Kaivostoiminnan terveys- ja viihtyvyysvaikutusten arviointi

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.

Hannu Komulainen (THL)

Terveysvaikutusten ja -riskin arvioinnin periaatteet

Hannu Komulainen (THL)

Kaivostoiminnan terveysvaikutusten arvioinnissa (ympäristöterveysvaikutukset, ympäristöterveysriskit) arvioidaan kaivokseen liittyvät, kaivosalueen ympäristön väestölle aiheutuvat kaivoksen toimintaan liittyvät haitalliset vaikutukset. Tulisi arvioida sekä varsinainen terveyshaitta tai riski (altisteen suora tai epäsuora vaikutus ihmisiin ja terveyteen) että toiminnan vaikutus ihmisten viihtyvyyteen (viihtyvyyshaitta). Viihtyvyyshaitta saattaa muuttua terveyshaitaksi, jos ihmisten altistumistaso kasvaa tai haitta on jatkuva tai pitkäikäinen. Esimerkiksi paha haju satunnaisesti ja lievemmin esiintyessään voi olla viihtyvyyshaitta, mutta voimakkaana ja usein toistuvana se myös vaikuttaa haitallisesti terveyteen.

Terveyshaitan tai -riskin arviossa arvioidaan ihmisten altistuminen päästöille kaivoksen ympäristössä ja siihen liittyvän terveyshaitan suuruus (onko terveyshaittaa, mikä se on, kuinka suuri ja merkittävä haitta on tai mikä on turvamarginaali potentiaaliseen haittaan). Altistumisen mahdollisimman oikea arviointi on avainasemassa terveysriskinarvioinnissa.

Terveysriskin tai -haitan arvion lopputuloksena tulisi YVA-arviointiraportissa

• nimetä ja kuvata ne päästöt, joihin liittyy terveyshaitta tai -riski
• kuvata niihin liittyvät terveysriskit tai -haitat
• kuvata, miten arviot on tehty
• esittää, mitä epävarmuuksia arvioitiin liittyy
• kertoa, mitkä kaikki päästöt on arvioitu
• todeta tulos myös niistä päästöistä, joihin ei arviossa todettu liittyvän terveysriskiä.

Terveyshaitan tai -riskin arvio tehdään siinä laajuudessa ja syvyydessä kuin käytettävissä olevilla tiedoilla on mahdollista. Kaivoksen terveysvaikutusten riskinarvioprosessi voi olla asteittain syvenevä prosessi. Kaivoksen suunnitteluvaiheessa arvio joudutaan tekemään karkeammilla tiedoilla kuin kaivoksen jo toimiessa. Kun kaivoshanke etenee ja riskinarvioon tarvittava tieto tarkentuu ja sitä kertyy lisää, myös terveysriskinarvio tarkentuu. Kun päästöjen vaikutukset arvioidaan kattavasti jo YVA-arviossa, osataan nimetä todennäköisesti merkitykselliset päästöt ja niihin liittyvät terveysriskit jo tässä vaiheessa. Vaikutuksiin osataan tällöin kiinnittää huomiota kaivoksen suunnittelussa (pyrkien minimoimaan riskejä) ja myöhemmin toimivalla kaivoksella (toteuttamaan oikeat riskin vähentämistoimet). Hyvä riskinarvio on mahdollisimman oikeaan osuva arvio.

Terveysriski riippuu ihmisten saaman altistumisen suuruudesta. Altistumisaste päästölle (pitoisuus tai siitä laskettu saanti elimistöön) määrittää siihen liittyvän terveysriskin. Siksi altistuminen on riskinarviossa aina määriteltävä, ja riski liittyy määriteltyyn altistumiseen.

Altistumisen tarkkaan arviointiin tarvitaan arvioitavien altisteiden mitattua, mallinnettua tai arvioitua pitoisuustietoa arvioitavassa ympäristössä (vedessä, ilmassa ja maaperässä). Riskin olemassaoloa voi karkeasti arvioida päästöjen haitallisuudella. Se auttaa suuntaamaan riskinarviota tärkeisiin asioihin, mutta ei tuota riittävää tietoa riskeistä. Riskinarvio voidaan toteuttaa parhaiten ja tarkimmin silloin, kun arvioitavan altisteen pitoisuudet tai tasot ovat tiedossa (ks. Prosessit ja niistä aiheutuvat päästöt sekä Vaiku tukset luonnonympäristön kemialliseen ja fysikaaliseen tilaan). Tavoitteena tulisi olla kvantitatiivinen riskinarvio, jossa numeerista altistumistietoa verrataan numeeriseen tietoon haittaa tuottavasta altistumistasosta, jolloin riskin suuruus voidaan kuvata numeerisena turvamarginaalina tai marginaalina altisteen haitalliseen tasoon.

Terveysriskin arviossa olennainen ja vaativin vaihe on riskin kuvaus. Riskin kuvaus jää helposti liian ylimalkaiseksi. Riskinarviotekstistä tulisi käydä ilmi, kuinka suuri esitetyn haitan riski on: Mikä on riskin suuruus tai turvamarginaali todennäköiseen haittaan? Tässä raportissa kannustetaan terveysriskinarvioon systemaattisella tavalla, joka mahdollistaa riskin kuvauksen kvantitatiivisesti (määrällisesti). Riskinarvion tarkkuus ja luotettavuus riippuvat lopulta arvioon käytettävissä olevien tietojen laadusta.

Hyvä terveysriskiarvio on myös läpinäkyvä. Arvion lähtötiedot on arvion yhteydessä esitetty, käytetty arviomenetelmä kuvattu ja arvion tulos (riskin kuvaus) esitetty konkreettisena ja selkeänä (ks. Riskin kuvaus). Hyvän terveysriskinarvion tekeminen edellyttää tekijältään riittävää tietopohjaa ja ymmärrystä mm. toksikologiasta sekä kykyä hakea ja arvioida tarvittavaa tietoa. Koska altistuminen tulee ympäristön kautta, ymmärrys aineiden käyttäytymisestä luonnossa (säilyvyys, hajoaminen, kertyminen jne.) on myös eduksi, koska se vaikuttaa ihmisten altistumiseen. YVA-arviointiselostuksessa tulisi käydä ilmi kuhunkin toteutusvaihtoehtoon (V0, V1..) liittyvät terveyshaitat ja -riskit ja erot eri toteutusvaihtoehtojen välillä. YVA-arvioita on jo tehty kaivoksillekin useita. Niissä yhteyksissä on arvion tekijöille muodostunut paljon hyviä käytäntöjä myös terveysriskinarvioinnista. Omaa menettelyä kannattaa verrata tässä raportissa esitettyihin käytäntöihin. Menettely, joka tuottaa parhaan ja täsmällisimmän arvion terveysriskeistä ja -haitoista, kannattaa ottaa käyttöön.

Uudet, avattavat kaivokset

Päästöjen terveysvaikutusten arviointi kaivoksen ympäristössä kaivoksen suunnittelu- ja aloitusvaiheessa on hyvin tärkeää, koska suunnitteluvaiheen päätökset kantavat pitkälle tulevaisuuteen. Terveysriskejä tulisi arvioida jo kaivoksen suunnitteluvaiheessa samalla periaatteellisella tavalla kuin toimivalla kaivoksella. Käytettävissä oleva tieto ei kuitenkaan ole vielä yhtä tarkkaa kuin myöhemmin. Arvio on ennustava ja väistämättä suppeampi. Suunnitteluvaiheessa käytetään oletettuja päästömääriä ja niistä ympäristöön päätyviä pitoisuuksia. Riskinarviomallilla voidaan simuloida erisuuruisiin päästöihin liittyviä terveysriskejä. Vaihtelua voivat aiheuttaa esimerkiksi eri malmimäärien käsittelystä aiheutuvat pölypäästöt, melun määrä ja tasot, luonne ja leviäminen jne.

Suunnitteluvaiheen arviossa kokemukset muilta kaivoksilta ja vastaavista prosesseista ovat arvokkaita, ja niitä kannattaa käyttää. Arviota voidaan myöhemmin tarkentaa samalla mallilla ja menettelyllä, kun kaivos jo toimii tai kun toimintaan tehdään muutoksia. Tällöin hyödynnetään todellisia mitattuja lähtötietoja.

Oleellista kaivoksen suunnitteluvaiheen riskinarvioinnissa on

• hahmottaa syntyvien päästöjen tyypit
• nimetä potentiaalisesti haittaa aiheuttavat päästöt ja altisteet
• pyrkiä arvioimaan syntyvien päästöjen määrät
• arvioida päästöjen leviäminen ympäristöön kvantitatiivisesti, jos mahdollista (mallinnus)
• määrittää (leviämis- ja pitoisuustietojen perusteella) potentiaaliset terveysriskit ja haitat.

Potentiaalisimmin terveyshaittoja aiheuttavia päästöjä ovat melu (jos asutusta on lähellä kaivosaluetta), hajuhaitta, pöly (kokonaispäästön määrä kaivosalueelta voi olla suuri, joidenkin mineraalien leviävyys voi olla suuri, esim. grafiitti) tai päästöt vesissä ympäristöön (pintavesien vedenlaadun muutokset ympäröivissä vesistöissä), kaivostyypin ja toimintaympäristön mukaan (Komulainen et al. 2014).

Terveysriskin arviointi jo toimivalla kaivoksella

Jo toimivalla kaivoksella ympäristöterveysriskinarviolla voidaan kartoittaa mitatuista päästöistä aiheutuvat todelliset riskit. Päästötyypit tunnetaan, päästöjen määrät voidaan tarkentaa ja aineiden ja altisteiden pitoisuuksista ympäristöstä on seurantatietoa. Toimivalla kaivoksella arvioidaan vallitsevan toiminnan aiheuttamat riskit ja voidaan arvioida myös toiminnan muutosten vaikutus vallitseviin riskeihin.

Arviointiprosessi

Terveysvaikutusten arviointiprosessi

Kemiallisten aineiden terveysriskin arviointiin on muotoutunut rakenne ja käytäntö, jota käytetään systemaattisesti toksikologiseen terveysriskin arvioon. Siinä kuvataan aineen tai altisteenhaittavaikutukset (hazard assessment) ja niiden annos-vaikutussuhteet (dose-response), arvioidaan ihmisten altistumisaste altisteelle (exposure assessment) ja näiden tietojen perusteella kuvataan riskin suuruus (riskin kuvaus, risk characterisation). Periaate soveltuu yhtä hyvin myös muiden altisteiden terveysriskinarvioon, myös kaivoksella. Toksikologisen riskinarvion yleistä periaatetta on kuvattu yksityiskohtaisemmin mm. lähteessä Komulainen (2013a).

Haittavaikutukset, annos-vaikutusuhteet

Haittavaikutuksilla tarkoitetaan niitä arvioitavan aineen tai altisteen aiheuttamia toksisia vaikutuksia, joita se ylipäänsä voi aiheuttaa. Tällaisia ovat esimerkiksi ihoärsytys, silmä-ärsytys, maksatoksisuus ja vaikutus verenpaineeseen. Riskinarvioon valitaan yleensä haitta, joka syntyy vähäisimmällä tai alimmalla altistumistasolla. Riski voidaan arvioida myös yksittäisestä spesifisestä vaikutuksesta. Jo toimivalla kaivoksella arvion kohteeksi on syytä lisäksi valita kaivokseen liittyvät tunnistetut haitat (esim. melu).

YVA-arviointiselostuksessa kuvataan kaivoksella käytettävät kemikaalit (ks. Hankkeen kuvaaminen). Kuvauksen yhteydessä olisi hyvä olla myös kuvaus kunkin kemikaalin tärkeimmistä toksisista ja ekotoksista ominaisuuksista: Mitkä ovat kunkin aineen keskeisimmät terveyshaittavaikutukset (syövyttävä, silmiä ärsyttävä, karsinogeeninen jne.). Aineen tai altisteen haitallisuuden arviointiin haetaan tieto kirjallisuudesta. Yhteenvetoja aineiden toksisuustiedoista ja haitallisista pitoisuuksista on useissa tietokannoissa (esimerkiksi Hazardous Substances Data Base HSDB, GESTIS, eChemPortal) ja muissa ainekohtaisissa yhteenvedoissa (esimerkiksi OVA-ohjeet, kemikaalikortit, EU:n riskinarvioraportit). Parhaita tietolähteitä ovat usein aineesta tai altisteesta jo johonkin muuhun tarkoitukseen tehdyt riskinarviot. Niitä löytyy julkaisutietokannoista (PubMed, Web of Science) tai Internet-haulla (esimerkiksi WHO:n koordinoimat hankkeet aineiden raja-arvojen asettamiseksi).

Altistumisen arviointi

Altistumisen arviointi -osiossa esitetään, kuinka paljon ihmiset altistuvat arvioitavalle altisteelle kaivosympäristössä. Altistuminen voidaan esittää pitoisuutena ympäristössä (esim. hengitysilmassa tai juomavedessä) tai elimistöön päätyvänä annoksena. Riskinarvioon valitaan näistä sama altistumissuure kuin on riskin kuvauksessa käytetyllä vertailuarvolla. Suureen tulee myös olla arvioinnissa relevantein. Kaivosympäristössä ihmiset altistuvat ilman, veden, maaperän ja mahdollisesti paikallisen ravinnon (esim. sienet, marjat, vihannekset) välityksellä (Komulainen et al. 2014).

Tärkeimmät altistumisreitit ovat ruoansulatuskanava (saanti ravinnossa), hengitystiet (pöly ja ilmaan haihtuvat epäpuhtaudet) ja iho (uimavesi, peseytymisvesi järvistä). Melu kuullaan ja tärinä aistitaan muuten, läheltä myös paineaaltona (räjäytykset).

Pitoisuustieto kaivoksen ympäristöstä on tyypillisesti seuranta- ja tarkkailutietoa. Aloittavan toiminnan tapauksessa se perustuu arvioihin päästöistä ja niiden leviämisestä. Sen perusteella voidaan laskea tarvittaessa myös ihmisten saama annos. Altistuminen on syytä määritellä erikseen lapsille ja aikuisille.

