Vaikutukset akvaattisiin altistujiin

Ohjaus sivulle:

• Kaivostoiminnan vaikutukset eliöihin ja luonnon monimuotoisuuteen#Vaikutukset vesieliöihin

Hydrologia ja vedenlaatu

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 (max ja min), 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), lisääntynyt ravinteiden (mm. typpiyhdisteet ja sulfaatin kemia) ja kiintoaineksen määrä voivat aiheuttaa veden laadun ja habitaattien heikkenemistä. Kalaston osalta veden laadun arviointiin ohjaa ns. kaladirektiivi (2006/44/EY) ja muun eliöstön osalta vesienhoidon suunnittelun ekologinen luokittelu ja sen fysikaalis-kemialliset tekijät (Ympäristöhallinto 2014).

Pitäisiköhän tämä lähdeasia siirtää osaan 3?(Matti 15.4.):Pohjaveden laadun muuttuminen voi myös vaikuttaa pintavesien laatuun, joka 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 habitaattien riskinarviointi vaatii tarkempaa taustaselvitystä vedenlaadusta ja eliöstöstä, jotta muutosten arvioiminen on varmalla pohjalla.

Vedenlaatu ja ympäristölaatunormit

Merkittävät muutokset vastaan ottavan veden laadussa ovat usein mitattavissa erilaisten liuenneiden haitta-aineiden pitoisuuksina. Erityisesti sulfidimetallimalmituotannossa on tyypillistä metalli- ja sulfaattipitoisten vesien muodostuminen. Tausta-arvoihin nähden pitoisuuksien merkittävät muutokset ovat todennäköisesti haitallisia eliöille sillä annos tekee aineesta kuin aineesta haitallisen. Tätä pitoisuuden merkittävää muutosta on vaikea määrittää ja sitä voidaan lähestyä yksinkertaisesti vertaamalla eri hankevaihtoehtojen arvioituja ympäristöpitoisuuksia (PEC) arvioituun haitattomaan ympäristöpitoisuuteen (PNEC) (Kauppila ym. 2013, s.200). Valitettavasti vain osalle kaivospäästöissä esiintyvistä aineista on määritelty eurooppalaisia ympäristölaatunormeja eli haitattomia pitoisuuksia, jotka suojelevat ympäristöä. Vesiympäristössä haitallisille aineille on annettu ympäristölaatunormeja asetuksissa (1022/2006, 868/2010 ja direktiiveissä (2008/105/EY, 2013/39/EY), joihin hankevaihtoehdoissa arvioituja pitoisuuksia on syytä verrata. Haitta-aineiden luonnolliset, paikkakohtaiset taustapitoisuudet voidaan myös ottaa huomioon raja-arvojen määrittelyssä (Verta et al. 2010) mikä korostaa taustaselvityksen tärkeyden merkitystä. On hyvin todennäköistä, että kaivostoimintaan suunnitellun alueen geologia aiheuttaa valtakunnallisia keskiarvoja suurempia metallipitoisuuksia paikallisiin vesistöihin, erityisesti puroihin.

EU 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 huomattavsti 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 ym. 2010).

Haitta-aineiden riskinarviointi perustuu pääasiassa pitkäaikaisvaikutusten arvioimiseen ja ympäristölaatunormit pohjautuvat usein kroonisiin, eliöyhteisön kasvua, lisääntymistä yms. mittaaviin suureisiin. Näin ollen ympäristölaatunormit ja haitattomat pitoisuudet ovat 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 maksimi pitoisuuksina (MAC-EQS). Kaivotoiminnan vesitase on siis syytä ottaa huomioon ekologisessa riskinarvioimisessa ja pohtia päästöjen keston suhdetta kohteena olevan eliöyhteisön elinkierron kestoon. Esimerkiksi, kuukausi kattaa levillä monta sukupolvea.

