Source: http://fi.opasnet.org/fi/Luikonlahden_terveysriskinarviointi
Timestamp: 2020-01-17 14:05:13+00:00
Document Index: 20485520

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 ']

Luikonlahden terveysriskinarviointi – Opasnet Suomi
Luikonlahden terveysriskinarviointi
Sivutunniste: Op_fi3501
2 Haitta-ainepitoisuudet Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen ympäristössä
2.1 Ilma
2.3 Pohjavesi
2.4 Pintavesi
2.5 Paikalliset ravintotuotteet
3 Paikallisen väestön altistuminen metalleille
3.2 Altistuminen
3.3 Terveysriskin kuvaus ja johtopäätökset
3.3.1 Ei-karsinogeeniset terveysvaikutukset
3.3.2 Karsinogeeniset terveysvaikutukset
3.4 Terveysriskinarvioon liittyvät epävarmuudet
Tämä Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen terveysriskinarvio arvioi kaivosympäristössä esiintyvien metallien aiheuttamaa ympäristöterveysriskiä kaivosalueen ympäristön väestölle. Riskinarvioon on käytetty kaivosympäristöstä mitattuja metallien pitoisuuksia kussakin yhteydessä tarkemmin kuvatulla tavalla. Arvioinnin tulos kuvastaa riskitasoa, minkä altistuminen metalleille aiheuttaa. Riskinarvio ei sisällä hengitysteitse saatua (pöly, pienhiukkaset) metallialtistumista, koska edustava tieto hengitettävän pölyn metallipitoisuuksista puuttui.
Ihmisten altistumisen arviointiin ja laskentaan on käytetty MINERA-hankkeen altistumisenarviointimallia, joka on käytettävissä internetissä Opasnetin MINERA-osiossa. Altistumisen laskennan periaatteet on kuvattu myös tässä MINERA-hankkeen loppuraportissa (kohta Altistumisen arviointi).
Riskien kuvaukseen on käytetty periaatteita, joita MINERA-mallissa suositellaan käytettäväksi (Kohta Riskin kuvaus).
Haitta-ainepitoisuudet Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen ympäristössä
Ihmiset voivat altistua kaivos- ja rikastamotoiminnasta ympäristöön kulkeutuville haitta-aineille ilman, maaperän, pohja- ja pintavesien sekä paikallisten ravintotuotteiden välityksellä. Toiminnassa olevan kaivosalueen ympäristöterveysriskiä arvioitaessa arvioinnin tulisi aina perustua mitattuun tietoon eri väliaineissa esiintyvistä haitta-ainepitoisuuksista. Tämä terveysriskinarviointi perustuu Luikonlahden entisen ja nykyisen kaivos- ja rikastamotoiminnan vaikutusalueella tehtyihin ympäristötutkimuksiin. Arvioinnissa on käytetty ensisijaisesti Minera-hankkeen yhteydessä kerättyä aineistoa. Niiltä osin kun mittaustietoa ei ole ollut saatavilla, on osa mahdollisista altistumisreiteistä jouduttu jättämään arvioinnin ulkopuolelle.
Luikonlahden kaivos- ja rikastamoaluetta ympäröi maa- ja metsätalousalueet. Lähin asuinkiinteistö sijaitsee n. 400 metrin päässä rikastushiekka-alueen länsipuolella. Lähimmät taajama-alueet ovat Luikonlahti (2 km länsi-lounaaseen) ja Kaavi (12 km länteen). Alle viiden kilometrin etäisyydellä kaivosalueesta sijaitsee 217 asuin- ja lomarakennusta (Kylylahti Copper Oy, YVA-selostus Luikonlahden rikastamon rikastuskapasiteetin lisäämisestä).
Luikonlahden nykyisestä rikastustoiminnasta aiheutuu hiukkaspäästöjä ilmaan murskauksesta, kuljetuksista, sekä rikastushiekka-alueen pölyämisestä. Hiukkaspäästöjen mukana kulkeutuu ilmaan myös erilaisia kemiallisia haitta-aineita, lähinnä metalleja. Ilman kautta leviäville aineille voidaan altistua suoraan ilmaa hengittämällä sekä kuiva- ja märkälaskeuman myötä muiden ympäristön väliaineiden kautta. Alueelta ei kuitenkaan ole saatavilla ilman haitta-aineiden pitoisuusmittauksia, joten suoraa hengitysteiden kautta tapahtuvaa altistumista ei voitu arvioida. Laskeuman välityksellä tapahtuva altistuminen tulee kuitenkin arvioitua muiden altistumisreittien yhteydessä.
Maaperässä oleville haitta-aineille voidaan altistua suoraan joko maa-aineksen nielemisen tai ihokontaktin yhteydessä. Suorasti altistutaan pääsääntöisesti maaperän pintakerroksessa oleville aineille, joskin esimerkiksi maanrakennustoimien yhteydessä voidaan satunnaisesti altistua myös syvemmissä maakerroksissa oleville aineille. Minera-hankkeen yhteydessä on määritetty vuosina 2010-2011 Luikonlahden kaivosalueella ja sen lähiympäristössä maaperässä esiintyviä metallipitoisuuksia (ks. kappaleet XX ja XX). Varsinaisella kaivosalueella pintamaan humuskerroksessa esiintyvät pitoisuudet ovat useiden metallien kohdalla moninkertaisia Suomessa maaperän humuksissa keskimäärin todettuihin pitoisuuksiin verrattuna. Väestön altistumisen kannalta olennaista on kuitenkin kaivosalueen lähiympäristössä ja siten mahdollisilla asuin- ja virkistysalueilla esiintyvät pitoisuudet, jotka ovat pääsääntöisesti pienempiä kuin kaivosalueella. Kaivosalueen lähiympäristössä suurimmat pitoisuudet ylittävät useiden metallien osalta valtioneuvoston asetuksessa 214/2007 (ns. PIMA-asetus) määritetyn maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arvioinnin kynnysarvon (taulukko 1). Korkeimmat pitoisuudet eivät kuitenkaan yhdenkään metallin kohdalla ylitä PIMA-ohjeistuksessa (Reinikainen 2007) esitettyä, terveysperusteisesti määritettyä suurinta hyväksyttävää pitoisuutta (SHPter), jota on käytetty asetuksen ohjearvojen asettamiseen. Mediaanipitoisuudet jäävät kaikkien metallien osalta myös kynnysarvon alapuolelle. Kynnysarvo on pitoisuus, jonka ylittyessä metallin pitoisuus maaperässä on jo epänormaali, ja maaperän pilaantuneisuus tulisi arvioida.