Terveysvaikutusten arvioon käytetään altistumista kussakin ympäristössä todellisimmin kuvaavia tasoja. On suositeltavaa käyttää keskimääräistä altistumistasoa ja sen lisäksi realistista pahinta mahdollista tilannetta (realistinen worst case -arvio, esimerkiksi pitoisuuden 95. prosenttipiste). Koska kaivosympäristössä saatetaan altistua useille aineille samanaikaisesti, on syytä arvioida myös, ovatko niiden yhteisvaikutukset mahdollisia.

Altistumisen arvioinnin teknistä toteuttamista (malli ja laskentakaavat) on kuvattu ja opastettu esimerkiksi kaivosympäristön riskinarviointimalli MINERAssa (Kollanus & Komulainen 2013). Altistumisen kvantitatiivisesta arvioinnista ja sen soveltamisesta riskinarvioon on yksi esimerkki Luikonlahden kaivokseen liittyen (Pasanen & Backnäs 2013). Kuvatun kaltainen kvantitatiivinen arvio voidaan tehdä vasta jo jonkin aikaa toimivalle kaivokselle, josta on ympäristötarkkailu- ja seurantatietoa.

Riskin kuvaus

Riskin kuvauksessa arvioidaan ja esitetään varsinainen altisteeseen liittyvä terveysriski. Todettua altistumistasoa verrataan altisteen haitalliseksi tai haitattomaksi tiedettyyn pitoisuuteen tai tasoon. Terveysriski arvioidaan erikseen ei-karsinogeenisille ja karsinogeeniselle vaikutukselle. Riskin kuvauksessa tulisi esittää turvamarginaalin suuruus haitalliseksi tiedettyyn altistumistasoon tai, sen ylittyessä, todellisen riskin suuruus. Riskin kuvaustapoja ja sen kuvaukseen liittyviä suosituksia on esimerkiksi MINERA-mallissa (Komulainen & Kollanus 2013).

Riskin kuvaus on ollut usein YVA-riskinarvioinneissa puutteellista. Arviosta ei käy ilmi todellinen riski. Se olisi hyödyllistä tietää, varsinkin kun toteutusvaihtoehtoja on verrattava. Usein YVA-selostuksissa on vain todettu, että raja-arvot eivätylity. Tulisi kuitenkin käydä ilmi, miten lähellä altistuminen on haitallista tasoa, ja jos se ylittyy, mikä riski käytännössä on. Sitä voi huomattavasti konkretisoida asteittain etenevällä arviomallilla, jossa riskin suuruus määritetään käytettävissä olevien tietojen sallimalla, esimerkiksi MINERA-mallin kuvaamalla tavalla (Komulainen & Kollanus 2013).

Riskin arvioimiseksi ja kuvaamiseksi (altisteen ei-karsinogeenisille vaikutuksille) on MINERA-mallissa ehdotettu asteittain syvenevää ja tarkentuvaa menettelyä. Siitä valitaan porras, jonka suorittamisen käytettävissä olevan altistumis- ja vertailutiedon luonne sallivat:

• kvantitatiivinen tieto ihmisten altistumistasosta
• vertailu terveysperusteisiin raja/ohjearvoihin
• vaaraosamäärä (Hazard quotient, HQ)
• turvamarginaalin laskenta (Margin of Safety, MOS)
• tautitapausten määrät
• DALY (Disability-Adjusted Life Year, toimintakykyiset elinvuodet).

Syöpäriskin arviointiin (karsinogeeniset altisteet) on oma menettelynsä (Komulainen & Kollanus 2013).

Minimissään ihmisten altistumistaso tulisi kuvata, vaikka ei olisi suoraa vertailukohtaa siitä, mikä altistuminen on haitallista. Tietoa voi käyttää myöhemmin, jos vertailuarvoja tulee, ja pelkästä altistumistasostakin todennäköisesti voi jo päätellä jotakin. Tavanomaisin riskinarviointitapa on verrata todettua altistumista altisteen terveysperusteisiin ohjearvoihin. Se tulisi aina tehdä, jos arvoja on olemassa. Raja-arvot voivat olla myös lainsäädännöllisesti sitovia, jolloin on välttämätöntä tietää suhde niihin. Arviossa tulisi esittää lukuarvoilla, miten lähellä altistuminen on raja- tai ohjearvoa, ja arvioida tuloksen merkitys. Tähän voidaan käyttää esimerkiksi vaaraosamäärän (HQ) laskentaa. Pelkkä maininta, että raja-arvo tai ohjearvo ei ylity, ei kuvaa konkreettisesti riskin suuruutta. Ellei raja- tai ohjearvoja altisteelle ole, suositellaan turvamarginaalin (MOS) laskentaa haitalliseksi tiedettyyn altistumiseen.

Tautitapausten määrien ja DALY:jen laskenta tulee harvoin kyseeseen kaivosympäristössä, koska altistuvan väestön määrä kaivoksen ympärillä on yleensä pieni. Niitä ei oletusarvoisesti ole tarpeen tehdä. Laskelmat soveltuvat perusteellisiin pitkäaikaisvaikutusten riskitason selvityksiin pahoin pilaantuneissa kaivosympäristöissä, jos sellaiseen on tarvetta.

Edellä kuvattu menettely tuottaa riskinarvion kvantitatiivisena, määrällisenä. Sen laskentaan ja määrittelyyn käytetään numeerista tietoa ja lopputuloskin voidaan esittää määrällisenä (turvamarginaalin suuruus, x-kertainen; ohjearvon ylitys, y-kertainen). Tällainen tulos kertoo enemmän kuin kyllä- tai ei-vastaus riskistä, joka on liukuva altistumisen kasvaessa. On suositeltavaa, että riskin kuvaus toteutettaisiin myös valittua porrasta alemmilla tavoilla silloin, kun se on mahdollista. Tietoa voidaan tarvita valittujen toteutusvaihtoehtojen vertailuun tai myöhemmin kaivostoimintaan liittyen. Arviossa tulisi kuvata myös riskinarvion luotettavuus sekä siihen liittyvät merkittävät epävarmuudet.

Käytännön mallit

Kaivosympäristön väestön terveysriskien arviointiin on julkaistu vähän käytännön suosituksia ja ohjeistusta. MINERA-hankkeessa on tuotettu MINERA-malli (Kauppila et al. (toim.) 2013). Se perustuu tässä kuvatun yleisen toksikologisen terveysriskinarvion periaatteisiin. Vastaavaa, kokonaisvaltaista terveysriskinarviomallia kaivosympäristöön (kaikki tärkeiksi oletetut kaivosympäristön päästöt ja altistumistavat), ei ole tätä kirjoitettaessa kuvattuna tiedossa. Tässä dokumentissa esitetyt suositukset perustuvat pitkälti kyseiseen malliin. MINERA-malli on yksityiskohtaisena hankkeen alkuperäisraportissa (Kauppila et al. (toim.) 2013) ja sitä vastaavassa Internet-sivustossa. Tässä raportissa tavoitteena on tuoda esille, mitä tulisi arvioida ja mitä tulisi riskeistä saada selville arvion lopputuloksena.

MINERA-mallissa ohjeistetaan terveysriskinarvion käytännön suoritusta erikseen kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa ja jo toimivalle kaivokselle. Suositukset kattavat ilman epäpuhtaudet, pintavesien epäpuhtaudet, maaperän epäpuhtaudet, pohjaveden epäpuhtaudet, meluhaitat, hajuhaitat, säteilyn ja tärinän, mallin altistumisen arviointiin ja laskemiseen, tapoja riskin lopulliseen arviointiin ja kuvaukseen, tekstiä altisteiden yhteisvaikutusten arvioinnista sekä suositukset terveysvaikutusten ja ekologisten vaikutusten lopullisesta vertailusta (integroitu riskinarvio) (Kauppila et al. (toim.) 2013).

Arvioitavat altisteet

Kaivoskohtaisessa YVA-arviossa olisi syytä ottaa kantaa ainakin seuraavien altistetyyppien aiheuttamaan terveysriskiin kaivoksen ympäristössä:

• ilman epäpuhtaudet
• pintavesien epäpuhtaudet
• maaperän epäpuhtaudet
• pohjaveden epäpuhtaudet
• meluhaitat
• hajuhaitat
• säteily
• tärinä.

YVA-arviossa tulisi käsitellä kutakin edellä mainittua kohtaa siinä laajuudessa, kuin se kyseiselle kaivokselle on relevantti. Hyvässä YVA-arviossa otetaan jokaiseen kohtaan kantaa: liittyykö asiaan, riskinarvion lopputuloksena, terveysriskejä ja mitä ne ovat.

Ilman epäpuhtauksien terveysvaikutukset

Hannu Komulainen (THL)

Ulkoilman epäpuhtauksina suositellaan arvioitavaksi hiukkasten ja kaasumaisten ilman epäpuhtauksien aiheuttamaa haittaa ja terveysvaikutuksia.

Pöly (hiukkaset)

Hiukkaset aiheuttavat terveysriskiä hengitettynä (hengitysilmassa). Pienhiukkasten tiedetään olevan merkittävin haitallinen ympäristöterveysaltiste väestölle Suomessa (Hänninen et al. 2010). Ne aiheuttavat hengitystieperäisiä oireita, pahentavat sydän- ja verisuonisairauksia ja aiheuttavat ennenaikaista kuolleisuutta väestössä (Komulainen 2013b). On syytä tietää ja selvittää, lisääkö kaivostoiminta erityisesti hiukkasten kokofraktioiden PM₁₀, PM_2.5 (pienhiukkaset) pitoisuutta ilmassa kaivoksen ulkopuolella ja mikä on niiden arvioituihin kokonaispitoisuuksiin liittyvä terveysriski.

Pöly ja hiukkaset ilmalaskeumana saattavat myös kontaminoida kaivosympäristön maaperää. Siihen liittyvä vaikutusten arviointia kuvataan kohdassa ”Maaperän pilaantumiseen liittyvät terveysvaikutukset”. Pölylaskeuma saattaa lisäksi liata ympäristöä ja aiheuttaa likaantumiseen liittyvää viihtyvyyshaittaa.

Pölynä arvioidaan ilmassa hiukkasmuodossa olevaa ainesta, joka kaivoksiin liittyvänä usein jaotellaan fraktioihin:

• TSP (kokonaisleijuma); myös PM₃₀
• PM₁₀
• PM_2.5 (pienhiukkaset).

Termejä ”pöly” ja ”hiukkaset” on käytetty kaivosympäristöön liittyen jossakin määrin korvaamaan toisiaan, hiukkaskoon mukaan.

Pölyn ja hiukkasten terveysriskinarvio perustuu ensi sijassa PM₁₀- ja PM_2.5-hiukkasten pitoisuuteen hengitysilmassa (μg/m³). PM_2.5-fraktion hiukkaset (kooltaan enintään 2,5 μm:n hiukkaset) voivat kulkeutua hengitysteissä perille, alveolitasolle asti. PM₁₀-koon hiukkaset jäävät ylempiin hengitysteihin. Kaivosympäristössä on tyypillisesti mitattu kokonaisleijumaa ja PM₁₀-fraktiota, koska kaivosmineraalien hiukkaspäästöt ovat pääasiassa kooltaan tätä suuruusluokkaa. TSP kuvastaa suurempia partikkeleita, paremminkin laskeumaa maahan kuin hengitettäviä hiukkasia. PM_2.5-hiukkasfraktion mittaaminen ja siihen liittyvä riskinarviointi on suotavaa, koska erityisesti siihen tiedetään liittyvän terveysriskejä. PM₁₀-hiukkasilla on samantyyppisiä terveyshaittoja. Kaivoksen eri toiminnoille on julkaistu ominaispölypäästöjen lisäksi tyypillisiä PM₁₀- ja PM_2.5-hiukkasten osuuksia kokonaishiukkaspäästöstä. Tätä tietoa voidaan käyttää kaivoksen suunnitteluvaiheessa päästöjen ennakkoarviointiin (esimerkiksi Kauppila et al. 2013b).

Hyvässä kaivosympäristön ulkoilman pölyyn liittyvässä terveysriskinarviossa on oleellista ensin selvittää ja esittää (ks. kohdat Hankkeen tekninen kuvaus ja Vaikutukset ilmanlaatuun)

• hiukkaspäästöjä aiheuttavat prosessit kyseisellä kaivoksella
• niiden tuottama hiukkasemissio hiukkasfraktioittain (esimerkiksi kg/aikayksikkö)
• mitattu tai arvioitu hiukkasten pitoisuus ilmassa hiukkasfraktioluokittain (esimerkiksi μg/m³)
• hiukkasten kemiallinen koostumus ja orgaanisen aineksen osuus (esimerkiksi Ni μg/g hiukkasfraktiota)
• hiukkasten leviämisalue kaivoksen ympäristössä (mitattujen pitoisuuksien perusteella tai mallitettuna hiukkaspäästöistä)
• taustapitoisuudesta poikkeava alue (erityisesti suhteessa asutukseen, minne asti vaikutus ulottuu).

Kaivoksen suunnitteluvaiheessa voidaan kuvata hiukkaspäästöjä tuottavat pääprosessit, tehdä arvio päästömääristä koko kaivokselta, arvioida hiukkasten koostumusta malmin mineralogian perusteella sekä arvioida ja mahdollisesti jo mallintaa hiukkaspäästön leviämistä kaivosympäristöön.

Riskin kuvauksena ensisijainen vaihtoehto on verrata todettuja tai mallinnettuja ilman hiukkaspitoisuuksia viitearvoihin (suurimmat sallitut pitoisuudet ilmassa, suurimmat haitattomiksi arvioidut pitoisuudet ilmassa, esim. WHO:n ohjearvot). Pitkäaikaisaltistumista kuvaavat hiukkastasot ja niiden viite- ja vertailuarvot ovat riskin kuvauksessa ensisijainen vertailukohta. Myös hiukkasten lyhytaikaisviitearvot vertailuarvoina ovat relevantteja, jos pitoisuuksien vaihtelu on suurta ja kyseiset raja-arvot ylitetään toistuvasti.