Metallien paikalliset ympäristölaatunormit

Vedenlaatutekijät vaikuttavat merkittävästi metallien biosaatavuuteen ja myrkyllisyyteen. Liuennut orgaaninen hiili (DOC) sitoo metalli-ioneja ja toisaalta veden vapaat protonit (H+), kalsium ja magnesium kilpailevat metalli-ionien kanssa sitoutumisesta eliöön. Ilmiöitä käytetään hyväksi Biotic Ligand malleissa (BLM), joiden avulla voidaan määrittää paikallinen haitallinen tai haitaton pitoisuus, joka perustuu vapaan metalli-ionin eli biosaatavan määrän laskemiseen. Uusimmassa ympäristölaatunormidirektiivissä (2013/39/EY) nikkelin ja lyijyn vuosikeskiarvot (AA-EQS) on ilmoitettu biosaatavana metallina. Nikkelin osalle onkin kehitetty yksinkertainen BLM-malli direktiivin soveltamiseksi. Lyijyn kohdalla määritys perustuu DOC-korjaukseen (EU 2014) mutta BLM-mallikin on kehitteillä. 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 ym. 2010). Koska vedenlaadulla on suuri merkitys metallien sitoutumiseen ja myrkyllisyyteen, jo YVA-vaiheessa on syytä selvittää paikallisen vedenlaadun vaikutus metallien jakautumiseen vedessä ja sitä kautta vaikutus paikalliseen ympäristölaatunormiin, etenkin tapauksissa, joissa laatunormien epäillään ylittyvän.

Sedimentit ja ympäristölaatunormit

Sedimentaatioalueiden alusveden ja sedimentin muuntuminen fysikaalisten ja kemiallisten (vrt. Vaikutukset vesistösedimentteihin) tekijöiden takia voi uhata pohjaeläinten ja ravintoverkon eliöitä. Hapen vähentymisen, (rehevöityminen, kasvanut sedimentaatio), ionitasapainon häiriöiden (suolaantuminen) ja haitta-aineiden (metallit) mahdolliset vaikutukset olisi tunnistettava kuormituksen arvioinnissa. Riskin arviointi perustuu jälleen ympäristöpitoisuuksien arviointiin mikä on sedimenttien kohdalla haastavaa. Valitettavasti EU direktiiveissä ja Suomessa ei ole käytössä sedimenttien haitta-aineille ympäristölaatunormeja tai muita arviointikäytäntöjä. Niiden puutteessa on usein sovellettu saastuneille maille annettua asetusta (PIMA asetus 214/2007) ja merisedimenttien ruoppausohjetta (Ympäristöministeriö 2004). Kumpaakaan ei voida suositella makeanveden sedimenttien riskin arviointiin, joten raja-arvoja on haettava ulkomaisista lähteistä. Mahdollisia lähteitä (Sediment Quality Guidelines) ovat Yhdysvaltain ympäristönsuojelutoimiston, Australian Ympäristömyrkkyjen tutkimuskeskuksen (Simpson ym. 2005) ja Kanadan hallituksen ohjeet. Hyvä yleisesitys sedimentin laatunormikäytänteistä eri maissa löytyy SETAC järjestön julkaisusta (Wenning RJ ym. 2005) sekä tämän hetken tilanne sedimenttien riskin arvioinnissa Euroopan Kemikaaliviraston sivuilta.

On myös mahdollista johtaa haitattomia sedimenttiraja-arvoja (PNEC) vesilaatunormeista käyttämällä jakaantumiskertoimia ja/tai toksisuustestiaineistoja (ECHA 2008, EU 2011, s. 93, Kauppila ym. 2013, s. 206). Näillä menetelmillä saadaan vain karkea arvio pitoisuuksista ja tarkempiin arvioihin päästään kohteen sedimentin ominaisuuksien kautta koska sedimentin laatu vaikuttaa vahvasti metallien biosaatavuuteen ja erilaisia korjauksia raja-arvoihin voidaan tehdä. Esimerkiksi orgaanista hiiltä ja haihtuvia sulfideja (AVS) metallien sitojina on sovellettu raja-arvo laskuissa (US EPA 2005).

Biokertyminen ja ravintoverkot

Veden ja sedimentin krooniset laatunormit suojelevat periaatteessa eliötä koko elinkierron mittaiselta altistukselta mutta eivät huomioi biokertymistä ravintoverkoissa. Eliöt kykenevät säätelemään metalleja aineenvaihdunnassaan mutta ainakin elohopea (etenkin metyloituneena) ja kadmium voivat rikastua ravintoverkoissa. Tällä voi olla merkitystä kalojen hyvinvointiin ja käyttöön ihmisravintona. Ympäristön muutokset voivat vaikuttaa eliöyhteisön ravintoverkkoihin ja siten toimintaan. Muutokset voivat ilmetä yhteisvaikutuksen ja ympäristöstressin kautta, jota on vaikea arvioida. Perusteellisissa arvioissa ja laaja-alaisissa hankkeissa voidaan etukäteen selvittää eliöyhteisön rakenne sekä ottaa mukaan toiminnallinen vaste esimerkiksi mittaamalla eliöiden morfologisten vaurioiden ilmenemistä (Vuori 2002, Hämäläinen 1999) ja vertailemalla taustatilannetta toiminnan aikaisiin tuloksiin.

