Päästöt vesiin kaivannaisjätteiden varastoinnista

Tämä sivu on ensyklopedia-artikkeli. Sivutunniste: Op_fi3529
Moderaattori:Ei ole (katso kaikki) Kuinka ryhtyä moderaattoriksi? Sivun edistyminen: Täysluonnos. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review).
Lisää dataa {{#opasnet_base_link:Op_fi3529}}

Kaivannaisjätteet, pääasiassa sivukivet ja muut jätekivet, rikastushiekka ja erilaiset sakat, muodostavat tärkeän päästölähteen kaivoskohteissa. Tämä johtuu erityisesti syntyvien jätteiden suuresta määrästä, vaikka esimerkiksi louhintatekniikan ja mineraalien talteenoton suunnittelulla pyritäänkin minimoimaan jätteiden synty kaivoskohteissa.

Kaivannaisjätealueilta tulevien päästöjen määrään ja laatuun vaikuttavat monet tekijät.

• Jätealueiden vesikiertoon johdettavien kaivosvesien määrä ja syntyalueet (kuivanapitovedet, avolouhos/kaivostunnelit, jätealueiden vedet, rakennetun alueen hulevedet)
• Eri kaivosvesien koostumus ja laatu
• Jätealueiden mittasuhteet sekä pohja- ja patorakenteet
• Toiminnan aikaiset ja toiminnan päättymisen jälkeiset vesien käsittelymenetelmät ja niiden tehokkuus
• Happaman kaivosvaluman syntymahdollisuudet ja siihen vaikuttavien prosessin nopeus

kaivannaisjätteiden varastoinnin pintavesivaikutuksia voidaan arvioida jätteiden mineralogian, kenttätestien, laboratorioanalyysitulosten sekä mallinnusohjelmien avulla.

Rikastushiekan varastoinnin päästöt vesiin

Rikastushiekkakasojen ja -altaiden, samoin kuin sivukivikasojen, läjityksestä ja varastoinnista aiheutuu kuormitusta alueen pinta- ja pohjavesiin. Päästöjen suuruus riippuu monesta tekijästä, joista merkittävimpiä ovat rikastushiekan geologiset ja kemialliset ominaisuudet (etenkin sulfidimineraalien osuus), altaan rakenne, vesitalous sekä rapautumisvauhti eli aineksen alttius hapettumiselle. Päästöjen arvioinnin kannalta tärkeimpiä selvitettäviä ominaisuuksia ovat happoa tuottavien ja neutraloivien mineraalien suhteet sekä haitta-ainepitoisuudet (esim. metallit ja metalloidit), sillä happamuuden kasvun myötä myös useampien metallien haitallisuus ja liukoisuus kasvavat. Tällöin metallit esiintyvät liukoisemmassa ja kulkeutuvammassa kationi-muodossa, mikä johtaa helposti happamien ja metallipitoisten valuma- ja suotovesien muodostumiseen. Rikastushiekan mukana jätealueelle kulkeutuu myös rikastusprosessissa käytettyjen lisäaineiden jäämiä (esim. ksantaatteja tai syanidia), jotka voivat aiheuttaa lisäkuormitusta alueen vesiin.

Rapautumisherkkyyteen ja päästöjen laatuun vaikuttavat mm. kiven mineralogia, kemiallinen koostumus, sulfidimineraalien raemuoto, raekoko, ominaispinta-ala, happamuus, hapetus-pelkistysolot ja ilmasto-olosuhteet. Nämä ominaisuudet säätelevät alkuaineiden ja niiden yhdisteiden jakaumaa ja pitoisuutta, rapautumisen etenemistä sekä kulkeutumista ja pidättymistä. Rapautuminen voi käynnistyä heti läjityksen jälkeen, mutta vaikutus voi ilmaantua myös vasta pitkän ajan kuluessa edellä mainituista olosuhteista riippuen.

Sivukivikasat ovat suuremman raekokonsa takia heti ilman hapen vaikutuksen alaisena, kun taas rikastushiekka-altaat ovat läjitystekniikkansa takia alttiina hapettumiselle varsinaisesti vasta kuivuessaan. Rikastushiekka johdetaan rikastamolta yhdessä prosessiveden kanssa läjitysalueelle, ja jätealuetyypistä riippuen rikastushiekka jää joko osittain tai kokonaan vesipeiton alle. Jätealueen vesipitoisuus voi siis vaihdella vanhan kaivoksen lähes kuivista kasoista täysin vedellä kyllästyneisiin altaisiin. Rikastushiekka-alueen jälkihoidossa käytetään joko maa- tai vesipeittoa. Jätekasan vesipitoisuudella kuten myös hapen diffuusion etenemisen arvioimisella on merkittävä rooli selvitettäessä rikastushiekan rapautumisnopeutta. Happi voi kulkeutua rikastushiekoissa myös esimerkiksi sadeveteen liuenneena. Rikastushiekka-altailla happi etenee asteittaisesti patovallien tai kasan pinnan kautta. Esimerkiksi ruotsissa tehdyissä kokeissa rikastushiekka-altaan hapettumiskerros liikkui 2,8 cm vuodessa, samoin kun kuparin rikastumiskerroksen yläraja. Hapettumiskerroksen saavuttaessa pohjaveden, hapettuminen loppui lähes kokonaan (Ljunberg & Öhlander 2001). Esimerkiksi rikkikiisun hapettuminen ja happaman kaivosvesivaluman (AMD) muodostuminen on pitkälti riippuvainen hapen saatavuudesta (Alpers & Nordstrom 1999). Reaktiossa syntyy ferrorautaa, joka voi hapettua edelleen ferriraudaksi. Erittäin alhaisessa pH-arvossa ferrirauta voi pysyä liukoisena ja toimia elektronin vastaanottajana rikkikiisun hapettumisreaktiossa. Neutraalissa tai korkeassa pH-arvossa ferrirauta saostuu eri rautahydrokseina. Happamuuden nousu lisää monien kahdenarvoisten metallien liukoisuutta ja esimerkiksi ferrorauta on kohtalaisen liikkuva alhaisesta pH:sta neutraaliin ja kulkeutuu sadeveden imeytymisen mukana rikastushiekan vedellä kyllästyneeseen kerrokseen ja lopulta vesistöön.

Rikkikiisun hapettuminen lisääntyy mikrobitoiminnan vaikutuksesta, jolloin rapautumista kontrolloi pH ja mikrobikatalyysi. Eri sulfidien välillä on selviä eroja ja esimerkiksi rikkikiisu on usein pysyvämpi happamissa liuoksissa kuin mikrobiliuoksissa, mutta kuparikiisu ja sinkkivälke liukenivat selvästi happamissa abioottisissa olosuhteissa. Tutkimuksessa myös huomattiin, että kuparin ja sinkin liukeneminen ei tapahtunut samaan aikaan sulfaattikonsentraation nousun kanssa, vaan vapautuneet metallit olivat absorboituneet rikastushiekan mineraalien pinnoille (Gleisner & Herbert 2002). Bioottisten olosuhteiden rapautumiskiihtyvyyteen vaikuttaa todennäköisesti laskeva pH ja bakteerien tuottaman ferriraudan määrä. Sulfidien hapettumisessa onkin monia luonnollisesti esiintyviä asidofiilisiä mikro-organismeja merkittävässä roolissa. Ferroraudan hapettamisessa ne pystyvät liuenneen hapen tilalla käyttämään ferrirautaa elektronin vastaanottajana myös alhaisissa pH-olosuhteissa. Bakteerit tuottavat toiminnassaan lämpöä, jonka johdosta rikastushiekka kasan lämpötila voi olla paljon luonnontilaista kasaa selvästi korkeampi. Suomen talven kylmillä pakkaskuukausilla on kuitenkin todennäköisesti hidastava vaikutusta bakteerien toimintakykyyn ja lukumäärään, tosin paksu lumipeite vaikuttaa tilanteeseen käänteisesti.