Taulukko 1. PIMA-asetuksessa (214/2007) ja -ohjeistuksessa annettu kynnysarvo ja terveysperusteinen suurin hyväksyttävä pitoisuus (SHPter) maaperän metallipitoisuuksille, jota on käytetty ohjearvojen asetukseen sekä Luikonlahden kaivosalueen lähiympäristön (kaivosalue pois lukien) maaperän humuksesta mitatut pitoisuudet.
Kynnysarvo SHPter Luikonlahti, mg/kg dw
mg/kg mg/kg Mediaani Maksimi
Antimoni 2 9 0.05* 0.26*
Arseeni 5 424 2.68 24
Elohopea 0.5 43 0.15* 0.39*
Kadmium 1 25 0.41 1.09
Koboltti 20 590 6.6 32.6
Kromi (3+) 100 3190 43.4 315
Kupari 100 >10 000 53.1 417
Lyijy 60 212 30.9 62.2
Nikkeli 50 1190 32.2 152
Sinkki 200 >10 000 76.2 187
Vanadiini 100 436 28.5 135
(*sisältää mittauksia kaivosalueelta)
Pohjaveteen kulkeutuneille haitta-aineille voidaan altistua, mikäli pohjavettä käytetään talousvetenä. Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalue ei sijaitse luokitellulla pohjavesialueella. Lähin vedenhankinnan kannalta tärkeä alue, Marianvaaran pohjavesialue (820410, I-lk), sijaitsee 10,5 km kaivosalueelta koilliseen (Kylylahti Copper Oy, YVA-selostus). Kaivosalueen läheisyydessä on kuitenkin yksityisiä kaivoja, joita saatetaan käyttää talousveden ottamiseen. Tämä arviointi perustuu kaivosalueen läheisyydessä olevista kaivoista Minera-hankkeen yhteydessä vuosina 2010-2011 tehtyihin mittauksiin (Ks. kappale XX). Näytteitä otettiin kahdeksasta talousveden ottamiseen soveltuvasta kaivosta. Mittausten maksimipitoisuudet sekä kaikista kaivoista todettujen keskimääräisten pitoisuuksien mediaanipitoisuus on esitetty taulukossa 2. Pitoisuudet edustavat siten keskimääräistä altistumista kaivovesistä. Tutkituissa kaivoissa aineiden pitoisuudet eivät pääsääntöisesti ylitä talousvedelle asetettuja laatuvaatimuksia tai -suosituksia (STM 461/2000). Nikkelin osalta suurin mitattu pitoisuus (30,4 µg/l) on kuitenkin 1.5-kertainen raja-arvoon verrattuna.
Taulukko 2. Talousveden kemialliset laatuvaatimukset ja -suositukset (STM 461/2000) sekä Luikonlahden kaivosalueen läheisyydessä olevista kaivoista mitatut aineiden pitoisuudet (alkuaineiden osalta liukoiset pitoisuudet).
Laatuvaatimus Laatusuositus Luikonlahti
µg/l µg/l Mediaani Maksimi
Antimoni 5 0.018 0.06
Arseeni 10 0.095 0.38
Boori 1000 7.7 22
Elohopea 1 n/a n/a
Fluoridi 1500 <100 <100
Kadmium 5 0.03 0.06
Koboltti n/a 0.35 9.42
Kromi (3+) 50 0.37 1.16
Kupari 2000 2.12 8.8
Lyijy 10 0.045 0.27
Nikkeli 20 17.3 30.4
Nitraatti 50 000 3260 11 500
Seleeni 10 0.25 0.59
Sinkki n/a 4.34 36
Vanadiini n/a 0.18 0.59
Alumiini 200 17.1 67.1
Kloridi 250 000 1590 5500
Mangaani 50 1.15 14
Natrium 200 000 2938 5350
Rauta 200 15 40
Sulfaatti 250 000 12158 48700
Pintavesissä oleville haitta-aineille voidaan altistua uimisen yhteydessä suoraan joko veden nielemisen tai ihokontaktin välityksellä. Lisäksi pintaveden haitta-aineille altistutaan, jos vettä käytetään pesuvetenä esimerkiksi saunassa (kesämökit). Suoraa altistumista tapahtuu pääsääntöisesti vesistön pintakerroksissa, muutaman metrin syvyydessä esiintyville haitta-aineille. Pintavesiin liittyvä terveysriskinarviointi perustuu Petkellahdelta (näytepiste 1A) ja Luikonlahdelta (pisteet 3A ja 5) vuosien 1998-2011 velvoitetarkkailussa mitattuihin pitoisuuksiin (ks. kappale XX). Taulukossa 3 on esitetty pintakerroksesta (1 m syvyys) ja alusvedestä (17-21 m syvyys) havaitut mediaani- ja maksimipitoisuudet sen mittauspisteen osalta, jossa haitta-aineen suurin mitattu pitoisuus on esiintynyt. Altistumisen arviointi perustuu siten näistä vesistä yhdistettyyn tietoon, kuvastamaan keskimääräistä tilannetta. Metallipitoisuudet ovat huomattavasti korkeampia Petkellahdella kuin Luikonlahdella. Ainoastaan arseenin osalta korkein pitoisuus on todettu Luikonlahdella pisteessä 3A. Haitta-aineet sijaitsevat pääasiallisesti syvällä alusvesissä. Pintakerroksessa pitoisuudet ovat huomattavasti alhaisempia, eikä mittauspisteiden välillä ole merkittäviä eroja. Pintavesille ei ole määritetty metalleja koskevia terveysperusteisia ohjearvoja.
Taulukko 3. Luikonlahden kaivosalueen läheisistä järvivesistä mitatut sulfaatin ja metallien kokonaispitoisuudet.
