Kaivostoiminnan vaikutukset eliöihin ja luonnon monimuotoisuuteen
Tämän sivun teksti on otettu raportista Kauppila, T. (toim.) 2015. Hyviä käytäntöjä kaivoshankkeiden ympäristövaikutusten arvioinnissa. Geologian tutkimuskeskus, Tutkimusraportti 222, 141 sivua, 26 kuvaa ja 7 taulukkoa.
Matti T. Leppänen (SYKE), Anne Raunio (SYKE), Eija Kemppainen (SYKE), Ulla-Maija Liukko (SYKE), Sari Kauppi (SYKE) ja Tommi Kauppila (GTK)
Laki ympäristövaikutusten arviointimenettelystä edellyttää hankkeen mm. eliöihin ja luonnon monimuotoisuuteen aiheuttamien välittömien ja välillisten vaikutusten arviointia. Tätä varten tarvitaan tarpeeksi yksityiskohtaisia taustatietoja kohteen luonnon monimuotoisuudesta sekä sitä uhkaavien haitallisten aineiden ja alueelle suunniteltujen toimenpiteiden vaikutuksista. Hankkeen vaikutusten tarkastelua varten vaikutusalue rajataan siten, että tarkastelussa on luontotyyppien, eliöiden populaatioiden ja niiden elinympäristöjen säilymisen kannalta riittävän laaja alue. Vaihtoehdoissa on otettava huomioon mahdollisuudet turvata suojeltavien luontotyyppien ja lajien elinympäristöjä ja esitettävä keinoja tämän tavoitteen toteuttamiseksi.
Seuraavassa käydään läpi kaivostoiminnan mahdollisia eliöstövaikutuksia maaperä- ja vesiympäristössä. Tavoitteena on kuvata erilaisia menetelmiä erityisesti pitkäaikaisten, populaatioihin vaikuttavien muutosten arvioimiseen sekä johdattaa laajempien kokonaisuuksien, kuten luontotyyppien ja ekosysteemitason, vaikutusten hallintaan.
Haitallisten aineiden vaikutukset
Matti T. Leppänen (SYKE)
Maaperä- ja vesieliöstöön kohdistuvien vaikutusten tarkastelu keskittyy selvittämään etenkin hankkeesta mahdollisesti aiheutuvia ympäristönsuojelulain tarkoittamia maaperän ja vesien pilaantumisvaikutuksia tai vesilain tarkoittamia vesistön sulkemis- tai muuttamisvaikutuksia ja suojelullisesti arvokkaisiin pienvesiin kohdistuvia vaikutuksia.
Olosuhteiden muuttumisen kuvaaminen ja lähiympäristön eliöyhteisön vasteiden arvioiminen on oleellinen osa YVA-prosessia, jossa suojellaan ympäristöä muutoksilta ja pilaantumiselta. Vaikutusten luotettava arviointi perustuu riittävälle taustaselvitykselle (ks. Nykytilaselvitykset), jota voidaan täydentää vertailupaikkojen valinnalla. Vertailupaikat voivat osoittautua myöhemmin hyödyllisiksi arvioitaessa muutoksen vaikutuksia, etenkin jos alueen taustaselvitys on jäänyt puutteelliseksi ja toiminta on jo käynnistynyt. Tärkeää on myös kattaa koko hankkeen elinkaari esiselvityksistä suljetun kaivoksen jälkihoitoon, sillä ympäristövaikutukset eivät välttämättä rajoitu aktiivisen kaivostoiminnan ajalle.
Ekologisen riskinarvioinnin vaiheet voidaan jakaa kolmeen osaan: 1) vaaran tunnistaminen ja ongelman kuvaus 2) ns. altistumis- ja vaikutusprofiilien määrittely eli ympäristöpitoisuuksien ja haitattomien pitoisuuksien arviointi ja 3) edellisten vertaaminen keskenään eli riskin kuvaaminen.
Tämä on käytännössä sama toimintatapa kuin terveysvaikutusten arvioimisessa, mutta riskinarvioinnin raja-arvot tai ympäristölaatunormit (jos niitä on asetettu lainsäädännössä) perustuvat eri eliöryhmien standardilajeilla tehtyihin toksisuustesteihin. Ekologisen riskinarvioinnin tiivistetty yleisesitys löytyy Minera-projektin loppuraportista (Makkonen 2013, Makkonen & Koikkalainen 2013) ja laajempi esitys alan perusteoksesta (Suter 2007).
Raja-arvojen määrittäminen tähtää yleensä kroonisten, pitkäaikaisten vaikutusten ehkäisemiseen. Nämä raja-arvot (ympäristölaatunormit, NOEC, PNEC ym.) suojelevat eliöyhteisöjä eli perustuvat populaatiotason vasteisiin. Haitattomien pitoisuuksien arvioiminen on YVA-työskentelyssä luotettavinta, jos kirjallisuustietoja ja viranomaislähteitä on käytettävissä, koska ne ovat yleensä tavalla tai toisella validoituja. On myös mahdollista johtaa puuttuvia raja-arvoja itse, jos ainekohtaista toksisuusdataa on käytettävissä (esim. Makkonen & Koikkalainen 2013).