Päästöjen suuruutta arvioitaessa on huomioitava, että suuri osa sulfidien hapettumisessa vapautuneista metalleista pidättyy jätteeseen sekundääri-mineraalisaostumina (Lottermoser 2007). Osa ioneista on jo kasan sisällä vuorovaikutuksessa rapautumisliuosten kanssa saavuttaen kyllästyneisyysasteen, jonka seurauksena ne saostuvat sekundäärimineraaleiksi tai sopivien mineraalikiteiden pinnoille. Tästä syystä huokosveteen liuenneet alkuaineet eivät kulkeudu kokonaisuudessaan suotovesiin asti. Ruotsissa tehdyissä tutkimuksissa on todettu, että rikastushiekka-altaan suotovesien vuosittaiset metallipäästöt (Cu, Cd, Co, Ni, Zn) olivat ainoastaan 4 - 12 prosenttia määrästä, joka vuosittain vapautui hapettumisen ja rapautumisen seurauksena. Loput 88 - 96 prosenttia liuonneista ioneista olivat saostuneet rikastushiekkakasaan (Holmström et al. 1999, Ljunberg & Öhlander 2001). Näin ollen tutkitun alkuaineen suhteellisen korkea osuus alemmissa kerroksissa voi olla seurausta saostumisesta, esim. kupari rikastuu sekundäärisesti hapettumiskerroksen alapuolelle, ja ainakin osaksi muodostaa kovelliinia (CuS) magneettikiisurakeiden yhteyteen (Ljunberg & Öhlander 2001). Myös lyijyn ja sinkin on todettu adsorpoituvan mm. rikkikiisun pinnoille. Sekundäärimineraaleilla on myös suuri metallien adsorptiokapasiteetti, etenkin hapen läsnä ollessa. Sekundäärimineraalien saostuminen tapahtuu usein hapettuneen jätekerroksen alapintaan, hapettuneen ja hapettumattoman kerroksen raja-alueelle.

Jätekasan sekundäärimineraalien saostuminen on seurausta (Müller et al. 2002).

• Liuenneen kationin hapettumisesta ja/tai hydrolyysistä
• Happamien suotovesien reaktiosta neutraloivien mineraalien tai alkalisten vesien kanssa
• Happamien kaivosvesien sekoittumisesta neutraaleihin vesiin
• Sulfidien hapettumisesta kosteassa ilmassa
• Kaivosveden pitoisuuden kasvusta evaporaation johdosta

Alhaisen pH:n sulfidihapettumisvyöhykkeessä kationien adsorptio-alttius on pieni, kun taas happianionien alttius (esim. AsO4) on suurempi. Esimerkiksi nikkelin, alumiinin ja magnesiumin tiedetään korreloivan rauta(III)hydroksidin esiintymisen kanssa. Natriumin ja kaliumin vähäinen määrä hapettumisvyöhykkeen huokosvedessä ja runsaus raepinnalla voi puolestaan olla seurausta Na/K -pitoisesta jarosiitin saostumisesta. Kalsium puolestaan voi rikastua esim. rakeiden pinnalle sekundääriseksi kipsiksi ja pieni hiilen määrän kasvu rikastushiekan raepinnoilla hieman sulfidihapettumisvyöhykkeen alapuolella voi johtua yhdistelmästä, jossa akvaattinen karbonaatti adsorptoituu mikro-organismien orgaanisen hiilen seurauksena (Blowes & Jambor 1990). Adsorptiolla onkin suurin vaikutus rajoittaa metallien (Pb, Zn, Cd) pitoisuutta korkeammassa pH:ssa ei-hapettuneessa rikastushiekassa. Verkkosilikaatit, kuten kloriitti, talkki, smektiitti ja illiitti, adsorpoivat hyvin vapaita metalli-ioneja huokosvedestä (Lottermoser 2007).

Sekundäärimineraalit voidaan jaotella sulfaateiksi (jarosiitti, kipsi, melanteriitti), oksideiksi, hydroksideiksi (götiitti, ferrihydriitti, lepidokrosiitti), arsenaateiksi, karbonaateiksi, silikaateiksi ja puhtaiksi alkuaineiksi. Yleisin sekundäärinen mineraalityyppi on vesiliukoinen metallisulfaatti (kahdenarvoinen kationien kanssa) (Me2+SO4 • n H2O, jossa Me = Ca, Cu, Co, Fe, Mg, Mn, Ni, Zn ja n=1-7) (Müller et al. 2002). Sulfidipitoisen rikastushiekkakasan hapettumisen etenemisen tunnusomaisia mineraalien muutoksia ja sekundäärimineraaleja (Blowes & Jambor 1990).

• Selvästi hapettunut kerros: Jarosiitti, kipsi.
• Hapettunut kerros: Götiitti, lepidokrosiitti, ferrihydriitti joitakin rikki- ja kuparikiisun jäämiä.
• Heikosti hapettunut kerros: Markasiittia ja sulfaatteja rakeiden pinnoilla, progressiivinen korvaus götiitillä jne. Magneettikkiisu voimakkaasti muuttunutta ja sen ympärille on muodostunut rauta(III)hydroksidikehiä.
• Hapettumaton kerros: Ei selviä merkkejä muutoksesta.

Hardpan/anturamaa/kovakuori voi muodostua hapettumisvyöhykkeeseen syvyydelle, jossa huokosvesi reagoi happamuutta neutraloivien karbonaattien kanssa. Huokosveden pH nousee nopeasti karbonaattien puskurointikyvyn ansiosta, jolloin rauta saostuu rautahydroksidiksi ja sementoi jätteen. Kalsiitin, kalkin tai magnesiitin lisäyksellä voidaan sitoa keinotekoisesti Hardpan-efektillä rikastushiekkaa kipsiksi, jarosiitiksi ja rautahydroksidiksi, jolloin kova saostumakerros estää alempia osia hapettumasta lisää sekä vähentää happamien kaivosvalumavesien muodostumista (Lottermoser 2007).

Samoin kuin vanhojen rikastushiekka-altaiden peittämisellä, myös Hardpan-efektin avulla pyritään:

• estämään hapettuneen maan huokosveden pääsyn vedellä kyllästyneeseen osaan,
• rajoittaa hapen pääsyä vedellä kyllästyneeseen osaan,
• vähentää jätteen huokoisuutta ja
• saostaa raskasmetallit ja metalloidit.

