Vaikutukset terrestrisiin altistujiin

Ohjaus sivulle:

• Kaivostoiminnan vaikutukset eliöihin ja luonnon monimuotoisuuteen

Vaikutukset maaperäeliöihin ja maaperän prosesseihin

Maaperän laatuun vaikuttavaa ekologista riskinarviointia voi tehdä perusteellisesti vasta sitten, kun toiminnan laajuus, menetelmät (esim. rikastusprosessit) ja niiden päästöt ovat selvillä. Ekologista riskinarviointia varten selvitetään lähtötiedoiksi maaperän laatu. Mikäli alueella on ollut muuta ihmistoimintaa aikaisemmin, voi haitallisia aineita olla maaperässä jäänteenä aikaisemmasta kuormituksesta. Terveen orgaanisen maan ominaisuuksiin kuuluu myös runsas hajottajayhteisö maaperässä. Edustavan näytteenoton kuvaus on esitetty Pilaantuneen maa-alueen riskinarviointi ja kestävä riskinhallinta -kirjassa (Reinikainen et al 2014).

Kaivoksen elinkaaren eri vaiheiden aiheuttamat muutokset kohteen eliöiden, yhteisöjen ja ekologisten prosessien toimintaan kuvataan. Esimerkiksi kaivostoiminnan aiheuttamat valunnan muutokset sekä pohjaveden pinnan lasku vaikuttavat maaperän kosteuteen ja maaperäeliöiden elinolosuhteisiin mahdollisesti myös kaivosalueen ulkopuolella. Elävässä maassa on runsas lajisto hajottajamikrobeja (bakteerit ja sienet) sekä maaperäeliöitä (alkueläimiä, sukkulamatoja, rataseläimiä ja karhukaisia, lieroja, änkyrimatoja, punkkeja, hyppyhäntäisiä sekä etanoita ja kotiloita). Näistä esimerkiksi sukkulamadot ovat vesieläimiä, jotka liikkuvat maaperässä veden täyttämissä huokosissa, ja niiden populaatiot voivat tuhoutua maan kuivuessa. Kosteuden lisäksi esimerkiksi pH:n muutokset muuttavat maaperäeliöiden esiintymistä. Maaperäeliöillä on tärkeä tehtävä karikkeen hajotuksen ja siten ravinteiden ja luonnon kiertokulun ylläpitäjänä. Maaperäeliöiden määrityksiä ei välttämättä YVA-vaiheessa tehdä, mutta on syytä ymmärtää ja kuvata tulevan toiminnan vaikutus maaperän terveyteen ja aineiden kiertoon.

Lisätietoja

Reinikainen et al 2014 (vielä julkaisematon) Pilaantuneen maa-alueen riskinarviointi ja kestävä riskinhallinta.

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 (maksimi ja minimi), veden korkeus ja lämpötila vaihtelevat luontaisesti vuodenajan mukaan ja säätelevät eliöiden elinkiertoa. Suuret tai vuodenaikaan nähden epätavalliset muutokset hydrologiassa voivat esimerkiksi vaikuttaa kalojen kudun epäonnistumiseen tai virtavesien pohjaeläinyhteisöjen rakenteeseen. Alueen kalalajiston ekologinen tuntemus yhdistettynä hankevaihtoehtojen hydrologiaan antaa tärkeää tietoa lajiston elinmahdollisuuksista muuttuvissa oloissa. Hydrologian lisäksi kaivostoiminnasta mahdollisesti muuttuva happamuus (pH), lisääntynyt ravinteiden (mm. typpiyhdisteet ja sulfaatin kemia) ja kiintoaineksen määrä voivat aiheuttaa veden laadun ja elinympäristöjen 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).

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 elinympäristöjen riskinarviointi vaatii tarkempaa taustaselvitystä vedenlaadusta ja eliöstöstä, jotta muutosten arvioiminen on varmalla pohjalla.

Vedenlaatu ja ympäristölaatunormit

Merkittävät muutokset haitta-aineita vastaanottavan 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 tärkeyttä. On hyvin todennäköistä, että kaivostoimintaan suunnitellun alueen geologia aiheuttaa valtakunnallisia keskiarvoja suurempia metallipitoisuuksia paikallisiin vesistöihin, erityisesti puroihin.

