Ero sivun ”Meluvaikutusten arviointi” versioiden välillä

Nykyinen versio 7. kesäkuuta 2013 kello 12.03

Tämä sivu on ensyklopedia-artikkeli. Sivutunniste: Op_fi3356
Moderaattori:Opashknet (katso kaikki) Sivun edistyminen: Tarkistettu. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review).
Lisää dataa {{#opasnet_base_link:Op_fi3356}}

Meluvaikutusten arviointi

Kaivostoiminnasta saattaa aiheutua melua, joten melun mahdollisesti aiheuttamat haitat kaivosympäristön väestölle tulee arvioida.

Kaivosmelusta aiheutuvien terveysvaikutusten arviointiin ei ole tiedossa aiempaa kokonaisvaltaista mallia. Arviointiin on käytettävissä useita lähestymistapoja ja menetelmiä, joiden tarkoituksenmukaisin valinta riippuu arvioinnin lähtötilanteesta ja tavoitteista. Lähtötietojen suuret epävarmuudet kuitenkin kerryttävät tuloksiin sitä suuremman kokonaisepävarmuuden, mitä pidemmälle jalostettua terveysvaikutustietoa tavoitellaan.

On syytä harkita, millä tavoin arviointi kannattaa tehdä, jotta (suunnitellun tai olevan) kaivoksen aiheuttaman melun terveysvaikutuksista saataisiin mahdollisimman tarkoituksenmukaista tietoa.

Melun haitoista puhutaan usein karkeasti jaotellen "viihtyvyys- ja terveyshaittoina". Viihtyvyyden ja terveyden välille ei kuitenkaan voida vetää selvää rajaa, koska "terveys" on laaja ja sopimuksenvarainen käsite (esimerkiksi WHO:n terveysmääritelmän mukaan viihtyvyys on osa terveyttä).

Allaolevassa tekstissä käytetään – terveyskäsitettä rajailematta – ilmausta "terveysvaikutus" kattamaan kaikki melun ei-toivotut vaikutukset ihmiseen.

Tässä arvioidaan ainoastaan ilmajohteista melua. Runkomelu on lisäksi arvioitava, jos se on kaivoskohteen ympäristössä relevantti asia.

Meluhaittojen arvioimiseen on käytettävissä useita toisiaan täydentäviä menetelmiä, joiden valinta riippuu mm. siitä,

minkätyyppistä tietoa tavoitellaan, ts. millaisin muuttujin (kts. alla) tulokset halutaan esittää
mihin tarkoitukseen ja kenen toimesta tuloksia on määrä käyttää
kuinka paljon lähtötietoja on saatavilla
kuinka suuria epävarmuuksia tuloksiin sallitaan sisältyvän.

Tulosmuuttujien tyypit: mitä tietoa, kenelle ja kuinka varmaa?

Arvioitavien meluhaittojen ilmaisemiseen voidaan käyttää etenkin seuraavia tulosmuuttujatyyppejä:

altistumisjakauma
lakiperusteisten ohjearvojen ylitykset ja alitukset
terveysperusteisten WHO- ym. ohjearvojen ylitykset ja alitukset
terveysvaikutukset tapausmäärinä
terveysvaikutukset tautitaakkana

Edettäessä tätä tulosmuuttujien hierarkiaa pitkin (1 → 5) tiedon objektiivisuus ja luotettavuus heikkenevät, mutta tiedon tulkittavuus terveyshaitan kannalta kohenee, ts. tulosmuuttuja kertoo terveyshaitasta yhä tiiviimmin ja konkreettisemmin. Tällöin kasvaa myös tulosten vertailtavuus esim. muihin ympäristöterveyskysymyksiin nähden, samoin käytettävyys esim. kustannushyötytarkasteluun.

Altistumisjakauman arviointi (tulosmuuttuja 1) on samalla välttämätön välitulos yksityiskohtaisemmille arvioinneille (2–5).

Lupaviranomaisen vaatima tarkastelutapa on yleensä ohjearvotarkastelu (tulosmuuttuja 2), jonka tueksi lupa- tai valvova viranomainen saattaa edellyttää pidemmälle menevää arviota.

Ympäristömelun ohjearvot on asetettu yhteiskuntapoliittisena kompromissina tasoille, joiden alittuessakin terveyshaittoja tiedetään aiheutuvan osalle väestöstä. Tämä kompromissi on jouduttu tekemään, koska äänen kokeminen vaihtelee suuresti yksilöittäin ja näin ollen melulle herkimpienkin asukkaiden suojaaminen aiheuttaisi yhteiskunnalle liian suuret kustannukset. Ohjearvojen alittuminen ei siis takaa terveyshaitoilta välttymistä. Ohjearvojen alittuminen kertoo kuitenkin sen, että suurin osa kohdeväestöstä välttyy todennäköisesti terveyshaitoilta.

Ainoastaan tulosmuuttujat 3–5 tuottavat numerotietoa varsinaisista terveysvaikutuksista. Ne antavat täsmällisempää tietoa melun vaikutuksista. Ympäristömeludirektiivin mukaan melusta aiheutuvat vaikutukset ja meluntorjuntatoimien hyödyt tulisi arvioida altistusvastefunktioita käyttäen (ts. tapausmäärinä), kun tehdään direktiivin mukaisia meluselvityksiä ja meluntorjuntasuunnitelmia väestökeskittymille ja pääliikenneväylille.^[1]

Terveysvaikutusten arviointiin tarvitaan – altistusjakauman ohella – monia muitakin ja vielä epävarmemmin tunnettuja lähtötietoja (etenkin altistusvastefunktiot sekä tautitaakkalaskennassa haittapainokertoimet), jotka kasvattavat laskentatulosten kokonaisepävarmuutta.

Tarkoituksenmukaisen arviointimenetelmän valintapolku

Alla ehdotetaan, miten melun terveysvaikutuksia voidaan arvioida kaivosalueen ympäristön väestölle. Ehdotus sisältää suositukset käytettäviksi arviointiperiaatteiksi ja -menetelmiksi siitä riippuen, mikä on arvioinnin lähtötilanne ja mitkä ovat sen tavoitteet.

Koska kaivoshankkeen suunnitteluvaiheessa arvio meluhaitasta joudutaan tekemään erilaisen tiedon pohjalta kuin kaivoksen jo toimiessa, menetelmäkuvaus on jaettu vastaavasti:

A. Arviointi suunniteltavana olevalle kaivokselle

B. Arviointi toiminnassa olevalle kaivokselle

Valitse soveltuva lähtötilanne tämän pääjaon mukaisesti.

Kysymykseen tulevat tulosmuuttujatyypit (kts. yllä 1–4) riippuvat käytettävissä olevan tiedon määrästä ja arvioinnin tavoitteista (mitä, kenelle).