Vaikutuksia arvioitaessa on syytä erottaa välittömät vasteet ja sellaiset pitkäaikaiset vasteet, jotka voivat liittyä epäsuoriin muutoksiin eliöyhteisössä esimerkiksi ravintoverkon tai elinympäristön rakenteen tai toiminnan kautta (Vuori et al. 2001). Haitta-aineiden mahdollinen rikastuminen on oleellinen tekijä ravintoverkko- ja pitkäaikaisvaikutuksissa sekä joidenkin lajien (kalat) hyötykäytössä. Kokonaisuuden ymmärtäminen auttaa myös arvioimaan yhteisvaikutuksia, jotka voivat syntyä haitta-aineiden summana tai yhdessä muiden ympäristöstressitekijöiden seurauksena. Oleellista on myös muistaa, että kyse on nimenomaan arvioimisesta, jolloin virhelähteiden ja marginaalien tunnistaminen on tärkeää.
Vaikutukset maaperäeliöihin ja maaperän prosesseihin
Sari Kauppi (SYKE) ja Tommi Kauppila (GTK)
Maaperään kohdistuvien ekologisten vaikutusten arvioinnissa käytetään pohjatietoina kaivoshankkeen arvioituja päästöjä sekä niiden leviämistä maaperään ja näin syntyviä ympäristöpitoisuusia, joita verrataan haitattomiksi tiedettyihin pitoisuuksiin. Lisäksi voidaan selvittää haitta-aineiden potentiaaliseen biosaatavuuteen vaikuttavat maaperän laatutekijät, erityisesti hienoaineksen (< 2μm:n aines) ja eloperäisen aineksen määrät. Myös kationinvaihtokapasiteetti voidaan joissakin tapauksissa hyödyntää arvioinnissa. Edustavan näytteenoton kuvaus on esitetty Pilaantuneen maa-alueen riskinarviointi ja kestävä riskinhallinta -kirjassa (Reinikainen et al. 2014).
Erityisesti metallien vaikutuksien arvioinnissa oleellista on selvittää myös päästöjen arvioidulla leviämisalueella vallitsevat taustapitoisuudet (ks. Nykytilaselvitykset), koska metallien aiheuttamiin riskeihin sovelletaan yleisesti ns. lisätyn riskin periaatetta (ks. esim. Reinikainen 2007, s. 21). Se perustuu oletukseen, että eliöt ovat sopeutuneet kohteen luontaisiin taustapitoisuuksiin ja vain lisäkuormitus aiheuttaa haitallisia vaikutuksia eliöissä. Lisätyn riskin lähestymistapaa on jo sovellettu suomalaisten maaperän kynnys- ja ohjearvojen määrittämisessä (Reinikainen 2007), mutta asia voidaan ottaa huomioon, mikäli kohteen taustapitoisuudet poikkeavat selvästi ohjearvojen määrittämisessä käytetyistä taustapitoisuuksista.
Pääasiallinen lähestymistapa maaperän eliöihin kohdistuvien vaikutusten arvioinnissa on arvioitujen toiminnasta syntyvien ympäristöpitoisuuksien vertaaminen maaperälle määritettyihin ekologisiin viitearvoihin (Reinikainen 2007). Kaivostoiminnan tapauksessa kyse on useimmiten alkuaineiden, erityisesti metallien, aiheuttamista vaikutuksista, jotka syntyvät mineraalipölyn tai polttoaineiden käytöstä aiheutuvien päästöjen levitessä ympäristöön. Ekologisia viitearvoja on saatavissa 14 alkuaineelle, joskaan kaikki niistä eivät ole luotettavuudeltaan hyviksi arvioituja (Reinikainen 2007). Alkuainevalikoima mahdollistaa varsin hyvin kaivostoiminnan vaikutusten arvioinnin YVA-tasolla. Arvioinnissa otetaan tarvittaessa huomioon alueella vallitsevat ei-ihmisperäiset taustapitoisuudet ja käytetään lisätyn riskin lähestymistapaa.
