15. Yhteenveto Luikonlahden PNEC arvojen laskennassa käytetyistä kohdekohtaisista maaperän tiedoista (kationinvaihtokapasiteetti eli CEC (cmol+ / kg), pH, orgaanisen aineksen määrä eli OM% sekä hienoaineksen määrä eli saves%).
kationinvaihtokapasiteetti (CEC) pH Orgaaninen aines (OM%) Saveksen määrä (Saves%)
Mediaani 29.6 3.8 51.35 5.13
Keskihajonta 13.23 0.65 20.59 0
Minimi 11.3 3 14.8 5.13
Maksimi 68.4 6.1 92.17 5.13
Maaperän PNEC-arvon biosaatavuuskorjauslaskelmien tulokset on esitetty liitteissä 1-8 kokonaisuudessaan. Tausta-arvoina käytettiin erikseen koko maan humuksen keskiarvoja, Luikonlahden kontrolli humusnäytteen pitoisuuksia, koko maan moreenien keskiarvoja ja Luikonlahdelta mitattuja moreenien keskiarvoja pohjaveden pinnan yläpuolelta. Laskentaohjelma käyttää automaattisesti alueen CEC –arvoja, jos ne on annettu. Vertailun vuoksi maan PNEC –arvo laskettiin myös ilman CEC-arvoja antamalla ainoastaan paikkakohtaiset humuksen pH, OM% ja saves% tiedot. Taulukossa 18 on esitetty yhteenveto näistä tuloksista kaivosalueelle ja sen lähiympäristölle.
Metallien maksimipitoisuuksilla alueen maaperäeliöstöllä oli suurempi riski altistua haitallisesti kaivosalueen sisällä kuin sen lähiympäristössä (Taulukko 16). Maksimipitoisuuksilla nikkeli aiheuttaa mahdollista haittaa 77 %:lle arvioinnissa mukana olleille eliöryhmille. Kuparin maksimipitoisuudella haitaton pitoisuus ylittyi 62%:lla eliöistä ja sinkillä 33%:lla. Kuparin ja sinkin mediaanipitoisuuksilla riskiluvut kaivosalueella ja lähiympäristössä olivat samanlaiset vaihdellen välillä 1-2. Nikkelin mediaanipitoisuudella riskiluku oli suurempi kaivosalueella (RCR= 3; PAF = 36 %) kuin sen lähiympäristössä (RCR =1; PAF = 9 %).
Kaikkien metallien kohdalla biosaatavuus korjaus madalsi arviota eliöstölle aiheutuvasta riskistä verrattuna yleisten PNEC-arvojen perusteella tehtyyn riskinarvioon. Yli yhden olevat humuksen kupari- ja nikkelipitoisuuksien riskiluvut sijaitsivat kaivosalueen pohjoisosassa sekä kaivosalueen ympäristön pohjoisten valumareittien varrella. Sinkkipitoisuuksien riskiluku oli yli yhden kaivosalueella rikastushiekka-altaan eteläosan näytteenottosoluissa sekä lähiympäristössä etelän puoleisen alueen valumareittien varrella.
Taulukko 16. Soil PNEC-laskentanohjelmalla kaivosalueelle ja sen lähiympäristölle lasketut PNEC, PEC, RCR ja PAF.