Hiukkasten kemiallinen koostumus on hyödyllistä tietää. Hiukkasissa voi olla jotakin metallia tai muuta alkuainetta poikkeuksellisen paljon. Koostumus voidaan analysoida luotettavasti kuitenkin vasta jo toimivalta kaivokselta kerätyistä hiukkasista, mutta esimerkiksi rikastushiekka-alueen pölypäästön koostumusta voidaan arvioida mineraalikoostumuksen ja koerikastuksen tulosten perusteella. Yksittäisen aineen saanti elimistöön hengitysteitse voidaan tällöin laskea hengitetystä hiukkasannoksesta. Tietoa voidaan käyttää aineen kokonaissaantilaskelmaan ja hiukkasissa olevaan karsinogeeniseen aineeseen liittyvä syöpäriski voidaan laskea (Komulainen & Kollanus 2013). Syöpäriskiin tulisi ottaa kantaa, jos kaivostoiminnan todetaan tai arvellaan lisäävän karsinogeenisen aineen pitoisuutta alueen taustapitoisuudesta ilmassa.

Hengitettyyn pölyyn ja hiukkasiin liittyvää terveysriskinarviota kaivosympäristössä on ohjeistettu yksityiskohtaisesti esimerkiksi viitteessä Komulainen (2013b). Oleellista on osoittaa tai arvioida kaivoksen koko pöly- ja hiukkaspäästöjen vaikutus ilmanlaatuun ja ilman kokonaishiukkaspitoisuuksiin (vallitseva taustapitoisuus + kaivoksen tuottama lisä) ja siihen liittyvä riski. Hiukkaspäästöjä saattaa tulla arvioitavaan ympäristöön myös alueen muista päästölähteistä kuin kaivokselta. Tarvittaessa on syytä tehdä myös YVA-lain edellyttämä päästölähteiden yhteisvaikutusten arvio, jossa nimetään muut päästölähteet ja arvioidaan niiden vikutus päästöön. Pienhiukkasten (PM_2.5) kaukokulkeuma määrittää niiden taustatason. Pölyyn ja hiukkasiin liittyvän terveysriskinarvion suurin epävarmuus on, miten hyvin ympäristön ilman hiukkaspitoisuus osataan arvioida. Hiukkasten terveysvaikutukset ja niiden haitalliset pitoisuustasot tunnetaan varsin hyvin. Kun ilman hiukkaspitoisuus osataan ennustaa tai todeta oikein, niiden terveysriskinarvio on varsin luotettavaa.

Kaasumaiset epäpuhtaudet

Terveysriskin suhteen potentiaalisia arvioitavia kaasumaisia ilman epäpuhtauksia ovat mm. seuraavat:

• rikkidioksidi (SO₂)
• rikkivety (H₂S)
• muut haisevat rikkiyhdisteet (TRS)
• typpidioksidi (NO₂), muut typen oksidit (typpioksidi, NO)
• hiilivedyt (HC)
• hiilimonoksidi (CO)
• hiilidioksidi (CO₂)
• muut haihtuvat orgaaniset aineet (VOC).

Kaasumaisiin ilman epäpuhtauksiin liittyvä terveysriski arvioidaan niiden pitoisuuden perusteella ilmassa. Terveyshaitta liittyy aineiden hengitysilmassa oleviin pitoisuuksiin. Tulisi arvioida kaasumaisten epäpuhtauksien suoriin toksisiin vaikutuksiin perustuva riski. Kaasumaisten aineiden hajuun liittyvä hajuhaitta arvioidaan erikseen (kohta Hajuhaitat). Hajuhaitta on usein merkittävämpi haitta (rikkiyhdisteet) kuin kaivokselta tulevien kaasumaisten ilman epäpuhtauksien muut terveysvaikutukset.

Riskinarviossa tulisi kuvata

• prosessit, joista kaasumaiset epäpuhtaudet syntyvät, päästöjen ajallinen vaihtelu
• aineet ja kemikaalit, joista kaasumaisia ilmapäästöjä syntyy, sellaisenaan tai prosesseissa, aineen käyttömäärä vuodessa
• kokonaispäästön määrä ilmaan kaivoksella aikayksikössä
• aineen mitatut pitoisuudet ilmassa (jos tietoa on)
• arvio päästön luonteen ja kokonaismäärän perusteella vaikutuksesta kaivosalueen ympäristön ilmanlaatuun (pitoisuusmuutokset ilmassa, vaikutusalue ympäristössä).

Todettuja pitoisuuksia ilmassa kannattaa verrata ensin keskimääräisiin yleisiin ympäristön taustapitoisuuksiin. Jos pitoisuudet ovat kaivoksen ympäristössä koholla luonnon taustapitoisuuksiin nähden, niiden tasoa voi verrata muissa ympäristöissä esiintyviin tasoihin (esimerkiksi kaupunkiympäristö) ongelman suuruuden arvioimiseksi. Varsinainen terveysriski voidaan arvioida vertaamalla kaivosympäristössä todettuja pitoisuuksia aineen terveysperusteisiin raja-, ohje- ja viitearvoihin ja kuvaamalla terveysriskin suuruus suhteessa niihin (Komulainen 2013c).

Kaasumaisten epäpuhtauksien potentiaalista terveyshaittaa voidaan karkeasti arvioida myös päästömäärien perusteella. Tätä voi käyttää erityisesti päätökseen siitä, mistä aineista on tarpeen tehdä yksityiskohtaisempi, pitoisuuksiin perustuva riskinarvio. Jos kaivokselta tulee merkittäviä kaasumaisia haitalliseksi luokiteltavia päästöjä ja kaivoksen lähiympäristössä on altistuvaa asutusta, kaasumaisten epäpuhtauksien pitoisuutta ympäristössä suositellaan arvioitavaksi mahdollisuuksien mukaan myös leviämismalleilla. Oleellista on saada käsitys, muodostavatko kaivostoimintaan liittyvät kaasumaiset epäpuhtaudet sellaisen päästön, joka voi aiheuttaa terveysriskin, tai onko siihen muuten syytä kiinnittää huomiota (esimerkiksi rikkilaskeuma ekotoksikologisena ongelmana). Kaivosympäristöön liittyvistä kaasumaisista päästöistä ja aineista on koottua tietoa viitteessä Komulainen (2013c), mm. ulkoilmassa esiintyneitä pitoisuuksia, raja- ja ohjearvoja sekä tietoa aineiden haitallisista terveysvaikutuksista ja haittaa aiheuttaneista pitoisuuksista.

Kaasumaiset ilman epäpuhtaudet laimenevat nopeasti ilmassa kaivosalueen ulkopuolella. Vallitsevat tuulensuunnat vaikuttavat siihen, millä taholla pitoisuudet saattavat olla suurimpia ja minne asti ne voivat säilyä taustasta poikkeavana. Myös päästölähteen (”piipun”) korkeus vaikuttaa siihen, kuinka paljon päästöä jää kaivosalueen välittömään lähiympäristöön.

Luotettavin riskinarvio voidaan tehdä kaivosympäristön ilmasta mitattujen pitoisuuksien perusteella, joita voidaan verrata viitearvoihin. Kaasumaiset epäpuhtaudet (erityisesti rikkivety) muodostavat potentiaalisemman terveysriskin kaivosalueella, päästölähteiden lähellä, kuin alueen ulkopuolella, koska pitoisuudet ilmassa ennen laimenemista ovat todennäköisesti suurempia.

Pintavesiin liittyvät terveysvaikutukset

Hannu Komulainen (THL)

Jos kaivos sijaitsee alueellisesti siten, että sen päästöjä voi päätyä kaivosalueen ympäristön vesistöön (järvet ja joet), ne muodostavat potentiaalisesti yhden merkittävimmistä haitoista ihmisille. Tärkein lähde ja reitti ovat kaivokselta tulevat vedet. Jos vesistöjen veden laatu heikkenee tai vesistö pilaantuu siinä määrin, että se rajoittaa vesistön virkistys- ja muuta käyttöä, syntyy merkittävä viihtyvyyshaitta (Komulainen et al. 2014). Pahimmillaan koko vesistön käyttö estyy. Vesistön pilaantumisella imagokysymyksenä voi olla merkittävät sosioekonomiset vaikutukset (omaisuuden arvon lasku, vaikutus elinkeinotoimintaan jne.), jotka stressinä ja muina tekijöinä voivat vaikuttaa myös ihmisten terveyteen. Vesistön pilaantumiseen liittyy myös pelko terveyshaitoista. Vaikutukset voivat ulottua pitkälle vesistöreitillä.

Kaivostoiminnan päästöjen ekologiset ja ekotoksikologiset vaikutukset vesistöissä on tärkeää aina selvittää ja arvioida (ks. Vaikutukset vesieliöihin). Päästöjen ensisijaiset toksiset vaikutukset ovat vesiympäristössä todennäköisesti useimmiten ekotoksikologisia ja ekologisia vaikutuksia.

Sekä terveysriskin että ekologisen riskin arvio tehdään viime kädessä haitta-aineiden pitoisuuden perusteella. Hyvään riskinarvioon tarvitaan vesistökohtaista arviota pitoisuuksista. Riskinarvio on tehtävä vesistökohtaisina, kunkin vesistön veden laadun perusteella. Terveysriskinarviota ei tehdä erikseen sedimentissä olevien aineiden perusteella vaan vedessä olevan pitoisuuden oletetaan edustavan myös sedimentissä olevia aineita. Tieto sedimentin puhtaudesta tai siellä olevista haitta-aineista on tarpeellista järven ja sen osien pilaantuneisuuden arviointiin historiallisena kertymänä. Se auttaa myös nimeämään aineet, joihin riskinarviossa on syytä erityisesti kiinnittää huomiota. Potentiaalista riskiä ja sen suuruutta ylipäänsä pintavesiin liittyen voidaan arvioida jo vesistöön päätyvien aineiden ja niiden päästömäärien perusteella. Tällöin tarkastellaan, miten kertyviä aineet ovat ja miten toksisia ihmisille.

Pintavesien epäpuhtauksiin liittyvää terveysriskiä on syytä arvioida veden tai vesistön käyttökohteittain. Terveysriski ja viihtyvyyshaitta tulisi arvioida käytettäessä pintavettä

• uimavetenä
• pesuvetenä
• saunottaessa löylyvetenä
• kasvien kasteluvetenä kasvimaalla (kasvimaalla kasvatetuissa ravintokasveissa).

Lisäksi terveysriski tulisi arvioida vesistöstä pyydetystä kalasta (aineiden saanti). Terveysriski ja viihtyvyyshaitta tulisi arvioida veden yleisen laadun suhteen, yksittäisten vedessä olevien kemiallisten aineiden suhteen sekä esimerkiksi vedessä esiintyvien sini- ja muiden leväesiintymien suhteen. Kaivostoiminnan vaikutuksia lähiympäristön vesien mikrobiologiaan ei ole juuri tutkittu, eikä siitä ole tietoa. Tarvittaessa pintaveden arviossa on huomioitava myös mikrobiologiset tekijät.

Kaivosympäristön pintavesiin liittyvästä terveysriskinarviosta on suosituksia mm. lähteessä Komulainen (2013d), jossa on tietoa myös yksittäisistä potentiaalisista haittaa tuottavista aineista (esimerkiksi sinilevät, elohopea).

Juomavesi

Pintavettä (järvi- ja jokivesi) ei suositella käytettäväksi sellaisenaan juomavetenä. Veteen voi liittyä mikrobiologisia riskejä (mm. virukset, ulosteperäiset bakteerit jne.). Tämän vuoksi terveysriskiä ei ole YVA-arviossa tarpeen arvioida pintaveden käytölle juomavetenä. Suositus olla käyttämättä järvi- ja jokivettä juomavetenä olisi syytä toistaa riskinarviossa. Jos kemiallisella aineella pilaantuneen vesistön pintavettä käytettäisiin pääasiallisena juomavetenä tai ruoanlaittoon, veden epäpuhtaudet aiheuttaisivat tässä käyttömuodossa pahimman altistumisen. Tästä seuraisi suurin haitta ja terveysriski, vedenlaadun mukaan mahdollisesti myös myrkytyksiä.

Jos pintavesi on raakavesilähteenä vesilaitoksen vedenottamolle, pintaveden laatu tulisi arvioida myös juomaveden näkökulmasta. Tällöin arvioon on otettava mukaan veden käsittelyn vaikutus vesilaitokselta jaettavan veden lopulliseen laatuun.

Uimavesi

Arvioitaessa veden laatua uimavetenä on syytä huomioida vedessä olevat kemialliset aineet, mikrobit ja levät sekä veden laatu kokonaisuutena (likaisuus, vettä likaavat aineet). Luonnon uimaveden käyttökelpoisuuden ja sen sisältämien kemiallisten epäpuhtauksien riskinarvioon ei ole yksiselitteistä riskinarviomallia. Uimaveden laadulle ei ole myöskään kemiallisten aineiden raja- tai ohjearvoja. Arvio on tehtävä vedessä todettujen aineiden haitallisuuden ja toksisten ominaisuuksien perusteella yleisarviona. Käytännössä arvioidaan, sopiiko vesi uimavedeksi vai onko uimista tarvetta rajoittaa. Tähän tulisi riskinarviossa ottaa kantaa. Jos haittoja voi olettaa syntyvän, kuvataan todennäköisin haitta. Esimerkiksi jo pelkkä ihon likaantuminen on haitta. Asiaan tulisi ottaa kantaa uimapaikkakohtaisesti (esimerkiksi yleiset uimarannat eri puolilla vesistöä).

Metallit ja epäorgaaniset aineet imeytyvät terveen ihon lävitse huonosti eivätkä pääse verenkiertoon. Kaivosperäisiä orgaanisia kemiallisia aineita vesissä on vähän. Pitoisuudet vesissä ovat harvoin niin suuria, että aineet vedestä vaikuttaisivat suoraan haitallisesti ihoon, jos vesissä uidaan satunnaisesti, lyhyitä aikoja. Riskinarviossa on syytä huomioida myös uimapaikan sijainti päästölähteeseen nähden. Päästölähteen lähellä aineiden pitoisuudet saattavat olla suurempia, veden vaihtuvuuden mukaan.

