Luikonlahden sienitutkimus

Tämä sivu on tutkimus. Sivutunniste: Op_fi3523
Moderaattori:Ei ole (katso kaikki) Kuinka ryhtyä moderaattoriksi? Sivun edistyminen: Täysluonnos. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review).
Lisää dataa Näytä tulokset

Johdanto

Tässä on esitetyt lyhyesti Luikonlahden kaivosalueella ja sen lähiympäristössä vuonna 2010 kerätyistä ruokasienistä tehty tutkimus. Yksityiskohtaisemmat kuvat ja kartat löytyvät raportista (Makkonen, Roivainen ja Nerg 2012).

Näytteenotto ja analyysit

Luikonlahden kaivoksen toiminta-alue ja sen lähiympäristö noin 4 km2 alueelta jaettiin tutkimusta varten 250 m x 250 m soluihin (Nikkarinen ja Karlsson, 2012). Nuoria ruokasieniä, jotka kaikki olivat mykoritsasieniä, kerättiin yhteensä 30 eri solusta syys-lokakuussa 2010 (Kuva 1). Kaivoksen alueelta määritettiin yhteensä 78 sieninäytettä. Kerätyt sienilajit olivat herkkutatti (Boletus edulis), männynherkkutatti (Boletus pinophilus), eri punikkitatit (Leccinum spp.), voitatti (Suillus luteus), kangastatti (Suillus variegatus), kantarelli (Cantharellus cibarius), kangassieni (Lactarius rufus) ja karvarousku (Lactarius torminosus). Jokaisen sienilajin näytteeseen yhdistettiin kaikki yhden solun sisältä kerätyt itiöemät (1–28 kpl/ näyte). Sienet säilytettiin keräyksen jälkeen kylmiössä (+5 °C) yön yli. Sieninäytteeseen otettiin mukaan lakki ja jalka. Sienestä poistettiin jalan multainen tyviosa ja pinnan irtonaiset roskat sekä tarvittaessa vioittuneet osat ja pintakelmu. Sienet pilkottiin ja näytteen tuorepaino punnittiin. Näytteet kuivattiin lämpökaapissa +60 °C 3 vrk tai +45 °C 3 vrk ja sen jälkeen +60 °C 1 vrk ja kuivauksen jälkeen punnitiin kuivapaino. Tuore- ja kuivapainosta (+105 °C) määritettiin näytteen vesipitoisuus.

Kuivatut sieninäytteet jauhettiin analyysimyllyllä hienoksi jauheeksi alkuainemäärityksiä varten. Näytteet uutettiin väkevällä typpihapolla mikroaaltouunissa (EPA3051). Alkuaineiden Al, B, Ca, Cu, Fe, K, Mg, Mn, Na, P, Rb, S, Sr, Ti, V ja Zn pitoisuudet määritettiin induktii-visesti kytketyllä plasma-atomiemissiospektrometrilla (ICP-AES, Thermo Jarrel Ash Iris). Alkuaineiden Ag, As, Ba, Cd, Cr, Co, Li, Mo, Ni, Pb, Sb, Se, Tl ja U pitoisuudet määritettiin plasma-massaspektometrilla (ICP-MS, Perkin Elmer Sciex Elan 6000). Hiilen ja typen pitoi-suudet analysoitiin hiili-typpianalysaattorilla (ISO 13878, CEN 15104). Kaikki analyysit tehtiin Labtium Oy:n laboratoriossa.

Jokaisesta näytteenottosolusta, josta kerättiin sieninäytteet, otettiin myös noin 1-10 cm paksuinen humusnäyte pintamaasta sylinterimäisellä näytteenottimella. Humuskakun päältä poistettiin elävät maatumattomat kasvinosat ja suuremmat juuret ja alapuolelta mineraalimaa, jos sitä oli tullut näytteen mukana. Kustakin näytteenottosolusta otettiin 3-9 osanäytettä, riippuen humuskerroksen paksuudesta, noin 20 x 20 m alalta näytesolun sisältä (Nikkarinen ja Karlsson, 2012.

Humusnäytteistä analysoitiin alkuaineiden kokonaispitoisuus (uutto väkevällä typpihapolla) sekä ammoniumasetaattiliukoinen pitoisuus (uutto 1 M ammoniumasetaatilla, pH 4.5) ICP -menetelmillä kuivapainoa kohden. Lisäksi humusnäytteistä määritettiin pH, kationinvaihtokapasiteetti (CEC) ja tuhkapitoisuus. (Nikkarinen ja Karlsson, 2012)

Biokertyvyys

Metallien kertymistä sieniin määritetään biokonsentraatiokertoimella (BCF, bioconcentration factor), joka on koko itiöemän, lakin tai jalan kuivapainon metallipitoisuuden (mg/kg dw) suhde pintamaan kuivapainon kokonaismetallipitoisuuteen (mg/kg dw) (Frankowska ym., 2010; Gucia ym., 2012). Yksikötön kerroin kuvaa sienen kykyä kerätä alkuaineita maaperästä ja sen avulla arvioidaan sienten metallipitoisuus, kun pintamaan pitoisuus tunnetaan. Yleensä alkuaineen katsotaan olevan kertyvää, jos kerroin on yli yksi, ja ei biokertyvää, jos suhde jää alle yhden.