EU:n alueen ympäristölainsäädännön rajallisuuden vuoksi puuttuvien aineiden raja-arvoihin voidaan etsiä apua muiden maiden viranomaisten ohjeistuksesta. Esimerkiksi Yhdysvaltojen (US EPA), Kanadan (CCEM) ja Australian sekä Uuden Seelannin (ANZECC) pintavesille on säädetty laatunormeja. Haitattomia pitoisuuksia löytyy myös Euroopan kemikaaliviraston sekä Yhdysvaltain ympäristönsuojelutoimiston aineistoista. Tärkeää on kuitenkin huomata, että vesien luontaiset ominaisuudet voivat poiketa huomattavasti suomalaisista vesistä, mikä vaikuttaa metallien haitallisuuteen esimerkiksi kovuuden kautta. Tietolähteenä voidaan myös käyttää suoraan tieteellistä kirjallisuutta, joka voi auttaa harvinaisempien aineiden kuten suolojen haitallisuuden arvioimisessa. Esimerkiksi sulfaatin ja magnesiumin haitallisia pitoisuuksia on tutkittu Australiassa suomalaistyyppisissä pehmeissä vesissä (van Dam 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 maksimipitoisuuksina (MAC-EQS). Kaivostoiminnan 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. Nikkelille onkin kehitetty yksinkertainen BLM-malli direktiivin soveltamiseksi. Lyijyllä määritys perustuu DOC-korjaukseen (EU 2014), mutta BLM-malli 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 sedimenteillä haastavaa. Valitettavasti EU-direktiiveissä ja Suomessa ei ole käytössä sedimenttien haitta-aineille ympäristölaatunormeja tai muita arviointikäytäntöjä. Niiden puuttuessa 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-arvolaskuissa (US EPA 2005).

Biokertyminen ja ravintoverkot

Veden ja sedimentin krooniset laatunormit suojelevat periaatteessa eliöitä 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, haittavaikutuksia voidaan olettaa ilmenevän (esim. metallit, US EPA 2005).

Todennäköinen virhelähde riskin arvioinnissa syntyy myös sellaisten ympäristölaatunormien ja raja-arvojen käytöstä, joita ei ole validoitu suomalaiseen ympäristöön. Vieraiden laatunormien soveltamisessa on siten huomioitava erilaiset olosuhteet, jotka todennäköisesti vaikuttavat aineiden käyttäytymiseen. Virhemarginaalien arviointi on osa onnistunutta riskin arviointia.

Lisätietoja

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.

Vaikutukset luontotyyppeihin, tärkeisiin eliölajeihin ja Natura 2000 -alueisiin

Luontovaikutuksia arvioidaan yleisimmin laadullisella asiantuntija-arviolla. Riittävät tiedot luontotyyppien ja lajien esiintymisestä ovat lähtökohtana arvioinnille. Erityyppiset vaikutukset tunnistetaan, mukaan lukien yhteisvaikutukset. Vaikutusten suuruus, merkittävyys ja niiden toteutumisen todennäköisyys arvioidaan ja perusteellaan. Vaikutusten mahdolliset lieventämis- ja kompensaatiotoimet selvitetään ja arvioidaan niiden vaikutus. Natura 2000 -alueisiin todennäköisesti vaikuttavat hankkeet on arvioitava luonnonsuojelulain 65 §:ssä esitetyn menettelyn mukaisesti.

Eliöihin ja luontotyyppeihin kohdistuvien vaikutusten arvioimiseksi ja vertailuaineiston kokoamiseksi toteutetaan luontotyyppien sekä tarpeellisten eliöryhmien lajistoselvityksiä (ks. osa 3). Hankkeen toteuttaminen voi suoraan tuhota lajien tai luontotyyppien esiintymiä tai tärkeiden lajien levähdyspaikkoja hankealueella. Hankkeessa tehtävät toimenpiteet, mm. rakentaminen, voivat pirstoa tai muuttaa uhanalaisten sekä luonto- ja lintudirektiivien lajien populaatioita ja elinympäristöjä. Näitä haittoja voidaan vähentää suunnittelemalla alueen rakennelmat ja veden virtaukset siten, että suojeltavien lajien elinpaikat ja luontotyyppien esiintymät säästyvät.