Uimaveden riskinarvion suurin epävarmuus on yleistiedon puute kemiallisten epäpuhtauksien aiheuttamista vaikutuksista ja riskeistä uimavedessä (haitalliset pitoisuudet). Vaikutukset kohdistuvat ensi sijassa ihoon, ja muu vaikutus on toissijaista. Kemiallisten aineiden vaikutuksista ihoon on runsaasti tietoa työperäisestä altistumisesta, mutta tiedolla ei ole muuta käyttöä arvioitaessa aineen vaikutuksia uimavedessä. Uimaveden käytettävyyden kannalta kysymys on myös psykologinen: millaisessa vedessä kukin haluaa uida? Uimaveden ja sen laadun ajantasainen viranomaisohjeistus on Valviran www-sivuilla.

Pesuvesi

Pintavettä käytetään erityisesti kesämökeillä usein saunassa peseytymisvetenä. Altistuminen kohdistuu pääasiassa ihoon. Pesuvedelle sopii lähtökohtaisesti sama riskinarvio kuin uimavedelle. Tarvittaessa yhdisteiden haihtuminen vedestä ilmaan on syytä huomioida.

Löylyvesi

Löylyvetenä saunassa käytetään todennäköisesti samaa vettä järvestä tai joesta kuin pesuvetenä. Löylyvedestä syntyy kiukaalle heitettynä aerosoli, jota hengitetään. On todennäköistä, että aineita pääsee elimistöön löylyvedestä enemmän, hengitettynä, kuin pesuvedestä. Vaikka kerta-altistumiseen ei liittyisi riskejä, vuosia kestävä säännöllinen veden käyttö lisää altistumista. Toistaiseksi ei tiedetä, altistutaanko epäpuhtauksille myös hiukkasmuotoisena kiuaskivistä irtoavasta pölystä. Kemiallisille aineille altistumisesta löylyvedestä ei ole tätä kirjoitettaessa tiedossa tutkimustietoa. Haitallisia pitoisuuksia ei tiedetä, eikä riskinarvioon ole kuvattua mallia.

Riskinarviossa on syytä arvioida veden käytettävyyttä löylyvetenä: voiko sitä käyttää vai onko käyttöä syytä rajoittaa? Arviossa tulisi todeta ne aineet, joiden perusteella riski arvioidaan, ja esittää veden pitoisuudet, joiden perusteella arvio tehdään. Jos vedessä arvioidaan olevan milligrammoja litrassa haitallisena pidettäviä metalleja, esimerkiksi mangaania, nikkeliä, uraania, kadmiumia tai arseenia, terveysriskiä voi pitää mahdollisena. Vedenkäyttöä löylyvetenä on tällöin varovaisuusperiaatteella syytä rajoittaa.

Jos arvioitava vesi on pahasti pilaantunutta eli epäpuhtauden pitoisuudet ovat satoja mikrogrammoja litrassa, pahinta altistumistilannetta voi laskea teoreettisesti. Hengitysilmaan päätyvän epäpuhtauden pitoisuus saunassa arvioidaan löylyvetenä käytetyn veden epäpuhtauspitoisuuden ja käytetyn vesimäärän perusteella sillä oletuksella, että kaikki aine päätyy saunassa ilmaan hengitettävään muotoon. Esimerkiksi metalleille on työperäisiä HTP-arvoja (haitalliseksi tunnettu pitoisuus) hengitysilmassa, ja näitä voi käyttää vertailukohtana. Jos ne ylittyvät, riskiä on syytä tarkastella tarkemmin. Riskinarvion epävarmuus liittyy yleisen tiedon ja ymmärryksen puutteeseen altistumisesta kemiallisille aineille löylyvedestä.

Kasvien kasteluvesi

Jos epäpuhtauksia sisältävää pintavettä käytetään kasvimaan kasteluun, ihmisten altistuminen on syytä arvioida. Vedessä olevat aineet päätyvät kasvien pinnalle ja kasvimaan maaperään. Jos samaa maata kastellaan vuodesta toiseen, epäorgaaniset aineet kertyvät maahan. Kasvien kyky kerätä maasta epäpuhtauksia on lajikohtainen. Samoin maaperän ominaisuudet vaikuttavat. Syötävät kasvit keskimäärin eivät kerää tehokkaasti esimerkiksi raskasmetalleja maaperästä. Maaperän kyllästyminen epäorgaanisilla aineilla saattaa myös haitata kasvien kasvua.

Kemiallisten aineiden riskinarvioon kasvimaan kasteluvedestä ei ole yksiselitteistä mallia. Käytännössä arvioidaan veden käytettävyyttä kasteluvetenä ja sitä, onko veden käyttöä syytä rajoittaa. Yleisarvio veden sopivuudesta kasteluvedeksi voidaan tehdä veden sisältämien epäpuhtauksien pitoisuuksien perusteella.

Ensiksi kannattaa selvittää veden laatutietojen perusteella, sisältääkö vesi poikkeuksellisen paljon jotakin ainetta. Mahdollisten haittavaikutusten kannalta raskasmetallit (kadmium, lyijy, arseeni, elohopea, uraani) ovat keskeisimpiä arvioitavia asioita. Jos orgaanisia aineita on, ne sitoutuvat maa-ainekseen eivätkä aiheuta helposti ongelmia.

Jos metallien pitoisuudet kasteluvedessä eivät ole poikkeuksellisen suuria luonnon taustapitoisuuksiin nähden, kasteluveteen ei todennäköisesti liity terveysriskejä tai ylenmääräistä lisäystä altistumiseen. Tämän tason arvio voidaan tehdä jo kaivoksen suunnitteluvaiheessa.

Jos asiaa on tarpeen tarkemmin myöhemmin selvittää kaivoksen jo toimiessa, kasvimaan maaperästä voidaan analysoida epäpuhtauksien pitoisuudet sen pilaantuneisuuden arvioimiseksi ja arvioida maaperän pilaantuneisuusaste PIMA-periaatteita käyttäen (Ympäristöministeriö 2014). Puutarhakasveista voidaan myös määrittää haittaainepitoisuudet ja arvioida niiden käytettävyyttä ravintona esimerkiksi elintarvikkeissa sallittujen enimmäispitoisuuksien perusteella. Tietoa epäorgaanisten aineiden kertyvyydestä kasveihin on tieteellisessä kirjallisuudessa. Syötävien kasvien (esimerkiksi salaatti) pinnalle kasteluvedestä päätynyttä epäpuhtautta voidaan vähentää kasvit huuhtomalla.

Syötävien kasvien terveysriski on käytännössä hyvin paikkakohtainen ja tulisi sellaisena arvioida. Miten kauan ja miten paljon maata on kaikkiaan kasteltu, miten paljon kasvimaan tuotteita syödään jne.? Mikä on todellinen aineiden saanti ja altistuminen puutarhakasveja syömällä? Useimmiten puutarhakasvien syönti lisää aineiden kokonaissaantia ja tulee lasketuksi altistumiseen, jos kokonaissaanti arvioidaan (Kollanus & Komulainen 2013). YVA-arviossa kannattaa tehdä ensin yleisarvio veden käytettävyydestä kasteluvetenä ja mennä yksityiskohtiin, jos siihen näyttää olevan tarvetta. Arvion tulisi olla vesistökohtainen.

Aineiden saanti vesistöstä pyydetystä kalasta

Aineiden saanti arvioitavasta vesistöstä pyydetystä kalasta on potentiaalisin reitti väestön altistumiselle pintaveden vierasaineille. Siksi se on pintavesiin liittyen aina YVA-arviossa arvioitava, vesistökohtaisesti. Epäpuhtaudet päätyvät syödystä kalasta elimistöön. Erityisesti orgaaniset aineet saattavat rikastua ravintoketjussa kalaan.

Kaivokset sijaitsevat useimmiten sisävesien äärellä. Sisävesien kaloissa ei ole luonnostaan paljoa orgaanisia aineita, kuten dioksiineja, epäpuhtautena, ja kaivoksilta ei juuri tule orgaanisia aineita. Lisäksi ne eivät ole samoja orgaanisia aineita, joita kaloissa voi olla muista lähteistä, kuten organotinoja. Orgaanisia aineita ei ole tarpeen arvioida, ellei kaivokseen liity jotain tunnistettua päästöä tai päästön mahdollisuutta. Riskinarvio voidaan usein keskittää metalleihin: elohopea, metyylielohopea, kadmium, arseeni, uraani, mangaani, nikkeli. Epäorgaaniset aineet eivät pääsääntöisesti kerry merkittävästi kaloihin (syötäviin osiin, esimerkiksi sulfaatti). Metalleista kaloihin kertyy tehokkaasti ainoastaan metyylielohopea, ravintoketjussa erityisesti petokaloihin (hauki, ahven, kuha). Metallien, erityisesti elohopean ja metyylielohopean luontainen taustapitoisuus on vesistökohtainen ja voi vaihdella vesistöjen välillä paljon. Kalan elohopeasta noin 95  % on metyylielohopeaa. Elohopea määritetään kalasta usein kokonaiselohopeana (epäorgaaninen elohopea + metyylielohopea). Kun tulos ilmoitetaan elohopeana, kyseessä on kokonaiselohopea. Koska metyylielohopea on noin sata kertaa toksisempaa ihmiselle kuin epäorgaaninen elohopea (Hg²⁺), riskinarviossa on syytä olla täsmällinen esiintymismuodon suhteen. Käytännössä kaloihin liittyvässä riskinarviossa selvitetään, lisääkö kaivostoiminta kalojen metallipitoisuuksia niin paljon, että aineiden saantiin kalasta liittyy terveysriski.

Riskinarvio perustuu kaloista, mieluiten niiden syöstävästä osasta, mitattuihin aineen pitoisuuksiin (pitoisuuteen kalassa, ei vedessä tai sedimentissä). Riskinarviossa on syytä olla mukana niitä kalalajeja, joita arvioitavasta vesistöstä eniten kalastetaan ja syödään. Optimitapauksessa näytteeksi on kerätty riittävän monta kalaa kutakin lajia (enemmän kuin viisi). Riskinarvion kannalta on oleellista, että kaloista esitetään tiedot kalakohtaisesti. Näytekalojen tarkka pyyntipaikka ja ajankohta olisi kuvattava. Näytekaloista on tarpeen esittää epäpuhtauspitoisuuden lisäksi myös niiden koko (pituus, paino) ja mahdollisesti ikä. Esimerkiksi metyylielohopea kertyy kalaan iän myötä: suurimmat ja vanhimmat kalat sisältävät sitä eniten. Tietyt kalalajit myös vaihtavat pääasiallista ravintoaan kasvaessaan suuremmaksi. Kalan koon ja painon esittäminen on tärkeää, koska vasta tällöin on mahdollista tulkita sen pitoisuustietoa.

Riskinarvio toteutetaan ensisijaisesti metallien keskipitoisuuksien perusteella kalassa, mutta yksittäisten kalojen pitoisuuksia on syytä myös verrata valittuihin viitearvioihin. Tarkastelu kuvaa pitoisuuksien hajontaa kaloissa ja antaa paremman kuvan vallitsevasta tilanteesta.

Riskin kuvauksena kaloissa todettuja aineiden pitoisuuksia kannattaa verrata ensin niiden yleiseen taustatasoon sisävesien kaloissa lähialueen järvissä ja Suomessa yleensä. Tarkemman riskin arvioimiseksi pitoisuuksia voi verrata myytäville kaloille tai elintarvikkeille asetettuihin lakisääteisiin suurimpiin sallittuihin enimmäispitoisuuksiin (esimerkiksi elohopea, kadmium; EU- ja Suomen elintarvikelainsäädäntö). Jos nämä ylittyvät, on suotavaa laskea kalan keskimääräisen kulutuksen perusteella aineen päivittäinen saanti, verrata sitä aineen suurimpaan sallittuun saantiin (TDI, Tolerable Daily Intake tai ADI-arvo, Acceptable Daily Intake) ja määrittää turvamarginaali tai arvioida saannin ylityksen merkitys, kuten riskin kuvaukselle on suositeltu (Komulainen & Kollanus 2013).

Riskinarvioinnin kannalta on suotavaa, että pitoisuuksista kaloissa on seurantatietoa pidemmältä ajalta. Tällöin voidaan havainnoida muutostrendejä pitoisuuksissa. Kalojen metalli- ja mahdollisesti muiden, kaivoksen tarkkailuohjelmaan valittujen aineiden seurantatieto on olennainen osa ympäristöterveyden riskinarviota, ja se tulisi aina sisällyttää kaivoksen tarkkailuohjelmaan, jos vesistöpäästöt ovat mahdollisia. Tarkkailu tulisi ulottaa niin etäälle vesistöreitillä, kuin on todennäköistä, että kaivoksen vaikutus vedenlaadussa näkyy. Kaloista kannattaa analysoida laaja valikoima epäorgaanisia aineita, myös muita kuin kaivoksen tuotantometallit. Mahdolliset muutokset veden kemiassa ja esimerkiksi kerrostumisoloissa saattavat vaikuttaa aineiden pitoisuuksiin, ja kokonaistilanne on syytä olla tiedossa. Kun kalojen epäpuhtauspitoisuudet tunnetaan, kalojen käyttökelpoisuus ravintona ja myös koholla oleviin pitoisuuksiin liittyvän terveysriskin suuruus voidaan varsin hyvin arvioida.

Viitearvot riskin kuvaukseen

Useimmille pintaveden (järvivesi, jokivesi) kemiallisille epäpuhtauksille ei ole terveysperusteisia raja- tai ohjearvoja, joita voisi suoraan käyttää terveysriskin kuvaukseen. Riskinarviota tehtäessä on syytä tarkistaa, onko arvioitavalle aineelle ympäristölaatunormi olemassa, ja käyttää sitä yhtenä vertailukohtana (Valtioneuvoston asetus 1308/2015). Muilta osin on asiakohtaisesti käytettävä muita, spesifisempiä viitearvoja, joita löytyy haulla Internetistä.

Talousvedelle asetetut terveysperusteiset enimmäispitoisuusraja-arvot eivät ole oikea vertailukohta pintaveden terveysriskinarvioon, koska vettä ei juoda. Pintavesissä todettuja pitoisuuksia ei tulisi verrata suoraan lakisääteisiin talousveden laatuvaatimuksiin tai laatusuosituksiin riskinkuvauksena. Koska riski juomavedestä on suurin, laatuvaatimukset suojaavat käytännössä talousveden muihin veden käyttömuotoihin liittyviltä riskeiltä. Talousveden raja-arvoja voidaan käyttää enintään kuvaamaan arvioitavan pintaveden puhtausastetta suhteessa juoma- ja talousveteen. Jos näin menetellään, asia tulisi tällä tavalla kuvata: olisiko vesi juomakelpoista kyseisen aineen suhteen, jos vettä käytettäisiin juomavetenä?