Maaperäeliöiden biokertyvyyskertoimen laskemisessa käytetään useimmiten haitta-aineen kokonaispitoisuutta pintamaassa. Käytännössä eliöt eivät välttämättä reagoi suoraan haitta-aineen kokonaispitoisuuteen ja altistuminen voi tapahtua useampia reittejä. Huokosveden haitta-ainepitoisuudella saattaa olla keskeisempi rooli biokertyvyyteen kuin maan kokonaispi-toisuudella, koska liukoisten metallien oletetaan olevan paremmin eliöiden saatavilla (Allen 2000).

Luikonlahden tutkimuksessa humuksen alkuaineen kokonaispitoisuuden perusteella laskettua kertyvyystekijää kutsutaan bioakkumulaatiokertoimeksi (BAF, bioaccumulation factor). Humuksen helppoliukoiseen (ammoniumasetaatti uutto) metallipitoisuuteen perustuvaa kerroin nimetään puolestaan biokonsentraatiokertoimeksi ja sen oletetaan edustavan helpommin eliöiden saatavilla olevaa huokosveden alkuainepitoisuutta. Kertoimien laskemisessa käytettiin alkuainepitoisuuksia sienen ja humuksen kuiva-aineessa.

Sienten alkuainepitoisuudet

Kerättyjen tattien ja rouskujen jakauma tutkimusalueella oli melko tasainen, mutta 350–700 m etäisyydeltä kaivoksen toiminta-alueesta oli eniten sieninäytteitä.

Etäisyys kaivoksesta vaikutti selkeimmin tattien ja rouskujen nikkelipitoisuuksiin, jotka pienenivät merkitsevästi kaivosalueelta etäännyttäessä (Kuva 1). Myös tattien kobolttipitoisuus ja rouskujen hopeapitoisuus olivat kohonneita lähellä kaivoksen toiminta-aluetta.

Kuva 1.Sienten nikkelipitoisuuden (mg/kg kuivapainossa, mediaani ) jakauma sieniryhmittäin eri etäisyyksillä Luikonlahden kaivoksen toiminta-alueelta. * = poikkeava havainto; molemmat tapaukset tateissa.

Rikki

Luikonlahden sienten rikkipitoisuudet vaihtelivat välillä 690–11200 mg/kg dw (keskiarvo 4600 mg/kg dw). Tattien keskimääräinen rikkipitoisuus oli suuruudeltaa samanlainen kuin sulfidimalmivyöhykkeen herkkutateilla on raportoitu (Nikkarinen ja Mertanen, 2004). Tattien maksimipitoisuus (11200 mg/kg dw) sijaitsi entisen louhosalueen lähellä (solu 20) ja rouskujen (2080 mg/kg dw) ja solussa 43.

Kupari

Luikonlahden sienten Cu-pitoisuus vaihteli välillä 8,2–222 mg/kg dw (keskiarvo 38 mg/kg dw). Luikonlahden kallioperässä esiintyy metallisulfidipitoista malmikiveä (Kylylahti Copper Oy, 2011), ja alueen tattien keskimääräinen kuparipitoisuus oli samaa luokkaa Liperistä sulfidimalmivyöhykkeeltä kerättyjen herkkutattien Cu-pitoisuuden kanssa (Nikkarinen ja Mertanen, 2004). Ainoastaan vanhan kaivoksen toiminta-alueella (0–350 m vyöhykkeellä) tattien Cu-pitoisuus oli korkeampi (keskiarvo 64,6 mg/kg dw, vaihteluväli 19,7–222 mg/kg dw). Tattien maksimipitoisuudet 131 ja 222 mg/kg dw sijoittuvat entisen louhosalueen läheisyyteen (solu 20) ja entisen rikastuslaitoksen lähelle (solu 35). Rouskujen kuparipitoisuus oli tattien pitoisuutta selvästi pienempi ja maksimipitoisuus oli 32,6 mg/kg dw (solu 43).