Pintavesi, µg/l Alusvesi, µg/l
Mediaani Maksimi Mediaani Maksimi
Sulfaatti (a) 910 34 000 355 000 460 000
Arseeni (b) <2 3 5 46
Koboltti (a) <2 3 40 54
Kromi (3+) (a) <2 3 <2 8
Kupari (a) <2 2 <2 4
Mangaani (a) 52 160 3200 4200
Nikkeli (a) 4 13 70 120
Rauta (a) 530 1000 18 000 27 000
Sinkki (a) <10 30 92 220
(a=Petkellahti 1A, b=Luikonlahti 3A)
Paikalliset ravintotuotteet
Elinympäristön haitta-aineille voidaan altistua välillisesti paikallisten ravintotuotteiden, esimerkiksi vihannesten, juuresten, marjojen, sienten, kalan tai riistan kautta. Kasviksiin ja sieniin haitta-aineet voivat kulkeutua joko maaperästä juurten kautta tai ilmasta kuiva- ja märkälaskeuman mukana. Eläinperäisiin tuotteisiin paikalliset haitta-aineet kulkeutuvat puolestaan pääsääntöisesti eliöiden ravinnon kautta. Esimerkiksi vesistöjen sedimentteihin varastoituneet aineet voivat päätyä kaloihin pohjaeläinravinnon välityksellä. Haitta-aineet voivat kulkeutua kaloihin myös suoraan vedestä kidusten kautta. Minera-hankkeessa määritettiin vuonna 2010 Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueella ja sen läheisyydessä ruokasienissä esiintyviä metallipitoisuuksia (liite xx). Taulukossa 4 on esitetty sienistä mitatut mediaani- ja maksimipitoisuudet. Aineiden mediaanipitoisuudet eivät olennaisesti eroa sienistä muualla Suomessa tausta-alueilla havaituista pitoisuuksista. Kaivosalueen välittömässä läheisyydessä esiintyvät maksimipitoisuudet ovat kuitenkin huomattavasti korkeampia, ja esimerkiksi suurin mitattu kadmiumpitoisuus on komission asetuksessa (EY) N:o 1881/2006 ja sen muutoksessa (EY) N:o 629/2008 elintarvikesienille säädetyn kadmiumin enimmäismäärän tasolla (1 mg/kg fw).
Taulukko 4. Luikonlahden kaivosalueen ja sen lähiympäristön ruokasienistä mitatut metallipitoisuudet.
Ruokasienet, mg/kg fw
Mediaani Maksimi
Antimoni 1.1* 6.73
Arseeni 0.017 0.19
Kadmium 0.065 1.0
Koboltti 0.015 0.22
Kromi (3+) 0.015 0.49
Kupari 2.5 14.1
Lyijy 0.006 0.22
Nikkeli 0.10 0.36
Sinkki 7.7 20.4
Vanadiini n/a 0.02
(*Keskiarvo)
Sienitutkimusten lisäksi Luikonlahden ympäristöstä on mitattu ahventen ja haukien arseeni- ja nikkelipitoisuuksia (Kylylahti Copper Oy, YVA-selostus). Kalat pyydettiin Luikonlahdelta Kylmäpuron edustalta, jonne rikastustoiminnan vesipäästöt pääasiallisesti kulkeutuvat. Vuosina 2003-2007 kaikkien pyydettyjen kalojen (7 kpl) arseeni- ja nikkelipitoisuudet jäivät alle määritysrajan 0.1 mg/kg fw (tuorepainoa). Vuonna 2010 kalojen (4 kpl) arseenipitoisuus vaihteli välillä 0.03-0.08 mg/kg fw, mikä on samalla tasolla kuin muualla Suomessa järvi- ja merikaloista havaitut pitoisuudet. Nikkelipitoisuus jäi alle määritysrajan 0.05 mg/kg fw.
Paikallisen väestön altistuminen metalleille
Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen ympäristössä esiintyvien haitta-ainepitoisuuksien terveysperusteisen tarkastelun lisäksi terveysriskinarvioinnissa määritettiin paikallisen väestön päivittäistä altistumista useiden metallien osalta. Altistumistaso määritettiin niille metalleille, joiden korkein mitattu pitoisuus maaperän humuskerroksessa kaivosalueen lähiympäristössä ylittää maaperän pilaantuneisuuden arvioinnille säädetyn kynnysarvon. Näitä metalleja on todennäköisimmin levinnyt kaivosalueen päästöistä ympäristöön.
Altistumisen arvioinnissa mallinnettiin metallien keskimääräinen päivittäinen saanti pitkäaikaisen (1 vuosi) altistumisen yhteydessä. Arvioinnissa määritettiin altistuminen paikallisista altistumislähteistä sekä kokonaisaltistuminen, joka huomioi sekä paikalliset lähteet että tavanomaisen ravinnosta saatavan tausta-altistumisen. Altistumistaso laskettiin aikuiselle ja pienelle, noin 3-vuotiaalle, lapselle. Altistuvien henkilöiden oletettiin asuvan kaivosalueen välittömässä läheisyydessä, ottavan talousvetensä yksityisestä kaivosta, käyttävän alueen järviä aktiivisesti virkistystoiminnassa sekä kuluttavan paljon paikallisia ravintotuotteita. Altistuminen on tällöin todennäköisesti suurinta.
Arviointiin sisällytettiin ne altistumisen väliaineet, joille oli saatavilla eri metallien pitoisuusmittauksia (taulukko 5). Talousveden, maaperän ja pintaveden osalta huomioitiin altistumisreitteinä ruuansulatuskanava ja iho.
Taulukko 5. Arvioinnissa huomioon otetut altistumisreitit.