Pintaveden mikrobiologisen laadun riskinarvio

Pintaveteen liittyvässä riskinarviossa on suositeltavaa myös arvioida, aiheuttaako kaivostoiminta ympäröivien vesistöjen pintaveden välityksellä ihmisille mikrobiologisia terveysriskejä (bakteerit, virukset, levät). Kaivostoiminnan päästöjen vaikutuksista ympäristön vesien mikrobiologiaan on toistaiseksi vain vähän tutkimustietoa, eikä kaivosten tarkkailuohjelmiin sisälly mikrobiologiaa. Yleensä ei siis tutkita, onko päästöissä veteen sellaisia mikrobeja ja siinä määrin, että ne voivat itsessään aiheuttaa terveysriskiä. Kaivosalueen saniteettivedet ja niiden käsittely voivat tosin antaa aihetta lisätä mikrobiologiset määritykset tarkkailuohjelmaan. Todennäköisimmin kaivoksen päästöt saattavat kuitenkin muuttaa pintaveden laatua siten, että veden mikrobiologia muuttuu. Erityisesti rehevöityminen on tällainen muutos.

Pintaveden mikrobiologinen riskinarvio on syytä toteuttaa, jos asia on arvioitavalla kaivoksella relevantti asia. Se liittyy sekä terveysvaikutusten että ekologisten vaikutusten arviointiin. Pintavesien mikrobien riskinarviointiin ei ole tällä hetkellä ohjeistusta kuin virallisille uimarannoille (indikaattorimikrobit ja niiden seuranta: Uimavesi, http://www.valvira.fi).

Maaperän pilaantumiseen liittyvät terveysvaikutukset

Hannu Komulainen (THL)

Kaivosalueen ympäristön maaperään tuleva pölylaskeuma, pääasiassa malmiin liittyvä mineraalipöly (räjäytykset, murskaus, rikastushiekka, sivukivikasat), lisää maaperään kumulatiivisesti metalleja ja muita malmin sisältämiä epäorgaanisia aineita. Kokemusperäisesti on tiedossa, että pölyn vaikutus maaperän pitoisuuksiin näkyy selvimmin noin 500 metrin etäisyydellä kaivoksesta. Vallitseva tuulen suunta saattaa vaikuttaa gradientin muotoon ja laajuuteen. Vallitsevan tuulen alapuolella pöly kulkeutuu kauimmaksi. Kaivostoimintaan liittyvien orgaanisten aineiden päästöt kaivosympäristön maaperän kontaminaationa eivät ole olleet tiedossa olevana ongelmana, eikä niitä tarvitse ilman eri syytä arvioida. Orgaanisten aineiden ilmapäästöt ovat pääasiassa haihtuvia eivätkä päädy maaperään.

Terveysriskinarviossa arvioidaan ensisijaisesti, missä määrin maaperään kertyneet epäpuhtaudet päätyvät maaperästä altisteeksi ihmisille, kuinka paljon ne lisäävät aineiden kokonaissaantia ja kohoaako altistuminen tällöin tasolle, jolla on vaikutusta terveyteen.

Riskinarviossa on suositeltavaa ensimmäiseksi selvittää ja kuvata, onko kaivosympäristön kontaminoituvalla alueella kasvimaita ja muuta vastaavaa viljelyä ja mikä on sen käyttö esimerkiksi sienestykseen ja marjastukseen. Tämä arvio voidaan tehdä jo kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa ja sillä pyritään selvittämään, onko kontaminaatio mahdollinen ongelma kaivoksen ympäristössä. On syytä huomata, että maaperän kontaminoituminen metalleilla ja muilla alkuaineilla on varsin pysyvää, koska ne eivät ilman kunnostustoimia häviä luonnosta muuten kuin huuhtoutumalla. Tämä mekanismi ei kuitenkaan usein ole voimakas. Kontaminaatio jää maaperään kaivoksen sulkemisen jälkeenkin, eli arvioitavana on kaivoksen koko elinkaari.

Varsinainen perusteellisempi ja tarkempi riskinarvio todellisesta riskistä on tehtävissä vasta toimivalta kaivokselta. Tähän tarvitaan mitattua tietoa maaperään päätyneistä aineista ja pitoisuuksista pintamaassa sekä syötävistä luonnontuotteista, todellisen saannin tai altistumisen arvioimiseksi. Samaa maaperän pitoisuustietoa voidaan käyttää maaperään liittyvien ekotoksisten vaikutusten arviointiin.

Kaivosympäristön maaperän pilaantumisen tarkempi riskinarvio on tehtävissä samojen periaatteiden mukaan, kuin on suositeltu tehtäväksi pilaantuneille maille (ns. PIMA-arvio, Ympäristöhallinnon ohjeita 6/ 2014, Reinikainen 2007), sitä tilanteeseen soveltaen. Asiaan liittyvä MINERA-malli perustuu samoihin periaatteisiin ja perusteisiin (Komulainen 2013e).

Altistuminen maaperästä

Ihmisten altistuminen maaperään päätyneille epäpuhtauksille on suurinta aivan kaivoksen välittömässä ympäristössä, jos siinä asutaan tai oleskellaan pysyvämmin. Siten terveysriskikin on todennäköisesti suurinta aivan kaivoksen lähiympäristössä.

Ihminen saattaa altistua maaperässä (maa-aineksessa) olevalle epäpuhtaudelle seuraavilla tavoilla:

• koskettamalla maata (ihokontakti, tai ainetta joutuu iholle)
• syömällä maata (saanti suun kautta, erit. lapset)
• hengittämällä maaperästä irtoavaa pölyä (maasta ilmaan resuspendoituva pöly)
• syömällä alueelta kerättyjä keräilytuotteita (sienet, marjat, kasvit)
• syömällä pilaantuneella maalla kasvatettua ravintoa (puutarhatuotteet, viljelykasvit).

Yksityiskohtaisempi riskinarvio voidaan rajata niihin altistumismuotoihin, jotka ovat arvioitavassa kohteessa toteutuvia tai todennäköisiä, myös pitemmän ajan kuluessa. Ellei kontaminoituvalla alueella asuta, alueelta kerättyjen luonnontuotteiden syönti saattaa olla potentiaalisin altistumistapa. Harva oleskelee alueella niin paljon, että suoralla altistumisella maaperästä olisi merkitystä. Ne altistumismuodot, joita ei arvioida, on syytä kuitenkin perustella.

Altistumisen kvantitatiiviseen arviointiin (saannin laskentaan maaperästä) on oma osionsa esimerkiksi MINERA-mallin altistumisenarviointiosassa (Kollanus & Komulainen 2013) ja PIMA-ohjeissa (Ympäristöministeriö 2014).

Terveysriskinarvio altistumiselle maaperästä

Terveysriskinarviossa on oleellista määrittää ja kuvata

• vyöhykkeet ja alueet kaivosympäristössä, jolle kyseinen riskinarvio tehdään
• altistuva väestö (lukumäärä, sijainti alueella, ikäjakauma)
• aineet, joiden suhteen arvio tehdään
• aineiden arvioidut pitoisuudet maaperässä, siinä maa-aineksessa, josta altistuminen tapahtuu
• ihmisten altistumisaste maaperästä arvioitavalle aineelle (saatu annos tai pitoisuus maaperässä, jota käytetään riskinarviossa)
• arvioitu terveysriski.

Ihmisen terveysriski arvioidaan aineen kokonaispitoisuuden perusteella maa-aineksessa (tausta + siihen myöhemmin tullut lisä). Ihmisen terveysriskiä ei arvioida pelkälle maaperään tulleelle lisäkuormalle (added risk), koska aineen kokonaispitoisuus vaikuttaa terveysriskiin (ihmisten ei oleteta mukautuvan taustapitoisuuteen, vrt. ekologinen riskinarviointi).

Riskinarviossa on syytä ensin selvittää maaperän pilaantuneisuusaste. Erityisesti toimivilla kaivoksilla tämä voidaan toteuttaa pilaantuneiden maiden riskinarvio-ohjeiden ja -oppaan periaatteiden mukaan (Ympäristöhallinnon ohjeita 6/ 2014). Jos arvioitava maaperä on selvästi kuormittunutta (alemmat ohjearvot ylittyvät), olisi syytä tehdä yksityiskohtaisempi, todelliseen altistumiseen perustuva riskinarvio. Silloin tarvitaan kvantitatiivinen altistumisen arvio, osana kokonaisaltistumisen arviointia (esimerkiksi Kollanus & Komulainen 2013, Ympäristöministeriö 2014).

Yksityiskohtaisessa arviossa on riskin kuvaus suositeltavaa tehdä siten että verrataan aineen pitoisuutta maaperässä terveysperusteisiin maaperäspesifisiin viitearvioihin. Tällaisia ovat esimerkiksi PIMA-ohjeistuksen SHPter (Suurin haitaton pitoisuus maaperässä, terveysvaikutukset) ja SHPTter ( Suurin haitaton pitoisuus maaperässä teollisuusalueella) (Ympäristöministeriö 2014). Muussa tapauksessa saantia pelkästään maaperästä, tai mieluummin osana aineen kokonaissaantia kaikista lähteistä, voidaan verrata muihin terveysperusteisiin viitearvoihin (TDI, ADI). Arviossa tulisi kuvata ylitys tai alitus ja siihen liittyvät turvamarginaalit kuten riskin kuvaukseen ohjeistetaan (Komulainen & Kollanus 2013).

Käytännössä, ellei aivan kaivoksen vieressä kontaminoituneella maaperällä asuta, aineiden saanti kaivoksen vaikutusalueelta poimituissa sienissä, luonnonmarjoissa ja muissa syötävissä ravintokasveissa muodostaa potentiaalisimman altistumislähteen. Niihin liittyy myös pintakontaminaatiota.

Jos luonnontuotteita syödään satunnaisesti, altistuminen ja siihen liittyvä terveysriski jää vähäiseksi. Maaperä säilyy kontaminoituneena kuitenkin hyvin pitkään. Kontaminoituneesta maaperästä ympäristön vesistöihin päätyvät epäpuhtaudet tulevat arvioiduksi pintaveteen liittyvässä riskinarviossa. Maaperän pintakontaminaation ei oleteta juuri vaikuttavan alueen pohjaveden laatuun ks. Vaikutukset maaperään), ja tämä altistusreitti tulee arvioitavaksi pohjavettä koskevassa riskinarviossa (Pohjavesiin liittyvä terveysriski).

Riskinarvioinnin suurin epävarmuus liittyy oikean altistumisen määrittelyyn. On todennäköistä, että laskennallinen saanti on helposti todellisen saannin yliarvio. Arviointia vaikeuttavat vielä epävarmuudet saannissa muista lähteistä, erityisesti muusta ravinnosta.

Pohjavesiin liittyvä terveysriski

Hannu Komulainen (THL)

Kaivoksen ympäristössä olisi ensin arvioitava, vaikuttaako kaivostoiminta pohjaveden laatuun ja sitä kautta alueen kaivovesien laatuun (ks. Vaikutukset pohjaveteen). Tämän jälkeen arvioidaan liittyykö pohjaveden muutoksiin terveysriskejä. Arvio on erityisesti syytä tehdä, jos pohjavettä käytetään kaivoksen lähiympäristössä talous- tai juomavetenä (yksityiset kaivot) tai juomaveden valmistukseen (vesilaitosten raakavesilähde). Arvio on tehtävä kaivokohtaisesti.

Kaivoksen suunnitteluvaiheessa, ensimmäiseen YVA-arvioon, tulisi tehdä muuttujiltaan kattava nykytilaselvitys suunnitellun kaivosalueen ja sen lähiympäristön pohjaveden laadusta lähtötiedoksi mahdollisten kaivostoimintaan liittyvien muutosten havaitsemiseksi (kemialliset muuttujat, mahdollisesti mikrobiologinen laatu). Esimerkki kaivokohtaisesta veden laadun selvityksestä ja arviosta on lähteessä Karppinen et al. (2012) ja sen liitteissä. Tuloksista tulisi arvioida lähtötilanteen veden laatuun liittyvä terveysriski. Pohjaveden laatu voi olla luonnostaan poikkeava alueen mineralogian vuoksi. Vedessä voi olla esimerkiksi nikkeliä, mangaania tai rautaa enemmän kuin muilla alueilla.

Arvioon tulisi kartoittaa ja valita tällaisten kaivojen

• sijainti (koordinaatit)
• kaivotyyppi (porakaivo, rengaskaivo, lähde)
• kaivon käyttö (käytössä/ei käytössä).

Jos mahdollista, alueen pohjaveden virtaus- ja mallitustietojen perusteella tulisi ennustaa YVA-arvioon suunnat, joissa pohjaveden laadun muutoksia voi tapahtua (ks. Nykytilaselvitys / Pohjavesi ja Vaikutukset pohjaveteen). Juomavettä koskeva terveysriskinarvio on suositeltavaa jakaa kemiallisten aineiden aiheuttamaan terveysriskiin ja mikrobiologiseen riskinarvioon.

Veden kemiallisen laadun riskinarvio

Terveysriskinarvio perustuu vedessä esiintyviin aineisiin ja niiden pitoisuuksiin. Terveysriski on syytä arvioida käytettäessä pohjavettä juomavetenä, peseytymiseen ja saunassa löylyvetenä. Jos pohjavettä käytetään runsaasti kasvimaan kasteluvetenä, siihen liittyvä riski ja altistuminen on syytä myös arvioida.

Tärkein asia on arvioida vedenkäyttö nieltynä (juomavesi, ruuissa käytettävä vesi), koska epäpuhtaudet päätyvät nieltyinä varmasti elimistöön. Tässä kappaleessa kuvataan ainoastaan juomavedessä olevien epäpuhtauksien terveysriskinarviota. Veden muihin käyttömuotoihin liittyvää riskinarviota on kuvattu kohdassa ”Pintavesiin liittyvät terveysvaikutukset”.