Saostumat vaikuttavat merkittävästi kaivosvesien laatuun sitoessaan haitallisia alkuaineita. Uudelleen kiteytyneiden mineraalien liukoisuus vaihtelee kuitenkin paljon, ja olosuhteiden muuttuessa myös sekundäärimineraalit ja kiteiden pinnoille adsorptiolla kiinnittyneet haitalliset metalli-ionit voivat liueta uudelleen ja kulkeutua ympäröivään luontoon. Hydrosulfaatin uudelleen veteen liukeneminen, jonka seurauksena ionit vapautuvat takaisin liuokseen voidaan kuvata kuvata kaavalla (Müller et al. 2002):

Me²⁺SO₄ • nH₂O(s) ↔ Me²⁺(aq) + SO₄^2-(aq) + n H₂O(l)

Kationiⁿ⁺(aq) + anioni^n-(aq) + n H⁺(aq) + n H₂O(l) ↔ sekundäärimineraali – n H₂O(l)

Metallien liukoisuuteen ja happaman kaivosvesivaluman (AMD) arviointiiin käytettäviä menetelmiä ja analyysejä:

• Geologia (kentällä); mineralogia, kivilajit, muuttuminen ja rapautuminen, rakenne,
• Mineralogia; mikroskooppi (pää- ja sivumineraalit), XRD, petrografia, SEM-MLA, sulfidimineraalit ja niiden muuttuminen, raekoko
• Geokemia; kokokivianalyysi, XRF, happoliuotus + ICP-OES/MS
• pH, karbonaattipitoisuus
• Rikkianalysaattori (Leco); kokonaisrikki, sulfidinen rikki, sulfaattinen rikki, hapontuottopotentiaali (AP)
• Karbonaattien määrä, neutralointipotentiaali(NP)
• Staattinen testi; hapontuottopotentiaali (ABA, NAG, Sobek, NCV, pH)
• TIC (Total Inorganic Carbon), TOC (Total Organic Carbon), DOC (Dissolved organic carbon)
• Hydrogeologia; sademäärät, haihtuminen, virtaus, vesipitoisuus, veden kemia
• Liukoisuustesti (lyhytaikaiset); (SPLP, TCLP, MEP, MWMP etc.), ravistelutesti, heikkohappouutot
• Kineettiset testit (pitkäaikaiset); HCT (Humidity Cell Test), kolonnitestit,
• Adsorption tutkiminen, Kd
• Kenttäanalyysit; in situ –liotus (lysimetri), seinänpesu (wall washing stations)

Lisäksi arvioitaessa rikastushiekka-altaan veden laadun vaikutusta pohja- ja pintavesiin tulisi ottaa huomioon huokosveden laatu, suotovesipotentiaali (laatu ja määrä), huokosveden imeytymisen ja suotovesien sekoittumisen vaikutus pohja- ja pintaveden laatuun.

Laskuesimerkki 1. (Price 1997):

Metallin kokonaisreaktio-osuus (mg/vko).
Rikastushiekkakasan hapettuvaksi uskotun aineksen määrä kerrotaan hapettuvan pinnan prosenttimäärällä.
Saatu luku (kg) kerrotaan kosteuskammiotestistä saadun arvon kanssa (Me/kg/wk).
Saatu luku voidaan kertoa vielä virtaavan veden määrällä, jolloin saadaan metallin konsentraatio.
10 000 000 t/30 000 000 t uskotaan olevan hapettuneen
Kosteuskammiotestin tulos on 15 mg Cu/Kg/vko (HCR)
Veden virtaus 1 000 000 l/vko
10 % materiaalista on paljastunutta 
Kokonaisreaktiomäärä kaivoksen ainesosalle yksikössä mg/vko
= 10 000 000/10% = 1 000 000 t eli 1 000 000 000 kg * 15 mg Cu/kg/vko = 15 000 kg Cu /vko
15 000 000 000 mg/1 000 000 l/vko = 1 500 mg/l Cu/vko

Rikastushiekka-alueen päästömäärään ja päästöjen haitalllisuuteen vaikuttavia tekijöitä

• Rikastushiekan koostumus (mineralogia, kemia, hapontuotto- ja neutralointiominaisuudet, haitallisten metallien esiintymismuoto, raekoostumus ja -koko).

• Rikastushiekka-altaan rakenne (koko, huokoisuus, pohjan tiiveys, patojen suotavuus).

• Läjitystekniikka (heterogeeninen mineraalipartikkeleiden jakautuminen; laji tai koko).

• Ympäröivät maaperä-, kallioperä- ja hydrogeologiset olot (pinta- ja pohjaveden läheisyys, ruhjeisuus, maaperän vedenjohtavuus).

• Paikalliset ilmasto-olot (sadanta, haihdunta, lumipeitteenpaksuus ja routa, pölyäminen).

• Rikastushiekan altistuminen ilmakehän hapelle ja vedelle (peittokerrokset; kuiva-/vesipeitto, kasvillisuus, veden imeytyminen, hapen diffuusio, vedellä kyllästyneisyys, vedenjohtavuus).

• Vesien keräysjärjestelmät ja puhdistus (vesienkäsittelylaitos, luonnontilainen kosteikko)).

• Rikastushiekka-altaan sijainti (etäisyys asutuksista, maanviljelyalueesta, kaivot, vedenottamon tai luokitellun pohjavesialueen läheisyys).

Edellä luetellut tekijät vaikuttavat rikastushiekan pH- ja hapetus-pelkistys-olosuhteisiin, aineiden ja yhdisteiden liukoisuuteen, puskurointikykyyn (neutralointi-/hapontuottokyky) sekä leviämiseen. Happaman kaivosvesivaluman (AMD) syntyä ja haitta-aineiden liukoisuutta voidaan tutkia eri menetelmien avulla.

Päästöt vesiin sakkojen varastoinnista

Kaivosprosesseissa saattaa saostua erilaisia ympäristölle haitallisia sakkoja. Näitä ovat mm. metallien talteenottoprosesseissa syntyvät sakat kuten neutralointisakka ja mineraalilietteessä olevan kullan natriumsyanadilla tapahtuvassa erotuksessa muodostuva sakka. Neutraloinnin sakkaa voi muodostua esimerkiksi neutraloitaessa vaahdotusliuosta kalkilla ja rikastushiekalla. Neutralointireaktioissa syntyy usein kipsiä ja erilaisia metallihydroksideja, kuten rauta- ja alumiinihydroksideja. Kaivosten laitehuoltojen yhteydessä saattaa myös syntyä erilaisia sakkamaisia aineksia (Talvivaaran kaivoshankkeen YVA-selostus)

Sakkoihin saattaa rikastua runsaasti erilaisia aineita riippuen käytetyistä prosesseista. Esimerkiksi kultakaivoksella neutraloinnin sakka saattaa sisältää runsaasti arseenia, rautaa, kalsiumia ja rikkiä, kun taas syanidiliuotussakka sisältää pääasiassa silikaatteja ja muita liukenemattomia mineraaleja ja siinä on runsaasti alumiinia, rautaa ja titaniumia. Syanidiliuotuksen sakka sisältää syanidiyhdisteitä, jotka voivat olla erittäin pienissäkin pitoisuuksissa vesieliöille myrkyllisiä (esim. julkaisun "National Recommended Water Quality Criteria - Correction, USEPA, April 1999" mukaisesti suurin sallittu lyhytaikainen altistumispitoisuus vesieliöstölle on 0,022 mg/l ja suurin sallittu pitkäaikaisen altistumisen pitoisuus 0,0052 mg/l). Myös neutraloinnissa syntyvä kalsiumferriarseenisakka voi olla ympäristölle haitallista, mikäli arseeni pääsee kulkeutumaan eteenpäin loppusijoitusalueelta. Sakat voivat kuitenkin olla melko pysyviä, mikäli pH ei pääse laskemaan liian alas.