Ilma Talousvesi Maaperä Pintavesi Ravintotuotteet
Arseeni x x x Sienet, kala
Kadmium x x Sienet
Koboltti x x x Sienet
Kromi (3+) x x x Sienet
Kupari x x x Sienet
Lyijy x x Sienet
Nikkeli x x x Sienet, kala
Sinkki x x x Sienet
Vanadiini x x Sienet
Paikallisista lähteistä tulevan altistumisen osalta määritettiin keskimääräinen altistumistaso sekä korkein mahdollinen altistumistaso. Arvioinnissa käytettiin taulukoissa 1-4 esitettyjä metallipitoisuuksia. Arvio keskimääräisestä altistumisesta perustuu mediaanipitoisuuksiin ja arvio korkeimmasta mahdollisesta altistumisesta suurimpiin mitattuihin pitoisuuksiin elinympäristössä. Jos mitattu pitoisuus oli alle määritysrajan, käytettiin laskennassa arvoa, joka oli puolet määritysrajasta. Pintavesien osalta keskimääräisen altistumisen arvioinnissa käytettiin veden pintakerroksesta todettujen pitoisuuksien mediaaniarvoa. Korkeimman mahdollisen altistumisen arvio perustuu alusvesistä mitattuihin maksimipitoisuuksiin. Väestön altistuminen järvien alusvesissä oleville haitta-ainepitoisuuksille on epätodennäköistä, mutta pitoisuuksien soveltaminen on perusteltua kun tavoitteena on määrittää vesistön virkistystoimintaan liittyvää ns. worst case -altistumistasoa.
Muiden paikallisen altistumisen mallinnuksessa tarvittavien parametrien oletusarvot on esitetty taulukossa 6. Samoja oletusarvoja sovellettiin sekä keskimääräisen että korkeimman mahdollisen altistumistason arvioinnissa. Kokonaisaltistumisen arvioinnissa sovelletut metallien päivittäiset taustasaannit, eli ravinnon mukana tuleva tavanomainen saanti muista kuin paikallisista lähteistä, on esitetty taulukossa 7. Ellei erillistä mainintaa ole, samaa arviota on sovellettu aikuisten ja lasten altistumisen arvioinnissa.
Taulukko 6. Arvioinnissa käytetyt altistumisparametrien lähtöarvot.
Parametri Yksikkö Aikuinen Lapsi
Altistumisperiodin pituus d 365 365
Kehon paino kg 70 15
Ihon pinta-ala cm2 17900 6400
Juomaveden kulutus l/d 0.7 0.2
Altistumistiheys, juomavesi d/periodi 365 365
Niellyn maa-aineksen määrä g/d 0.05 0.1
Maa-aineksen kiinnittyminen iholle mg/cm²/d 0.25 0.25
Maa-ainekselle altistuvan ihon osuus 0.05 0.2
Iholta maakontaktin yhteydessä imeytyvä osuus (metallit) 0.01 0.01
Altistumistiheys, maa-aines d/periodi 255 255
Sienten kokonaiskulutus kg/d 0.05 0.025
Paikallisten sienten osuus kokonaiskulutuksesta 0.3 0.3
Kalan kokonaiskulutus kg/d 0.1 0.05
Paikallisen kalan osuus kokonaiskulutuksesta 0.2 0.2
Peseytymiseen kuluva aika t/d 0.25 0.25
Altistumistiheys, pesuvesi d/periodi 365 365
Peseytyessä vedelle altistuvan ihon osuus 1 1
Uidessa niellyn pintaveden määrä ml/uintikerta 50 50
Uintikerran kesto t/uintikerta 0.25 0.25
Altistumistiheys, pintavesi uintikerta/periodi 30 30
Uidessa pintavedelle altistuvan ihon osuus 1 1
Ihon läpäisevyyskerroin haitta-aineelle vesikontaktin yhteydessä
Koboltti cm/h 0.0004 0.0004
Lyijy cm/h 0.0001 0.0001
Nikkeli cm/h 0.0002 0.0002
Sinkki cm/h 0.0006 0.0006
Muut metallit cm/h 0.001 0.001
Taulukko 7. Metallien päivittäinen taustasaanti.
Taustasaanti, µg/kg/d Lähde
Arseeni (epäorgaaninen) Aikuinen 0.35, Lapsi 0.90 EFSA 2009
Kadmium Aikuinen 0.22, Lapsi 0.73 EFSA 2012
Koboltti 0.3 Baars, ym. 2001
Kromi (3+) 1 Baars, ym. 2001
Kupari 30 Baars, ym. 2001
Lyijy Aikuinen 0.74, Lapsi 1.8 EFSA 2010
Nikkeli 2.9 WHO 2005
Sinkki 300 Baars, ym. 2001
Vanadiini 0.3 Tiesjema & Baars 2009
Lasten laskennallinen altistuminen metalleille on huomattavasti korkeampi kuin aikuisten, metallista riippuen 2-9 -kertainen (taulukko 8). Suurempi altistuminen johtuu siitä, että lapset ovat suhteellisesti enemmän kontaktissa elinympäristön väliaineiden ja siten myös haitta-aineiden kanssa. Sekä lasten että aikuisten kohdalla paikallisista lähteistä keskimäärin aiheutuva altistuminen on kuitenkin vähäistä taustasaantiin suhteutettuna. Paikallisten lähteiden osuus kokonaisaltistumisesta on lapsilla kaikkien metallien osalta alle 34% ja aikuisilla alle 6%. Teoreettinen korkein mahdollinen paikallisista lähteistä aiheutuva altistumistaso on huomattavasti keskimääräistä suurempi, metallista ja altistuvan henkilön iästä riippuen 2-16 -kertainen keskimääräiseen tasoon verrattuna. Maksimaalisessa altistumistasossa paikallisten lähteiden merkitys kokonaisaltistumisessa luonnollisesti myös nousee ja muodostuu merkittäväksi (40-70%) erityisesti lasten kadmium-, koboltti-, kromi- ja vanadiinialtistumisessa.
Taulukko 8. Metallien päivittäinen saanti paikallisista lähteistä sekä kokonaissaanti (paikalliset lähteet ja taustasaanti).