Terveysriskin kuvaukseen on käytettävissä lakisääteisiä talousveden laatuvaatimuksia ja laatusuosituksia (Sosiaali- ja terveysministeriön asetus pienten yksiköiden talousveden laatuvaatimuksista ja valvontatutkimuksista, 401/2001) sekä eri tahojen terveysperusteisia enimmäispitoisuussuositusohjearvoja (esimerkiksi WHO, USEPA, Health Canada), joita voidaan käyttää vertailu- ja viitearvoina vedessä todetuille tai arvioiduille pitoisuuksille.

Jos raja-arvot ylittyvät merkittävästi, vedestä saatu annos voidaan laskea yksityiskohtaisempaan riskinarvioon veden kulutuksen perusteella (veden juotu määrä/päivä x pitoisuus vedessä/kehon paino). Terveysriskin kuvauksessa on toivottavaa kuvata myös riskin todellinen suuruus eli turvamarginaalit haitalliseksi tiedettyyn altistumistasoon, jos ohjearvot ylittyvät. Pohjaveteen liittyvää terveysriskinarviota kaivosympäristössä on käsitelty mm. lähteessä Komulainen (2013f ). Siinä on avattu myös talousveden kemiallisen laadun parametrejä ja kuvattu niiden tyypillisiä arvoja ja pitoisuuksia suomalaisissa kaivovesissä.

Pohjaveden mikrobiologisen laadun riskinarvio

Kaivostoiminnan vaikutuksista pohjaveden tai kaivovesien mikrobiologiseen laatuun ei ole merkittävästi havaintoja. Siksi mikrobiologista laatua ei ole tarpeen tarkemmin selvittää ja arvioida, ellei siihen ole erityistä syytä. Talousveden laadulle on myös mikrobiologiset laatuvaatimukset ja suositukset (Sosiaali- ja terveysministeriön asetus 401/2001), mutta ne liittyvät muuhun ympäristöperäiseen, lähinnä ulosteperäiseen veden likaantumiseen.

Pohjaveden laatuun liittyvä terveysriski voidaan arvioida luotettavasti, kun riittävän laaja vedenlaatutieto on käytettävissä. Riskinarviossa kannattaa kiinnittää huomiota erityisesti mangaaniin, arseeniin, uraaniin, fluoridiin ja radoniin, joihin liittyvät potentiaalisimmat terveysriskit. Riskinarvion tuloksena voidaan pohjavedestä nimetä ne aineet, joihin liittyy terveysriski, ja kuvata riski. Niiden perusteella voidaan tarvittaessa antaa kaivon käyttöön liittyviä suosituksia (veden puhdistaminen, tarvittaessa suositus veden käytön lopettamisesta).

Meluhaitat

Hannu Komulainen (THL)

Kaivokselta ympäristöön tuleva melu on potentiaalisesti yksi merkittävimmistä kaivokseen liittyvistä ympäristöterveyshaitoista. Se voi aiheuttaa viihtyvyyshaittaa ja terveyshaittaa (Kuusisto et al. 2013). Ympäristöperäisen melun haitallisuus terveyshaittana on käynyt sitä ilmeisemmäksi, mitä enemmän melua on tutkittu.

Ihmiset kokevat melun yksilöllisesti (Vartiainen et al. 2015). Vaste ja vakavuus ovat erilaisia eri henkilöillä, ja lisäksi henkilö voi kokea saman melun erilaisena eri aikoina ja eri ympäristöissä. Melu voi olla häiritsevää, huonontaa unenlaatua, vaikuttaa keskittymiskykyyn ja oppimiseen, ja sen on todettu olevan yhteydessä mm. sydän- ja verisuonisairauksiin (Heinonen-Guzejev et al. 2012, taulukko alla). Siksi kaivostoimintaan liittyvään meluun (melun luonne ja voimakkuus), sen leviävyyteen ja kuuluvuuteen olisi jo kaivoksen suunnitteluvaiheessa kiinnitettävä erityistä huomiota. Melu olisi pyrittävä arvioimaan huolellisesti ja minimoimaan. Terveysriskinarviossa tulisi arvioida meluun liittyvä viihtyvyyshaitta ja terveyshaitta.

Meluhaitan arviointi

Kaivostoimintaan liittyvää melua on jo totuttu arvioimaan YVA-arvioissa suhteellisen perusteellisesti. Melun leviämistä on mallinnettu melutasojen ja niiden leviämisen määrittämiseksi. Jo toimivalta kaivokselta voidaan tehdä melumittauksia kaivosalueella ja sen ulkopuolella. On muodostunut hyviä käytäntöjä ja tulosten esitystapoja, joista parhaita malleja löytyy jo toteutetuista kaivosten YVA-arvioista.

Mahdollinen kaivostoimintaan liittyvä meluhaitta tulisi aina arvioida. Melun mallinnus, tutkiminen ja arviointi edellyttävät erityisosaamista ja perehtyneisyyttä, joka syntyy tekemisen myötä.

Joitakin asiaan liittyviä yksityiskohtia on kuvattu viitteessä Kuusisto et al. (2013). Melun leviämisen mallinnuksen tulisi tuoda esille todennäköisimmät melun vaikutusalueet ja tasot. Vaikka arviointihetkellä alueilla ei olisi asutusta tai herkkiä kohteita, melun leviäminen voidaan ottaa myöhemmin maankäytön suunnittelussa huomioon.

Kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa ja ensimmäisessä YVA-arviossa arviointi joudutaan perustamaan oletuksiin kaivoksella syntyvästä melusta ja sen leviämismallinnukseen käyttäen laskentaohjelmia. Meluhaittaa ei tällöin voida määrittää mittauksin. Jo toimivalla kaivoksella ja sen ympäristössä voidaan tehdä melumittauksia, ja perustaa meluun liittyvä altistumisen ja riskinarvio sekä mittauksiin että mallinnukseen.

Melumittaukset tulisi tehdä siten, että ne parhaiten kuvaavat ihmisten altistumista melulle, tarvittaessa sisätilamittauksin asunnoista ja rakennuksista.

Oleellista on selvittää mm.

• se, mille alueelle poikkeuksellinen melu kuuluu
• yksilöihin kohdistuva melun luonne ja melutaso
• haitalliseksi luokitelluille tasoille altistuvien ihmisten ja asumusten määrä ja sijoittuminen melualueella.

Jo toimivalla kaivoksella kyselytutkimukset yksilötasolla ja systemaattinen palautteen keräys meluhaitoista auttavat ongelman ja sen suuruuden hahmottamista. Kyselyssä tulevat kaikki asiaan vaikuttavat komponentit huomioiduksi.

Terveysriskin kuvaus tehdään tyypillisesti vertaamalla mallinnettuja tai mitattuja melutasoja viranomaispohjaisiin ohje- ja raja-arvoihin (arvoja mm. lähteissä Kuusisto et al. (2013), WHO (1999), WHO (2009). Ohjearvot ovat terveysperusteisesti asetettuja tasoja, joita ei tulisi ylittää. Varsinaista terveyshaittaa ja meluhaitan todennäköisiä vaikutuksia voi myös pyrkiä arvioimaan tai kuvaamaan tarkemmin. Apuna arvioinnissa voi käyttää yksityiskohtaisempaa tietoa kynnystasoista, joiden ylittyessä haitta alkaa ilmetä tai ilmenee tavallista useammin (esimerkiksi taulukko 4). Kaivosalueen ulkopuolella ei esiinny kaivoksesta johtuvia niin korkeita melutasoja, että ihmisillä olisi kuulovaurion riskiä.

Yksittäiseen ihmiseen kohdistuvia terveysvaikutuksia ei ole mahdollista arvioida tarkasti melupäästöön tai melutasoon liittyvien tietojen perusteella. Ainoastaan melun kohteeksi joutuva voi itse kuvata koetun meluhaitan (meluherkkyys, ennakkoasenne melulähteeseen; Vartiainen et al. 2015). Melun häiritsevyys riippuu myös altistumistilanteesta (vapaa aika – työ) ja vuorokaudenajasta (päivä – yö). Meluun liittyvän haitan merkityksen arvioinnin epävarmuudet yleisellä tasolla liittyvät pitkälle näihin seikkoihin. Myös melun luonne on ratkaisevaa (melutyyppi, esiintymisen vaihtelu jne.). Näitä seikkoja melun mallinnus, mittaukset ja raja-arvot eivät pysty täysin huomioimaan.

Mahdollisimman hyvällä ja oikeaan osuvalla meluarviolla voidaan kaivoksen suunnitteluvaiheessa pyrkiä valitsemaan sellaisia ratkaisuja, joilla haittaa voidaan pienentää ja toimivalla kaivoksella melua vähentää. Jo toimivalla kaivoksella toimenpiteiden vaikutuksia voidaan todentaa melumittauksin ja palautteena koetusta melusta.

Ympäristömelun keskeisimmät vaikutukset terveyteen ja niiden kynnysarvot (Heinonen-Guzejev et al. 2012).

Vaikutus	Mittasuure1	Kynnystaso2
Häiritsevyys	Lden	42 dB
Puheviestinnän häiriöt
lapset	Leq	35 dB
aikuiset	Leq	45 dB
Oppiminen, muisti	Leq	50 dB
Vaikutukset uneen
itse raportoitu unihäiriö	Ln	42 dB
polysomnografiassa todetut	Lmax, sisällä	32 dB
raportoidut heräämiset	SELsisällä	53 dB
Kohonnut verenpaine	Lden	50 dB
Sepelvaltimotauti	Lden	60 dB

¹ L_den ja L_n on määritelty ulkona esiintyvinä äänitasoina. L_max voi olla mitattu joko sisällä tai ulkona.

² Taso, jonka yläpuolella vaikutus alkaa ilmetä tai ilmenee tavanomaista useammin.

L_den = päivä-ilta-yömelutaso (vuorokausimelutaso), pitkänajan keskiäänitaso, jossa vuorokausi jaetaan päivä-, ilta- ja yöaikaan, ja kaikille näille määritetään erikseen keskiäänitasot

L_eq = Keskiäänitaso

L_max = Mittausaikana vallinnut suurin äänitaso

L_n = Yöajan painottamaton keskiäänitaso, yömelutaso

SEL (Sound Exposure Level) = Yhden melutapahtuman aikainen äänialtistustaso

Hajuahaitat

Hannu Komulainen (THL)

Kaivostoimintaan saattaa liittyä päästöjä, joilla on voimakas haju. Hajurikkiyhdisteet, tavallisimmin rikkivety, ovat yleisin aineryhmä, joka aiheuttaa hajuhaittaa kaivosympäristössä. Hajuhaitta on ensi sijassa koettu haitta, joka vaikuttaa viihtyvyyteen ja elämän laatuun. Usein toistuessaan tai jatkuvana haju ja viihtyvyyshaitta saattaa pahentaa jo olemassa olevia terveyshaittoja, äärimmäisessä tapauksessa epämiellyttävä haju saattaa myös itsessään aiheuttaa terveysvaikutuksia. Siten hajuhaitta on, toistuvasti esiintyessään, myös mahdollinen terveysriski. Hajuhaittana arvioidaan kaivosympäristön ulkoilmassa olevaa hajua.

Ihmiset tunnistavat hajun ja kokevat sen haitallisuuden yksilöllisesti. Aineen haju tunnistetaan, aineen ja hajun mukaan, pitoisuuksina, jotka eivät aiheuta sellaisenaan toksisia vaikutuksia. Vieraan haitallisen hajun pelkkä tunnistaminen on ensisijainen tekijä, joka laukaisee haitallisuusreaktion, jos haju koetaan haitallisena. Hajuhaittaa kaivosympäristössä olisi arvioitava tästä lähtökohdasta. Hajua terveyshaittana, hajua tuottavia aineita ja hajuhaitan arviointia kaivosympäristössä on käsitelty yksityiskohtaisesti viitteessä Komulainen (2013g). YVA-arviossa tulisi esittää arvio kaivoshankkeeseen liittyvästä hajuhaitasta ja sen merkityksestä kaivosympäristön väestölle.

Hajuhaitan arviointi

Hajuhaitan arvion laajuus, perusteellisuus ja tuloksen esittäminen voi olla lyhyt, jos on todettavissa, että toiminnasta ei todennäköisesti seuraa hajuhaittaa. Arvion perusteet olisi aina kuvattava. Jos kaivoksella käsitellään tai prosesseissa syntyy hajupäästöjä tuottavia aineita, arvio tulisi tehdä yksityiskohtaisempana.

Paha haju liittyy ilmassa haihtuvana oleviin aineisiin. Siten haju voi levitä ilmavirtausten mukana kauaksi ja olla todettavissa vielä kymmenienkin kilometrien päässä. Hajuhaitta on tyypillisesti pahin kaivoksen lähituntumassa. Hajua tuottavien yhdisteiden pitoisuus ilmassa on suurin, ennen kuin ne ehtivät laimeta ulkoilmassa.

Hajuhaittaa voidaan arvioida pääasiassa kvalitatiivisesti, koska yksityiskohtaisia viitearvoja hajuhaitan kvantitatiivista arviointia varten ei ole. Aineen hajukynnys eli pienin haistettavissa oleva pitoisuus ilmassa on käytännössä ainoa riskinarvioon käytettävissä oleva ainekohtainen numeerinen viitearvo. Yksittäisen aineen hajukynnysvertailu ei välttämättä kerro hajuongelmasta kokonaisuudessaan, jos useat eri aineet aiheuttavat hajun ja kaikkia aineita ei tunnisteta. Aineiden hajukynnysarvoja on esitetty esimerkiksi viitteissä American Industrial Hygiene Association (AIHA 1995) ja Suffet et al. (2004).

Hajuyhdisteiden haittoina tulisi arvioida akuutti terveyshaitta, viihtyvyyshaitta ja toistuvaan hajualtistumiseen liittyvät muut terveysvaikutukset.

Arviossa olisi tarpeen

• nimetä kaivosalueella käytettävät prosessikemikaalit, joista voi syntyä hajuhaittoja, ja kuvata niiden ominaisuudet hajuongelman kannalta
• kuvata ne prosessit kaivosalueella, joista voi syntyä hajupäästöjä, ja nimetä hajua aiheuttavat aineet
• kuvata ja arvioida hajua aiheuttavan aineen emissiot ilmaan
• arvioida hajun esiintyvyys ympäristössä (voimakkuus, säilyvyys, toistuvuus, leviämisalue)
• esittää hajun kohteeksi joutuva väestö ja arvioida heille syntyvä haitta (hajun luonne, voimakkuus, ongelman laajuus alueellisesti).