Nikkeli

Luikonlahden sienten Ni-pitoisuus vaihtelivat välillä 0,36–9,0 mg/kg dw (keskiarvo 1,5 mg/kg dw). Ni-pitoisuudet Luikonlahden tateissa olivat samaa suuruusluokkaa sulfidimalmi-vyöhykkeen herkkutattien Ni-pitoisuuksien kanssa (Nikkarinen ja Mertanen, 2004), mutta pitoisuuksien vaihteluväli oli kuitenkin Luikonlahdessa suurempi. Tattien maksimipitoisuudet 9,0 ja 4,9 mg/kg dw esiintyivät vanhan kaivoksen ympäristössä (solut 11 ja 19). Rouskujen maksimipitoisuus oli 3,3 mg/kg dw (solu 52). Pienimmät pitoisuudet esiintyivät yli 700 m etäisyydellä kaivosalueesta.

Koboltti

Luikonlahden sienten Co-pitoisuus vaihteli välillä < 0,05–2,6 mg/kg dw (keskiarvo 0,36 mg/kg dw). ja vastasi suuruudeltaan sulfidimalmivyöhykkeeltä kerättyjen herkkutattien pitoisuutta (Nikkarinen ja Mertanen, 2004). Tattien maksimipitoisuudet esiintyivät kaivostoiminta-alueen ulkopuolella soluissa 50 (2,6 mg/kg dw), 52 (1,8 mg/kg dw) ja 11 (1,8 mg/kg dw). Rouskujen maksimipitoisuus oli 0,71 mg/kg dw (solu 20).

Sinkki

Sienten Zn-pitoisuus oli koko Luikonlahden kaivosalueella tasainen (vaihteluväli 48–184 mg/kg, keskiarvo 103 mg/kg). Tattien Zn-pitoisuus vastasi sulfidimalmivyöhykkeen herkkutattien keskimääräistä Zn-pitoisuutta (Nikkarinen ja Mertanen, 2004). Tattien maksimipitoisuudet 184 mg/kg ja 180 mg/kg olivat soluissa 54 ja 48. Rouskujen maksimipitoisuus oli 169 mg/kg (solu 61).

Arseeni

Luikonlahden sienten As-pitoisuudet vaihtelivat välillä 0,06–2,7 mg/kg dw (keskiarvo 0,31 mg/kg dw). Luikonlahden tattien keskimääräinen As-pitoisuus oli noin kaksinkertainen sulfidimalmivyöhykkeen herkkutattien keskimääräiseen pitoisuuteen verrattuna (Nikkarinen ja Mertanen, 2004), mutta pitoisuudet olivat samaa suuruusluokkaa Etelä-Suomesta kerättyjen tattien kanssa (Pelkonen ym., 2006). Kuten humuksessa (ks. Nikkarinen ja Karlsson, 2012) arseenin maksimipitoisuudet tateissa (1,4 ja 1,3 mg/kg dw) ja rouskuissa (2,7 ja 1,6 mg/kg dw) esiintyivät rikastushiekka-altaan lähialueella (solut 40 ja 39, 37 ja 61).

Kromi

Luikonlahden sienten Cr-pitoisuudet vaihtelivat välillä <0,05–12 mg/kg dw (keskiarvo 0,51 mg/kg dw). Sienten keskimääräinen Cr-pitoisuus oli Luikonlahdessa pienempi kuin Helsingin keskuspuiston mykoritssienissä (keskiarvo 1,5 mg/kg dw; Järvinen, 2003), mutta maksimipi-toisuus oli lähes kaksinkertainen pääkaupunkiseudun sienten maksimipitoisuuteen (6,9 mg/kg dw) verrattuna. Luikonlahden tattien keskimääräinen kromipitoisuus oli huomattavasti korkeampi verrattuna sulfidimalmivyöhykkeen herkkutatteihin, joiden Cr-pitoisuuden keskiarvo oli 0,01 mg/kg dw (Nikkarinen ja Mertanen, 2004) Tattien maksimipitoisuudet 12 mg/kg ja 5,6 mg/kg dw sijaitsivat soluissa 11 ja 19, joissa Outokumpuassosiaation kromipitoiset kivilajit ovat vallitsevina. Maksimipitoisuus rouskuissa oli 1,2 mg/kg dw (solu 37).

Kadmium

Luikonlahden sienten Cd-pitoisuudet vaihtelivat välillä 0,06–16 mg/kg dw (keskiarvo 1,7 mg/kg dw). Keskimääräinen Cd-pitoisuus Luikonlahden tateissa oli hieman pienempi kuin sulfidimalmivyöhykkeen tattien kadmiumpitoisuus (3,7 mg/kg dw) (Nikkarinen ja Mertanen, 2004). Tattien maksimipitoisuudet (16 ja 9,3 mg/kg dw) sijaitsivat vanhan kaivosalueen ympäristössä (solut 12 ja 27). Rouskujen kadmiumpitoisuus oli selvästi pienempi verrattuna tatteihin. Rouskujen maksimipitoisuus (1,1 mg/kg dw) sijaitsi lähellä rikastusallasta (solu 39).