Paikalliset lähteet, µg/kg/d Kokonaissaanti, µg/kg/d
Keskimääräinen Korkea Keskimääräinen Korkea
Arseeni 0.02 0.08 0.37 0.43
Kadmium 0.01 0.22 0.23 0.44
Koboltti 0.01 0.16 0.31 0.46
Kromi (3+) 0.03 0.28 1.0 1.3
Kupari 0.57 3.3 30.6 33.3
Lyijy 0.02 0.08 0.76 0.82
Nikkeli 0.22 0.48 3.1 3.4
Sinkki 1.7 4.8 302 305
Vanadiini 0.02 0.08 0.32 0.38
Arseeni 0.06 0.28 1.0 1.2
Kadmium 0.03 0.53 0.76 1.3
Koboltti 0.04 0.41 0.34 0.71
Kromi (3+) 0.22 1.8 1.2 2.8
Kupari 1.5 9.2 31.5 39.2
Lyijy 0.15 0.42 2.0 2.2
Nikkeli 0.5 1.4 3.4 4.3
Sinkki 4.3 11.7 304 312
Vanadiini 0.15 0.67 0.5 1.0
Eri altistumisreittien merkitys paikallisessa kokonaisaltistumisessa vaihtelee huomattavasti metallista riippuen (taulukko 9). Tämä heijastelee metallien ympäristökulkeutumisessa olevia eroja, mutta osittain myös sitä, että arvioinnissa huomioon otetut altistumisreitit eri metallien osalta vaihtelivat jonkin verran saatavilla olleesta mittausaineistosta riippuen (ks. taulukko 5). Kadmiumin, kuparin ja sinkin kohdalla valtaosa laskennallisesta paikallisesta altistumisesta aiheutuu ravintosienten kulutuksesta. Maa-aineksen tahaton nieleminen on puolestaan suhteellisesti merkittävä altistumisreitti lyijylle, kromille, koboltille ja vanadiinille. Nikkelin osalta korostuu kaivoveden käyttö juomavetenä ja arseenin osalta paikallisten kalojen syönti. Paikallisen ravinnon kautta tulevan altistumisen suhteen on huomioitava, että arvioinnin kohdehenkilöiden oletettiin kuluttavan paljon paikallisia sieniä (aikuiset 5.5 kiloa ja lapset 2.8 kiloa vuodessa) ja kalaa (aikuiset 7.3 kiloa ja lapset 3.7 kiloa vuodessa).
Taulukko 9. Eri altistumisreittien suhteellinen osuus paikallisista lähteistä saatavasta keskimääräisestä kokonaisaltistumisesta. RSK = ruuansulatuskanava.
Talousvesi Talousvesi Maaperä Maaperä Pintavesi Pintavesi Sienet Kala
RSK Iho RSK Iho RSK Iho RSK RSK
Arseeni 4% 0.03% 6% 0.3% 0.3% 0.02% 17% 72%
Kadmium 2% 0.01% 1% 0.1% 96%
Koboltti 34% 0.1% 32% 2% 1% 0.02% 32%
Kromi (3+) 13% 0.1% 73% 3% 0.2% 0.02% 11%
Kupari 4% 0.02% 5% 0.2% 0.01% 0.001% 91%
Lyijy 3% 0.002% 86% 4% 7%
Nikkeli 79% 0.1% 7% 0.3% 0.1% 0.002% 10% 3%
Sinkki 3% 0.01% 2% 0.1% 0.02% 0.001% 95%
Vanadiini 9% 0.1% 71% 3% 17%
Arseeni 2% 0.02% 21% 1% 0.5% 0.02% 14% 61%
Kadmium 1% 0.01% 5% 0.2% 93%
Koboltti 10% 0.03% 69% 3% 1% 0.01% 17%
Kromi (3+) 2% 0.02% 91% 3% 0.1% 0.004% 3%
Kupari 2% 0.01% 16% 1% 0.02% 0.001% 81%
Lyijy 0.4% 0.0003% 94% 3% 2%
Nikkeli 51% 0.1% 33% 1% 0.2% 0.002% 11% 4%
Sinkki 1% 0.01% 8% 0.3% 0.03% 0.001% 90%
Vanadiini 2% 0.01% 90% 3% 5%
Terveysriskin kuvaus ja johtopäätökset
Ei-karsinogeeniset terveysvaikutukset
Ei-karsinogeenisten haittavaikutusten riski Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen lähiympäristössä asuvassa väestössä määritettiin laskemalla metallialtistumista koskeva vaaraosamäärä (hazard quotient, HQ; HQ = saanti/TDI), eli suhteuttamalla arvioitu saanti turvalliseksi katsotun saannin viitearvoon (tolerable daily intake, TDI). Arvioinnissa sovellettiin PIMA-ohjeistuksessa (Reinikainen 2007) annettuja viitearvoja (Taulukko 10). Kun vaaraosamäärä ≤ 1, on haittavaikutusten ilmeneminen epätodennäköistä. Jos vaaraosamäärä > 1, ovat vaikutukset mahdollisia. Turvallisen saannin viitearvon ylittyminen ei kuitenkaan automaattisesti tarkoita haittavaikutusten ilmenemistä, sillä viitearvot sisältävät aina jonkin suuruisen turvamarginaalin varsinaisiin toksisiksi todettuihin altistumistasoihin.
Taulukko 10. Terveysriskin arvioinnissa sovelletut metallien turvallisen päivittäisen saannin viitearvot.
µg/kg/d
Arseeni 1
Kadmium 0.5
Koboltti 1.4
Kromi (3+) 5
Kupari 140
Lyijy 1.8
Nikkeli 50
Sinkki 500
Vanadiini 9
Koboltti, kromi, kupari, nikkeli, sinkki ja vanadiini
Sekä paikallinen että kokonaisaltistuminen koboltille, kromille, kuparille, nikkelille, sinkille ja vanadiinille on aikuisilla ja lapsilla selkeästi turvalliseksi katsotun altistumisen viitearvon alapuolella (taulukko 11). On siis epätodennäköistä, että näistä metalleista aiheutuisi Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen läheisyydessä asuvalle väestölle haitallisia ei-karsinogeenisiä terveysvaikutuksia.