Total approach Added approach
Kaivosalue Lähiympäristö Kaivosalue Lähiympäristö
Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi
PNEC (mg kg) 152.3 200.5 132.9 152.1 112.6 142.1 91.7 106.7
PEC (mg kg) 279.5 680 268.5 417 265.4 668.4 191.7 405.4
RCR 2 5 2 3 2 6 2 4
PAF (%) 16 56 19 34 23 62 20 42
PNEC (mg kg) 94.6 155.1 69.7 92.3 71 133.2 47.2 62.3
PEC (mg kg) 226.5 596 87.3 240 169.7 583.7 72.5 227.7
RCR 3 7 1 3 3 11 1 4
PAF (%) 36 77 9 38 27 77 9 44
PNEC (mg kg) 168 182.2 166.5 175.9 134.6 144.3 118.4 118.4
PEC (mg kg) 204.5 514 174.5 187 171.8 471.8 144.8 144.8
RCR 1 3 1 1 1 4 1 1
PAF (%) 6 31 5 8 7 33 7 7
Eri taustapitoisuustiedot tai CEC-arvot eivät vaikuttaneet kuparin PNEC, RCR ja PAF% tuloksiin (liitteet 1-2). Nikkelillä puolestaan taustapitoisuus ja varsinkin maaperän kationinvaihtokapasiteetti vaikuttivat PNEC, RCR ja PAF % arvoihin (liitteet 3-4). Humuksen CEC-arvojen mukana olo mallissa vaikutti merkittävästi myös kokonaispitoisuuteen perustuvan (Total) ja taustapitoisuudet huomioon ottavan (Added) tarkastelutavan välisiin eroihin siten että erot näiden tarkastelutapojen välillä olivat suuremmat mikäli kohdekohtaisia CEC-arvoja ei käytetty. Sinkin riskiarviossa käytetty taustapitoisuus vaikutti myös merkittävästi sinkin riskilukuun (liitteet 5-8). Metallien taustapitoisuudet humuksessa olivat moreenia pienemmät, jonka vuoksi humuksen taustapitoisuuksia käyttämällä, ohjelma arvioi merkittäviä haitallisia pitoisuuksia ilmenevän jo alhaisemmilla pitoisuuksilla kuin moreenin taustapitoisuuksilla.
Metallien helppoliukoisten ja kokonaispitoisuuksien käyttö riskinarvioinnissa
ECHA:n (2008) ohjeistuksen mukaan metallien ekologisessa riskinarvioinnissa arviointi kohdistuu mitattuihin kokonaispitoisuuksiin, koska erilaisten helppoliukoista pitoisuutta mittaavien uuttomenetelmien vastaavuutta metallien todellisen biosaatavuuden kanssa on vaikea arvioida. Luikonlahden tapauksessa humusnäytteistä mitattiin myös helppoliukoiset pitoisuudet (asetaattiuutto) ja niitä verrattiin kokonaispitoisuuksiin, vaikka varsinainen riskinarvio perustuukin kokonaispitoisuuksiin. Luikonlahden toiminnan kannalta keskeisistä metalleista koboltti, nikkeli ja erityisesti sinkki esiintyivät suuremmaksi osaksi helppoliukoisessa muodossa (taulukko 20). Kromi, kupari ja vanadiini olivat pääasiassa sitoutuneena orgaaniseen ainekseen ja mineraalien kationinvaihto pinnoille, eivätkä siten olleet liukoisessa muodossa.
Taulukko 17. Tutkittujen metallien helppoliukoisten pitoisuuksien prosentuaalinen osuus mitatusta kokonaispitoisuudesta.
' Koboltti Kromi Kupari Nikkeli Vanadiini Sinkki
Mediaani 29.8 0.7 8.5 20.7 1.2 54.2
Keskihajonta 9.6 1.1 4.1 5.7 1.5 12.6
Minimi 11.1 0.1 1.4 10.9 0.2 22.4
Maksimi 47.9 5.4 16 31.8 5.8 75.5
Kaivoksen lähialue
Mediaani 31.1 1.4 3.8 21 2.4 53.4
Keskihajonta 8.9 1.2 4.2 4.9 1.2 10.4
Minimi 10.4 0.1 0.2 4.9 0.2 24.3
Maksimi 45.5 6 18 31.1 6.2 79.9
Vertailun vuoksi helppoliukoisia metallipitoisuuksia verrattiin aiemmin johdettuihin PNEC-arvoihin, mahdollisen liukoisesta metallipitoisuudesta aiheutuvan riskin arvioimiseksi (Taulukko 18). Liukoiset pitoisuudet ovat kokonaispitoisuuksia pienempiä ja aiheutuva riski vaikuttaa laskennallisesti pienemmältä. Sinkistä suuri osa oli liukoisessa muodossa ja sen vuoksi sinkin pitoisuuksista aiheutuva riski alueen eliöstölle on tutkituista metalleista suurin.