Joissakin tapauksissa arviointia tulee tarkentaa, jos alustava tarkastelu osoittaa, että arvioidusta päästöjen leviämisestä voi syntyä kynnysarvoihin ja taustapitoisuuksiin nähden korkeita ympäristöpitoisuuksia, tai jos soveltuvaa ohjearvoa ei ole saatavissa (ks. Makkonen & Koikkalainen 2013). Tarkennetussa arvioinnissa määritetään haitta-aineelle pitoisuustaso, josta ei todennäköisesti aiheudu haittaa eliöille ja ekosysteemille (PNEC = Predicted No Effect Concentration). Tätä pitoisuutta verrataan arvioituihin toiminnasta syntyviin ympäristöpitoisuuksiin (PEC = Predicted Environmental Concentration). Ensi sijassa käytetään olemassa olevia validoituja PNEC-arvoja (esim. ECHA:n rekisteröityjen aineiden tietokanta) mutta arvo voidaan myös johtaa hyödyntäen ekotoksisuustietokantoja ja lajiherkkyysjakaumien laatimiseen tarkoitettuja ohjelmistoja. Kroonisten ekotoksisuustestitulosten puuttuessa käytetään arviointikertoimia ja joissakin tapauksissa voidaan joutua hyödyntämään vesieliöille tehtyjä toksisuustestejä ja maa-maavesi-jakaantumiskerrointa (Kd). Tarkennettu arviointi tulee todennäköisesti harvoin kyseeseen YVA-vaiheessa erityisesti aloittavan toiminnan tapauksessa mutta saattaa olla tarpeen aiemmin kontaminoituneilla alueilla.
Jo YVA-vaiheessa voi tulla kyseeseen huomioida kaivoshankkeesta ympäristöön leviäväksi arvioidun kontaminaation potentiaalinen biosaatavuus. Tämä johtuu siitä, että erityisesti mineraalipölynä leviävä kontaminaatio on useimmiten niukkaliukoisessa muodossa, mineraalien kiderakenteessa. Myös helppoliukoisessa muodossa oleva kontaminaatio voi sitoutua maaperässä eloperäiseen tai mineraaliainekseen, ja myös kontaminaation ikääntyminen vähentää potentiaalista biosaatavuutta. Toisaalta maaperän happamoituminen hapettuvan metallisulfidipölyn vaikutuksesta voi lisätä liukoisuutta. Pidättymisen ja ikääntymisen aiheuttaman biosaatavuuskorjauksen laskemiseen on tarjolla empiirisiä, tilastollisia malleja, kuten Soil PNEC calculator (Makkonen & Koikkalainen 2013). Malleja hyödynnettäessä on tarkasteltava niiden soveltuvuutta suomalaisiin maaperäoloihin ja kuvattava nämä seikat YVA-raportoinnissa.
Haitta-ainekontaminaation lisäksi kaivoshanke voi vaikuttaa maaperäeliöihin kosteusmuutosten kautta. Kaivostoiminnan aiheuttamat valunnan muutokset sekä pohjaveden pinnan lasku vaikuttavat maaperän kosteuteen ja maaperäeliöiden elinolosuhteisiin mahdollisesti myös kaivosalueen ulkopuolella. Elävässä maassa on runsas lajisto hajottajamikrobeja (bakteerit ja sienet) sekä maaperäeliöitä (alkueläimiä, sukkulamatoja, rataseläimiä ja karhukaisia, lieroja, änkyrimatoja, punkkeja, hyppyhäntäisiä sekä etanoita ja kotiloita). Näistä esimerkiksi sukkulamadot ovat vesieläimiä, jotka liikkuvat maaperässä veden täyttämissä huokosissa, ja niiden populaatiot voivat tuhoutua maan kuivuessa. Kosteuden lisäksi myös pH:n muutokset muuttavat maaperäeliöiden esiintymistä. Metallisulfideja sisältävän pölyn aiheuttamaa maaperän happamoitumisriskiä voidaan arvioida pölyn arvioidun koostumuksen perusteella vähintään kvalitatiivisesti ja myös tekemällä oletuksia sulfidimineraalien hapettumisesta.
Vaikutukset vesieliöihin
Matti T. Leppänen (SYKE)
Hydrologiset ja vedenlaadun vaikutukset
Vesi on keskeisessä roolissa kaivostoiminnassa, ja usein vesitaseen hallinta vaatii päästöjä kaivospiirin ulkopuolelle. Eliöyhteisön kannalta oleellista on tunnistaa muutoksen voimakkuus ja dynamiikka. Hydrologiset suureet, kuten virtaama (maksimi ja minimi), veden korkeus ja lämpötila, vaihtelevat luontaisesti vuodenajan mukaan ja säätelevät eliöiden elinkiertoa. Suuret tai vuodenaikaan nähden epätavalliset muutokset hydrologiassa voivat esimerkiksi vaikuttaa kalojen kudun epäonnistumiseen tai virtavesien pohjaeläinyhteisöjen rakenteeseen. Alueen kalalajiston ekologinen tuntemus yhdistettynä hankevaihtoehtojen hydrologiaan antaa tärkeää tietoa lajiston elinmahdollisuuksista muuttuvissa oloissa. Hydrologian lisäksi kaivostoiminnasta mahdollisesti muuttuva happamuus (pH, erityisesti äärevyys, toistuvuus ja ajoittuminen), lisääntynyt ravinteiden (mm. typpiyhdisteet ja sulfaatin kemia) ja kiintoaineksen määrä voivat aiheuttaa veden laadun ja elinympäristöjen heikkenemistä. Näiden muutosten vaikutusten arvioimisessa voidaan kalaston osalta hyödyntää ns. kaladirektiiviä (Euroopan parlamentti ja neuvosto 2006) ja muuhun eliöstöön vesienhoidon suunnittelun ekologista luokittelua ja sen fysikaalis-kemiallisia tekijöitä (Ympäristöhallinto 2015).