Lyijy

Luikonlahden sienten lyijypitoisuudet vaihtelivat välillä <0,05–2,8 mg/kg dw (keskiarvo 0,20 mg/kg dw). Tattien keskimääräinen Pb-pitoisuus vastasi Keski-Suomen graniittialueen sienten lyijypitoisuuksia (Nikkarinen ja Mertanen, 2004) ja oli pienempi kuin Etelä-Suomesta kerättyjen sienien lyijypitoisuus (Pelkonen ym., 2006). Tattien maksimipitoisuus (2,4 mg/kg dw) sijaitsi vanhan kaivoksen ympäristössä (solu 19).

Antimoni

Luikonlahden sienten antimonipitoisuudet vaihtelivat välillä <0,05 -86,2 mg/kg dw. Tattien maksimipitoisuus (86,2 mg/kg dw) havaittiin punikkitateilla kaivospiirin ulkopuolella yhdessä solussa Uvemäen alueella (solu 51). Samaisessa solussa myös herkkutattien Sb -pitoisuus oli hieman kohonnut (1,14 mg/kg dw), mutta rouskujen pitoisuus jäi alle määritysrajan. Kaikissa muissa näytesoluissa sienten Sb -pitoisuudet olivat alle määritysrajan. Sienten antimonipitoisuuksista on raportoitu vähän, vaikka tämän puolimetallin yhdisteet mm. antimonitri- ja pentakloridi on arvioitu ympäristö- ja terveysvaaralliseksi ja antimonitrioksidi syöpävaaralliseksi (Reinikainen 2007). Kaivos- ja sulattoalueilta kerätyistä mykoritsasienistä on mitattu jopa 100- 1400 mg/kg dw antimonipitoisuuksia, kun taas tausta-alueilla sienten Sb –pitoisuudet ovat yleensä alle 0,1 mg/kg dw (Borovicka ym. 2006).

Taulukko 1. Luikonlahden ruokasienten alkuainepitoisuus (mg/kg kuivapainossa), aritmeettinen keskiarvo (M), geometrinen keskiarvo (G), mediaani (Md), minimi (min) ja maksimi (max). n=78

Alkuaine	M	G	Md	min	max
Ag	2,70	0,576	0,823	< 0,01	19,1
Al	14,7	9,79	10,1	< 5	97,6
As	0,307	0,223	0,205	0,059	2,74
B	< 1	< 1	< 1	< 1	4,55
Ba	0,600	0,518	0,495	0,156	2,74
Ca	99,9	88,8	83,9	39,4	466
Cd	1,74	0,797	0,785	0,060	15,8
Co	0,361	0,217	0,206	< 0,05	2,60
Cr	0,507	0,228	0,190	< 0,05	12,2
Cu	37,5	29,2	31,5	8,15	222
Fe	113	32,0	23,3	16,2	1860
K	25900	25400	25000	15500	46800
Li	< 0,1	< 0,1	< 0,1	< 0,1	0,122
Mg	742	725	690	443	1300
Mn	12,3	11,2	11,1	5,24	31,1
Mo	0,216	0,146	0,130	< 0,02	1,05
Na	173	76,3	66,4	< 20	1310
Ni	1,55	1,28	1,40	0,355	9,02
P	5380	5280	5500	3370	9010
Pb	0,202	0,089	0,078	< 0,05	2,78
Rb	333	301	291	113	1060
S	4600	3450	4810	690	11200
Sb	1,14	< 0,05	< 0,05	< 0,05	86,2
Se	6,08	1,84	1,24	0,050	46,3
Sr	0,307	0,259	0,267	< 0,01	1,75
Ti	< 0,5	< 0,5	< 0,5	< 0,5	1,14
Tl	0,037	0,022	0,023	< 0,01	0,182
U	< 0,01	< 0,01	< 0,01	< 0,01	0,033
V	< 0,1	< 0,1	< 0,1	< 0,1	0,191
Zn	103	99,0	99,2	47,9	184
C (%)	44,9	44,9	44,9	42,8	47,4
N (%)	4,32	4,20	4,09	2,48	6,74

Verrattaessa kaivosympäristön koko sieniaineiston metallipitoisuuksia (mg/kg dw) pääkaupunkiseudun kauppasienten alkuainepitoisuushavaintoihin (Järvinen 2003), keskimääräiset pitoisuudet olivat pääosin joko yhtä suuria (Mn, Ni, Cu, Zn, Mo ja Cd) tai pienempiä (Cr, As, Ba, V ja Pb). Helsingin keskuspuiston sienten keskimääräiset Cr- ja As-pitoisuudet olivat 3-4 -kertaiset ja Ba-, V- ja Pb-pitoisuudet 7-10 -kertaisia verrattuna Luikonlahden sieniin. Järvisen (2003) tutkimuksessa sienten raskasmetallipitoisuudet olivat kohonneita erityisesti vilkkaasti liikennöityjen teiden varsilla. Kaivosalueella liikennepäästöjen merkitys raskasmetallilaskeuman aiheuttajana on pääkaupunkiseutuun verrattuna vähäisempi ja voi selittää pienemmät lyijy- ja vanadiinipitoisuudet sienissä. Koska lyijyä ei enää tule liikennepäästöistä, sen kohonneet pitoisuudet sienissä kuvastavat todennäköisesti vanhaa liikenneperäistä laskeumaa maaperässä.