Kaivostoiminnassa muodostuvat sakat ovat yleensä ympäristöministeriön asetuksen (1129/2001) nimikkeiden mukaisesti luokkaa 01 03 (metallimineraalien fysikaalisessa ja kemiallisessa käsittelyssä syntyvät jätteet). Sakkoja sijoitetaan yleensä rikastushiekka-alueille, sakka-altaisiin, sivukivikasoille, sekä louhosten, tai maanalaisten kaivosten täytteeksi. Haitallisia aineita sisältävät ja ominaisuuksiltaan vaaralliset sakat, kuten esimerkiksi syanidiliuotuksen sakka tai metallitehtaalla syntyvät mineraalipitoiset sakat, luokitellaan yleensä ongelmajätteeksi, jolloin niiden sijoituspaikka merkitään ongelmajätteen kaatopaikaksi ja se on aidattava (Länsi-Suomen ympäristölupavirasto 2006, Pohjois-Suomen ympäristövirasto 2002, Pohjois-Suomen ympäristölupavirasto 2007).

Erittäin pienipartikkeliset sakat saattavat kuivuessaan kulkeutua ympäristöön pölynä, kuljettaen mukanaan haitallisia aineita, esimerkiksi raskasmetalleja ja arseenia. Vaikka pöly ei sisältäisikään haitallisia aineita, pienet pölypartikkelit aiheuttavat yleensä vakavampia terveyshaittoja kuin suuremmat rakeet, sillä ne tunkeutuvat syvemmälle keuhkoihin (www.ntaatribalair.org 2012). Sakkojen varastointiin käytetyiltä alueilta saattaa päästä ainesta ympäristöön myös esimerkiksi reunapadon sortumisen tai pohjarakenteiden vuotamisen johdosta.

Vesistöön joutuessaan sakat huonontavat veden laatua. Mahdollisesti liukenevien haitallisten ainesten lisäksi kiintoaines samentaa vettä ja aiheuttaa ongelmia vesieliöstölle.

Sivukiven varastoinnin päästöt vesiin

Kaivostoiminnan sivukivikasat ovat ympäristöministeriön asetuksen (1129/2001) jäteluettelon mukaisesti joko metallimineraalien louhinnasta syntyviä jätteitä (luokka 01 01 01) tai muiden mineraalien louhinnasta syntyviä jätteitä (luokka 01 01 02) (YM 1129/2001). Kaivosalueelle varastoiduista tai loppusijoitetuista sivukivikasoista voi aiheutua päästöjä sekä ilmaan että pohja- ja pintavesiin. Virtaavan veden ja tuulen mukana päästöt voivat kulkeutua vesistöön tai ne voivat kerääntyä lähialueen maaperään. Sivukivikasojen varastointiin liittyvät haitalliset alkuaineet ja yhdisteet voivat olla metalleja (esim. Co, Cr, Cu, Pb, Mo, Ni, Zn, U, V), puolimetalleja (As, Sb), suoloja (esim. sulfaatit), ravinteita (typpiyhdisteet) tai orgaanisia yhdisteitä. Ne ovat peräisin pääsääntöisesti malmiesiintymästä itsestään tai louhinnassa käytettävistä räjähdysaineista (typpiyhdisteet). Haitallisten aineiden esiintyminen ja pitoisuustasot riippuvat ensisijaisesti malmiesiintymän geologiasta, mineralogiasta, kemiasta sekä valitusta louhintamenetelmästä. Ympäristöhaitallisuus on riippuvainen aineiden pitoisuustason lisäksi erityisesti ainekohtaisista toksikologisista ominaisuuksista ja esiintymismuodosta. Haitallisuuteen vaikuttavat mm. esiintymisympäristön pH- ja redox-olosuhteet, läsnä olevien alkuaineiden seurueet ja yhdisteet sekä ilmasto-olosuhteet. Kyseiset ominaisuudet säätelevät haitta-aineiden liukoisuutta ja biosaatavuutta ja vaikuttavat siten myös päästöjen määrää. Sulfidimineraalien (esim. magneetti-, rikki-, kupari- ja arseenikiisujen, pentlandiitin ja sinkkivälkkeen) hapettumisen hallinta kaivostoiminnan aikana ja sen päätyttyä on yksi keskeisimmistä haasteista metallikaivosten ympäristökuormituksen vähentämisessä.

Sivukivikasojen läjityksestä ja varastoinnista voi aiheutua kuormitusta alueen vesiin. Merkittävimpiä sivukivikasojen päästöön liittyviä tekijöitä ovat sulfidimineraalien hapettuminen ja liukeneminen, eli happoa tuottavat kivilajit tuottavat hyvin todennäköisesti myös happamia valumavesiä (AMD). Sulfidimineraalien hapettumisessa muodostuvien vesien happamuus riippuu pitkälti geologiasta, eli kivi- tai mineraaliaineksen sisältämien happoa tuottavien ja neutraloivien mineraalien suhteista. Happamuuden kasvun myötä myös useampien metallien haitallisuus ja liukoisuus kasvavat edelleen, jolloin metallit esiintyvät liukoisemmassa ja kulkeutuvammassa kationi-muodossa. Tällöin sivukivestä voi liueta myös esimerkiksi puolimetalleja, maa-alkaleja ja rikinyhdisteitä, jolloin kaivosalueelle muodostuvat happamat valuma- ja suotovedet sisältävät myös haitallisia aineita. Myöhemmin liuenneet vety- ja metalli-ionit sekä rikki voivat hapettuessaan muodostaa sulfaatteja. Anionien pidättyminen puolestaan lisääntyy happamuuden lisääntyessä (Price 1997). Myös neutraloivat mineraalit ja silikaatit voivat lisätä alkuaineiden liukoisuutta, vaikka sivukivikasa luokiteltaisiin happoa tuottamattomaksi. Tämän seurauksena ympäristöön valuvat neutraalit tai jopa alkaliset vedet voivat sisältää merkittäviä määriä ympäristölle haitallisia metalleja (Heikkinen et al. 2009). Sivukivien mukana voi kulkeutua myös räjähdysainejäämiä, jotka niiden sisältämän ammoniumnitraatin takia voivat aiheuttaa alueen vesiin typpikuormitusta. Herkkäliukoisia räjähdysaineita on nykyisin korvattu vaikeampiliukoisilla, joista veteen liukenee vähemmän ammoniumnitraattia. Typpikuormituksen arviointia on käsitelty Minerassa erikseen omassa osiossaan. Toiminnan alkuvaiheessa sivukivialueelta purkautuvien valuma- ja suotovesien metalli- ja kiintoainespitoisuudet voivat olla korkeita sivukivikasojen hienorakeisen aineksen reagoidessa ilman ja veden kanssa sekä maa-ainesten siirron ja ajon takia. Vapaiden ja reagoivien sulfidien pinta-alan vähenemisen johdosta kiintoainesmäärät kuitenkin laskevat yleensä pian pitoisuushuipun saavuttamisen jälkeen (Kumpulainen 2005).

Rapautumisherkkyyteen ja päästöjen laatuun kuten vapautuneiden haitta-aineiden jakaumaan ja pitoisuuteen vaikuttavat mm. kiven mineralogia, kemiallinen koostumus, sulfidimineraalien raemuoto, ominaispinta-ala ja kidehilojen ominaisuudet, sivukiven murskekoko, hienoaineksen määrä, happamuus, hapetus-pelkistysolot ja ilmasto-olosuhteet. Nämä ominaisuudet säätelevät alkuaineiden ja niiden yhdisteiden käyttäytymistä ja vaikuttavat aineiden kulkeutumiseen ja pidättymiseen maaperässä ja vesistössä. (Blowes & Ptacek 1994, Cravotta et al. 1994).