Pohjaveden laadun muuttuminen voi myös vaikuttaa pintavesien laatuun, ja se näkyy erityisesti lähteiden eliöstössä ja muiden vesimuodostumien pohjaveden purkautumispaikkojen läheisyydessä. Lähteiden poikkeava elinympäristö ylläpitää vaateliasta ja usein harvinaista lajistoa, joka on sopeutunut hyvin tasalaatuisiin olosuhteisiin. Eliöyhteisön palautuminen häiriöistä eristyneisyyden takia on myös hyvin vaikeaa. Näiden elinympäristöjen riskinarviointi vaatii myös taustaselvitystä vedenlaadusta ja eliöstöstä, jotta vaikutusten arvioiminen on varmalla pohjalla. Luonnontilaisia lähteitä ja muita pienvesiä suojaa vesilain 11 §.
Vedenlaatu ja ympäristölaatunormit
Merkittävät muutokset haitta-aineita vastaanottavan veden laadussa ovat usein mitattavissa erilaisten liuenneiden haitta-aineiden pitoisuuksina (ks. Vaikutukset pintavesien laatuun). Erityisesti sulfidimetallimalmituotannossa on tyypillistä, että muodostuu metalli- ja sulfaattipitoisia, happamia vesiä. Tausta-arvoihin nähden pitoisuuksien merkittävät muutokset ovat todennäköisesti haitallisia eliöille. Tätä pitoisuuden merkittävää muutosta on vaikea määrittää, ja sitä voidaan lähestyä yksinkertaisesti vertaamalla eri hankevaihtoehtojen arvioituja ympäristöpitoisuuksia (PEC) arvioituun haitattomaan ympäristöpitoisuuteen (PNEC) (Makkonen & Koikkalainen 2013). Valitettavasti vain osalle kaivospäästöissä esiintyvistä aineista on määritelty eurooppalaisia ympäristölaatunormeja eli haitattomia pitoisuuksia, jotka suojelevat ympäristöä. Vesiympäristössä haitallisille aineille on annettu ympäristölaatunormeja suomalaisissa asetuksissa 1022/2006 ja 868/2010 (Valtioneuvosto 2006, 2010) ja direktiiveissä 2008/105/EY ja 2013/39/EY (Euroopan parlamentti ja neuvosto 2008, 2013). Hankevaihtoehdoissa arvioituja pitoisuuksia on syytä verrata näihin normeihin. Haitta-aineiden luonnolliset, paikkakohtaiset taustapitoisuudet voidaan myös ottaa huomioon raja-arvojen määrittelyssä (Verta et al. 2010), mikä korostaa taustaselvityksen tärkeyttä. On usein todennäköistä, että kaivostoimintaan suunnitellun alueen geologia aiheuttaa valtakunnallisia keskiarvoja suurempia metallipitoisuuksia paikallisiin vesistöihin, erityisesti puroihin.
EU:n alueen ympäristölainsäädännön rajallisuuden vuoksi puuttuvien aineiden raja-arvoihin voidaan etsiä apua muiden maiden viranomaisten ohjeistuksesta. Esimerkiksi Yhdysvaltojen (US EPA), Kanadan (CCEM) ja Australian sekä Uuden Seelannin (ANZECC) pintavesille on säädetty laatunormeja. Haitattomia pitoisuuksia löytyy myös Euroopan kemikaaliviraston sekä Yhdysvaltain ympäristönsuojelutoimiston aineistoista. Tärkeää on kuitenkin huomata, että vesien luontaiset ominaisuudet voivat poiketa huomattavasti suomalaisista vesistä, mikä vaikuttaa metallien haitallisuuteen esimerkiksi kovuuden kautta. Tietolähteenä voidaan myös käyttää suoraan tieteellistä kirjallisuutta, joka voi auttaa harvinaisempien aineiden, kuten suolojen, haitallisuuden arvioimisessa. Esimerkiksi sulfaatin ja magnesiumin haitallisia pitoisuuksia on tutkittu Australiassa suomalaistyyppisissä pehmeissä vesissä (van Dam et al. 2010) ja sulfaatille on myös esitetty ympäristölaatunormeja kanadalaisessa tutkimuksessa (Elphick et al. 2011).