Lajit tai luontotyypit voivat hävitä tai heikentyä myös välillisesti esim. haitallisten aineiden, elinympäristön vähittäisen muuttumisen tai monimutkaisten vuorovaikutussuhteiden kautta. Eliöiden kannalta merkityksellisiä ovat mm. pöly, melu, liikenne, pohja- ja pintavesien virtaukset ja alueen kuivuminen. Pöly on haitallista etenkin puiden ja kivien päällyskasveina eli epifyytteinä kasvaville jäkälille ja sammalille. Melu ja liikenne haittaavat etenkin lintujen pesintää. Vesien virtausolojen muutokset ja elinympäristöjen kuivuminen voivat olla tuhoisia vesi- ja kosteikkoeliöiden kannalta (mm. kalat, nilviäiset, sammalet, putkilokasvit), ja haitat näkyvät usein laajalla alueella.

Luontotyyppeihin ja lajeihin kohdistuvien vaikutusten arviointi

Vaikutusten arvioinnissa on pohdittava eri hankevaihtoehtojen merkitystä erikseen luontotyyppien ja kunkin eliöryhmän kannalta. Myös haitallisten vaikutusten vähentämismahdollisuudet suojeltavien lajien ja luontotyyppien turvaamisen kannalta tulee punnita. Jos merkittävän laji- tai luontotyyppiesiintymän tuhoutumista ei voida välttää, tulee tehdä ehdotuksia kompensaatioista. Näitä voivat olla esimerkiksi olemassa olevien tai kartoituksissa löydettävien populaatioiden elinvoimaisuuden parantaminen hoitotoimin tai luontotyyppien ja elinympäristöjen suojelu tai ennallistaminen. Ääritapauksissa kyseeseen voivat tulla uhanalaisimpien lajien siirtoistutukset.

Hankkeen vaikutusten seuranta ulottuu koko kaivoksen elinkaaren ajalle ja myös sulkemisen jälkeen. Seurannan menetelmät ja intensiteetti on arvioitava tapauskohtaisesti. Seurannan tulee sisältää sekä biologisia seurantoja eri eliöryhmien lajien populaatioiden kehityksen ja niiden elinympäristöjen seuraamiseksi että fysikaalis-kemiallisia seurantoja, joita ovat mm. haitalliset aineet, pH:n ja lämpötilan muutokset, meluvaikutukset, veden väri, sameus ja kiintoaineet.

Natura 2000 -alueisiin vaikuttavien hankkeiden ja suunnitelmien arviointi

Natura 2000 -alueisiin kohdistuvien vaikutusten arvioinnissa on noudatettava luonnonsuojelulain 65 §:n säännöksiä. Tämä koskee kaikkia hankkeita ja suunnitelmia, jotka voivat todennäköisesti merkittävästi heikentää Natura 2000 –alueen luonnonarvoja. Arvioitava hanke voi sijaita myös Natura 2000 -alueen ulkopuolella. Arviointiin on ryhdyttävä, mikäli merkittävät heikentävät vaikutukset eivät ole poissuljettuja. Myös eri hankkeiden yhteisvaikutukset on arvioitava.

Natura-arviointi voidaan sisällyttää osaksi YVA-lain mukaista ympäristövaikutusten arviointimenettelyä. Niissäkin tilanteissa, joissa on päädytty siihen, ettei arviointikynnys ylity eikä arviointia siksi tehdä, on tärkeää perustella tämä ratkaisu kirjallisesti hankkeen asiakirjoissa.

Natura-arviointi kohdistetaan niihin luonnonarvoihin, joiden suojelemiseksi alue on sisällytetty Natura 2000 -verkostoon. SCI-alueilla (luontodirektiivin mukaan perustetuilla Natura-alueilla) luonnonarvoilla tarkoitetaan alueella esiintyviä luontodirektiivin liitteen I luontotyyppejä ja liitteen II lajeja. SPA-alueilla (lintudirektiivin mukaan perustetuilla Natura-alueilla) luonnonarvoilla taas tarkoitetaan lintudirektiivin liitteen I lajeja ja lintudirektiivin artiklassa 4.2 tarkoitettuja muuttolintuja. Suojeluperusteina olevat luontotyypit ja lajit on lueteltu kyseisen Natura 2000 –alueen tietolomakkeessa, joka on saatavissa alueen ELY-keskuksesta.