Valitse parhaiten soveltuva(t) tulosmuuttujatyypit siten, että kaivoksen terveysvaikutuksista saadaan mahdollisimman tarkoituksenmukaista tietoa edellämainitut seikat huomioon ottaen. Pohdi, kuinka pitkälle jalostettua tietoa on mielekästä tuottaa ja kuinka suuri kokonaisepävarmuus tuloksissa siedetään.

Arvioinnin täsmällinen (ala)menetelmävalinta miltei aina riippuu lisäksi vaadittavien lähtötietojen yksityiskohtaisuudesta sekä vaihtoehtoisten menetelmien tarkkuudesta, työläydestä ja kustannuksista.

A. Meluhaitan arviointi kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa

Suunnitteluvaiheessa meluhaittaa ei voida määrittää mittauksin altistuvassa kohteessa, joten arviointi on perustettava leviämismallinnukseen käyttäen kaupallisia tai avoimesti saatavia laskentaohjelmia.

Lähtötietojen hallintaan ja tulosten tarkastelemiseen ja visualisointiin tarvitaan useimmiten jonkinlainen paikkatieto-ohjelmisto (GIS, geographic information system). Tarvittavat GIS-toiminnallisuudet voivat myös olla liitettynä osaksi kaupallista laskentamallia (tai päinvastoin).

Arviointi suositellaan tehtävän ja kuvattavan seuraavasti:

Ensin arvioidaan, onko meluhaittojen arviointi tarpeen vai ei:

Meluhaitan arviointi voidaan sivuuttaa tapauksessa,

jossa kaivoksen etäisyys lähimmistä altistuvista asuinrakennuksista, herkistä kohteista ja virkistysalueista on selkeästi niin suuri ("suojaetäisyys"), että koetun meluhaitan aiheutumista voidaan pitää erittäin epätodennäköisenä meluherkillekin altistujille
ja jossa ei myöskään ole erityisiä perusteita olettaa lähiympäristön luonnon eliöstön kärsivän kaivoksen tuottamasta melusta.

Selvitä, voidaanko em. "suojaetäisyys" määrittää yleispätevästi?

Voidaanko tämä pukea muotoon, että "leviämismallinnusta ei tarvita, jos lähimmän altistuvan kohteen etäisyys ylittää suojetäisyyden X (jonka arvo määräytyy kaivoksen melupäästöistä)."

Jos arviointi todetaan tarpeelliseksi, seuraavaksi on syytä päättää arviointiin käytettävän paikkatiedon riittävä yksityiskohtaisuuden taso:

Jos etäisyys kaivoksen keskipisteestä lähimpiin altistuviin kohteisiin on moninkertainen kaivoksen suurimpaan läpimittaan verrattuna ja kaivoksen ja em. kohteiden väliin jäävä maasto on suhteellisen tasaista, mallinnusta voidaan yksinkertaistaa esittämällä koko kaivosalue pistelähteenä. Tällöin tullaan toimeen huomattavasti karkeammilla lähtötiedoilla ja samalla laskentakapasiteetin tarve pienenee olennaisesti (ts. laskenta nopeutuu ja/tai voidaan käyttää yksinkertaisempaa laskentamenetelmää).

Muussa tapauksessa melun leviäminen on arvioitava käyttäen yksityiskohtaista mallinnustapaa, jossa kaivosalue kuvataan 3-ulotteisesti. Laskennan mutkikkuuden vuoksi tähän tarvitaan yleensä kaupallinen melun päästö-leviämismalli.

Melupäästöjen arviointi

Melumallinnuksen lähtötiedot

Melumallinnuksen suorittamista varten on kerättävä joukko lähtötietoja. Melun leviämisen kannalta olennaisimpia lähtötietoja ovat

kaivostoimintojen ja louhoksen sijainti- ja korkeustiedot
melulähteiden melupäästö- ja sijaintitiedot sekä
tarkasteltavan alueen maaston korkeustiedot.

Altistumisen arviointia varten on hankittava tiedot lähimmistä häiriintyvistä kohteista (asuin- ja vapaa-ajan rakennukset, sairaalat, päiväkodit, virkistysalueet jne.). Kaivoksen toimintojen tiedot hankitaan mahdollisuuksien mukaan olemassa olevista toimintasuunnitelmista. Melulähteiden äänitehotasot saadaan joko laitevalmistajilta, kirjallisuudesta (tutkimusraportit; YVA-selostukset, esimerkiksi Finn-Nickel, Valkeisenrannan YVA-selostus (Finn-Nickel 2008)^[2], muut tietokannat, esimerkiksi SourceDB, www.softnoise.com) tai suorittamalla/teettämällä päästömittauksia vastaavanlaisista toiminnassa olevista kohteista (laitokset, työkoneet).

Melulähteiden tarvittavia lähtötietoja ovat

piste-, viiva- ja aluelähteille sijainti
reitti tai aluerajaus (x,y,z)
äänitehotaso taajuuskaistoittain ja sen vuorokausijakauma sekä
mahdollinen suuntaavuus.

Liikennemelulähteille lähtötietoja ovat

tiegeometria
liikennetiheys tavanomaisille kuljetusajoneuvoille ja sen vuorokausijakauma
ajoneuvotyyppijakauma (raskaan liikenteen osuus) ja sen mahdollinen vuorokausivaihtelu.

Maaston korkeustiedot hankitaan esim. Maanmittauslaitoksen latauspalvelusta. Mikäli mallinnuksissa halutaan käyttää hyväksi maanpeitetietoja, voidaan ne hankkia CORINE-palvelusta. Myös maanpeitteen tyyppi (kova, pehmeä, puusto) vaikuttaa melun leviämiseen.

Useimmat laskentastandardit laskevat melun leviämisen vähän ääntä vaimentavissa olosuhteissa (lievä myötätuuli melulähteestä laskentapisteeseen, pieni lämpötilainversio). Osa standardeista mahdollistaa tarkempien säätilatietojen syöttämisen mallinnusohjelmaan, jolloin voidaan käyttää hyväksi Ilmatieteenlaitoksen säätilastoja tai muuta mittaustietoa mahdollisuuksien mukaan.

Melulle altistumisen arviointia varten tarvitaan rakennusten tiedot (sijainti korkeus) ja asukasmäärät. Rakennusten sijainnit löytyvät pääasiassa Maanmittauslaitoksen paikkatietoaineistoista. Asukasmäärät ja kerrosluvut saadaan esimerkiksi Väestörekisterikeskuksen Rakennustieto-aineistosta.

Toimintojen ajallinen kehitys on otettava huomioon arvioinnissa. Koska kaivosalueen laajuus yleensä muuttuu elinkaaren mittaan, mallinnus voi olla tarpeen tehdä kaivoksen elinkaaren eri vaiheille erikseen – siinä määrin kuin tuleva kehitys on ennakoitavissa. Muuttuvia tietoja voivat olla etenkin päästölähteiden (kiinteät + liikenne) sijainti ja aktiivisuus, maaston korkeusmalli, maanpeite sekä altistuvat kohteet.