Haitta-aineiden riskinarviointi perustuu pääasiassa pitkäaikaisvaikutusten arvioimiseen, ja tärkeimpiä ympäristölaatunormeja ovat krooniset, eliöyhteisön kasvua, lisääntymistä yms. mittaavat suureet. Näin ollen ympäristölaatunormit ja haitattomat pitoisuudet ovat sellaisia pitoisuuksia, jotka ovat suojelevia eliön koko elinkaaren ajan. Päästöissä voi kuitenkin olla esimerkiksi vuodenaikaan tai tuotantoprosesseihin sidottuja pulsseja, jolloin ympäristön pitoisuudet kohoavat tilapäisesti huomattavasti. EU:n ympäristölaatunormidirektiiveissä raja-arvoja on annettu sekä vuoden keskiarvona (AA-EQS) että maksimipitoisuuksina (MAC-EQS). Kaivostoiminnan vesitase on siis syytä ottaa huomioon ekologisessa riskinarvioimisessa ja pohtia päästöjen keston suhdetta kohteena olevan eliöyhteisön elinkierron kestoon. Esimerkiksi levillä kuukausi kattaa monta sukupolvea ja monien vesihyönteisten lisääntymismenestyksen ratkaisevat ennen aikuistumista loppukeväällä ja alkukesällä vallitsevat, lyhytkestoisetkin olosuhteet.
Metallien paikalliset ympäristölaatunormit
Vedenlaadulla on suuri merkitys metallien sitoutumiseen ja myrkyllisyyteen, joten jo YVA-vaiheessa on syytä selvittää paikallisen vedenlaadun vaikutus metallien jakautumiseen vedessä ja sitä kautta vaikutus paikalliseen ympäristölaatunormiin, etenkin niissä tapauksissa, joissa laatunormien epäillään ylittyvän. Liuennut orgaaninen hiili (DOC) sitoo metalli-ioneja, ja toisaalta veden vapaat protonit (H+), kalsium ja magnesium kilpailevat metalli-ionien kanssa sitoutumisesta eliöön vähentäen haitallisuutta. Ilmiöitä käytetään hyväksi bioligandimalleissa (BLM), joiden avulla voidaan määrittää paikallinen haitallinen tai haitaton pitoisuus, joka perustuu vapaan metalli-ionin määrään sekä eri ionien väliseen kilpailuun sitoutumisesta mm. humukseen ja eliöön. Uusimmassa ympäristölaatunormidirektiivissä (Euroopan parlamentti ja neuvosto 2013) nikkelin ja lyijyn vuosikeskiarvot (AA-EQS) on ilmoitettu biosaatavana metallina. Nikkelille onkin kehitetty yksinkertainen [www.bio-met.net BLM-malli] direktiivin soveltamiseksi. Lyijyllä määritys perustuu DOC-korjaukseen (European Commission 2014), joka periaatteeltaan vastaa kadmiumin kovuuskorjausta. Helppokäyttöisiä BLM-malleja on saataville useille metalleille, esimerkiksi Bio-Met-malli sisältää myös kuparin ja sinkin paikallisen kroonisen EQS-arvon laskualgoritmin. Akuuteille vasteille kehitetty HydroQual-yhtiön täydellisempi BLM-malli laskee kadmiumille, sinkille, kuparille ja lyijylle vesipitoisuuden, jossa puolet mallilajeista kuolee. Sitä voidaan siis käyttää arvioimaan hetkellisten, korkeiden päästöjen haitallisuutta. Tieteellisestä kirjallisuudesta löytyy myös muita lajikohtaisia ns. ”full” BLM-malleja monille metalleille, ja niiden soveltamisessa tarvitaan usein laajaa vedenlaatuaineistoa sekä mahdollisesti myös spesiaatiomallien (esim. WHAM) käyttöä (esim. Schlekat et al. 2010). Paikallisen vedenlaadun tarkastelussa ei saa unohtaa veden laadun ajallisen vaihtelun merkitystä. Esimerkiksi monissa happamissa humuspitoisissa vesissä on tyypillistä, että happamimpien virtaamahuippujen aikana humusaineita saostuu etenkin raudan kanssa, jolloin vesi kirkastuu ja monien metallien liukoisten olomuotojen osuus ja akuutin toksisuuden riski kasvaa voimakkaasti. Nämä tilanteet kannattaa huomioida näytteenoton suunnittelussa.
Sedimentit ja ympäristölaatunormit
Sedimentaatioalueiden alusveden ja sedimentin muuntuminen fysikaalisten ja kemiallisten tekijöiden takia (vrt. Vaikutukset vesistösedimentteihin) voi uhata pohjaeläimiä ja muita ravintoverkkojen eliöitä. Kuormituksen arvioinnissa on hyvä tarkastella hapen vähentymisen (rehevöityminen, kasvanut sedimentaatio), ionitasapainon häiriöiden (suolaantuminen) ja haitta-aineiden (metallit) mahdollisia vaikutuksia.