Taulukko 18. Humuksen helppoliukoisista metallipitoisuuksia ja johdettuja PNEC-arvoja vertaamalla lasketut riskiluvut (RCR). Riskiluvut on laskettu erikseen kaivosalueelle sekä sen lähiympäristölle ja molemmille on esitetty riskilukujen mediaani, keskihajonta, minimi ja maksimi.
Kaivosalue Lähiympäristö
Mediaani Minimi Maksimi Mediaani Minimi Maksimi
Kd 29.6 11.1 77.3 19.2 11.9 52
AF Tuottajat * * * * * *
Kuluttajat 0.6 <0.1 2.3 0.2 0.1 1.6
Hajottajat 0.2 <0.1 0.8 0.1 <0.1 0.5
SSD * * * * * *
Kd * * * * * *
AF Tuottajat <0.1 <0.1 0.2 <0.1 <0.1 0.1
Kuluttajat * * * * * *
Hajottajat 0.3 <0.1 1.3 0.2 <0.1 0.6
SSD 0.2 <0.1 1 0.1 <0.1 0.5
Kd 85.3 11.8 340.6 111.9 96.3 204.4
AF Tuottajat 8.8 0.6 109 2 0.1 65.4
Kuluttajat 32.7 2.3 403.7 7.6 0.2 242.2
Hajottajat 27.6 2 340.6 6.4 0.2 204.4
SSD 0.1 <0.1 1.2 <0.1 <0.1 0.7
AF Tuottajat 44.5 6.2 228.6 9.8 2.9 68.1
Kuluttajat 0.9 0.1 4.8 0.2 0.1 1.4
Hajottajat 2.8 0.4 14.4 0.6 0.2 4.3
Kd <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1 <0.1
Hajottajat * * * * * *
Kd 66.1 30.3 115.7 40.4 35.7 66.4
AF Tuottajat 6.6 2.3 15.5 4.3 1 8.9
Kuluttajat 36.4 12.6 86.1 23.6 5.5 49.4
Hajottajat 656 226 1550 425.5 98.7 890
SSD 0.9 0.3 2.2 0.6 0.1 1.3
Luikonlahden kaivosalueella ja sen lähiympäristössä kromin, kuparin, koboltin, nikkelin, seleenin, vanadiinin ja sinkin pitoisuudet ylittivät useassa näytteenottopisteessä PIMA-asetuksen kynnys- ja ohjearvot sekä alueen taustapitoisuudet. Tarkennettu arviointi osoitti kuparin, nikkelin ja sinkin pitoisuuksien aiheuttavan suurimman riskin alueen maaperän eliöstölle ja prosesseille. Kaivosalueella ohjearvojen ylitykset tapahtuivat pääosin rikastamon keskeisillä toiminta-alueilla ja rikastushiekka-altaan ympäristössä. Kaivoksen lähialueella ylitykset sijoittuivat vesistöjen valumareittien varsille. Alueen maaperän pH (mediaani pH 3.8) on samankaltainen koko valtakunnan humuksen mediaani pH:n kanssa. Näin happamassa maassa kupari, nikkeli ja sinkki ovat pääosin liukoisessa muodossa, mikä osaltaan selittää kaivosalueen ulkopuolelta mitatut kynnysarvojen ylitykset valumareittien varrella olevissa näytteenottosoluissa. Luikonlahden kaivosympäristöstä mitattujen kuparin, nikkelin ja sinkin pitoisuuksien on havaittu vaikuttavan haitallisesti useisiin maaperän hajottajiin ja änkyrimatoihin (Jäntti 2012). Etenkin korkeiden sinkin pitoisuuksien on havaittu olevan erityisen haitallisia hajottajille ja tämä näkyi myös tässä riskinarviossa korkeina PNEChajottaja –arvoina ja riskilukuina. Jäntin (2012) tutkimuksessa mahdolliset vaikutukset hajotustoimintaan näkyivät karikkeen hajoamisen hidastumisena karuimmilla ja kuormittuneimmilla näytepisteillä.