Bioakkumulaatio- ja biokonsentraatiokertoimet

Pienempään helppoliukoiseen humuksen alkuainepitoisuuteen perustuvat biokonsentraatiokertoimet olivat suurempia kuin bioakkumulaatiokertoimet, mutta molemmat BCF- ja BAF –kertoimet kuvasivat samalla tavalla alkuaineiden kertyvyyttä sieniin. Helppoliukoinen pitoisuus ei toisin sanoen oleellisesti parantanut kokonaispitoisuudella saatua arviota metallien biokertyvyydestä.

Sienten biokertyvyyskertoimien perusteella kaikkiin sieniin selvästi kertyviä alkuaineita olivat pääravinteet, esimerkiksi kalium (BAF >10), rikki ja fosfori (BAF > 1). Alkuaineiden biokertyvyydessä oli sienilajien välillä eroja. Kaivostoimintaan liittyvistä metalleista sieniin kertyivät tehokkaimmin kadmium (BAF tateilla vaihteluväli 0,34–21,3, keskiarvo 5,1 ja rouskuilla 0,15–2,8, ka 0,61) ja sinkki (BAF tateilla 0,15–3,8, ka 1,3 ja rouskuilla 0,48–2,1, ka 1,1). Arseenin, koboltin, kromin, nikkelin ja lyijyn bioakkumulaatiokertoimet olivat kaikki selvästi alle yhden, eli näillä alkuaineilla ei näyttäisi olevan taipumusta kertyä ylimäärin sieniin maaperän kautta. Tosin biokonsentraatiokertoimen mukaan sienten kromipitoisuus oli korkeampi kuin helppoliukoinen pitoisuus humuksessa.

Sienten kuparipitoisuus oli keskimäärin pienempi kuin humuksen kokonaisku-paripitoisuus. Myös yli yhden olevia BAF-arvoja määritettiin tateille (maksimi 2,4) ja kantarelleille (maksimi 1,3) lähinnä humuksen pienillä kuparipitoisuuksilla. Sienten keskimääräinen kuparipitoisuus oli kuitenkin suurempi kuin humuksen helppoliukoinen Cu-pitoisuus. Kuvassa 2 on esitetty sienten bioakkumulaatiokerroin kuparille suhteessa metallien kokonaispitoisuuteen humuksessa. Alkuaineet kertyvät sieniin tehokkaammin pienissä humuksen pitoisuuksissa ja kertyvyys vähenee jyrkästi ja lopulta tasaantuu humuksen metallipitoisuuden kasvaessa, eli kertyminen sieniin ei ole lineaarisesti verrannollinen humuksen metallipitoisuuteen. Myös kasveilla tehtyjen tutkimusten perusteella tiedetään, että ravinteet siirtyvät tehokkaimmin pienissä maaperäpitoisuuksissa (Marschner, 1995), ja useiden ei-välttämättömien alkuaineiden on havaittu käyttäytyvän samoin (Sheppard ja Sheppard, 1985; Simon ja Ibrahim, 1987; Tuovinen ym., 2011).

Kuva 2. Sienten bioakkumulaatiokerroin kuparille (Cu BAF) humuksen kuparin kokonaispitoisuuden (mg/kg dw) funktiona. Symbolit edustavat eri sienisukuja.

Humuksen ominaisuuksien (pH, kationinvaihtokapasiteetti, tuhkapitoisuus) ja metallien bioakkumulaatiokertoimien välinen suhde oli negatiivinen eli bioakkumulaatiokertoimet olivat suurempia maaperän pH:n, kationinvaihtokapasiteetin sekä tuhkapitoisuuden ollessa pienempiä. Poikkeuksena olivat fosforin, rikin ja hopean bioakkumulaatiokertoimet, jotka olivat suurempia vähemmän orgaanista ainesta sisältävässä humuksessa.