Melun leviämisen ja altistumisen arviointi

Kaivosympäristön melutasojen mittasuureet valitaan tulosten käyttötarkoituksen mukaan. Viranomaisten edellyttämää ohjearvotarkastelua varten käytetään päivä- ja yöajan keskiäänitasoja (L_{Aeq_07-22} ja L_{Aeq_22-07}). Kun tarkastellaan melun terveysvaikutuksia tai kun tehdään Euroopan ympäristömeludirektiivin mukaista tarkastelua, käytetään vuorokausimelutasoa (päivä-ilta-yömelutaso, L_den) ja yömelutasoa (L_night).

Ohjearvojen mukaisessa ulkomelutarkastelussa melutasot lasketaan 2 metrin korkeudelle maanpinnasta. Ympäristömeludirektiivin mukaisessa vuorokausimelutarkastelussa ja terveysvaikutuksia tarkasteltaessa melutasot lasketaan 4 metrin korkeudelle maanpinnasta rakennusten meluisimmalle julkisivulle. Tapauskohtaisesti voidaan tässäkin käyttää 2 metriä, kuten Euroopan komission työryhmän Good Practice Guide (WG-AEN GPG) esittää. Työryhmä esittää melun laskentapisteverkon laskentapisteiden etäisyydeksi toisistaan 10 metriä.

Melutasot esitetään alkaen 40 dB:stä, jolloin kaikki olennaiset altistuvat kohteet tulevat tarkastelun piiriin (herkkien kohteiden yöajan ohjearvo on 40 dB). Melualueet esitetään 5 dB:n välein.

Altistuvien asukkaiden (sekä asuinrakennusten ja herkkien kohteiden) altistumisjakaumat esitetään jatkotarkastelua varten tarvittaessa seuraavasti:

Altistuvien asukkaiden lukumäärä per meluvyöhyke
altistuvien asuinrakennusten lukumäärä per meluvyöhyke sekä
kuhunkin herkkään kohteeseen (hoito- ja oppilaitokset) kohdistuva altistumistaso yksittäin.

Jos on tarpeen arvioida suunnitteilla olevan asutuksen (tai herkkien kohteiden) altistumista, käytetään tuoreinta saatavilla olevaa maankäyttösuunnitelmaa (yleis- tai asemakaava) ja arvioidaan sen perusteella todennäköisesti rakennettavien uudisrakennusten oletettavat sijainnit ja edelleen edellä mainittuihin asuntoihin odotettavissa olevat asukaslukumäärät. Niiden perusteella lasketaan odotettavissa olevat altistumistiedot.

Terveysvaikutusten arviointi

Kaivostoiminnan suunnitteluvaiheessa mallittamalla ja arvioimalla saatuja melutasoja voidaan verrata meluun liittyviin ohje- ja raja-arvoihin: onko todennäköistä, että melutasot pysyvät sallituissa rajoissa, eivätkä aiheuta viihtyvyys- ja terveyshaittaa, jota kaivoksen ympäristössä ei voida hyväksyä?

B. Meluhaitan arviointi toiminnassa olevalle kaivokselle

Toisin kuin suunnitteluvaiheen tilanteessa, toiminnassa olevan kaivoksen aiheuttamista ympäristömeluhaitoista voidaan hankkia suoraa tietoa objektiivisin ympäristö- ja tarvittaessa sisämelumittauksin sekä altistuville asukkaille (ja muille kohteille kuten lähistön oppi- ja hoitolaitoksille) suunnatuin kyselyin. Lisäksi toiminnassa olevan kaivoksen toimintojen sijainneista ja korkeustasoista sekä melulähteiden päästöistä saadaan tarvittaessa tarkkaa mittaustietoa mahdollisia melumallinnusten päivitystä varten.

Ympäristömelumittaustulosten avulla voidaan todentaa melumallinnusten oikeellisuus ja toimintaa suunnitella edelleen meluvaikutusten vähentämiseksi.

Mittauksilla saadaan myös tietoa melun häiritsevyydestä (impulssimaisuus/ kapeakaistaisuus) mittausten yhteydessä tehtävin kuulohavainnoin sekä laskennallisesti mittaustulosten perusteella. Häiritsevyystarkastelun perusteella voidaan tehdä tarkat haittakorjaukset mittaus- ja mallinnustuloksiin.

Terveyshaitan arviointi

Todettua melua verrataan relevantteihin melun ohje- ja raja-arvoihin (alitukset/ylitykset).

Tämän lisäksi arvioidaan melun häiritsevyys arvioitaviin kohteisiin.

Kaivoskohteesta riippuen (mm. melulle altistuvan väestön lukumäärä) terveysvaikutuksia voidaan arvioida väestötasolla vaikutusten tapausmäärinä ja/tai tautitaakkana. Nämä laskennat on syytä tehdä, kun melulle alstistuva väestömäärä on huomattava (laskelmista saadaan hyödyllistä tietoa irti).

Melun ympäristöterveysvaikutuksia tapausmäärinä Suomessa on arvioitu mm. SETURI-hankkeessa (Hänninen et al. 2010)^[3]. Kyseisessä artikkelissa on laskennassa käytettyjä parametreja, jotka saattavat olla relevantteja tapauskohtaisesti myös kaivosympäristössä.

Kyselytutkimuksilla saadaan tietoa esimerkiksi asukkaiden kokemasta meluhäiritsevyydestä altistuvissa kohteissa. Melun häiritsevyys suoraan kysyttynä melun kohteeksi joutuvilta sisältää kaikki melualtistumiseen liittyvät komponentit. Siksi se on erittäin suositeltavaa.

Tutkimustulosten tietoja voidaan verrata mallinnus- ja mittaustuloksilla saatuihin melualtistustietoihin ja mahdollisuuksien mukaan käyttää hyväksi terveysvaikutusten arvioimisessa sekä toiminnan meluvaikutusten vähentämiseen tähtäävässä toiminnan suunnittelussa.

Taustatietoa

Melusta ja sen kuvailemisesta

"Melu" on määritelmän mukaan ei-toivottua tai muutoin haitallista ääntä. Ääni taas on kuuloaistilla aistittavaa, ilmassa tai muussa kimmoisassa väliaineessa etenevää mekaanista aaltoliikettä (värähtelyä). Korva aistii tähän värähtelyyn liittyvät paineenvaihtelut ja muuntaa ne hermoimpulsseiksi, jotka aivoissa tulkitaan ääneksi.

Fysikaalisesti ääniaaltoja luonnehtivia suureita ovat mm.

äänen nopeus (huoneenlämpötilassa n. 345 m/s)
taajuus f
aallonpituus lambda = c/f
aaltojen etenemissuunta ja
äänenpaineen värähtelyamplitudi.

Tervekorvainen ihminen voi aistia ääntä n. taajuuksilla 16 – 16 000 Hz (ns. kuuloalue), joskin osa ihmisistä voi aistia myös alle 16 Hz:n taajuisia ääniä, jos niitä esiintyy hyvin voimakkaina. Kuulon herkkyys riippuukin äänen taajuudesta: herkimmillään kuulo on 3–4 kHz:n taajuuksilla.