Arseenista ei aiheudu aikuisille ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten riskiä. Lasten osalta arseenin kokonaisaltistumiselle määritetty HQ ylittää arvon 1 (1.18). Ylitys aiheutuu kuitenkin käytännössä siitä, että arvioitu arseenin taustasaanti on jo hyvin lähellä TDI-arvoa. Paikallisista lähteistä aiheutuva laskennallinen altistuminen lisää lasten kokonaisaltistumista vain vähän. MINERA-mallin riskinkuvauksessa ohjeistetaan, että vaaraosamäärän ylittäessä arvon 1 riski tulisi kuvata tarkemmin määrittämällä todellinen turvamarginaali (margin of safety, MOS) haitalliseksi tiedettyyn altistumistasoon (MOS = NOAEL/altistuminen, NOAEL = no observed adverse effect level). Arseenin NOEAL-arvo ei-karsinogeenisille vaikutuksille ihmisissä (ihon hyperpigmentaatio, keratoosiratoosi, verisuonivaikutukset) suun kautta saatuna on 0,8 µg/kg/d (EPA, IRIS-tietokanta). Lapset eivät ole arseenille herkempiä kuin aikuiset, joten aikuisten NOAEL-arvoa voidaan käyttää lapsille aiheutuvan riskin kuvaukseen. Tätä NOAEL-arvoa soveltaen MOS lasten korkeimmalle mahdolliselle arseenin kokonaisaltistumiselle on 0.66, eli turvamarginaalia ei laskennallisesti jää. Suomessa altistutaan porakaivojen juomavedestä kuitenkin huomattavasti suuremmille arseenipitoisuuksille kuin tässä esitetyt kokonaissaannit ovat, eikä arseeniin liittyviä iho-oireita ei ole veden käyttäjille raportoitu. On siten todennäköistä, että lasten kokonaisaltistus ei merkittävästi lisää ei-karsinogeenisten haittavaikutusten riskiä, vaikkakin turvamarginaalia täysin haitattomana pidettävään altistumiseen ei ole. Joka tapauksessa Luikonlahden kaivosalueen vaikutus arseenialtistumiseen ja ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten riskiin on pieni, koska riski liittyy ensisijassa arseenin taustasaantiin muista lähteistä. Koska arseeni on karsinogeeninen aine, arseenin saantiin liittyvää terveysriskiä on syytä arvioida ensisijaisesti syöpäriskin perusteella (jäljempänä).
Lyijystä ei aiheudu aikuisille ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten riskiä. Lasten osalta lyijyn kokonaisaltistumiselle määritetty HQ on kuitenkin suurempi kuin 1 (keskimääräiselle kokonaissaannille HQ = 1.08 ja suurimmalle mahdolliselle kokonaissaannille HQ = 1.23), eli oletettu turvallisen saannin viitearvo ylittyy. Lyijy on haitallista erityisesti lapsille, eikä lasten turvallista saantia lyijylle tiedetä. Täysin turvalliseksi katsottua altistumistasoa ei ole ehkä lainkaan mahdollista määritellä. Siten lyijylle ei ole myöskään löydettävissä yleisesti hyväksyttyä NOAEL-arvoa, eikä MOS-tarkastelua voida tehdä. Lyijyn osalta luotettava terveysriskinarviointi voidaan tehdä verestä mitattuun lyijypitoisuuteen perustuen. Tällaisia mittauksia ei ole kuitenkaan saatavilla. Lyijyn laskennallinen kokonaissaanti lapsilla ylittää TDI-arvon kuitenkin vain hieman, joten kokonaissaantiin liittyvä terveysriski ei todennäköisesti ole merkittävä. Lisäksi on olennaista huomioida, että Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen vaikutus ihmisten lyijyaltistumiseen ja terveysriskiin on pieni. Mahdollinen lapsille koituva terveysriski aiheutuu ensisijassa lyijyn taustasaannista muista kuin paikallisista lähteistä. Paikallisista lähteistä merkittävin altistumisreitti lapsille on maa-aineksen tahaton nieleminen. Maaperän keskimääräinen lyijypitoisuus ei kuitenkaan ylitä maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arvioinnille määritettyä kynnysarvoa, joten lyijystä ei voida katsoa aiheutuvan merkittävää paikallista ei-karsinogeenistä terveysriskiä.
Kadmiumista ei aiheudu aikuisille ei-karsinogeenisten terveysvaikutusten riskiä. Lasten osalta korkein mahdollinen paikallinen saanti kadmiumille kuitenkin hieman ylittää turvalliseksi katsotun altistumistason (HQ=1,05). Kokonaissaannin osalta sekä keskimääräinen (HQ=1.53) että korkea (HQ=2.51) arvioitu saanti ylittävät TDI-arvon. Turvamarginaali (MOS) ravinnon mukana saatavalle pitkäaikaiselle kadmiumaltistumiselle määritettyyn NOAEL-arvoon 10 µg/kg/d (U.S. EPA, IRIS-tietokanta) on lapsilla eri altistumisskenaarioissa seuraava: paikallisista lähteistä aiheutuva keskimääräinen saanti: MOS=333, paikallisista lähteistä aiheutuva korkein mahdollinen saanti: MOS=19; keskimääräinen kokonaissaanti: MOS=13, sekä korkein mahdollinen kokonaissaanti: MOS=7.7. Laskennassa käytetty NOAEL-arvo perustuu ihmisiä koskevaan tietoon (munuaistoksisuus, proteiinien lisääntytnyt eritys virtsaan), eikä lasten ole todettu olevan aikuisia herkempiä kadmiumin haitta-vaikutuksille herkempiä. Siten turvamarginaalia 10 terveydelle haitalliseen altistumistasoon voidaan pitää riittävänä. Lasten korkeimpaan mahdolliseen kokonaissaantiin liittyvä MOS on hieman tätä tasoa pienempi, mutta se voidaan katsoa hyväksyttäväksi. Riskiestimaatin luotettavuutta ja edustavuutta tarkasteltaessa tulee ottaa huomioon, että kadmiumin laskennallinen paikallinen saanti aiheutuu pääasiassa ravintosienten kulutuksesta. Sienten kulutus on lapsilla oletettu kohtalaisen suureksi (2.8 kiloa vuodessa), joten saantiarvio todennäköisemmin yli- kuin aliarvioi todellista altistumista. Jos sieniä käytetään oletettua vähemmän, on myös turvamarginaali terveydelle haitalliseen altistumistasoon suurempi. Lisäksi tulee huomioida, että sienistä mitattu korkein kadmiumpitoisuus on 15-kertainen mediaanipitoisuuteen verrattuna, ja se todettiin kaivosalueelta otetusta näytteestä. Sienten kerääminen varsinaiselta kaivosalueelta on kuitenkin epätodennäköistä, joten keskimääräinen altistumistaso kuvaa todennäköisemmin todellista paikallisten sienten suurkuluttajalle aiheutuvaa kadmiumaltistumista. Ruokasienten keräämistä kaivoksen välittömästä läheisyydestä on syytä kuitenkin välttää
Taulukko 11. Metallien keskimääräiselle ja korkeimmalle mahdolliselle altistumiselle määritetty vaaraosamäärä (HQ).