Virhetarkastelu

Ekologisen riskin arvioinnin 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, niin haittavaikutuksia voi olettaa ilmenevän (esim. metallit, US EPA 2005).

Todennäköinen virhelähde riskin arvioinnissa syntyy myös 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.

Direktiivi 2006/44/EY. Suojelua ja parantamista edellyttävien makeiden vesien laadusta kalojen elämän turvaamiseksi.

Direktiivi 2008/105/EY. Ympäristölaatunormeista vesipolitiikan alalla.

Direktiivi 2013/39/EY. Direktiivien 2000/60/EY ja 2008/105/EY muuttamisesta vesipolitiikan alan prioriteettiaineiden osalta.

EU 2011. Common Implementation Strategy for the Water Framework Directive (2000/60/EC). Technical Guidance for Deriving Environmental Quality Standards. Guidance document No 27.

EU 2014. Technical guidance to implement bioavailability-based environmental quality standards for metals. Draft. March 2014.

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

Hämäläinen H. 1999. Critical appraisal of the indexes of Chironomid larval deformities and their use in bioindication. Ann. Zool. Fennici 36:179-186.

Kauppila, T, Komulainen, H., Makkonen, S. ja Tuomisto J. 2013. Metallikaivosalueiden ympäristöriskinarviointiosaamisen kehittäminen: MINERA-hankkeen loppuraportti. Geologian tutkimuskeskus. Tutkimusraportti 199.

Schlekat CE, Van Genderen E, De Scamphelaere, Antunes PMC, Rogevich EC ja Stubblefield WA 2010: Cross-species extrapolation of chronic nickel Biotic Ligand Models- Sci. Tot. Environ. 408:6148-6157.

Simpson SL, Batley GE, Chariton AA, Stauber JL, King CK, Chapman JC, Hyne RV, Gale SA, Roach AC, Maher WA. 2005. Handbook for Sediment Quality Assessment. CSIRO. Bangor, NSW.

Sprague, JB. 1970. Measurement of pollutant toxicity to fish. II. Utilizing and applying bioassay results. Water Res. 4:3−32.

U.S. EPA. 2005. Procedures for the Derivation of Equilibrium Partitioning Sediment Benchmarks (ESBs) for the Protection of Benthic Organisms: Metal Mixtures. EPA-600-R-02-011. Office of Research and Development. Washington, DC 20460.

Valtioneuvoston asetus 1022/2006. Asetus vesiympäristölle vaarallisista ja haitallisista aineista.

Valtioneuvoston asetus 214/2007. Asetus maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arvioinnista.

Valtioneuvoston asetus 868/2010. Asetus vesiympäristölle vaarallisista ja haitallisista aineista annetun valtioneuvoston asetuksen muuttamisesta.

Van Dam ym. 2010. Aquatic toxicity of magnesium sulfate, and the influence of calcium, in very low ionic concentration water. Environ. Toxicol. Chem. 29: 410-421.

Verta M et al. 2010: Metallien taustapitoisuudet ja haitallisten aineiden seuranta Suomen pintavesissä. Suomen ympäristökeskuksen raportteja 12/2010. 35 s + 4 liitettä.

Vuori, K-M. 2002. Vesisammal- ja vesiperhostoukkamenetelmät jokivesistöjen haitallisten aineiden riskinarvioinnissa ja seurannassa. Suomen ympäristö nro 571, Länsi-Suomen ympäristökeskus. 89 s.

Wenning RJ, Batley GE, Ingersoll CG ja Moore DW (toim.) 2005. Use of Sediment Quality Guidelines and Related Tools for the Assessment of Contaminated Sediments. SETAC Press, Pensacola, FL, USA. 815 s.

Ympäristöhallinto 2014. Vesienhoidon suunnitteluopas.

Ympäristöministeriö 2004. Sedimenttien ruoppaus- ja läjitysohje. Ympäristöopas 117.