Kivien rapautuminen voi käynnistyä heti läjityksen jälkeen, sillä rikastushiekoista poiketen, sivukivikasat ovat usein heti alttiina veden lisäksi ilmakehän hapelle, mutta vaikutus voi ilmaantua myös vasta pitkän ajan kuluessa kasan olosuhteista ja sivukiven geologiasta riippuen. Kasojen huokostila on pääasiallisesti ilman kyllästämä ja vesipitoisuus on useimmiten kasan pohjaosia lukuun ottamatta alhainen, vaikkakin sivukivikasojen vedenläpäisevyys ja sadannan imeytymisprosentti on hyvä. Tyypillinen sivukivikasojen vesipitoisuus vaihtelee 5-15 % välillä (Ritchie 1994). Vedenjohtavuus on taas sivukivikasojen kylläisessä tilassa yleensä 10^-5-10^-7 m/s luokkaa (O'Kane et al. 2001). Rapautumisessa tarvittava happi voi kulkeutua sivukivikasoissa eri tavoin, kuten sadeveteen liuenneena, huokosilman diffuusiona tai tuulen ja ilmakehän osapaine-erojen johdosta (jälkimmäinen etenkin tuulisilla alueilla)(Kumpulainen 2005, Ritchie 1994). Fick’in lain avulla pystytään arvioimaan hapen massavirtaa sivukivikasassa.

Fick’in ensimmäinen laki
F = -D(∆C/∆X)
F = massavirta pinta-alayksikköä kohti (mol/m2s)
D = diffuusiokerroin (m2/s)
∆C = Konsentraatioero ylä- ja alapinnan välillä (mol/m3)
∆X = kerroksen paksuus (M)

Sulfidimineraalien hapettumisnopeudet ovat erilaiset ja pitkän aikavälin ympäristövaikutuksia tarkasteltaessa on hyvä huomioida, että nopeammin hapettuva mineraali voi tuottaa vähemmän happoa kuin hitaammin rapautuva. Esimerkiksi magneettikiisu tuottaa rapautuessaan kaksi kertaa vähemmän rikkipäästöjä kuin rikkikiisu, mutta rikkikiisu on magneettikiisua hitaampi rapautumaan. Oksidimineraalit ovat puolestaan tavallisesti kiderakenteeltaan pysyvämpiä ja heikommin rapautuvia kuin sulfidimineraalit.

Esimerkki sulfidien suhteellisesta rapautumisherkkyydestä: magneettikiisu > rikkikiisu > kuparikiisu.

Sulfidien rapautumiseen, varsinkin pitkällä aikavälillä kuuluu oleellisesti mukaan myös sulfideja hajottavat bakteerit, joiden toiminta voi nopeuttaa reaktiota tuhatkertaisesti. Sulfidien hapettumisesta syntyy, etenkin bakteeritoiminnan vaikutuksesta, myös lämpöä ja sivukivikasan sisäinen lämpötila voi olla huomattavasti ympäröivää lämpötilaa korkeampi.

Malmiesiintymissä yleisesti esiintyvä rikkikiisu on myös suuren rikkipitoisuutensa vuoksi yksi suurimmista vesien happamoittajista kaivosteollisuudessa yhdessä herkästi rapautuvan magneettikiisun kanssa. Muiden sulfidimineraalien vaikutus korostuu pääasiassa niistä liukenevien metallien ja metalloidien myötä, jolloin vesien haitta-ainepitoisuudet nousevat.

Esimerkki sulfidimineraalin rapautumisesta

Rikkikiisu hajoaa veden ja hapen vaikutuksesta

FeS_{2 (s)} + 7/2O_{2 (g)} + H₂O _(l) -> Fe²⁺ _(aq) + 2SO₄^2- (aq) + 2H⁺ _(aq)

Muodostunut ferrorauta liukenee veteen ja hapettuu edelleen ferriraudaksi

Fe²⁺ _(aq) + ¼O_{2 (g)} + H⁺ _(aq) -> Fe³⁺ (aq) + 1/2H₂O _(l)

Alhaisessa pH:ssa (<4,5) ferrirauta reagoi pyriitin kanssa (ja hapettuminen on noin kymmenenkertaisesti nopeampaa kuin alkuperäinen hapen aiheuttama)

FeS_{2 (s)} + 14Fe³⁺ _(aq) + 8H₂O _(aq) -> 15Fe²⁺ _(aq) + 2SO₄^2- _(aq) + 16H⁺ _(aq)

Korkeissa pH:ssa ferrrirauta muodostaa rautahydroksidia veden ja hapen kanssa

Fe³⁺ _(aq) + 3H₂O (l) -> Fe(OH)_{3 (s)} + 3H⁺ _(aq)

Esimerkki karbonaatin rapautumisesta

Kalsiitin liukeneminen veteen

CaCO_{3 (s)} + H⁺ _(aq) <-> Ca²⁺ _(aq) + HCO₃^-_(aq)

Haitallisten aineiden kulkeutuminen on riippuvainen myös maaperän raekoosta, huokoisuudesta, vesipitoisuudesta, vedenpidätys- ja vedenjohtavuusominaisuuksista. Veden virtaama maaperässä voidaan arvioida laskennallisesti Darcyn lain avulla.

Darcy:n laki
Q = K*A*I
Q = veden virtaama maaperässä
A = poikkipinta-ala
K = vedenjohtavuuskerroin (voidaan määrittää kentällä tai laboratoriossa)
I = Hydraulinen gradientti (H/L)

Haitta-aineiden kulkeutumisriskiä pohjaveteen voidaan arvioida määrittämällä tutkimusalueen maa-vesi-jakautumiskerroin K_d (distribution coefficient), joista voidaan johtaa edelleen alkuainepitoisuudet huokos- ja pohjavedessä [mg l-1]. Suuri K_d-arvo tarkoittaa, että haitta-aine sitoutuu voimakkaasti maa-ainekseen, eikä näin ollen kulkeudu helposti maaperässä. K_d-arvo voidaan selvittää laboratoriouuttojen avulla (Tarvainen et al. 2009).

Maa-vesi jakautumiskerroin
Kd(x) = Cs(X)/Cl(X)
missä,
Kd(x) = Kd-arvo alkuaineelle x (l/kg)
Cs(x) = Alkuaineen x kokonaispitoisuus maaperässä (μg/kg)
Cl(x) = Alkuaineen x pitoisuus huokosvedessä (μg/l)

Kaikki rapautuneet yhdisteet eivät välttämättä kulkeudu pitkälle, vaan osa saostuu uudelleen jo sivukivialueen sisällä. Läjitysalueen pohjan hienoaines voi adsorboida suotovesistä kationeja, jos se mahdollistaa osittaisen läpivirtauksen ja kationivaihdon. Kasojen sisällä virtaavat suotovedet voivat saostaa sekundäärisiä saostumamineraaleja kasan omiin adsorptiokohtiin. Esimerkiksi hapettunut rauta saostuu kaivosvesissä raudan oksideiksi, hydroksideiksi tai hydroksysulfaatteiksi, se pystyy myös pidättämään metalleja ja vähentämään siten alueen kokonaiskuormitusta (Kauppila et al. 2011, Kumpulainen 2005).