Hajuongelman mahdollisuutta voi arvioida myös aikaisemman tiedon perusteella muista kaivoskohteista, jos vastaavia hajua tuottavia prosesseja on käytössä. Arviossa tulisi huomioida myös prosessihäiriöt ja poikkeustilanteet. Jo toimivalla kaivoksella mahdollinen hajuongelma on jo tiedossa. Ne aineet ja prosessit, jotka aiheuttavat hajua, voidaan tällöin tunnistaa ja kuvata. Tietoa hajun leviämisalueesta kaivosalueen ympäristön väestön keskuudessa voidaan saada asiaa kartoittavalla kyselyllä.

Hajuhaittaa ympäristöterveysperäisenä ongelmana on selvitetty mm. teollisuuslaitoksilla, jätteen ja jäteveden käsittelylaitoksilla ja kaatopaikkojen ympäristöissä. Hajuhaitan tutkimukset näissä ympäristöissä voivat toimia hyödyllisinä malleina. Asiaa arvioitaessa on huomioitava pitoisuuksien vaihtelu, erityisesti hajupiikit, jotka yksin saattavat pitää yllä hajuongelmaa.

Hajuhaitta on helposti tunnistettavissa kaivosympäristössä, mutta sen todellisten terveysvaikutusten arviointi on vaikeaa. Kaivoksen perustamisvaiheen YVA-arviossa sitä on vaikea täsmällisesti ennustaa, koska hajuongelmat liittyvät usein prosessihäiriöihin ja poikkeustilanteisiin. Silloin joudutaan arvioimaan enemmänkin hajuhaittojen todennäköisyyttä kuin täsmällistä hajuhaittaa. Paha tai vieras haju on usein toistuvana kuitenkin vähintään merkittävä viihtyvyyshaitta ja hajupäästöjä ympäristöön tulisi välttää.

Säteilyyn liittyvä terveysriski

Hannu Komulainen (THL)

Kaivostoiminnassa nostetaan maan pinnalle kivi- ja maa-aineksia, jotka sisältävät maa- ja kallioperässä olevia luonnon radioaktiivisia aineita. Niiden merkitys ympäristöperäisenä säteilyriskinä tulisi tarvittaessa arvioida (ks. Esiintymätyypin vaikutus kaivoshankkeen ympäristövaikutuksiin).

Arvioitavat radioaktiiviset aineet ja säteily

Maa- ja kallioperässä on vaihtelevasti säteilyä tuottavia, radioaktiivisia alkuaineita (esimerkiksi uraania). Radioaktiiviset aineet louhitaan kaivoksessa esille malmin mukana, riippumatta siitä, onko tavoitteena hyödyntää niitä. Siksi kaivostoimintaan liittyvien radioaktiivisten aineiden aiheuttama säteilyriski tulisi arvioida jokaisella kaivoksella. Arvion laajuus ja syvyys voidaan rajata louhittavan aineksen sisältämien radioaktiivisten aineiden ja aineksen käsittelyn perusteella (radioaktiivisten aineiden kierto prosesseissa, päätyminen jätteisiin). Hyvässä YVA-arviossa kuvataan toiminnan radioaktiivisiin aineisiin ja niiden säteilyyn liittyvä riski. Kuvauksesta tulisi käydä ilmi radioaktiiviset ne aineet, joihin ongelmia voi liittyä, ja vähintään karkean tason arvio niiden aiheuttamasta säteilyriskistä kaivosalueen ympäristön väestölle.

Arvio tehdään luonnon radioaktiiville aineille. Siihen ei sisällytetä keinotekoisia radioaktiivisia aineita (esimerkiksi cesium-137 ja strontium-90), jotka ovat laskeumaa kaivoksen ulkopuolisesta toiminnasta (taannoiset ydinkokeet ilmakehässä, ydinvoimalaonnettomuus Tsernobylissä). Ne aiheuttavat kaivoksesta riippumatonta taustasäteilyä kaikkialla.

Säteilyriski tulisi selvittää ainakin seuraaviin aineisiin ja isotooppeihin liittyvänä:

• uraani (U-238, U-235)
• torium (Th-228, Th-232)
• radium (Ra-226, Ra-228)
• radon (Rn-222)
• polonium-210 (Po-210)
• lyijy-210 (Pb-210).

Säteilyyn liittyvään riskianalyysiin on syytä sisällyttää myös muita isotooppeja, jos ne voivat tuottaa kyseisessä kaivosympäristössä poikkeuksellisesti säteilyä tai ovat muuten relevantteja arvioitavaksi. Yksittäisten radioaktiivisten aineiden radioaktiivisuus, käyttäytyminen luonnossa ja elimistössä on erilaista ja siksi isotoopeittain arvioitava. Riskinarviota tehtäessä on huomioitava myös isotooppien hajoamistuotteet (koko hajoamisketju). Radioaktiivisten aineiden kemiallinen toksisuus arvioidaan erikseen.

Arvioitava säteilyyn liittyvä riski

Radioaktiivisten aineiden tuottamalla ionisoivalla säteilyllä on saadusta säteilyannoksesta riippuvia haitallisia vaikutuksia (Komulainen 2013h). Kaivosympäristössä radioaktiivisten aineiden aiheuttama tärkein terveysriski on ionisoivaan säteilyyn liittyvä syöpäriski. Ionisoivalle säteilylle ei ole haitatonta pitoisuutta vaan kaikki elinaikana saatu säteily lisää syöpäriskiä. Solutasolla kaikki ionisoiva säteily aiheuttaa samanlaisia muutoksia ja samanlaista haittaa. Niistä keskeisin on DNA-vaurio (Komulainen 2013h).

Riskinarviossa olisi selvitettävä

• lisääkö kaivostoiminta ympäristön asukkaiden säteilyaltistumista
• kuinka suuri lisäys on
• mikä on säteilyaltistuksen lisäykseen ja taustasäteilyyn liittyvä terveysriski.

Kokonaisuutena oleellista on tietää, kuinka paljon radioaktiivisuutta kaivoksen ympäristössä on (pinta- ja pohjavedet, maaperä, hengitysilma, syötävä ravinto) ja miten se suhtautuu tasoon, jota pidetään väestölle hyväksyttävänä ja jota ei tulisi säteilysuojelun näkökohdasta ylittää.

Säteilyn kokonaisannos siinä kudoksessa, johon säteily kohdistuu, määrittää säteilyyn liittyvän terveysriskin. Kaivoksen ulkopuolella on tarvetta arvioida ensi sijassa elimistöön päätyvien radioaktiivisten aineiden aiheuttamaa terveysriskiä, koska kiinteät ulkoisen säteilyn lähteet, kuten jätekasat, sijaitsevat kaivosalueella.

Kaivoksen suunnitteluvaiheessa tulisi arvioida ja selvittää, ovatko säteily ja radioaktiiviset aineet erityinen kysymys ja ongelma kaivokseen liittyen.

Asian arviointia varten tulisi selvittää seuraavia asioita:

• kallioperän ja louhittavan malmin radioaktiivisuus
• kaivoksen ympäristön radioaktiivisuus (radiologinen perustilaselvitys)
• radioaktiivisuuden liikkuminen kaivostoiminnan prosesseissa (mm. mahdollinen konsentroituminen tai isotooppien jääminen tiettyyn vaiheeseen prosessissa)
• radioaktiivisten aineiden loppusijoittuminen kaivosalueella ja päästöt jätekasoista kaivoksen sulkemisen jälkeen.

Radiologinen perustilaselvitys

Ympäristön radiologinen perustilaselvitys on syytä tehdä säteilyn lähtötason selvittämiseksi kaivoksen ympäristössä ennen kaivostoiminnan aloittamista. Radioaktiivisuus olisi suositeltavaa määrittää soveltuvasti samoista näytteistä, joista tehdään muita ympäristön nykytilamäärityksiä. Tulokset voidaan tällöin parhaiten korreloida ja käyttää altistumisen kokonaisarviointiin. Myöhemmin voidaan seurata ja todeta, vaikuttaako kaivostoiminta ympäristön radioaktiivisten aineiden pitoisuuksiin ja säteilytilanteeseen. Ympäristön radiologisen perustilaselvityksen sisällöstä säteilytarkkailua varten on suositus esimerkiksi STUKin ohjeessa ST 12.1/2.2.2011 (STUK 2011).

Radioaktiivisuuden liikkuminen kaivosprosesseissa

Jos louhittava malmi sisältää luonnon taustaan nähden poikkeavan paljon radioaktiivisia aineita, radioaktiivisia aineita erotetaan kaivosprosessissa malmista talteen (esimerkiksi uraanin talteenotto) tai radioaktiiviset aineet muuten konsentroituvat kaivosalueella (esimerkiksi loppusijoitettavaan jätteeseen), radioaktiivisista aineista tulisi kuvata

• radioaktiivisuutta sisältävien malmien sijainti tehdasalueella
• käsittelyprosessit (esimerkiksi liuotus, puolituotteen saostukset, kuivaus)
• radioaktiivisuutta sisältävät päästöt kaivostoiminnan aikana (ilmaan, vesiin, jätevesiin; yleensä samanlainen arvio kuin ei-radioaktiivisille aineille ja niiden päästöille)
• radioaktiivisuutta sisältävien tuotteiden varastointi kaivosalueella
• radioaktiivisuutta sisältävien tuotteiden kuljetus kaivoalueelta
• radioaktiivisuutta sisältävien jätteiden radioaktiivisten aineiden koostumus, pitoisuustaso ja siihen liittyvä säteilytaso
• kaivosalueelle jäävän radioaktiivisuuden sijainti ja arvio sen liikkuvuudesta (suotovedet, leviäminen pölyssä).

Jo toimivalla kaivoksella säteilyyn liittyvä terveysriskinarvio voidaan tehdä yksityiskohtaisempana ja tarkempana, perustuen mitattuun säteilyyn ja aktiivisuuspitoisuuksiin. Oleellista on ensimmäiseksi verrata arviointihetkellä radioaktiivisten aineiden pitoisuuksia ja ympäristön säteilytasoa lähtötilanteeseen, radiologiseen perustilaselvitykseen, ja arvioida mahdollisen muutoksen vaikutusta terveysriskiin. Myös poikkeus- ja onnettomuustilanteiden vaikutus päästöihin ja säteilyriskiin tulisi arvioida.

Riskinarvion toteutus

Terveysriskinarviossa tulisi esittää

• radioaktiiviset aineet ja niiden isotoopit, joille riskinarvio on ollut perusteltua tehdä
• radioaktiivisten aineiden aktiivisuuspitoisuudet analysoiduissa näytteissä
• altistumisesta aiheutuva kokonaissäteilyannos ihmiselle (efektiivinen säteilyannos mSv/vuosi; juomavedessä, hengitettynä, ravintokasveissa, maaperästä jne., kohteessa kyseeseen tulevat altistumistavat ja -reitit)
• säteilyannoksen suuruus suhteessa vertailutasoihin (esimerkiksi luonnon taustasäteilyyn, riskin kuvaus), säteilyyn liittyvä syöpäriski (jos kaivostoiminta lisää huomattavasti ihmisten säteilyaltistumista) ja muut mahdolliset terveysriskit.

Säteilyriskin arvioimista erityisesti kaivosympäristöissä on kuvattu mm. viitteessä Komulainen (2013h). Viitteessä on myös tietoa yksittäisistä radioaktiivisista aineista, niiden pitoisuuksista ympäristössä ja viitearvoja riskinarvioon. Säteilyturvakeskuksen (STUK) Internet-sivuilla ja STUKin tuottamissa materiaaleissa on terveysriskin kannalta hyödyllistä tietoa ja säteilyyn liittyvät Suomen viranomaisohjeet.

Kaivoksen suunnitteluvaiheen YVA-arviossa tulisi pääasiassa hahmottaa, ovatko radioaktiiviset aineet keskeinen kysymys hankkeessa, mihin aineisiin mahdolliset ongelmat liittyvät ja missä toiminnan vaiheessa. Oleellista olisi päästä sellaiseen tarkkuuteen, jolla estetään peruuttamattomat yllätykset ja ympäristön pilaantuminen säteilyllä, koska säteily ympäristössä on pitkäikäistä. Myöhempi ympäristön tilan seuranta kertoo todellisen tilanteen ja arvioinnin onnistumisen. Säteilyyn liittyvä riskinarvio edellyttää erityisosaamista, jota kannattaa käyttää osuvan arvion tekemiseksi.

Tärinään liittyvät haitat

Hannu Komulainen (THL)

Kaivokselta saattaa johtua ympäristöön tärinää erityisesti louhintaan liittyvien räjäytysten vuoksi. Siksi tärinästä mahdollisesti aiheutuva haitta on tarpeen arvioida. Tärinää arvioitaessa on arvioitava tärinän vaikutus lähiympäristön rakennuksiin ja muihin rakennelmiin sekä vaikutus ihmisten viihtyvyyteen ja terveyteen kaivoksen ympäristössä.

Tärinän kulkeutumiseen vaikuttavat käytetty räjähdeainemäärä, etäisyys sekä alueen geologiset ja geotekniset ominaisuudet (Khandelwal & Singh 2007, Suomen Ympäristökeskus 2010). Ajoneuvoliikenteen aiheuttaman tärinän voimakkuuteen vaikuttavat eniten ajoneuvon massa, ajonopeus ja tien kunto (Komulainen & Karlsson 2013).