Paikalliset lähteet Kokonaissaanti
Kadmium 0.03 0.45 0.47 0.89
Koboltti 0.01 0.12 0.22 0.33
Kromi (3+) 0.01 0.06 0.21 0.26
Kupari 0.004 0.02 0.22 0.24
Lyijy 0.01 0.05 0.42 0.46
Nikkeli 0.004 0.01 0.06 0.07
Sinkki 0.003 0.01 0.60 0.61
Vanadiini 0.002 0.01 0.04 0.04
Arseeni 0.06 0.28 0.96 1.18
Kadmium 0.07 1.05 1.53 2.51
Koboltti 0.03 0.29 0.25 0.50
Kromi (3+) 0.04 0.35 0.24 0.55
Kupari 0.01 0.07 0.23 0.28
Lyijy 0.08 0.23 1.08 1.23
Nikkeli 0.01 0.03 0.07 0.09
Sinkki 0.01 0.02 0.61 0.62
Vanadiini 0.02 0.07 0.05 0.11
Karsinogeeniset terveysvaikutukset
Altistumisen arviointiin sisällytetyistä metalleista arseeni ja sen epäorgaaniset yhdisteet, kadmium ja sen yhdisteet sekä nikkeliyhdisteet ovat tunnettuja karsinogeeneja ihmiselle. Nikkelin ja kadmiumin ei ole kuitenkaan todettu aiheuttavan syöpää ruuansulatuskanavan kautta altistuttaessa, joten näiden osalta ei arvioida syöpäriskitasoa. Arseeni on sen sijaan hengitystiealtistuksen lisäksi syöpävaarallinen suun kautta saatuna (erityisesti juomaveden arseeni), joten arseenin osalta arvioitiin myös syöpäriskitaso. Arvioinnissa sovellettiin juomaveden kautta saatavalle arseenin elinikäiselle altistumiselle määritettyä syöpäriskin annosvastetta 1.5 per mg/kg/d (U.S. EPA, IRIS-tietokanta), koska valtaosa laskennallisesta arseenialtistumisesta saadaan suun kautta. Annosvaste koskee arseenin epäorgaanisia yhdisteitä.
Paikallisista lähteistä aiheutuva aikuisten keskimääräiseen arseenialtistumistasoon (Taulukko 8) liittyvä syöpäriski on 3.3 x 10-5 ja korkeaan altistumistasoon liittyvä syöpäriski 1.2 x 10-4 (Taulukko 12). Lasten altistumisen osalta ei määritetä syöpäriskitasoa, sillä syöpäriski liittyy elinikäiseen altistumiseen, ja lapsuusjakso koko elinikään suhteutettuna on lyhyt. Arseenin kokonaissaantiin liittyvä laskennallinen syöpäriski on aikuisten keskimääräisellä altistumistasolla 5.5 x 10-4 ja suurella altistumistasolla vain hieman tätä suurempi, 6.5 x 10-4 (Taulukko 12). Kokonaisaltistumiseen liittyvä syöpäriski on siten 5-10 -kertainen verrattuna paikallisista altistumislähteistä aiheutuvaan syöpäriskiin. Kokonaissaantiin liittyvä riskitaso edustaa ihmisten todellista suun kautta saatuun arseeniin liittyvää syöpäriskiä kaivosalueen ympäristössä.
Elinikäistä syöpäriskiä 10-5 (1 lisäsyöpä 100 000 altistuvaa kohden) pidetään vielä yleisesti hyväksyttävänä syöpäriskitasona. Arseenin kokonaissaantiin liittyvät riskitasot (keskimääräinen kokonaissaanti: 5.5 lisäsyöpää 10 000 altistuvaa kohti, korkea kokonaissaanti: 6.5 lisäsyöpää 10 000 altistuvaa kohti) edustavat jo kohonnutta syöpäriskiä. Arseenin kokonaissaannin osalta keskeisin altistumislähde on kuitenkin taustasaanti, eli arseenin saanti muusta kuin paikallisesta ravinnosta. Paikallisista lähteistä Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen lähiympäristössä tuleva keskimääräinen arseenialtistuminen ei merkittävästi lisää suun kautta saatuun arseeniin liittyvää syöpäriskiä (3.3 lisäsyöpää 100 000 altistuneelle elinaikana). Paikallisista lähteistä aiheutuvaan korkeimpaan mahdolliseen saantitasoon liittyvä laskennallinen syöpäriski (1,2 lisäsyöpää 10 000 altistuneelle) edustaa jo selvästi kohonnutta syöpäriskiä.
Syöpäriskiä arvioitaessa on olennaista tarkastella keskimääräistä elinikäistä altistumistasoa, jolloin relevantein altistumisarvio on aikuisen keskimääräinen altistumistaso. Valtaosa laskennallisesta keskimääräisestä arseenialtistumisesta Luikonlahden ympäristössä aiheutuu paikallisen kalan syönnistä. Arseenin pitoisuus paikallisissa kaloissa ei kuitenkaan eroa muualla Suomessa todetuista pitoisuuksista. Kaloissa arseeni myös esiintyy yleensä pääasiallisesti vähemmän toksisessa orgaanisessa muodossa (arseenibetaiini) (EFSA 2009). Epäorgaanisille arseeniyhdisteille ja juomavedelle määritetty annosvaste siten todennäköisesti yliarvioi ravinnon kautta saatavaan arseenialtistumiseen liittyvää syöpäriskiä. Siten Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen lähiympäristössä paikallisista lähteistä peräisin oleva arseeni ei todennäköisesti merkittävästi lisää suun kautta saadun arseenin aiheuttamaa syöpäriskiä.