Vaiheittaisen riskin arviointimallin todettiin olevan hyödyllinen apuväline riskinarvioinnissa. Niille metalleille, joille on asetettu PIMA-asetuksessa kynnys- ja ohjearvot, tarkennettua arviointia ei tarvita. Biosaatavuuden huomioonottaminen voi auttaa kohdekohtaisessa arvioinnissa, mutta pelkästään yleisen PNEC -arvon mukaan lasketut riskiluvut olivat lähes poikkeuksetta suurempia kuin ohjearvojen pohjalta lasketut riskiluvut. Tämä johtuu osaltaan siitä, että SHPeko- ja SHPTeko-ohjearvot on määritetty siten, että ne suojelevat 50% maaperän eliöistä ja prosesseista. PNEC-arvot vastaavat SVP-kynnysarvoa siinä että ne suojelevat 95% eliöistä ja prosesseista. Näin ollen mikäli tarkastelunkohteena oleville metalleille on säädetty ko. ohjearvot, riskin arviointi voidaan perustaa niihin ja kohdekohtaisten biosaatavuuserojen arviointiin. Mikäli ohjearvoja ei ole saatavilla, voidaan tausta-arvojen lisäksi pitoisuuksia verrata joko ECHA:n tietokannasta saataviin yleisiin PNEC-arvoihin tai sitten ne on mahdollista johtaa Kd-kertoimella, arviontikertoimella tai SSD-jakaumalla.
Luikonlahden tapauksessa testattiin eri menetelmiä yleisen PNEC-arvon johtamisessa. Laskennan tuloksiin liittyvää epävarmuutta voidaan arvioida tarkastelemalla tulosten vaihteluväliä. Kd-kertoimeen perustuvat PNEC-arvot ovat hyvin konservatiivisia, mikä näkyy mm. suurina riskilukuina. Lisäksi tulosten vaihteluväli (min-max) oli suuri ja näin ollen myös riskin arvioon liittyvä epävarmuus on suuri. Tämän vuoksi tulisi pyrkiä käyttämään joko arviointikertoimeen perustuvaa laskutapaa tai SSD-jakaumaa. Mikäli tuloksia on saatavilla riittävästi, SSD-jakaumasta saatu PNEC-arvo on todennäköisesti luotettavin. Luikonlahden tapauksessakin riskilukujen vaihteluväli pieneni ja luotettavuus parani, kun vertailussa käytetty PNEC -arvo pohjautui suurempaan aineistoon. Arviointikertoimella lasketut tulokset olivat luotettavampia kuin Kd-kertoimella lasketut ja SSD- jakaumasta johdetut tulokset edelleen parempia. Biosaatavuuskorjauksen jälkeen riskilukujen vaihteluväli ja arvioon liittyvä epävarmuus oli kaikista pienin. Riskinarvion epävarmuus oli suurempi kaivosalueella kuin sen lähiympäristössä mikä johtuu suuremmasta vaihtelusta maaperän metallipitoisuuksissa.
PIMA-asetuksessa eritellään myös tilanteet, milloin pelkät ohjearvot eivät riitä maaperän pilaantuneisuuden arvioimiseksi, vaan edellyttävät tarkennettua kohdekohtaista tarkastelua. Kyseisiä tilanteita voi olla, jos kohde sijaitsee tärkeällä tai vedenhankintaan soveltuvalla pohjavesialueella tai kohteen pohjavettä käytetään talousvetenä, kohteessa harjoitetaan ravintokasvien viljelyä tai muuta elintarviketuotantoa, kohteessa sijaitsee päiväkoti tai leikkipuisto, kohteella tai sen lähiympäristöllä on erityinen suojeluarvo, kohteessa on asuinrakennuksia, kohteen ympäristöolosuhteet, haitta-aineiden kokonaismäärä tai ominaisuudet poikkeavat tavanomaisesta siten, että aineiden kulkeutuminen alueen ulkopuolelle tai vaikutukset voivat olla merkittäviä. Metallikaivokset eivät yleensä sijaitse asutuksen lähellä mutta kulkeutumisriskin ja vesistövaikutusten kannalta voi olla hyödyllistä tarkentaa riskinarviota ohjearvoja pidemmälle.