Kuulokynnyksellä tarkoitetaan pienintä tervekorvaisen nuoren henkilön kuultavissa olevaa äänenpainetta. Taajuudella 1 kHz kuulokynnys on 20 µPa, jota merkitään symbolilla p₀. Tämä äänenpaine on valittu ns. vertailuäänenpaineeksi, johon suhteuttaen kaikki muut äänenpaineet ilmaistaan.

Kuvitteellisen pinnan läpäisevän äänienergian määrä on verrannollinen äänenpaineen amplitudin neliöön. Korva pystyy erottamaan voimakkuudeltaan huikeasti vaihtelevia ääniä, joiden äänienergiasisällöt vaihtelevat jopa 10¹⁶-kertaisesti. Näin laajan vaihtelun vuoksi äänen tai melun "voimakkuuksia" tai "määriä" joudutaan mittaamaan ja kuvaamaan ns. tasosuureina, jotka perustuvat logaritmin ottoon. Tasosuureita merkitään L-alkuisilla (level) symboleilla, jonka perässä oleva alaindeksi täsmentää, mistä nimenomaisesta tasosuureesta on kysymys.

Tasosuureiden yksikkönä on aina desibeli. Kymmenen desibelin kasvu tarkoittaa aina äänienergian 10-kertaistumista. Siten esim. 30 desibelin kasvu tarkoittaa äänienergian 1000-kertaistumista (10 × 10 × 10).

Keskeisin tasosuure on äänenpainetaso, joka määritellään L_p = 10 log (p² / p₀²).

"Melumittarilla" eli äänitasomittarilla pyritään mittaamaan juuri äänenpainetasoa L_p, joka on siis verrannollinen äänenpaineen neliöön eli äänienergian määrään. Mittaustulos L_p ei kuitenkaan kuvasta ihmiskorvan kuuleman äänen voimakkuutta oikein, koska mittari mittaa kaikkia taajuuksia samalla herkkyydellä, kun taas korva kuulee pieni- ja korkeataajuisia ääniä monta kertaluokkaa heikommin kuin 3–4 kHz:n taajuisia ääniä. Jotta mittarin "kuulemaa" äänen voimakkuus saataisiin paremmin kuvastamaan ihmiskorvin aistittavaa äänen voimakkuutta, mittarin vastaanottamasta äänisignaalista painotetaan (suodatetaan) eri taajuuksia siten, että taajuuspainotus vastaa ihmiskorvan herkkyyttä eri taajuuksille. Painotukseen käytetään yleisesti joko ns. A- tai C-painotusta. A-painotus pyrkii jäljittelemään kuulon herkkyyttä suhteellisen heikoille äänille, C-painotus suhteellisen voimakkaille äänille.

A-taajuuspainotettua äänenpainetasoa sanotaan A-äänitasoksi ja sitä merkitään L_A = 10 log (p_A² / p₀²). Ympäristömelukysymyksissä tarkastellaan miltei yksinomaan A-äänitasoja. C-äänitasoja käytetään esim. voimakkaiden yleisötilaisuus- ja työpaikkamelujen enimmäistasojen tarkasteluun.

Arjessa esiintyvät A-äänitasot sijoittuvat yleensä välille 0–130 dB. Muistin tueksi hyviä mittatikkuja ovat:

kuulokynnys = 0 dB
kuiskaus, yhden metrin etäisyydeltä kuultuna = n. 30 dB
kuuluva puhe, yhden metrin etäisyydeltä kuultuna = n. 60 dB
ruohonleikkuri, yhden metrin etäisyydeltä kuultuna = n. 90 dB.

Äänen voimakkuus vaihtelee yleensä hetkestä hetkeen, joten melua mitattaessa käytetään ns. aikavakiota sen asettamiseksi, kuinka nopeasti äänitasomittarin mittaustuloksen ("viisarilukema") halutaan seuraavan äänen voimakkuuden vaihtelua. Aikavakiona käytetään useimmiten joko arvoa S = slow = 1 s tai F = fast = 0.125 s (joka pyrkii jäljittelemään ihmiskorvan "seurailunopeutta"). Iskumaisille äänille käytetään yleensä epäsymmetristä aikavakiota I = impulse, joka on 35 ms äänen voimistuessa ja 1500 ms äänen vaimetessa. Aikavakion arvo ilmoitetaan yleensä tasosuureen alaindeksinä taajuuspainotus-indeksin jälkeen. Siten esim. "L_AF" tarkoittaa A-taajuuspainotuksella ja fast-aikavakiolla suoritettavaa mittausta.

Kaivosmeluja koskevat säädökset sekä ohje- ja raja-arvot

Ohjearvot päästötasoille

Näille on useita säädöksiä, esimerkiksi seuraavat:

Ulkolaitemeludirektiivi 2000/14/EY.^[4]Direktiivi on toimeenpantu "Laitemeluasetuksella" (Valtioneuvoston asetus 621/2001)^[5]. Siinä on 22 laitetyypille asetettu melupäästön raja-arvot. 63 laitetyypiltä edellytetään vain melumerkintää.

Ajoneuvojen melurajat ja mittausmenetelmä on annettu direktiivissä moottoriajoneuvojen melupäästöistä (Neuvoston direktiivi 701/157/ETY)^[6] ja rengasmeludirektiivissä (Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi 2001/43/EY)^[7]. Ne on toimeenpantu Ajoneuvolakiin (1090/2002)^[8] pohjautuvissa asetuksissa .

Ohjearvot immissiotasoille:

Valtioneuvoston päätös ympäristömelun ohjearvoista (993/1992)

Päätöstä sovelletaan meluhaittojen ehkäisemiseksi ja ympäristön viihtyisyyden turvaamiseksi maankäytön, liikenteen ja rakentamisen suunnittelussa sekä rakentamisen lupamenettelyissä.

Taulukko. Valtioneuvoston päätöksen 993/1992 mukaiset melutason ohjearvot.

(dB)	päivä	yö
(dB)	L_{Aeq, 07-22}	L_{Aeq, 22-07}
ULKONA:
- asuinalueet	55	50 (vanhat alueet) 45 (uudet alueet)
- virkistysalueet taajamissa ja niiden tuntumassa
- hoito- ja oppilaitosten alueet
- loma-asutus- ja leirintäalueet	45	40
- taajamien ulkopuoliset virkistysalueet
- luonnonsuojelualueet
SISÄLLÄ:
asuin-, potilas- ja majoitushuoneet	35	30
opetus- ja kokoontumistilat	35	-
liike- ja toimistohuoneet (asiakkaille)	45	-

Jos melu on luonteeltaan iskumaista tai kapeakaistaista, mittaus- tai laskentatulokseen lisätään 5 dB ennen vertaamista ohjearvoon.