Taulukko 1. Esimerkkejä kotimaisten metallimalmikaivosten sivukivialueiden suoto- ja valumavesien laadusta kaivosten eri toimintavaiheissa. Sivukivien mineraloginen koostumus on esitetty vertailtavuuden vuoksi. (Kauppila et al. 2011)

Kaivos	Talkki-Ni kaivokset	Cu-Zn-Ni-Co kaivokset	Zn-Cu-Au kaivos	Pyriittikaivos	Cr-oksidimalmi
Sivukivet	Serpentiniitti, mustaliuske, epäpuhdas vuolukivi, kloriittiliuske, kiilleliuske	Kvartsi- ja karsikivet, karbonaattikivi, talkkiliuske, serpentiniitti, mustaliuske, kloriittiliuske, kiilleliuske, graniitti	Grauvakka, fylliitti, mustaliuske, metavulkaniitti, karsikivi	Kvartsi- ja karsikivi, mustaliuske, sulfidiliuske, metavulkaniitti	Talkki-karbonaattikivi, pyrokseniitti, peridotiitti- ja talkkiserpentiniitti, graniittigenissi, albiitti- ja doleriittijuonikivet
Mineralogia	Kvartsi, plagioklaasi, biotiitti, serpentiini, talkki, kloriitti, magnesiitti, dolomiitti, kromiitti, apatiitti, grafiitti	Kvartsi, tremoliitti, diopsidi, plagioklaasi, kalimaasälpä, biotiitti, muskoviitti, dolomiitti, kalsiitti, serpentiini, talkki	Kvartsi, maasälvät (plagioklaasi ja kalimaasälpä), kloriitti, biotiitti, grafiitti, tremoliitti, sarvivälke	Plagioklaasi, kvartsi, flogopiitti, serisiitti, grafiitti, kalsiitti, kloriitti, tremoliitti, götiitti, limoniitti	Talkki, serpentiini, magnesiitti, dolomiitti, kloriitti, pyrokseenit, tremoliitti, flogopiitti, kvartsi, plagioklaasi, kromiitti, (magnetiitti)
Sulfidi-mineraalit	Magneettikiisu, gersdorfiitti, nikkoliitti, rikkikiisu, alabandiitti	Magneettikiisu, rikkikiisu, kuparikiisu, sinkkivälke, pentlandiitti	Magneettikiisu, rikkikiisu, kuparikiisu, sinkkivälke, lyijyhohde, pentlandiitti	Rikkikiisu, magneettikiisu, kuparikiisu, sinkkivälke, pentlandiitti, markasiitti	Rikkikiisu, kuparikiisu, milleriitti
Kaivoksen toimintavaihe	Toiminnassa	Suljettu / talkin prosessointi käynnissä	Suljettu	Suljettu	Toiminnassa
Vesityyppi	Suotovesi / Valumavesi	Valumavesi	Valumavesi	Valumavesi	Suotovesi
pH	3,8-6,5 / 3,6-5,5	4,4-7,0	3,2-5,0	2,0-2,8	6,4-7,1
SO4 (mg/l)	1160-8299 / 107-1300	360-2028	59-1600	5243-8427	100-250
Fe (mg/l)	0,05-21,2 / 0,36-14,2	<0,03-24,9	0,28-19,6	1300-2567	<0,03-0,7
Al (mg/l)	0,01-334 / 0,21-4,39	<0,005-57,6	0,21-6,58	124-307	0,01-0,04
As (mg/l)	0,001-7,3 / 0,001-0,01	<0,0002-0,001	0,0001-0,0009	0,04-0,14	<0,001-0,002
Co (mg/l)	0,2-7,3 / 0,01-0,12	0,06-1,71	0,02-0,16	0,60-1,08	<0,0002-0,001
Cr (mg/l)	<0,001-0,1 / <0,001-0,001	<0,001-0,007	0,0001-0,005	0,43-0,77	<0,0002-0,0031
Cu (mg/l)	<0,0002-0,8 / 0,001-0,02	<0,0005-5,08	0,003-0,026	1,70-3,10	<0,0001-0,002
Ni (mg/l)	6,1-116 / 0,23-3,84	0,48-3,54	0,06-0,47	0,83-1,55	0,008-0,05
Zn (mg/l)	0,2-70,4 / 0,08-0,63	0,41-19,7	0,40-2,16	4,79-9,96	<0,003-0,006
Viite	GTK:n julkaisematon aineisto	Räisänen 2004, Räisänen & Korhonen 2004	Räisänen et al. 2003	Räisänen et al. 2001, Räisänen 2009	Grönholm 1994, GTK:n julkaisematon aineisto

(1)= Laskettu rikkipitoisuudesta

(2)= Cr3

Menetelmiä päästöjen arviontiin

Pelkkä sulfidimineraalien esiintyminen sivukivikasassa ei yksinään riitä, vaan happamien valumavesien synty on riippuvainen happamuutta tuottavien sulfidimineraalien ja happamuutta neutraloivien mineraalien, lähinnä karbonaattien, määrien suhteista eli reaktioiden tasapainosta. Tehokkaimpia happamuutta neutraloivia mineraaleja ovat karbonaattimineraalit (esim. kalsiitti), mutta myös silikaattimineraalit voivat rapautuessaan puskuroida valumavesien pH:ta. Sivukivikasan kyky muodostaa happamia valumavesiä riippuu näin ollen happamuutta neutraloivien mineraalien ja happamuutta tuottavien sulfidimineraalien suhteesta (NPR=NP/AP). Hapontuottopotentiaali (AP) voidaan laskea esimerkiksi jätteen sulfidisen rikin kokonaispitoisuudesta, kun taas neutraloimispotentiaali (NP) voidaan selvittää sivukiven karbonaattisen hiilen kokonaispitoisuudesta tai karbonaattisen mineraalien kokonaismäärästä. (White et al. 1999).

Hapontuotto- ja neutralointipotentiaalin selvittämisen lisäksi, sivukivikasojen sisältämien haitallisten aineiden liukoisuutta ja haitta-ainemääriä selvitetään myös muiden menetelmien avulla. Sivukiven mineralogian selvittämisen ohella ympäristön kuormitusta tutkitaan mm. kuningasvesi-, ammoniumasetaatti- tai ammoniumoksalaattiuuttojen ja uutoista tehtävien alkuainemääritysten avulla, rikki- ja hiilianalysaattorimäärityksillä, XRF-menetelmällä, staattisella NAG-testillä ja kineettisellä kosteuskammiotestillä (White et al. 1999, Lapakko 2003, Price 1997, AMIRA 2002, EU 2009).

Yleinen tapa arvioidan kiviaineksen ympäristöominaisuuksia on verrata kuningasvesiuuttoisia alkuainepitoisuuksia valtioneuvoston ns. PIMA-asetuksen kynnys- ja ohjearvoihin (Vna 214/2007). Kynnysarvot alapuolisia pitoisuuksia voidaan pitää merkityksettömän pieninä haitallisen aineen aiheuttaman ympäristö- ja terveysriskin kannalta, riippumatta missä kyseinen maa-aines sijaitsee tai mihin sitä käytetään. Näin ollen kynnysarvot alittavia maamassoja ei ole yleensä tarkoitus rajoittaa tai valvoa. Tämän johdosta asetuksessa on pyritty varmistamaan, että arvot ovat riittävän alhaiset erityisesti hyvin myrkyllisten, pysyvien tai kertyvien tai maa-aineksesta helposti liukenevien ja kulkeutuvien haitta-aineiden osalta. Kynnysarvojen ylitys tarkoittaa kohonnutta riskiä, ja saatuja tuloksia on tarkasteltava kohdekohtaisesti (Reinikainen 2007). Tuloksia voidaan verrata myös alueen taustapitoisuuteen, mikäli se on kynnysarvoa korkeampi (Vna 214/2007). Ohjearvojen ylittyessä ilman tarkennettua kohdekohtaista arviointia aineesta aiheutuvaa riskiä terveydelle tai ympäristölle ei voida pitää hyväksyttävänä (Reinikainen 2007). Ohjearvoja sovelletaan mm. epäherkän maankäytön alueisiin, jollaisina voidaan pitää esimerkiksi vanhoja kaivosalueita. Rikille ei ole esitetty PIMA-asetuksessa kynnys- tai ohjearvoa, mutta rikin kohdalla riskinarvioinnissa käytetään kaivannaisjäteasetuksen muutoksen liitteessä 1. annettua pysyvän jätteen sulfidisen rikin raja-arvoa 0,1 % (Vna 717/2009). Mikäli rikin raja-arvo ylittyy, mutta on korkeintaan 1 % suuruinen, voidaan sulfidisen rikin osalta jätettä pitää pysyvänä mikäli neutralointipotentiaalisuhde on staattisen testin (prEN 15875) tulosten perusteella suurempi kuin 3. Mangaanin kohdalla voidaan vertailuun käyttää PIMA-arvon puuttuessa vanhempaa SAMASE-ohjearvoa.