Sedimenttien riskin arviointi perustuu jälleen ympäristöpitoisuuksien etukäteisarviointiin, joka on haastavaa. Vaikka vesistösedimentin pintaosan pitoisuusmuutokset saataisiin arvioitua, EU-direktiiveissä ja Suomessa ei ole käytössä sedimenttien haitta-aineille ympäristölaatunormeja tai muita arviointikäytäntöjä. Niiden puuttuessa on usein sovellettu saastuneille maille annettua asetusta (Valtioneuvosto 2007) ja sedimenttien ruoppausohjeita (Ympäristöministeriö 2004, 2015). Kumpaakaan ei voida suositella sedimenttien ekologiseen riskin arviointiin, joten raja-arvoja ja ohjeita on haettava muista lähteistä (Leppänen et al. 2015). Mahdollisia lähteitä (Sediment Quality Guidelines) ovat Yhdysvaltain (US EPA) ja Ruotsin (Swedish EPA 2000) ympäristönsuojelutoimiston, Australian ympäristömyrkkyjen tutkimuskeskuksen (Simpson et al. 2005) ja Kanadan hallituksen ohjeet (Canadian Council of Ministers of the Environment 1995). Hyvä yleisesitys sedimentin laatunormikäytänteistä eri maissa löytyy SETAC-järjestön julkaisusta (Wenning et al. 2005) sekä tämän hetken tilanne sedimenttien riskinarvioinnissa [www.echa.europa.eu Euroopan kemikaaliviraston sivuilta].
On myös mahdollista johtaa haitattomia sedimenttiraja-arvoja (PNEC) vesilaatunormeista käyttämällä sedimentti-vesi-jakautumiskertoimia ja/tai toksisuustestiaineistoja (European Chemicals Agency 2008, European Commission 2011, s. 93; Makkonen & Koikkalainen 2013). Näillä menetelmillä saadaan vain karkea arvio haitattomista pitoisuuksista, ja tarkempiin arvioihin päästään kohteen sedimentin ominaisuuksien kautta, koska sedimentin laatu vaikuttaa vahvasti metallien biosaatavuuteen ja erilaisia korjauksia raja-arvoihin voidaan tehdä. Paikkakohtaisen riskinarvioinnin apuna voidaan käyttää esimerkiksi työkaluja, joissa arvioidaan biosaatavia pitoisuuksia orgaanisen hiilen, haihtuvien sulfidien (AVS) tai sedimentin huokosveden metallipitoisuuksien avulla (US EPA 2005).
Kohti tarkempaa ekologista vaikutustenarviointia
Veden ja sedimentin krooniset laatunormit suojelevat periaatteessa eliöitä koko elinkierron mittaiselta altistukselta, mutta ne eivät huomioi biokertymistä ravintoverkoissa. Eliöt kykenevät säätelemään metalleja aineenvaihdunnassaan, mutta ainakin elohopea (etenkin metyloituneena) ja kadmium voivat rikastua ravintoverkoissa. Tällä voi olla merkitystä kalojen kasvuun, terveyteen ja lisääntymiseen sekä kaloja ravinnoksi käyttäviin eläimiin ja ihmisiin. Ympäristön muutokset voivat vaikuttaa eliöyhteisön ravintoverkkoihin ja siten toimintaan. Muutokset voivat ilmetä yhteisvaikutuksen ja ympäristöstressin kautta, jota on vaikea arvioida. Erityisen perusteellisissa arvioissa ja laaja-alaisissa hankkeissa voidaan etukäteen selvittää eliöyhteisön rakenne sekä ottaa mukaan toiminnallinen vaste esimerkiksi siten, että mitataan eliöiden morfologisten vaurioiden ilmenemistä (Vuori 2002, Hämäläinen 1999) ja vertaillaan taustatilannetta toiminnan aikaisiin tuloksiin. Hyvä lähtökohta on soveltaa pintavesien ekologisen tilaluokittelun menetelmiä (Ympäristöhallinto 2015) ja määrittää kohteelle tilaluokitus taustatiedoksi sekä arvioida toiminnan vaikutuksia tilaluokitukseen. Haitta-aineiden vaikutusten arvioimisessa hyödyllisiä ovat myös erilaiset leviämismallit, joiden avulla voidaan määrittää pitoisuuksia ja siten arvioida mahdollisten ekologisten vaikutusten ja vedenlaadun muutosten laajuutta.