Relevantteja YM:n antamia ohjeita ovat mm. seuraavat:

Ympäristömelun mittaaminen (1995)
Tieliikennemelun mittaaminen (1996)
Raideliikennemelun mittaaminen (1996)
Tieliikennemelun laskentamalli (1993)
Raideliikennemelun laskentamalli (2002)
Ympäristömelun arviointi ja torjunta (2003)

Asumisterveysohjeen (ATO) mukaiset ohjearvot (perustana VNp 993/92):

dB)	päivä	yö
dB)	L_{Aeq, 07-22}	L_{Aeq, 22-07}
Asuinhuoneet, majoitustilat, hoitolaitokset	35	30
Kokoontumis- ja opetushuoneet	35	-
Työhuoneistot (asiakkaiden kannalta)	45	-

Jos melu vaihtelee päiväkohtaisesti, Asumisterveysohje (2003) sallii ohjearvojen ylittyä seuraavasti:

Ohjearvon ylittymisiä yli 3 dB:llä saa esiintyä enintään 10 %:ssa vuoden vuorokausista.
Yli 5 dB:n ylityksiä saa esiintyä korkeintaan 20–30 vuorokautena vuodessa.
Yli 10 dB:n ylityksiä ei saa olla lainkaan.

Jos asuminen on kausiluonteista (esim. loma-asunnot), em. ohjeita voidaan soveltaa asuntojen todelliseen käyttöaikaan suhteutettuina.

Mittaustulokseen tehdään tarvittaessa äänen iskumaisuudesta tai impulssimaisesta johtuvat haittakorjaukset ennen ohjearvoon vertaamista.

Pienitaajuiselle yöaikaiselle melulle (20–200 Hz) on erilliset ohjearvot yhden tunnin keskiäänitasoina L_eq,1h:

f	20	25	32	40	50	63	80	100	125	160	200	Hz
L_eq,1h	74	64	56	49	44	43	40	38	36	34	32	dB

sovelletaan nukkumiseen käyettävissä tiloissa
päiväaikana hyväksytään 5 dB korkeammat arvot

Impulssimaisuudesta ja äänesmäisyydestä johtuvat haittakorjaukset

Ympäristömelun ohjearvot on Suomessa (kuten useimmissa muissakin maissa) asetettu siten, että sellaisinaan ne soveltuvat vain tasaisesti vaihteleville, laajakaistaisille meluille (tyyppiesimerkkinä tieliikennemelu), joiden häiritsevyyttä siis pidetään eräänlaisena vertailukohtana. Melun häiritsevyys kuitenkin yleensä kasvaa, jos melu on iskumaista (impulssimaista) tai äänesmäistä (tonaalista). Äänesmäisyyden ohella tai sijasta käytetään usein laajempaa ja objektiivisempaa käsitettä kapeakaistaisuus.

Jos em. ominaisuuksia melussa esiintyy, niiden aiheuttama häiritsevyyden kasvu otetaan huomioon lisäämällä mitattuun tai mallinnettuun keskiäänitasoon ko. äänelaadusta johtuva haittakorjaus(termi), ennen kuin verrataan ohjearvoon.

Iskumaisuuden ja äänesmäisyyden esiintymisen toteamiseksi ja/tai voimakkuuden arvioimiseksi on esitetty useita erilaisia operationaalisia tapoja mm. standardeissa ja viranomaisohjeissa (kts. jäljempänä). Niissä voidaan nojautua kuulonvaraiseen (ts. subjektiiviseen) ja/tai äänitasomittareilla tapahtuvaan (ts. objektiiviseen) havainnointiin tai näiden yhdistelmään.

Korjaustermin arvo sijoittuu 0 ja 12 dB välille. Arvo voi riippua sekä ohjeen käyttötarkoituksesta (standardi vai viranomaisohje), arviointiperiaatteesta (kuulonvarainen vai mittaus) että siitä, kuinka voimakasta havaittu iskumaisuus tai äänesmäisyys ovat tarkastelupisteessä.

Haittakorjaus voi olla kiinteäarvoinen tai jatkuva muuttuja siitä riippuen, millaista menetelmää käytetään iskumaisuuden tai äänesmäisyyden toteamiseen.

Jos äänen luonteen toteaminen tehdään kuulonvaraisesti, haittakorjaus on yleensä määritelty kiinteänä: joko 1-portaisena (esim. 5 dB) tai 2-portaisena (esim. 5 dB heikosti impulssimaiselle ja 10 dB voimakkaasti impulssimaiselle melulle) muuttujana.

Jos äänen luonteen toteaminen perustuu mittaukseen, haittakorjaus voidaan silti määritellä kiinteäksi (kuten edellä) tai sen arvo voidaan määrittää mittaustuloksista laskennallisesti, jolloin kyseessä on jatkuva muuttuja.

Suomen viranomaisohjeissa käytetään ainoastaan kiinteitä haittakorjauksia. Mittaustuloksesta laskettavia jatkuva-arvoisia haittakorjauksia on määritelty mm. standardeissa ISO 1996-2:2007 (tonaalisille meluille) ja NT ACOU 112 (impulssimeluille).

Etäisyys melulähteestä vaikuttaa melun iskumaisuuteen tai äänesmäisyyteen.

Lähietäisyydellä melu voi olla impulssimaista tai kapeakaistaista, mutta kauempana melulähteestä näin ei välttämättä ole, koska äänen kulkiessa ilmassa melun huippupiikkien voimakkuus pienenee suhteessa taustamelutasoon ja niiden ”terävyys” vähenee taajuusalueen kasvaessa. Tämä johtuu mm. ilman, maanpinnan ja kasvillisuuden absorptiosta sekä erilaisista heijastuksista. (Promethor, 2011^[9])

Käytännön kokemusten perusteella impulssimaisuuskorjaus murskauskohteessa tehdään havaintopisteissä, jotka sijaitsevat alle 300 metrin etäisyydellä murskauksesta/rikotuksesta. Tätä kauempana impulssimaisuutta ei yleensä havaita. (Ramboll, 2011)^[10]

Haittakorjausten määrittelyjä viranomaisohjeissa ja standardeissa

VNp 993/1992 ympäristömelun ohjearvoista^[11]

Jos melu on luonteeltaan iskumaista tai kapeakaistaista, mittaus- tai laskentatulokseen lisätään 5 dB ennen vertaamista ohjearvoon.

Ympäristöministeriön ohje 1/1995, Liite A^[12]

Impulssimelu = Melu, joka sisältää hetkellisiä, enintään 1s kestäviä ja toisistaan selvästi erottuvia meluhuippuja.

Jos kuulohavainto ei riitä melun impulssimaisuuden (iskumaisuuden) toteamiseen, voidaan käyttää seuraavaa kriteeriä: A-äänitasojen L_pAI ja L_pAS samaan äänipulssiin liittyvä enimmäistasojen ero L_AImax – L_ASmax on 5 dB tai enemmän.