Kaivannaisjätteen ominaisuuksien määrittely on säädetty valtioneuvoston asetuksen kaivannaisjätteistä annetun asetuksen muutoksen liitteessä 3 (Vna 717/2009). Kaivannaisjätteen ominaisuuksien määrittely ja niitä koskevien tietojen kokoaminen on tehtävä asetuksen liitteen mukaisesti ja jätetiedot on sisällytettävä toimintaa koskevaan kaivannaisjätteen jätehuoltosuunnitelmaan. Kaivannaisjäteasetuksessa on omat lievennykset pysyvälle jätteelle (ns. inerttijäte), jonka määritelmä kuvataan asetuksen liitteessä 1.

Ympäristöministeriö on myös julkaissut oppaan "Kaivannaisjätteen luokittelu pysyväksi - Louhinnassa muodostuvat sivukivet" (Luodes et al. 2011), jossa esitetään menettelyt kaivannaisteollisuudessa syntyvän sivukiven luokittelulle kaivannaisjäteasetuksen mukaisesti pysyväksi joko kansallisen luettelon tai tapauskohtaisen arvioinnin avulla. Oppaassa on esitetty kansallinen luettelo kivilajeista, joiden louhinnasta syntyvät sivukivet täyttävät yleensä pysyvyyden kriteerit säädeltyjen alkuaineiden ja sulfidirikin osalta. Kivilajit ovat: kvartsiitti, arkoosi, graniitti, syenitoidi, granodioriitti, tonaliitti, hapan/vaalea gneissi, hapan/vaalea migmatiitti, anortosiitti ja kalkkikivi.

Jätteen ominaisuuksien määrittely on jaettu asetuksessa 5 kohtaan:

a) Taustatiedot

b) Hyödynnettävän esiintymän geologiset tiedot

c) Jätteen laji ja sen suunniteltu hyödyntäminen tai käsittely

d) Jätteen geotekninen käyttäytyminen

e) Jätteen geokemialliset ominaisuudet ja käyttäytyminen

Liitteen taustatieto-osuus kuvaa kaivannaistoiminnan yleispiirteet, kuten käytetyt louhintamenetelmät ja rikastustoiminnan sekä lopputuotteet. Hyödynnettävän esiintymän geologisissa tiedoissa kuvataan esiintymän ja syntyvänjätteen yleispiirteet kuten kemialliset, fysikaaliset ja mineralogiset ominaisuudet sekä muuttuminen. C-kohdassa jätelajit, määrät, käsittely, kuljetus ja hyötykäyttömahdollisuudet kuvataan mahdollisimman tarkasti, lisäksi tulee kuvata sijoitettavan jätteen lopullinen muoto sekä menetelmä, jolla jäte sijoitetaan alueelle.

Jätteen mahdollisiin päästöihin vaikuttavat oleellisesti jätteen geotekniset ja geokemialliset ominaisuudet ja käyttäytyminen, joiden selvittäminen on säädetty asetuksen d ja e-kohdassa. Geoteknisten muuttujien huomioimiseksi on selvitettävä mm. jätteen raekokojakauma, plastisuus, tiheys ja vesipitoisuus, tiivistymisaste, leikkauslujuus ja kitkakulma, läpäisevyys-huokoisuussuhde, kokoonpuristuvuus ja konsolidaatio. Geokemiallisten ominaisuuksien selvittäminen sisältää puolestaan jätteen ja siinä mahdollisesti olevien kemikaalien ja kemikaalijäännösten kemiallisten ja mineralogisten ominaisuuksien erittelyn sekä jätetyypeittäin arvion ajan mittaan muuttuvista suotoveden kemiallisista ominaisuuksista. Arvioon kuuluu ottaa huomioon myös jätteen suunnitellut käsittelytavat. Erityisesti on huomioitava metallien, oksianionien ja suolojen ajan myötä tapahtuvan huuhtoutuminen, käyttäen apuna liukoisuuden pH-vaikutus- ja läpivirtaustestejä, aikariippuvaisia liukoisuusarvioita ja/tai muita soveltuvia testejä. Sulfidia sisältäville jätteille kuuluu tehdä staattiset ja kineettiset testit ajan myötä tapahtuvan happaman suotoveden muodostumisen ja metallien huuhtoutumisen määrittelemiseksi.

Jätteen luokitteluun ja päästöjen arviointiin on käytössä useita eri menetelmiä. Alle on lueteltu esimerkkejä yleisesti kaivannaisjätteen geokemiallisten ominaisuuksien määrittelyyn käytettävistä menetelmistä:

Geologian selvitys

• Mineraalien tunnistus
  • Päämineraalit, sulfidimineraalit, oksidimineraalit,rapautumistila, saostumat, raekoko, suhteelliset osuudet
    • Mikroskooppitutkimus (hieet)
    • XRD (röntgendiffraktioanalyysi)
    • SEM (pyyhkäisyelektronimikroskooppi)
    • MLA (Mineral Liberation Analyser)
    • Infrapuna
• Kd-arvo (maa-vesi-jakautumiskerroin). Suuri jakautumiskertoimen arvo tarkoittaa, että haitta-aine sitoutuu voimakkaasti maa-ainekseen eikä kulkeudu helposti maaperässä.
• Geologinen tietämys eri mineraalien rapautuvuudesta Suomen ilmastossa ja maaperäympäristössä. Mineraaleilla iso ero rapautumisherkkyydessä.
• Saostumatutkimukset ja mallinnukset