Räjäytykset ja tärinä saattavat vaurioittaa lähellä olevia rakennuksia ja muita rakenteita, mutta tärinä on myös tunnistettavissa ja aistittavissa ja siten siihen liittyvä koettu haitta tulisi myös arvioida. Tärinän kokemiseen liittyy samanlaista yksilöllisyyttä kuin hajun ja melun kokemiseen. Hajun ja melun tavoin tärinä ei ole jatkuvaa, mutta se havaitaan kuitenkin joka kerta, kun sitä ilmenee. Räjäytyksiin liittyvään tärinään liittyy usein myös havaittava ääni. Ihminen kokee tärinän jo huomattavasti alhaisemmilla arvoilla kuin rakennuksille määritetyt tärinäraja-arvot ovat. Maaperän tärinällä ei kuitenkaan voi olettaa olevan suoria haittavaikutuksia elimistöön kaivosalueen ulkopuolella asuvilla ihmisillä. Kaivostoimintaan liittyvän tärinän terveyshaittojen arvioimiseen kaivoksen ympäristössä ei ole tiedossa vakiintunutta käytäntöä. Kaivostoimintaan liittyvää tärinän ja tärinän vaikutusten arvioinnista on yhteenvetoa ja suosituksia lähteessä Komulainen & Karlsson (2013).

Vaikutusten arviointi

Kaivostoiminnasta aiheutuvan tärinän vaikutuksia kaivosalueen ympäristössä on perusteltua arvioida ensimmäiseksi ympäristön rakennusten ja rakenteiden kannalta. Jos niissä todetaan tärinää, myös ihmiset todennäköisesti havaitsevat sen.

Tärinän vaikutuksen arvioimiseksi olisi hyödyllistä selvittää ja kuvata

• ne prosessit, jotka aiheuttavat kaivosalueella tärinää
• tärinän voimakkuus ja vaikutusalue
• se, kuinka usein tärinää ilmenee (montako kertaa vuorokaudessa jne.)
• se, mihin vuorokauden aikaan tärinä ilmenee
• se, kuinka kauaksi ja kuinka voimakkaana tärinä välittyy ympäristöön
• tärinää kokeva väestö (asuinpaikka, lukumäärä, ikäryhmät).

Suurimpaan osaan edellä luetelluista kohdista voidaan vastata kaivostoiminnan suunnitelmien pohjalta. Räjäytystöiden aiheuttamaa tärinän voimakkuutta ja vaikutus- sekä havaitsemisaluetta voidaan arvioida etukäteen laskemalla samanaikaisesti räjähtävän räjähdysainemäärän ja kallion tärinänjohtavuusluvun avulla odotettavissa oleva maaperän heilahdusnopeus (mm/s) (Vuolio 2008, Törnqvist & Talja 2006). Kun nämä tiedot yhdistetään arvioon tärinän esiintyvyydestä (räjäytysten lukumäärä) ja kaivosympäristön asutus- ja väestötietoihin, on tehtävissä arvio tärinästä ja sen vaikutuksista kaivosympäristössä eri hankevaihtoehdoissa.

Toimivalla kaivoksella tärinän yleisyydestä, voimakkuudesta, leviämisestä ja aistittavuudesta on kokemusperäistä tietoa, jota tulisi käyttää riskinarvioon. Esimerkiksi kyselytutkimuksella voidaan selvittää, missä määrin tärinä on koettu haitallisena kaivoksen ulkopuolella, suhteuttamalla vastaukset etäisyyteen tärinän lähteestä.

Ympäristöperäiselle tärinälle ei ole terveysperusteisia raja-arvoja. Tärinän haitallisten vaikutusten arvioitiin on käytettävissä arvio ihmisen tärinäkokemuksesta eri heilahdusnopeuksilla kalliovaraisesti perustetussa rakennuksessa (Suomen Ympäristökeskus 2010) sekä kriteereitä liikennetärinästä asuinmukavuudelle aiheutuvasta haitasta (Törnqvist & Talja 2006). Maaperän tärinälle on enimmäisarvoja, joita ei tulisi ylittää rakennusten vaurioitumisen estämiseksi (Sosiaali- ja terveysministeriö 1998, Duvall & Fogelson 1962, German Standards Organization 1984).

Tärinän esiintyvyys ja todennäköinen vaikutusalueen laajuus voitaneen arvioida kaivoksen suunnitteluvaiheen YVA-arvioon suhteellisen hyvin. Tärinän voimakkuutta on vaikeampi ennustaa. Asutuksen etäisyys kaivoksesta määrittää pitkälti se, missä määrin tärinä on ongelma. Kokemukset muilta kaivoksilta voivat auttaa asian arvioinnissa, mutta tärinän eteneminen maaperästä riippuvalla tavalla tekee tilanteesta paikkakohtaisen.

Tärinän vaikutuksia voidaan vähentää valitsemalla mahdollisuuden mukaan sopivat menetelmät, esimerkiksi räjäytystekniikan osalta (The Scottish Government 2000). Kiviainestuotantoon liittyvän tärinän torjuntaan on ohjeita mm. SYKEn raportissa Ympäristöasioiden hallinta kiviainestuotannossa (Suomen ympäristökeskus 2010).

Vaikutukset alueeseen

Jorma Jantunen (SYKE)

Vaikutukset alueiden käyttöön

Kaivoshankkeilla on usein laajoja vaikutuksia alueiden käyttöön. Vaikka kaivokset sijaitsevat yleensä syrjäseuduilla, on alueilla aina muutakin maankäyttöä. Vaikutukset alueiden käyttöön on otettava huomioon kaivoshankkeiden koko toiminnan ajalta.

Kaivosalue ei yleensä enää palaudu sulkemistoimien jälkeenkään käyttömahdollisuuksiltaan samaksi, kuin se oli ennen toiminnan aloittamista. Tilapäiset ja pysyvät vaikutukset eri käyttömuotoihin muodostuvat siitä, millaisessa käytössä alue on ollut ennen kaivostoimintaa ja millaiseksi se jää toiminnan ja sulkemistoimien päätyttyä.

Arvioinnissa on otettava huomioon myös vaikutukset valtakunnallisiin alueidenkäyttötavoitteisiin, voimassa olevassa kaavassa osoitettuun käyttötarkoitukseen sekä kaavan laadinta- ja tarkistamistarpeeseen. Muita maankäyttöön liittyviä ohjelmia, inventointeja ja selvityksiä ei liioin saa unohtaa. Tarkastelu ulotetaan hankkeen koko vaikutusalueelle, ja sen tavallisia keinoja ovat karttatarkastelut ja asiantuntija-arviot.

Maankäyttö- ja rakennuslain mukaan kaivostoiminnan alueet otetaan huomioon kaavoja laadittaessa. Kaavoissa voidaan ohjata kaivostoiminnan ohella myös kaivostoimintaan liittyvää muuta maan-käyttöä, kuten liikennejärjestelyjä, ja sovittaa yhteen kaivostoiminnan ja muun maankäytön tarpeita.

Vaikutukset maisemaan

Kaivoshankkeen toteuttaminen edellyttää yleensä merkittävää maastonmuotoilua, jolloin maisemarakenteeseen kohdistuu vaikutuksia. Usein kaivoshanke tuo myös teollisen elementin luonnonympäristöön eli maisematyyppi voi muuttua. Uusi teollinen toiminta saattaa muuttaa alueen ajallista luonnetta ja voi poiketa ympäristön mittakaavasta. Maisemaan kohdistuvien vaikutusten arvioinnissa tehdään maisema-analyysejä sekä havainnollistetaan kohteiden näkymistä. Niitä voidaan käyttää myös arvioitaessa kulttuuriympäristöön kohdistuvia vaikutuksia. Maiseman sietokyky sekä vaikutusalueen maisema- ja kulttuuriympäristön arvot tulee ottaa huomioon arvioitaessa maisemamuutosta. Kohteen kuuluminen arvokkaisiin maisema- tai kallioalueisiin on selvitettävä. Hankkeen näkymistä arvioidaan kauko- ja lähimaisemassa, erityisesti tärkeimmistä näkymäsuunnista. Maisematekijöitä on luontevaa havainnollistaa kartoin, ilmakuvin ja havainnekuvin käyttäen hyväksi nykyaikaisia mallinnusmenetelmiä.

Vaikutukset kulttuuri- ja perinneympäristöihin

Vaikka kaivoshankkeet sijoittuvat yleensä syrjäisille seuduille, niillä voi olla vaikutuksia rakennettuun kulttuuriympäristöön tai perinneympäristöihin. Kaivoshanke voi vaikuttaa kulttuuri- ja perinneympäristöihin sekä myönteisesti että kielteisesti. Se voi auttaa kulttuuriympäristöjä säilymään asuttuina. Toisaalta hanke voi myös aiheuttaa paineita sellaiseen uudisrakentamiseen, joka heikentää kulttuurimaisemaa. Arvokkaista kulttuuriympäristöistä saa tietoa museovirastosta sekä maakunta- ja paikallismuseoista. Kaavoituksella on tärkeä asema, kun sovitetaan hankkeen mahdollisesti vaatimaa uudisrakentamista arvokkaaseen kulttuuriympäristöön.

Valtioneuvosto on tehnyt päätöksen (22.12.2009) valtakunnallisesti merkittävien rakennettujen kulttuuriympäristöjen suojelusta.

Vaikutukset muinaisjäännöksiin

Kaikki kiinteät muinaisjäännökset, kuten muinaiset hauta- ja asuinpaikat tai muinaiset linnoitusten paikat, ovat muinaismuistolailla (295/1963) rauoitettuja. Kiinteän muinaisjäännöksen kaivaminen, peittäminen, muuttaminen, vahingoittaminen, poistaminen ja muu siihen kajoaminen vaatii aina luvan.

Arvioinnissa tulee selvittää, onko hankealueella muinaisjäännöksiä. Museovirasto vastaa muinaisjäännösten suojelusta ja pitää yllä muinaisjäännösrekisteriä, joka on käyttökelpoinen tiedonlähde. Toiminnan estyminen muinaismuistolain nojalla ei oikeuta korvaukseen. Muinaisjäännöksen paljastuttua toiminnanharjoittaja on velvollinen keskeyttämään toiminnan ja ilmoittamaan asiasta museovirastolle. ELY-keskus voi muinaismuistolain perusteella antaa hakemuksesta luvan kajota muinaisjäännökseen.

Liikennevaikutusten arviointi

Kaivoshankkeista aiheutuu sekä raskasta liikennettä että henkilöliikennettä. Raskasta liikennettä syntyy malmin ja rikasteiden kuljettamisesta markkinoille sekä kaivoksen tarvitsemien kemikaalien ja muiden raaka-aineiden kuljetuksesta. Henkilöliikennettä syntyy työntekijöiden työmatkoista. Kaivoshankkeet merkitsevät käytännössä aina suuria kuljetussuoritteita maanteitse, rautateitse tai vesitse. Liikenteen merkittävimmät vaikutukset liittyvät liikenneväylien rakentamiseen, liikennemäärien lisääntymiseen, liikenneturvallisuuteen, viihtyvyyteen, meluun ja pölyyn sekä muuhun ilmanlaatuun. Nämä vaikutukset korostuvat kaivoksen lähialueella. Liikenteestä aiheutuu myös kasvihuonekaasupäästöjä.

Uusien liikenneväylien rakentamisen ja käytön vaikutukset otetaan mukaan YVA-menettelyyn. Mikäli hankkeesta johtuva uusien liikenneyhteyksien rakentaminen vaatii oman YVA-menettelynsä, siitä vastaa tienpitäjä.

Hankkeen vaikutukset lähitieverkon liikennemääriin, liikenneturvallisuuteen, viihtyvyyteen, meluun ja pölyyn voidaan arvioida lähinnä käyttämällä asiantuntija-arvioita ja tietoja kaivoshankkeen työmatka- ja kuljetusliikenteestä sekä käyttämällä apuna liikennemalleja. Vaikka vastuu maantieverkosta on tienpitäjällä, on ympäristövaikutusten arvioinnissa hyvä tarkastella myös mahdollisia keinoja lieventää lisääntyvän liikenteen aiheuttamia haittoja. Arviossa otetaan huomioon tienpitäjän keinot torjua haittoja. Niistä voidaan tehdä esityksiä tienpitäjän kanssa käytäviin neuvotteluihin.

Kaivoshankkeesta syntyvä raskas liikenne lisää liikennevirtaa. Hankkeen vaikutusten tarkastelu on syytä ulottaa tieverkolla niin pitkälle kuin liikenteen lisäyksen vaikutus on selvästi erotettavissa muun liikenteen aiheuttamista vaikutuksista. Tieliikenteen vaikutusten arvioinnista on antanut ohjeita muun muassa Tiehallinto (1999 ja 2009). Joidenkin hankkeiden yhteydessä voivat tulla kyseeseen myös rautatiekuljetukset ja vesiteitse tapahtuvat kuljetukset. Näissä tapauksissa arviointi tehdään kunkin alan ohjeiden mukaisesti (Liikennevirasto 2013b).

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: Kauppila T, Kauppila PM, Räisänen ML, Makkonen H, Jantunen J, Komulainen H, Törmä H, Kauppinen T, Leppänen MT, Tornivaara A, Pasanen A, Kemppainen E, Liukko U-M, Raunio A, Marttunen M, Mustajoki J, Huttula T, Kauppi S, Ekholm P, Tran-Nguyen E, Vormisto J, Karjalainen N, Tuomela P, Hietala J: Hyviä käytäntöjä kaivohankkeiden ympäristövaikutusten arvioinnissa. Opasnet 2015. Viite: Geologian tutkimuskeskus, Tutkimusraportti 222, 2015. [[1] Hyviä käytäntöjä kaivoshankkeiden YVAssa TR222] Viitattu 25.11.2024.

Tämä sivu on tiedonmuru. Sivutunniste: Op_fi5455
Moderaattori:Heta (katso kaikki) Sivun edistymistä ei ole arvioitu. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review).
Lisää dataa {{#opasnet_base_link:Op_fi5455}} Tämän Opasnet-sivun julkaisutiedot Kauppila T, Kauppila PM, Räisänen ML, Makkonen H, Jantunen J, Komulainen H, Törmä H, Kauppinen T, Leppänen MT, Tornivaara A, Pasanen A, Kemppainen E, Liukko U-M, Raunio A, Marttunen M, Mustajoki J, Huttula T, Kauppi S, Ekholm P, Tran-Nguyen E, Vormisto J, Karjalainen N, Tuomela P, Hietala J: Hyviä käytäntöjä kaivohankkeiden ympäristövaikutusten arvioinnissa. Opasnet 2015. Viite: Geologian tutkimuskeskus, Tutkimusraportti 222, 2015. [[2] Hyviä käytäntöjä kaivoshankkeiden YVAssa TR222] Viitattu 25.11.2024.