Kapeakaistainen melu = Melu, jossa on selvästi kuultavia soivia ääniä (ääneksiä tai äänesmäisiä komponentteja).

Jos kuulohavainto ei selkeästi sulje pois kapeakaistaisuuden mahdollisuutta, voidaan melun kapeakaistaisuus karkeasti todentaa seuraavasti: Ainakin yhden terssikaistan terssipainetaso on vähintään 5 dB suurempi kuin välittömästi kyseisen kaistan ala- ja yläpuolella olevien terssikaistojen äänenpainetasot.

Promethor^[9] kommentoi em. ohjetta seuraavasti:

"Pienitaajuisen melun osalta mittausohjeen määritelmä 5 dB:n erosta terssikaistojen äänenpainetasoissa on liian tiukka. Jotta pienitaajuinen melu koetaan kapeakaistaisena, tulee äänenpainetasoerojen olla suurempia."

Parempi määritelmä kapeakaistaisuuden arvioimiseksi on esitetty standardissa PSK 4101^[13].

Asumisterveysohje (2003)^[14]

Impulssimaisuudesta johtuva haittakorjaus tehdään impulssin äänialtistustasoon (L_AE) ennen keskiäänitason laskemista:

Voimakkaasti impulssimaiselle melulle (L_AE = 55...60 dB) korjaus on 10 dB.
Heikosti impulssimaiselle korjaus on 5 dB.
Äänen kapeakaistaisuudesta johtuva haittakorjaus on sitä suurempi, mitä selvemmin ääni on ulisevaa, sireenimäistä tai soivaa:
Selvästi kapeakaistaiselle korjaus on 6 dB.
Heikosti kapeakaistaiselle korjaus on 3 dB.
Korjaus tehdään vain siihen osaan melusta, joka on kapeakaistaista.

Standardi PSK 4101^[13]. Melun hallinta teollisuuden laitehankinnoissa

Melu on kapeakaistaista, kun sen terssispektrissä ainakin yhden kaistan äänenpainetaso on

yli 400 Hz kaistoilla vähintään 5 dB
160–400 Hz kaistoilla vähintään 8 dB
alle 160 Hz kaistoilla vähintään 12 dB
suurempi kuin viereisten kaistojen tasojen keskiarvo.

Standardi Nordtest ACOU 112. Prominence of impulsive sounds and for adjustment of L_Aeq^[15]

Kultakin puolen tunnin tarkastelujaksolta tulee valita nousunopeudeltaan ja tasoeroltaan suurimmat impulssit. (Tasoerolla tarkoitetaan Fast-aikapainotuksella mitattavaa hetkellisen A-äänitason nousua sillä aikavälillä, jolla äänen nousunopeus ylittää 10 dB/s.) Puolta tuntia lyhytkestoisempaa melua tarkasteltaessa impulssit valitaan koko tarkastelujaksolta.

Kunkin valitun impulssin ennustettu erottuvuus (prominenssi) P lasketaan kaavalla:

P = 3 lg (nousunopeus / [dB/s]) + 2 lg (tasoero / [dB])

Lopputuloksen määrää se impulssi, jolla on suurin P:n arvo.

Standardi ISO 1996:1-2003^[16].

Melun impulssimaisuus tai äänesmäisyys määritetään kuulonvaraisesti. Suositellut haittakorjauset ovat liitteessä A (Table A.1):

tavallinen impulssimelu (regular impulsive): 5 dB
voimakkaasti impulssimainen melu (highly impulsive): 12 dB
selvästi kuultavat äänekset (prominent tones): 3–6 dB

Jos äänesmäisyydestä vallitsee epäselvyys, äänesmäisyys tulisi varmistaa käyttäen standardissa ISO 1996:2-2007^[17] kuvattuja objektiivisia menetelmiä. Yksityiskohtainen (referenssi)menetelmä on kuvattu standardin liitteessä C ja yksinkertaistettu menetelmä standardin liitteessä D.

Melun terveyshaitoista

Melu aiheuttaa viihtyvyyshaittaa ja terveyshaittaa (Heinonen-Guzejev et al. 2012)^[18]. Ihmiset kokevat melun yksilöllisesti. Saman melun aiheuttaman vasteen suuruus/vakavuus on erilainen eri henkilöillä ja saman henkilön vaste voi olla erilainen eri aikoina ja eri ympäristöissä. Melun haitallisista vaikutuksista ihmisten viihtyvyyteen ja terveyteen on eniten tietoa liikennemeluun liittyen (tieliikennemelu, lentomelu, raideliikennemelu).

Melun terveysvaikutuksia voidaan arvioida tilastollisesti väestötasolla. Melu ei kumuloidu ympäristössä, mutta sen vaikutukset saattavat kumuloitua altistuvissa ihmisissä. Yksittäiseen ihmiseen kohdistuvia terveysvaikutuksia ei ole mahdollista arvioida tarkasti melupäästöön tai melutasoon liittyvien tietojen perusteella. Sen sijaan melun haitallisuutta voidaan kysyä yksilöittäin. Ympäristömelun keskeisimmät vaikutukset terveyteen ja niiden kynnysarvot on esitetty oheisessa taulukossa (Taulukko).

Taulukko. Ympäristömelun keskeisimmät vaikutukset terveyteen ja niiden kynnysarvot (Heinonen-Guzejev et al. 2012)^[18].

Vaikutus	Mittasuure¹	Kynnystaso²
Häiritsevyys	L_den	42 dB
Puheviestinnän häiriöt
lapset	L_eq	35 dB
aikuiset	L_eq	45 dB
Oppiminen, muisti	L_eq	50 dB
Vaikutukset uneen
itse raportoitu unihäiriö	L_n	42 dB
polysomnografiassa todetut	L_{max, sisällä}	32 dB
raportoidut heräämiset	SEL_sisällä	53 dB
Kohonnut verenpaine	L_den	50 dB
Sepelvaltimotauti	L_den	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

Melun häiritsevyys on ympäristömelun vaikutuksista yleisin. (Heinonen-Guzejev et al. 2012)^[18]. Se on kielteinen, epämiellyttävä ja ei-toivottu äänihavaintoon liittyvä piirre, johon saattaa liittyä myös vihaa, alavireisyyttä ja avuttomuuden tunne. Melun häiritsevyys lisääntyy äänitason kasvaessa mutta myös melun laatu vaikuttaa: taajuussisältö, kapeakaistaisuus, impulssimaisuus.

Melun kiusallisuus riippuu myös altistumistilanteesta (vapaa aika – työ), vuorokauden ajasta (päivä – yö) ja henkilöstä (meluherkkyys, ennakkoasenne melulähteeseen).