Sienten käyttö ruokasieninä

Komission asetuksessa (EY) N:o 1881/2006 säädetään viljeltyjen sienten Agaricus bisporus(herkkusieni), Pleurotus ostreatus (osterivinokas), Lentinula edodes (siitake)) enimmäislyijy-pitoisuudeksi 0,3 mg/kg tuorepainossa ja kadmiumille 0,2 mg/kg tuorepainossa. Asetuksen muutoksessa (EY) N:o 629/2008 muille kuin viljellyille sienille, esimerkiksi syötäville metsäsienille, kadmiumin enimmäispitoisuudeksi on säädetty 1,0 mg/kg tuorepainossa. Kuparin enimmäismääräksi sienissä on asetettu 10 mg/kg tuorepainossa (KTMa 237/2002 eräiden vieraiden aineiden enimmäismääristä elintarvikkeessa, muutos 517/2005).

Kadmiumin sallittu enimmäispitoisuus muille kuin viljellyille sienille (1,0 mg/kg fw) ylittyi yhdessä herkkutattinäytteessä (solu 12) ja muissa näytteissä pitoisuudet olivat selvästi rajan alapuolella. Viljellyille sienille asetettu kadmiumin enimmäismäärä 0,2 mg/kg fw ylittyi noin 50% tutkituissa herkkutattinäytteissä ja muutamassa punikkitattinäytteessä. Kuparin enimmäispitoisuus ylittyi kahdessa herkkutattinäytteessä, jotka oli kerätty vanhan kaivostoiminnan alueelta (solut 20 ja 35). Lyijylle säädetty enimmäispitoisuus ei ylittynyt Luikonlahden sieninäytteissä.

Korkeimman siedettävän saannin perusteella alkuaineille laskettu arvio Luikonlahden sienien turvalliselle käyttömäärälle vaihtelee sadoista grammoista satoihin kiloihin tuorepainossa viikossa riippuen alkuaineesta (Taulukko 2). Hopean, kadmiumin ja seleenin maksimipitoisuuden perusteella tuoreiden sienien käyttömäärä rajoittuisi alle yhteen kiloon viikossa. Arseenin, koboltin, kromin, kuparin, raudan ja sinkin maksimipitoisuuksilla sieniä voisi käyttää 2–10 kg viikossa. Luikonlahdessa korkeimmat metallipitoisuudet olivat lähinnä kaivospiirin alueelle. Mediaanipitoisuuksilla tattien kadmium-, hopea- ja seleenipitoisuus rajoittaisivat sienien hyödyntämistä ravinnoksi noin 2–9 kg viikossa. Muilla tarkastelluilla alkuaineilla sieniä voisi nauttia yli 20 kg viikossa (Taulukko 2) ennen kuin niiden turvalliseksi tiedetty saantiarvo ylittyy.

Taulukko 2. Luikonlahden kaivosalueen ja sen ympäristön ruokasienten viikoittainen käyttömäärä (kg fw/vko), jossa alkuaineiden suositeltava enimmäissaanti ravinnon kautta ei ylity. Viikoittainen enimmäismäärä on annettu tattien ja rouskujen alkuaineen mediaani- ja maksimipitoisuuksille tuorepainossa (mg/kg fw).

'	Mediaani	Mediaani	Maksimi	Maksimi
Alkuaine	Tatit	Rouskut	Tatit	Rouskut
Ag	5,2	65	0,38	0,96
Al	84	96	15	45
As	27	23	6,5	2,2
Cd	1,8	15	0,20	2,7
Co	40	30	2,6	7,7
Cr	150	164	4,3	27
Cu	17	64	4,2	23
Fe	63	63	0,79	8,8
Mg	54	43	33	22
Mn	105	111	33	41
Mo	305	1380	81	37
Ni	209	205	58	73
Pb	163	101	7,8	11
Se	8,7	53	0,62	19
Zn	26	30	13	10

Johtopäätökset

Luikonlahden sienten keskimääräiset alkuainepitoisuudet eivät eroa huomattavasti muualta Suomesta tausta-alueilta kerättyjen sienien pitoisuuksista. Luikonlahden kaivostoiminnan kivilajiassosiaatioon liittyvistä metalleista arseenin ja kromin pitoisuudet olivat kuitenkin Luikonlahden sienissä selvästi suurempia kuin pitoisuudet vastaavalta metallisulfidivyöhyk-keeltä kerätyissä sienissä (Nikkarinen ja Mertanen, 2004).