Ekologisen riskinarvioinnin suurimpia puutteita on nojautuminen yksittäisten tekijöiden ja haitta-aineiden ympäristöpitoisuuksiin. Ympäristön muutos koskee lähes aina useita tekijöitä, joiden yhteisvaikutus määrää eliöiden vasteen. Vaikka kaikki muuttujat näyttäisivät arvion mukaan pysyvän haitattomalla tasolla, niiden yhteisvaikutukseen olisi myös hyvä ottaa kantaa. Hyvin yleinen tapa on olettaa haitta-aineiden vaikutus additiiviseksi, jolloin voidaan soveltaa ”toksinen yksikkö” (toxic unit, TU, Sprague 1970) -menetelmää, jossa kunkin aineen ennustettu ympäristöpitoisuus jaetaan sen ympäristölaatunormilla. Nämä TU-yksiköt voidaan laskea yhteen, ja jos summa ylittää luvun yksi, haittavaikutuksia voidaan olettaa ilmenevän (esim. metallit, US EPA 2005). Todennäköinen virhelähde riskin arvioinnissa syntyy myös sellaisten ympäristölaatunormien ja raja-arvojen käytöstä, joita ei ole validoitu suomalaiseen ympäristöön. Vieraiden laatunormien soveltamisessa on siten huomioitava erilaiset olosuhteet, jotka todennäköisesti vaikuttavat aineiden käyttäytymiseen. Virhemarginaalien arviointi on osa onnistunutta riskin arviointia.
Vaikutukset luontotyyppeihin, tärkeisiin eliölajeihin ja Natura 2000 -alueisiin
Anne Raunio (SYKE), Eija Kemppainen (SYKE) ja Ulla-Maija Liukko (SYKE)
Luontovaikutuksia arvioidaan yleisimmin laadullisella asiantuntija-arviolla. Riittävät tiedot luontotyyppien ja lajien esiintymisestä ovat lähtökohtana arvioinnille. Erityyppiset vaikutukset tunnistetaan, mukaan lukien yhteisvaikutukset. Vaikutusten suuruus, merkittävyys ja niiden toteutumisen todennäköisyys arvioidaan ja perusteellaan. Haitallisten vaikutusten välttämis-, lieventämis- ja kompensaatiotoimet selvitetään ja arvioidaan niiden vaikutus. Natura 2000 alueisiin todennäköisesti vaikuttavat hankkeet on arvioitava luonnonsuojelulain 65 §:ssä esitetyn menettelyn mukaisesti.
Eliöihin ja luontotyyppeihin kohdistuvien vaikutusten arvioimiseksi ja vertailuaineiston kokoamiseksi toteutetaan luontotyyppien sekä tarpeellisten eliöryhmien lajistoselvityksiä. Hankkeen toteuttaminen voi suoraan tuhota lajien tai luontotyyppien esiintymiä tai tärkeiden lajien lisääntymis-, talvehtimis- tai levähdyspaikkoja hankealueella. Hankkeessa tehtävät toimenpiteet, mm. rakentaminen, voivat pirstoa tai muuttaa uhanalaisten sekä luonto- ja lintudirektiivien lajien populaatioita ja elinympäristöjä. Näitä haittoja voidaan vähentää suunnittelemalla alueen rakennelmat ja veden virtaukset siten, että suojeltavien lajien elinpaikat ja luontotyyppien esiintymät säästyvät.
Lajit tai luontotyypit voivat hävitä tai heikentyä myös välillisesti esim. haitallisten aineiden, elinympäristön vähittäisen muuttumisen tai monimutkaisten vuorovaikutussuhteiden kautta. Eliöiden kannalta merkityksellisiä ovat mm. pöly, melu, liikenne, pohja- ja pintavesien virtaukset, kiintoaine- ja muut päästöt vesistöihin ja alueen kuivuminen. Pöly on haitallista etenkin puiden ja kalliopintojen päällä kasvaville jäkälille ja sammalille. Melu ja liikenne haittaavat etenkin lintujen pesintää. Vesien virtausolojen muutokset ja elinympäristöjen kuivuminen voivat olla tuhoisia vesi- ja kosteikkoeliöiden kannalta (mm. kalat, nilviäiset, sammalet, putkilokasvit), ja haitat näkyvät usein laajalla alueella.
|
Lisätietoja
|
Luontotyyppeihin ja lajeihin kohdistuvien vaikutusten arviointi
Vaikutusten arvioinnissa on pohdittava eri hankevaihtoehtojen merkitystä erikseen luontotyypeille ja kullekin eliöryhmälle. Myös haitallisten vaikutusten vähentämismahdollisuudet suojeltavien lajien ja luontotyyppien turvaamisen kannalta tulee punnita. Jos merkittävän laji- tai luontotyyppiesiintymän tuhoutumista ei voida välttää, tulee tehdä ehdotuksia kompensaatioista. Näitä voivat olla esimerkiksi olemassa olevien tai kartoituksissa löydettävien populaatioiden elinvoimaisuuden parantaminen hoitotoimin tai luontotyyppien ja elinympäristöjen suojelu tai ennallistaminen. Ääritapauksissa kyseeseen voivat tulla uhanalaisimpien lajien siirtoistutukset.