Taulukko 12. Aikuisten arseenialtistumiselle määritetty syöpäriski.
Keskimääräinen 0.000033 0.00056
Korkea 0.00012 0.00065
Terveysriskinarvioon liittyvät epävarmuudet
Terveysriskinarviointi sisältää aina epävarmuutta sekä altistumiseen että haitta-aineiden toksisuuteen liittyen. Niiden ympäristön väliaineiden osalta, joille paikallista mittausaineistoa oli saatavilla, altistumisen arvio perustuu pääosin kattavaan ja viimeaikaiseen tietoon Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen lähiympäristön tilasta. Paikallisissa kaloissa esiintyvien metallipitoisuuksien osalta mittausaineisto oli kuitenkin suppea, ja sitä oli saatavilla ainoastaan arseenin ja nikkelin osalta. Kaivovesiin liittyen on syytä huomioida, että haitta-ainepitoisuudet voivat vaihdella huomattavasti yksittäisten kaivojen välillä. Kaivostoiminnan vaikutusalueella sijaitsevien kaivojen talousvesikäyttöön liittyviä terveysriskejä tulisi siten yleisen riskinarvioinnin lisäksi tarkastella tarvittaessa aina myös kaivokohtaisesti. Lisäksi tulee muistaa, että erityisesti vihannekset, juurekset ja metsämarjat voivat olla suhteellisesti merkittävä paikallinen altistumisreitti. Näille ei ollut kuitenkaan saatavilla metallien pitoisuusmittauksia. Näiltä osin laskennallinen paikallisista lähteistä saatava altistuminen on siten aliarvio. Muiden altistumislaskennassa tarvittavien parametrien osalta on pyritty käyttämään arvoja, jotka kuvaavat keskimääräistä kohtuullisen runsasta altistumista paikallisille ympäristön väliaineille. Tältä osin altistumisarviota voidaan pitää riittävän turvallisena joitakin harvinaisia poikkeuksia lukuun ottamatta (esim. lasten PICA-oireyhtymä, jossa lapsi saattaa syödä maa-ainesta huomattavasti normaalia korkeampia määriä). Kokonaisaltistumisen suhteen suurin epävarmuus liittyy kaikkien metallien kohdalla arvioon tavanomaisesta taustasaannista. Arvioinnissa sovelletut saantiarviot ovat kansainvälisistä tutkimuksista, joten niiden edustavuus suomalaisille on luonnollisesti epävarmaa. Arseenin, kadmiumin ja lyijyn osalta arviot perustuvat kuitenkin ainakin osittain myös suomalaiseen aineistoon. Lisäksi riskinarvioinnin tuloksia tulkittaessa on syytä muistaa, että haitta-aineiden toksisuuteen liittyy aina jonkin verran epävarmuutta. Riskinarvio perustuu tältä osin kuitenkin parhaaseen saatavilla olevaan tietoon ja yleisesti hyväksyttyihin kansainvälisiin toksisuusarvoihin.
Altistumisen arvioinnissa ei ole huomioitu mahdollista hengitystiealtistumista lähinnä ilman pienhiukkasten mukana kulkeutuville metalleille. Hengitystiealtistuminen ei yleensä merkittävästi lisää metallien kokonaissaantia elimistöön (elimistöön imeytyvä osuus keuhkoista, systeemiset vaikutukset). Ilman pienhiukkasiin liittyvällä haitta-ainealtistumisella on kuitenkin myös paikallinen vaikutus hengitysteissä. Näitä vaikutuksia ei kuitenkaan ollut mahdollista arvioida ilmanlaadun mittausaineiston puuttuessa.
Toteutetun arvioinnin tärkein tehtävä oli testata ja demonstroida MINERA-riskinarviointimallia todellisessa kaivosympäristössä. Tuotettu terveysriskinarvio kuvastaa hyvin metallialtistumiseen liittyvää terveysriskiä Luikonlahden kaivos- ja rikastamoalueen lähiympäristössä. Edellä mainituista puutteista johtuen toteutettua arviointia ei pidä kuitenkaan ottaa lopullisena ja tarkkana metallialtistumiseen liittyvänä ympäristöterveysriskinarviona Luikonlahden kaivos- ja rikastamoympäristöstä. Riskinarviota on kuitenkin mahdollista tarpeen vaatiessa täydentää lisätiedon avulla. Tässä esitetty riskinarvio ei myöskään huomioi muita kaivosympäristön mahdollisia ympäristöterveydellisiä altisteita (mm. mahdolliset muut haitta-ainepäästöt, pienhiukkaspäästöt, melu), joten se ei edusta terveysriskinarviota kaikkiin mahdollisiin kaivoksen päästöihin liittyen.
Baars, A.J., Theelen, R.M.C., Janssen, P.J.C.M., Hesse, J.M., van Apeldoorn, M.E., Meijerink, M.C.M, Verdam, L. & Zeilmaker, M.J. 2001. Re-evaluation of human-toxicological maximum permissible risk levels. RIVM, report 711701 025.
EFSA 2009. Scientific opinion on arsenic in food. EFSA panel on contaminants in the food chain (CONTAM). EFSA Journal 2009; 7(10):1351. doi: 10.2903/j.efsa.2009.1351.
EFSA 2010. Scientific opinion on lead in food. EFSA panel on contaminants in the food chain (CONTAM). EFSA Journal 2010; 8(4):1570. doi: 10.2903/j.efsa.2010.1570.
EFSA 2012. Cadmium dietary exposure in the European population. EFSA journal 2012;10(1):2551. doi: 10.2903/j.efsa.2012.2551.
Tiesjema, B. & Baars, A.J. 2009. Re-evaluation of some human-toxicological maximum permissible risk levels earlier evaluated in the period 1991-2001. RIVM, report 711701092/2009.
WHO 2005. Nickel in drinking-water – background document for development of WHO guidelines for drinking-water quality. World Health Organization, WHO/SDE/WSH/05.08/55.
Noudettu kohteesta http://fi.opasnet.org/fi-opwiki/index.php?title=Luikonlahden_terveysriskinarviointi&oldid=18581