Luikonlahden sienituloksien tarkastelu rajoittuu ainoastaan epäorgaanisiin yhdisteisiin, joten mahdolliset muut terveydelle haitalliset aineet, esimerkiksi orgaaniset yhdisteet ovat tutki-muksen ulkopuolella. Sieniin potentiaalisesti kertyvistä epäorgaanisista aineista elohopeaa ei tutkimuksessa analysoitu. Yleisesti ottaen ruokasieniä ei ole suositeltavaa kerätä, kaupunkien keskustoissa, vilkasliikenteisten väylien ja teollisuusalueiden lähistöiltä. Kaivosalueen väli-töntä lähialuetta lukuun ottamatta, Luikonlahden ympäristön sienten käyttämisestä ravintona ei metallipitoisuuksien perusteella aiheudu merkittävää terveyshaittaa. Hopeaa, kadmiumia ja seleeniä lukuun ottamatta, ruokasienten sallitut käyttömäärät korkeimpien siedettävien saan-timäärien mukaan laskettuna ja alkuaineiden mediaanipitoisuuksiin perustuen olivat pääasiassa suuria, kymmenistä kiloista satoihin kiloihin. Näin ollen sienien käyttö Luikonlahden ym-päristössä on todennäköisesti turvallista yhden kilometrin säteellä kaivosalueen ulkopuolella. Kuitenkin on huomattava, että etenkin maksimipitoisuuksiin perustuen saantirajat muutamille alkuaineille (Ag, Cd, Fe, Se) ylittyivät jo hyvin pienillä sienimäärillä. Todennäköisyys, että ruokasieniä kerättäisiin kaivoksen toiminta-alueen välittömästä läheisyydestä, mistä maksi-mipitoisuudet mitattiin, on kuitenkin vähäinen.

Sienten ja humuksen alkuainepitoisuuksien välillä ei ollut selvää lineaarista suhdetta. Sienet ja kasvit ottavat sekä tarvitsemiaan ravinteita että ei-välttämättömiä aineita tehokkaammin maan pienillä alkuainepitoisuuksilla (Gadd, 1993; ECHA, 2008) ja pystyvät näin säätelemään ravinnepitoisuuksiaan tarpeitaan vastaaviksi. Myös tässä tutkimuksessa BAF- ja BCF -kertyvyyskertoimien havaittiin pienenevän humuksen alkuainepitoisuuksien kasvaessa. Tär-keitä ravinteita (K, P, S, Zn) lukuun ottamatta alkuaineiden bioakkumulaatiokertoimet olivat pääasiassa alle yhden, eli sienten metallipitoisuudet olivat pienempiä kuin humuksen. Alku-ainepitoisuuksissa ja bioakkumulaatiokertoimissa oli kuitenkin suurta hajontaa sekä sienilajien sisällä että sieniryhmien välillä, ja yksittäisissä sieninäytteissä oli merkittävääkin metalli-kertymää. Tattien kadmiumpitoisuus oli selvästi korkeampi kuin muilla sienilajeilla, mikä näkyi myös suurempana bioakkumulaatiokertoimena. Herkkutatin on raportoitu myös muissa tutkimuksissa keräävän kadmiumia tehokkaasti (Järvinen, 2003).

Tutkimuksessa oli oletuksena, että suurin osa sienten alkuaineista tulee maan kautta. Sienten pintakelmun poistaminen suurimmasta osasta sienistä vähensi laskeuman ja pölyn kautta tulevien alkuaineiden osuutta. Pölyn kautta tapahtuva kertyminen voi olla kaivosympä-ristössä kuitenkin merkittävää ja sen mahdollinen vaikutus ruokasienten pitoisuuteen riippuu sienten esikäsittelytavoista. Myös sieniä ravintonaan käyttäville eläimille altistumisreitti pölyn ja maan syönnin kautta voi olla huomattava. Sienten keruuajankohtana syksyllä 2010 Luikonlahden kaivostoiminta oli pysähdyksissä, joten pölypäästöt ovat olleet pienempiä kuin varsinaisen toiminnan aikana. Sillä perusteella voidaan olettaa, että esitetyt tulokset kuvaavat suurimmaksi osaksi maasta tai maavedestä tulevia pitoisuuksia.

Katso myös

Muita Minera-projektin tuotoksia

Minera-mallin sovelluksia	· Luikonlahden tapaustutkimus · Luikonlahden sienitutkimusraportti
Muut	· Metallimalmikaivostoiminnan parhaat ympäristökäytännöt · Minera-hanke · MINERA Loppuseminaari · Kauppila T, Makkonen S, Komulainen H, Tuomisto JT: Metallikaivosalueiden ympäristöriskinarviointiosaamisen kehittäminen: MINERA-hankkeen loppuraportti. · Lehdistötiedote 15.4.2013 · Kohdekohtainen esimerkki · Lyhenteet ja määritelmät · Loppuraportti kokonaismalli · Kaivostoiminnan ympäristöterveysriskien arviointi (suojattu sivu) · Mallinnusohjelmat päästöjen arvioinnissa · Viitearvot · Talvivaaran kaivoksen terveysvaikutukset · Loppuraportti · Raportti · Yaran tapaustutkimus
Muita kaivostoimintaan liittyvää	· Vesijalanjälki · Hyvä kaivos pohjoisessa · Yhteiskuntatieteellinen kaivostutkimus Itä-Suomen yliopistossa · Teemasivu:Kaivostoiminnan vaikutusarviointi

Viitteet

Allen HE. 2002. Bioavailability of metals in terrestrial ecosystems: importance of partitioning for bioavailability to invertebrates, microbes and plants. ISBN 1-880611-46-5. Pensacola, FL: SETAC Press, 158 pp.