Häiritsevyys haittaa yksilön toimintaa ja käyttäytymistä. Kun keskiäänitaso on sama, melu koetaan haitallisimmaksi järjestyksessä lentomelu > tieliikennemelu > raideliikennemelu. Melun häiritsevyydellä on todettu yhteys sydän- ja verisuonitautien kehittymiseen sekä kohonneeseen verenpaineeseen. (Heinonen-Guzejev et al. 2012)^[18]. SETURI-hankkeessa (Hänninen et al. 2010)^[3] on arvioitu, että noin 150 000 ihmistä Suomessa on melusta suuresti kiusaantuneita (altistumistaso > 45 dB LDEN) ja noin 80 000 ihmistä suuresti unihäiriöistä (> 40 dB LN). Koetun haitan todennäköisyydeksi (altistuneen keskimääräinen yksilöriski) on arvioitu 6 % ja 4 %, vastaavasti.

Meluherkkyys lisää melun terveysvaikutusten riskiä. Noin kolmasosa ihmisistä on meluherkkiä. (Heinonen-Guzejev et al. 2012)^[18]. He aistivat melun häiritsevämpänä, reagoivat meluun voimakkaammin ja tottuvat siihen hitaammin kuin muut ihmiset. Meluherkät kärsivät helpommin unihäiriöistä ja ovat alttiimpia melun vaikutuksille sydän- ja verenkiertoelimistöön. Meluherkkyys on ilmeisesti osin geneettistä. Se muuttuu iän myötä. Meluherkkien ihmisten reaktiot muihinkin ärsykkeisiin ovat usein voimakkaita.

Melu häiritsee unta. Voimakkaat, toistuvat tai epäsäännölliset melutapahtumat voivat vaikeuttaa nukahtamista, unen saantia, herättää kesken unen sekä aiheuttaa muita unen laadun, sen vaiheiden, jaksotuksen, syvyyden ja keston muutoksia. Erityisen alttiina unenaikaisen melun haitallisille vaikutuksille pidetään lapsia, raskaana olevia, ikääntyneitä, epäsäännöllistä vuorotyötä tekeviä tai muista syistä stressaantuneita ihmisiä. (Heinonen-Guzejev et al. 2012)^[18]. Unta häiritsevä melu aiheuttaa stressiä, joka pitkällä aikavälillä vaikuttaa sydän- ja verisuonitautien (mm. kohonnut verenpaine) sekä mielenterveysongelmien ilmaantumiseen, muiden syiden ohella.

Melulla voi olla sekä lyhytaikaisia että pysyviä vaikutuksia sydän – ja verenkiertoelimistöön. Melun vaikutukset välittyvät autonomisen hermoston ja umpieritysrauhasten toiminnan kautta. (Heinonen-Guzejev et al. 2012)^[18]. Pitkään jatkuessaan melualtistus voi lisätä verenpainetaudin, sepelvaltimotaudin ja sydäninfarktin riskiä, yhtenä riskitekijänä. Esimerkiksi Suomessa ympäristömelun on arvioitu aiheuttavan keskimäärin 90 sydäninfarktin lisätapausta vuodessa (Hänninen et al. 2010)^[3].

Melu vaikeuttaa puheen kuulemista peittämällä puheääniä. Tästä johtuen, pitkäaikainen melualtistus saattaa johtaa lasten kielelliseen ja kognitiivisen kehityksen viivästymiseen ja häiriöihin. Melun vaikutuksesta puheen kuuleminen, erottaminen ja ymmärtäminen heikkenevät. (Heinonen-Guzejev et al. 2012)^[18]. Erityisesti kuulovikaiset lapset, pikkulapset, koululaiset, ikääntyvät , vieraskieleiset ja henkilöt, joilla on erityisiä kielen oppimisen ja hallinnan vaikeuksia, kärsivät tästä ongelmasta.

On mahdollista, että melulla ja muilla ympäristöperäisillä altisteilla on haitallisia yhteisvaikutuksia. Mm. melun ja pienhiukkasten yhteisvaikutuksia tutkitaan. Melun terveyshaitta riippuu pitkälle melun luonteesta, jolle ihmiset altistuvat. Tämä on syytä ottaa lähtökohdaksi meluun liittyvässä terveysriskinarviossa. Kaivosympäristössä riski on kohdekohtainen.

Katso myös

**Minera-malli: Ohjeistusta kaivostoiminnan ympäristö- ja terveysriskien arviointiin.**
Osa linkeistä vie ohjeistuksiin eri vaikutusarvioinnin osien tekemisestä, osa taas **valmiisiin laskentamalleihin** (lihavoitu).
Kaivostoiminta	Kohdekohtaisen arvioinnin esimerkkisivu · Rikastus · Kaivosprosessit
Pölyn ja hiukkasten päästöt	Pöly (ohje) · Lähteet · Pintamaan poisto! · Tarvekivi ! · Louhinta ! · Murskaus · Lastaus ja pudotus · Kuljetuksen pakokaasupäästöt! · Kuljetuksen pölypäästöt! · Työkoneet · Hihnakuljetus · Energiantuotanto · Polttomoottorit! · Sähköntuotanto ! · Boilerit ! · Varastointi · Kaivannaisjäte · Sivukivi · Rikastushiekka
Muut päästöt	Haju · Kaasut · Typpi · Säteily! · Tärinä · Jätevesi · Varastoinnin vesipäästö · Mallinnusohjelmat · Rikastuskemikaalipäästöt · Melu
Pitoisuus ympäristössä	Pohjavesi · Pintavesi · Kulkeutuminen vedessä! · Sedimentit · Sedimentit (mittaukset) · Sedimentit (huokosvedet) · Maaperä! · Maaperän terveysriskinarvio
	Ihmiset	Ympäristö ja ekologia
Altistuminen	Altistumisen arviointi	Nisäkkäät ja linnut · Kasvit! · Maaselkärangattomat! · Ravinto!
Vaikutus	Terveysriskinarvioinnin rakenne · Riskinarviointiohjeet: · Pohjavesi · Pintavesi · Pöly · Kaasumaiset ilman epäpuhtaudet · Maaperä · Tärinä · Haju · Säteily! · Maaperän terveysriski · Kaasut · Melu · Pienhiukkasvaikutukset! · Terveysriskin kuvaus	Vesistöt · Maaperä · Sedimentti · Ekologinen riskinarviointi: · Ekologisten vaikutusten arviointi · Kohdekohtaisen mallin vaiheet · Alustus · Kohdetutkimukset · Vaikutusten arviointi · Mittauksiin perustuva arvio · Luonnehdinta
Integroitu riskinarvio	Integroitu riskinarvio · Viitearvoja