Maaperän ekologisten riskien arvioinnissa on tärkeää, että maanäytteitä on otettu riittävästi ja riittävän laajalta alueelta. Näytteenottoa on suositeltavaa keskittää erityisesti valumareiteille. Suurin epävarmuus liittyy näytteenoton ja analyysitulosten kattavuuteen. Lisäksi riskinarvioissa on hyvä pohtia toksisuusarvojen ja testeissä käytettyjen eliöiden kattavuus ja soveltuvuus kohteena olevan ympäristön arvioimiseen. Tämä ei ole aina käytettävissä olevan ajan vuoksi mahdollista ja sen vuoksi olisi hyvä pohjata arvio jo olemassa oleviin, validoituihin arvoihin.
European Chemicals Agency 2008. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Appendix R.7.13-2: Environmental risk assessment for metals and metal compounds. Guidance for the implementation of REACH.
ICMM 2007. MERAG: Metals Environmental Risk Assessment Guidance.
Jäntti T. 2012. Kuparin, nikkelin ja sinkin vaikutukset maaperän hajotustoimintaan luikonlahden kaivosympäristössä. Pro Gradu – tutkielma, Ympäristöbiologia, Ympäristötieteen laitos, Itä-Suomen yliopisto.
Kauppila PM, Karlsson T, Putkinen S, Forsman P, Solismaa L. 2011. Metallikaivosalueiden ympäristöriskinarvioinnin osaamisen kehittäminen. Luikonlahden ympäristönäytteenotto, yhteenvetoraportti tehdyistä tutkimuksista vv. 2010-11. Geologian tutkimuskeskus, julkaisematon raportti 11.11.2011
Nikkarinen M. Minera –projekti; yhteenvetoraportti Luikonlahden humustutkimuksista vv. 2010-2011. Geologian tutkimuskeskus, julkaisematon raportti 20.1.2012.
Pellinen J, Sorvari J & Soimasuo M. 2007. Pilaantuneen maaperän ekologinen riskinarviointi. Suomen ympäristökeskus, Ympäristöopas.
Reinikainen J. (2007) Maaperän kynnys- ja ohjearvojen määritysperusteet, Suomen ympäristökeskus, Suomen ympäristö 23.
Ympäristöministeriö 2007. Maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arviointi. Ympäristöhallinnon ohjeita 2.
Minera Luikonlahti
Kylylahti
· Kylylahden kaivosalueen jätevedet · Kylylahti aluekuvaus · Kylylahti kuormauspöly · Kylylahti rakennusaikainen pöly · Kylylahti sivukivipöly · Kylylahti typpipäästöt · Kylylahti tärinä
· Luikonlahden geofysiikka · Luikonlahden geologiset tutkimukset · Luikonlahden humuksen haitta-ainepitoisuudet · Luikonlahden humustutkimus · Luikonlahden ilmapäästöt · Luikonlahden kaivoksen murskaus VE0 · Luikonlahden kuljetusten pölypäästöt · Luikonlahden maaperän ekologinen riskinarviointi · Luikonlahden maaperän pitoisuudet · Luikonlahden pohjaveden virtausmallinnus · Luikonlahden rikastamo päästöt · Luikonlahden rikastamon lähiympäristön tila · Luikonlahden rikastamon ympäristöterveysriskien arviointi · Luikonlahden rikastushiekkapöly · Luikonlahden sedimentit ja huokosvedet · Luikonlahden sedimenttien ekologinen riskinarviointi · Luikonlahden sienitutkimus · Luikonlahden sienitutkimusraportti · Luikonlahden terveysriskinarviointi · Luikonlahden vesien haitta-ainepitoisuudet · Luikonlahden vesistöjen ekologinen riskinarviointi · Luikonlahti aluekuvaus · Luikonlahti energia · Luikonlahti geologinen malli · Luikonlahti hihnakuljetus · Luikonlahti murskaus · Luikonlahti pinta- ja pohjaveden virtausreitit · Mineran tapaustutkimusten johdanto · Sedimentin huokosvedet
Noudettu kohteesta http://fi.opasnet.org/fi-opwiki/index.php?title=Luikonlahden_maaperän_ekologinen_riskinarviointi&oldid=18659
Minera-loppuraportti
Siirretty Erac-intrasta
Edistymisluokiteltu sivu
Täysluonnos
Moderaattori:Ei ole
Ympäristöpitoisuus
Sivua on viimeksi muutettu 27. maaliskuuta 2013 kello 12.24.