Borovicka J, Randa Z, Jelinek E. 2006. Antimony content of macrofungi from clean and polluted areas, Chemosphere 64: 1837-1844.

ECHA. 2008. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Appendix R.7.13-2: Environmental risk assessment for metals and metal compounds. European Chemicals Agency.

Falandysz J. 2008. Selenium in edible mushrooms. Journal of Environmental Science and Health, Part C: Environmental Carcinogenesis and Ecotoxicology Reviews 26:256–299.

Frankowska A, Ziolkowska J, Bielawski L, Falandysz J. 2010. Profile and bioconcentration of minerals by King Bolete (Boletus edulis) from the Plocka Dale in Poland. Food Additives and Contaminants: Part B: Surveillance 3:1–6.

Evira 2010. Elintarvikkeiden ja talousveden kemialliset vaarat, uudistettu painos. Eviran julkaisuja 15/2010.

Euroopan unionin virallinen lehti 364, 20.12.2006. Komission asetus (EY) N:o 1881/2006 annettu 19 päivänä joulukuuta 2006, tiettyjen elintarvikkeissa olevien vierasaineiden enimmäismäärien vahvistamisesta.

Euroopan unionin virallinen lehti 173, 3.7.2008. Komission asetus (EY) N:o 629/2008, tehty 2 päivänä heinäkuuta 2008,tiettyjen elintarvikkeissa olevien vierasaineiden enimmäismäärien vahvistamisesta annetun asetuksen (EY) N:o 1881/2006 muuttamisesta.

Gadd GM. 1993. Interaction of fungi with toxic metals. New Phytologist 124:25–60.

Gucia M, Jarzyńska G, Rafal E, Roszak M, Kojta AK, Osiej I, Falandysz J. 2012. Multivariate analysis of mineral constitituents of edible Parasol Mushroom (Macrolepiota procera) and soils beneath fruiting bodies collected from northern Poland. Environmental Science and Pollution Research 19:416–431.

Järvinen, A. 2003. Helsingin keskuspuiston sienten vierasaineet vuonna 1999. Helsingin kaupungin ympäristökeskuksen julkaisuja 2/2003.

Kalač P, Svoboda L. 2000. A review of trace element concentrations in edible mushrooms. Food chemistry 69:273–281.

Kauppa- ja teollisuusministeriö. Kauppa- ja teollisuusministeriön asetus eräiden vieraiden aineiden enimmäismääristä elintarvikkeessa 23/2002, 5.4.2002.

Kylylahti Copper Oy. 2011. Luikonlahden rikastamon rikastuskapasiteetin lisääminen. Ympäristövaikutusten arviointiohjelma (20.9.2011).

Lukac M, Godbold, DL. 2011. Soil ecology in northern forests: A belowground view of a changing world. pISBN: 9780521886796. Cambridge University Press. Cambridge, GBR. 274 s.

Nikkarinen M, Karlsson T. 2012. Yhteenvetoraportti Luikonlahden humustutkimuksista vv. 2010–2011. Geologian tutkimuskeskus, Kuopio.

Nikkarinen M, Mertanen E. 2004. Impact of geological origin on trace element composition of edible mushrooms. Journal of Food Composition and Analysis 17:301–310.

Pelkonen R, Alfthan G and Järvinen O. 2006. Cadmium, lead, arsenic and nickel in wild edible mushrooms. The Finnish Environment Institute publication series The Finnish Environment, Environmental Protection, no. 17/2006

Pelkonen R, Alfthan G, Järvinen O. 2008. Element concentrations in wild edible mushrooms in Finland. The Finnish Environment Institute publication series, The Finnish Environment, Environmental Protection, no. 25/2008.

Sheppard MI, Sheppard SC. 1985. The plant concentration ratio concept as applied to natural U. Health Physics 48:494–500.

Simon SL, Ibrahim SA. 1987. The plant/soil concentration ratio for calcium, radium, lead, and polonium: Evidence for non-linearity with references to substrate concentration. Journal of Environmental Radioactivity 5:123–142.

Tuovinen TS, Roivainen P, Makkonen S, Kolehmainen M, Holopainen T, Juutilainen J. 2011. Soil-to-plant transfer of elements is not linear: Results for five elements relevant to radioactive waste in five boreal forest species. Science of the Total Environment 410:191–197.