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

Viitteet

↑ Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi 2002 /49 /EY ymopäristön melun arvioinnista ja hallinnasta. 25.6.2002.
↑ Finn-Nickel 2008. Leppävirran Valkeisenrannan kaivoshanke. Ympäristövaikutusten arviointiselostus. Liite 5. Melulaskennan melukohteet ja niiden painotetut äänitasot.
↑ ^3,0 ^3,1 ^3,2 Hänninen, O., Leino, O., Kuusisto, E., Komulainen, H., Meriläinen, P., Haverinen-Shaugnessy, U., Miettinen, I. & Pekkanen, J. 2010. Elinympäristön altisteiden terveysvaikutukset Suomessa. Ympäristö ja Terveys-lehti 3:12-35.
↑ Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi 2000/14/EY. Ulkona käytettävien laitteiden melupäästöjä ympäristöön koskevan jäsenvaltioiden lainsäädännön lähentämisestä. Virallinen lehti L 162 (03/07/2000, 0001–0078.
↑ Valtioneuvosto 2001. Valtioneuvoston asetus ulkona käytettävien laitteiden melupäästöistä. 621/2001.
↑ Euroopan parlamentin ja Neuvoston direktiivi 2002. Moottoriajoneuvojen sallittua melutasoa ja pakojärjestelmää koskevan jäsenvaltioiden lainsäädännön lähentämisestä (701/157/ETY ). Euroopan yhteisöjen virallinen lehti N:o L 42 / 16 (23.2.1970), 117−121.
↑ Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi 2001/43/EY. Moottoriajoneuvojen ja niiden perävaunujen renkaista ja renkaiden asentamisesta annetun neuvoston direktiivin 92/23/ETY muuttamisesta. Virallinen lehti nro L 211 (04/08/2001), 0025–0046.
↑ Ajoneuvolaki 1090/11.2.2002.
↑ ^9,0 ^9,1 Promethor 2011. Ympäristömeluselvitys. Humaliston I:n alueen asemakaavan muutos, Naantali. 7.12.2011.
↑ Ramboll 2011. Uusi-Mattilan kallioalue. Melun leviämismallinnus. 2.2.2011. (Osio 3 "vertailuarvot", viim. kpl.)
↑ Finlex: Valtioneuvoston päätös ympäristömelun ohjearvoista, 993/1992
↑ Ympäristömelun mittaaminen. Ympäristöministeriön ympäristönsuojeluosaston ohje 1/1995.
↑ ^13,0 ^13,1 Melun hallinta teollisuuden laitehankinnoissa, PSK 4101, PSK Standardisointi. 2005
↑ Asumisterveysohje 2003. Asuntojen ja muiden oleskelutilojen fysikaaliset, kemialliset ja mikrobiologiset tekijät. Sosiaali- ja terveysmisnisteriön oppaita. Sosiaali- ja terveysministeriö. 88 s.
↑ NT ACOU 112. Acoustics: Prominence of impulsive sounds and for adjustment of L_Aeq. Approved 2002-05.
↑ ISO 1996-1:2003. Acoustics -- Description, measurement and assessment of environmental noise -- Part 1: Basic quantities and assessment procedures
↑ ISO 1996-2:2007. Acoustics -- Description, measurement and assessment of environmental noise -- Part 2: Determination of environmental noise levels
↑ ^18,0 ^18,1 ^18,2 ^18,3 ^18,4 ^18,5 ^18,6 ^18,7 >Heinonen-Guzejev, M., Jauhiainen, T., Sala, E., Ström, U. & Vuorinen, H. S. 2012. Melulla on monia vaikutuksia terveyteen. Suomen Lääkärilehti 36, 2445−2450.

[1] Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi 2002 /49 /EY ymopäristön melun arvioinnista ja hallinnasta. 25.6.2002.

[2] Finn-Nickel 2008. Leppävirran Valkeisenrannan kaivoshanke. Ympäristövaikutusten arviointiselostus. Liite 5. Melulaskennan melukohteet ja niiden painotetut äänitasot.

[HAN-3] 3,0 ^3,1 ^3,2 Hänninen, O., Leino, O., Kuusisto, E., Komulainen, H., Meriläinen, P., Haverinen-Shaugnessy, U., Miettinen, I. & Pekkanen, J. 2010. Elinympäristön altisteiden terveysvaikutukset Suomessa. Ympäristö ja Terveys-lehti 3:12-35.

[4] Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi 2000/14/EY. Ulkona käytettävien laitteiden melupäästöjä ympäristöön koskevan jäsenvaltioiden lainsäädännön lähentämisestä. Virallinen lehti L 162 (03/07/2000, 0001–0078.

[5] Valtioneuvosto 2001. Valtioneuvoston asetus ulkona käytettävien laitteiden melupäästöistä. 621/2001.

[6] Euroopan parlamentin ja Neuvoston direktiivi 2002. Moottoriajoneuvojen sallittua melutasoa ja pakojärjestelmää koskevan jäsenvaltioiden lainsäädännön lähentämisestä (701/157/ETY ). Euroopan yhteisöjen virallinen lehti N:o L 42 / 16 (23.2.1970), 117−121.

[7] Euroopan parlamentin ja neuvoston direktiivi 2001/43/EY. Moottoriajoneuvojen ja niiden perävaunujen renkaista ja renkaiden asentamisesta annetun neuvoston direktiivin 92/23/ETY muuttamisesta. Virallinen lehti nro L 211 (04/08/2001), 0025–0046.

[8] Ajoneuvolaki 1090/11.2.2002.

[Promethor-9] 9,0 ^9,1 Promethor 2011. Ympäristömeluselvitys. Humaliston I:n alueen asemakaavan muutos, Naantali. 7.12.2011.

[Ramboll-10] Ramboll 2011. Uusi-Mattilan kallioalue. Melun leviämismallinnus. 2.2.2011. (Osio 3 "vertailuarvot", viim. kpl.)

[VNp-11] Finlex: Valtioneuvoston päätös ympäristömelun ohjearvoista, 993/1992

[YmpOhje-12] Ympäristömelun mittaaminen. Ympäristöministeriön ympäristönsuojeluosaston ohje 1/1995.

[PSK-13] 13,0 ^13,1 Melun hallinta teollisuuden laitehankinnoissa, PSK 4101, PSK Standardisointi. 2005

[14] Asumisterveysohje 2003. Asuntojen ja muiden oleskelutilojen fysikaaliset, kemialliset ja mikrobiologiset tekijät. Sosiaali- ja terveysmisnisteriön oppaita. Sosiaali- ja terveysministeriö. 88 s.

[NTimp-15] NT ACOU 112. Acoustics: Prominence of impulsive sounds and for adjustment of L_Aeq. Approved 2002-05.

[16] ISO 1996-1:2003. Acoustics -- Description, measurement and assessment of environmental noise -- Part 1: Basic quantities and assessment procedures

[17] ISO 1996-2:2007. Acoustics -- Description, measurement and assessment of environmental noise -- Part 2: Determination of environmental noise levels

[HEI-18] 18,0 ^18,1 ^18,2 ^18,3 ^18,4 ^18,5 ^18,6 ^18,7 >Heinonen-Guzejev, M., Jauhiainen, T., Sala, E., Ström, U. & Vuorinen, H. S. 2012. Melulla on monia vaikutuksia terveyteen. Suomen Lääkärilehti 36, 2445−2450.

[1]

[2]

[3]

[4]

[5]

[6]

[7]

[8]

[9]

[10]

[11]

[12]

[13]

[14]

[15]

[16]

[17]

[18]