Hankkeen vaikutusten seuranta ulottuu koko kaivoksen elinkaaren ajalle ja myös sulkemisen jälkeen. Seurannan menetelmät ja intensiteetti on arvioitava tapauskohtaisesti. Seurannan tulee sisältää sekä biologisia seurantoja eri eliöryhmien lajien populaatioiden kehityksen ja niiden elinympäristöjen seuraamiseksi että fysikaalis-kemiallisia seurantoja, joita ovat mm. haitalliset aineet, pH:n ja lämpötilan muutokset, meluvaikutukset sekä veden väri, sameus ja kiintoaineet.
Luontovaikutukset voidaan hahmottaa ja esittää taulukkoina, joissa käydään systemaattisesti läpi edellä kuvatut tekijät: kaivostoimintaan liittyvä mahdollisesti haitallinen prosessi, kaivoshankkeen vaihe, jossa vaikutus voi ilmetä, vaikutusmekanismi, vaikutuksen kohteena oleva luontotyyppi, laji tms., vaikutusten todennäköisyys ja voimakkuus sekä vaikutusten vähentämis- ja kompensaatiomahdollisuudet. Lisäksi voidaan taulukoida toimenpiteiden vastuutahoja, kustannuksia, ajoittumista jne. Taulukoinnissa on hyvä esittää myös vaikutukset, jotka arvioidaan vähäisiksi, ja perustelut tälle arviolle.
Natura 2000 -alueisiin vaikuttavien hankkeiden ja suunnitelmien arviointi
Natura 2000 -alueisiin kohdistuvien vaikutusten arvioinnissa on noudatettava luonnonsuojelulain 65 §:n säännöksiä. Tämä koskee kaikkia hankkeita ja suunnitelmia, jotka voivat todennäköisesti merkittävästi heikentää Natura 2000 -alueen luonnonarvoja (Ympäristöministeriö 2014, Euroopan komissio 2000). Arvioitava hanke voi sijaita myös Natura 2000 -alueen ulkopuolella. Arviointiin on ryhdyttävä, mikäli merkittävät heikentävät vaikutukset eivät ole poissuljettuja. Myös eri hankkeiden yhteisvaikutukset on arvioitava. Ensisijaisesti tulee etsiä Natura 2000 alueen luonnonarvoille haitattomia ratkaisuja tarkastelemalla erilaisia toteutettavissa olevia vaihtoehtoja toiminnan sijoittamisessa, mitoituksessa ja käytettävissä prosesseissa. Natura-arviointi voidaan sisällyttää osaksi YVA-lain mukaista ympäristövaikutusten arviointimenettelyä. Niissäkin tilanteissa, joissa on päädytty siihen, ettei arviointikynnys ylity eikä arviointia siksi tehdä, on tärkeää perustella tämä ratkaisu kirjallisesti hankkeen asiakirjoissa.
Uusi ilmoitusvelvollisuus ELY-keskukselle Natura 2000 -aluetta mahdollisesti heikentävistä toimenpiteistä on tullut voimaan luonnonsuojelulain uudistuksessa 1.2.2015 (65b §). Tämä koskee sellaisia toimenpiteitä, jotka eivät tarvitse viranomaisen lupaa, ja ilmoitusvelvollisuus voi tulla kyseeseen esimerkiksi pienimuotoisessa malminetsinnässä. Aina, kun Natura 2000 -alueille suunnitellaan toimenpiteitä, on syytä olla hyvissä ajoin yhteydessä asianomaiseen ELY-keskukseen.
Natura-arviointi kohdistetaan niihin luonnonarvoihin, joiden suojelemiseksi alue on sisällytetty Natura 2000 -verkostoon. SCI-alueilla (luontodirektiivin mukaan perustetuilla Natura-alueilla) luonnonarvoilla tarkoitetaan alueella esiintyviä luontodirektiivin liitteen I luontotyyppejä ja liitteen II lajeja. SPA-alueilla (lintudirektiivin mukaan erustetuilla Natura-alueilla) luonnonarvoilla taas tarkoitetaan lintudirektiivin liitteen I lajeja ja lintudirektiivin artiklassa 4.2 tarkoitettuja muuttolintuja. Suojeluperusteina olevat luontotyypit ja lajit on lueteltu kyseisen Natura 2000 -alueen tietolomakkeessa, joka on saatavissa alueen ELY-keskuksesta.
Katso myös
| Tämä sivu on tiedonmuru. Tämä sivu poikkeaa muusta Opasnetin sisällöstä sen suhteen ettei se ole vapaasti muokattavissa. Käyttäessäsi sivun sisältämää tietoa muualla ole hyvä ja viittaa tähän sivuun näin:
|
Tämä sivu on tiedonmuru.
Sivutunniste: Op_fi5481 |
|---|
| Moderaattori:Heta (katso kaikki)
Sivun edistymistä ei ole arvioitu. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review). |
| Lisää dataa
Tämän Opasnet-sivun julkaisutiedot
|