Asianmukaisessa Natura-arvioinnissa selvitetään ja esitetään hankkeen vaikutukset eritellysti kuhunkin alueen suojeluperusteena olevaan luontotyyppiin ja lajiin sekä alueen merkitykseen osana Natura 2000 -verkostoa. Heikentämistä arvioitaessa kiinnitetään huomiota luontotyypin tai lajin suojelutasoon kohdistuviin muutoksiin. Suotuisan suojelun tason määritelmästä on johdettavissa, että luontotyyppi heikentyy, kun sen pinta-ala supistuu tai sille ominaisten lajien kannalta tarpeellinen ekosysteemin rakenne ja toiminta heikkenevät. Laji puolestaan heikentyy, kun sen elinympäristö pienenee tai heikentyy, levinneisyysalue supistuu tai lajin populaatio vähenee. Heikentymistä arvioitaessa on otettava huomioon myös kyseisellä Natura 2000 -alueella tapahtuvien muutosten vaikutus Natura 2000 -verkoston yhtenäisyyteen.

Natura-arvioinnin tekee hankkeen tai suunnitelman toteuttaja. Luvan myöntävän viranomaisen on katsottava, että arviointi tehdään asianmukaisesti. Sen on myös pyydettävä lausunto arvioinnista ELY-keskukselta ja siltä, jonka hallinnassa luonnonsuojelualue on. Jos hankkeen toteuttaa alueellinen ympäristökeskus, lausunnon antaa ympäristöministeriö. Lausunto on annettava viimeistään kuuden kuukauden kuluessa.

Viranomainen ei saa myöntää lupaa hankkeelle eikä hyväksyä suunnitelmaa, jos arviointi- ja lausuntomenettely osoittaa hankkeen tai suunnitelman merkittävästi heikentävän Natura 2000 -alueen luonnonarvoja. Valtioneuvosto voi kuitenkin myöntää luonnonarvoja heikentävälle hankkeelle luvan, jos hanke on toteutettava erittäin tärkeän yleisen edun kannalta pakottavasta syystä eikä vaihtoehtoista ratkaisua ole.

Jos alueella on luontodirektiivin liitteessä I mainittu ensisijaisesti suojeltava luontotyyppi tai liitteessä II mainittu ensisijaisesti suojeltava laji, valtioneuvoston luvan lisäksi vaaditaan, että hankkeelle on pakottava syy ihmisen terveyden, yleisen turvallisuuden tai ympäristölle muualla koituvien erittäin merkittävien suotuisten vaikutusten kannalta tai muun erittäin tärkeän yleisen edun kannalta. Viimeksi mainitussa tapauksessa asiasta on hankittava Euroopan komission lausunto.

Ensisijaisesti tulee etsiä Natura 2000 -alueen luonnonarvoille haitattomia ratkaisuja tarkastelemalla erilaisia toteutettavissa olevia vaihtoehtoja toiminnan sijoittamisessa, mitoituksessa ja käytettävissä prosesseissa. Natura 2000 -alueisiin kohdistuvat vaikutukset on syytä selvittää mahdollisimman varhaisessa vaiheessa, jotta ne voidaan ottaa huomioon suunnittelussa siten, ettei haittoja aiheudu tai haitat voidaan minimoida. Natura 2000 -alueen heikentämiskiellosta poikkeaminen valtioneuvoston päätöksellä on vasta viimeinen vaihtoehto. Poikkeuksella sallittu Natura 2000 -verkoston yhtenäisyyden heikentäminen on luontodirektiivin mukaan kompensoitava.

Lisätietoja:

Euroopan komissio 2000. Natura 2000 -alueiden suojelu ja käyttö - Luontodirektiivin 92/43/ETY 6 artiklan säännökset. Euroopan yhteisön virallisten julkaisujen toimisto, Luxemburg. http://ec.europa.eu/environment/nature/natura2000/management/docs/art6/provision_of_art6_fi.pdf

Söderman, T. 2003. Luontoselvitykset ja luontovaikutusten arviointi kaavoituksessa, YVA-menettelyssä ja Natura-arvioinnissa, Ympäristöopas 109. Suomen ympäristökeskus, Helsinki.

Ympäristöministeriö 2013. Natura-alueen toteutus ja arviointi. http://www.ym.fi/fi-fi/Luonto/Luonnon_monimuotoisuus/Luonnonsuojelualueet/Naturaalueet/Naturaalueen_toteutus