Geokemian analysointi

• Kokokivianalyysi
  • Alkuaineiden kokonaispitoisuudet
    • XRF (röntgenflueresenssi)
    • Kokonaisuutto, fluorivetyhappo-perkloorihappouutto (HF-HClO₄-HNO₃-H₂O + ICP-AES/MS)
    • Sulatemenetelmä (uuttoliuos + ICP-AES/MS)
• Sulfidisen rikin kokonaispitoisuus
  • Leco-S (poltto + IR)
    • Mikäli sulfidisen rikin määrä on 0,1-1 % jätteen pysyvyyden määrittämiseksi vaaditaan staattista testausta (prEN 15875), jolloin neutralointipotentiaalisuhteen pitää olla yli 3. Alle 0,1 % katsotaan olevan niin vähäinen määrä, ettei riskiä ihmisen terveydelle tai ympäristölle synny. Yli 1 % pitoisuutta pidetään niin korkeana, ettei staattisten testien perusteella voida saada varmuuttaa mm. haitta-aineen pitkänajan riskeistä.
  • Myös sulfaattisen rikin pitoisuus
• Hiilen kokonaispitoisuus
  • C-analysaattori (poltto + IR),
    • TIC/TOC/DOC
  • Karbonaattisen hiilen osuus C_karb = C_totaali - CHCl_uutettu
• Osittaisuuttomenetelmät
  • Heikkouutot (mineraalin pintaan/saostumiin sitoutuneet alkuaineet)
  • Laimea suolaliuosuutto (fysikaalisesti sitoutunut herkkäliukoinen fraktio)
  • Hapan ammoniumasetaattiuutto (kemiallisesti sitoutunut fraktio, kationin vaihtokyky)
  • Ammoniumoksalaattiuutto (saostumamineraaleihin saostunut fraktio, Fe-Al-saostumat)
  • Ammoniumkloridiuutto
• Alkuaineiden happoliukoiset pitoisuudet, kuten sulfidiset metallit/metalloidit ja herkästi rapautuvat Al-silikaatit, ne siis heijastavat kiille- ja savimineraaleihin, suolamineraaleihin ja sulfidimineraaleihin sitoutuneita alkuainepitoisuuksia)
  • Typpihappouutto (HNO₃ + ICP-AES/MS)
  • Kuningasvesiuutto (AR + ICP-AES/MS)
    • raskasmetallien ja rikin pitoisuudet vastaavat hyvin alkuperäisiä, liukoisuustuloksia verrataan yleisesti PIMA-asetuksen kynnys- ja ohjearvoihin.

Taulukko 2. Maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arviointi-asetuksen liitteen 1. kynnys- ja ohjearvot (Vna 214/2007). Sivukivikasan ja rikastushiekka-altaan päästöjä arvioidaan vertaamalla näitä ns. PIMA-asetuksen kynnysarvoja kuningasvesiuutosta saataviin alkuaineiden liukoisuustuloksiin.

Alkuaine	Luontainen pitoisuus (ka)	Kynnysarvo	Alempi ohjearvo	Ylempi ohjearvo
(symboli)	mg/kg	mg/kg	mg/kg	mg/kg
Antimoni (Sb)	0,02	2	10	50
Arseeni (As)	1	5	50	100
Elohopea (Hg)	0,005	0,5	2	5
Kadmium (Kd)	0,03	1	10	20
Koboltti (Co)	8	20	100	250
Kromi (Cr)	31	100	200	300
Kupari (Cu)	22	100	150	200
Lyijy (Pb)	5	60	200	750
Nikkeli (Ni)	17	50	100	150
Sinkki (Zn)	31	200	250	400
Vanadiini (V)	38	100	150	250

Muut hapontuotto- ja neutralointikykyä sekä metallien liukoisuutta määrittävät menetelmät

• Staattiset testeissä (potentiaalinen hapontuottokyky). Tulosten tarkastelussa on tärkeää käyttää rinnalla aina mineralogisia analyysejä. Lisäksi tulee muistaa, että staattiset testit on tarkoitettu ainoastaan luokittelemaan materiaalit karkeasti eri ryhmiin niiden hapontuottopotentiaalien perusteella, ne eivät vielä kuvaa valumavesien laatua tai muodostumisajankohtaa.
  • CEN prEN 15875-menetelmä (NP)
    • Menetelmän käyttäminen neutralointipotentiaalisuhteen määrittämiseksi esitetty valtioneuvoston asetuksessa (717/2009), mikäli sulfidisen rikin pitoisuus ylittää 0,1 %.
    • Liukenevuus 1-5 %, lähinnä karbonaatteja, suolamineraaleja (titaniitti ja apatiitti) ja osittain myös silikaatteja (kloriitti, serpentiini, kiilteet). Magnesiitti ja ankeriitti eivät välttämättä liukene kokonaan.
    • Testissä liukenee vähän sulfidimineraaleja eli titraustesti mittaa enemmän suolahappolisäyksen neutralointikykyä
  • ABA (NPR – happo-emäslasku)
    • NPR = NP/AP (NP = C_karb% * 83,34 ja AP = S_tot% * 31,25)
    • 1 mooli rikkiä neutraloituu 1 moolilla CaCO3
    • Soveltuu karbonaattipitoisille kaivannaisjätteille, joissa rikki esiintyy sulfidimineraaleissa
    • Tuloksena saatavaa NPR-lukua verrataan alla olevaan taulukkoon kaivoksen happamien valumavesien muodostumisesta (AMD: Acid Mine Drainage)
  • NAG-menetelmä (Net Acid Generation)
    • Liukenee ensisijaisesti sulfidimineraaleja (1-10 %), mutta myös karbonaatteja, suolamineraaleja ja joitain silikaatteja. Saadaan esille myös alumiinin lähtö.
    • Testissä käytetään vetyperoksidia (H₂O₂), jonka avulla määritetään sulfidiliukenemista eli rikkihappotuottoa. Saatu uutos titrataan natriumhydtoksidilla pH-arvoon 4,5 ja 7,0. Haponmuodostuspotentiaali saadaan käytetyn natriumhydroksidiliuoksen määrästä. Testin aikana tapahtuu myös raudan saostumista ja alumiinin hydroloitumista.
    • Sarjauutto yleinen
  • Sobek-testi (EPA 600)
• Ravistelutesti (liukoisuus)
  • Esim. EN12457 + ICP-MS/ICP-OES. Testissä uutetaan kiinteää, alle 4 mm:n raekokoon murskattua materiaalia ravistelijassa 24 tuntia. Analyysissä liuoksen ja kiinteän aineen suhde (L/S) on usein 2 ja kierrosnopeus 10 kierrosta minuutissa. PH on testissä säädetty typpihapolla arvoon 4,0 ja ravistelun jälkeen näyte suodatetaan 0,45 µm suodattimen läpi. Suodoksesta mitataan ja lasketaan liuenneiden aineiden pitoisuudet (mg/kg) alkuperäistä kuivapainoa kohti. Testi voidaan tehdä yksi tai kaksivaiheisena, joista jälkimmäistä kaatopaikkaluokituksessa suositellaan käytetttävksi kaatopaikkaluokittelussa.

• Kineettiset testit. Jäljittelevät jätteen rapautumista ja hapettumista pitkällä aikavälillä veden ja hapen vaikutuksesta, testiaika 1 vko – 3 v. Huomioitavaa: pH, EC, sulfaatti-, metalli- ja metalloidipitoisuudet
  • Kosteuskammiotesti (HCT)
  • Kolonnitesti (prCEN/TS14405)
  • In situ -liuotuskoe, lysimetrikoe

Taulukko 3. Kiviaineksen kykyä tuottaa hapanta valumaa (AMD) voidaan arvioida hapontuottopotentiaalin (AP) ja neutralointipotentiaalin (NP) suhteella NPR=NP/AP (EU 2009).

AMD-potentiaali	NPR-luku	Kuvaus
Todennäköinen	< 1:1	Happaman kaivosvaluman (AMD) muodostuminen todennäköistä (elleivät sulfidit ole reagoimattomia)
Mahdollinen	1:1 – 2:1	Happaman kaivosvaluman (AMD) muodostuminen mahdollista, mikäli neutraloivat mineraalit eivät ole riittävän reaktiivisia tai kuluvat loppuun ennen sulfideja
Alhainen	2:1 – 4:1	Happaman kaivosvaluman (AMD) muodostuminen epätodennäköistä, ellei merkittävä määrä aineksen sulfideista ole paljastuneena, tai elleivät sulfidit ole huomattavasti reaktiivisempia kuin neutraloivat mineraalit
Epätodennäköinen	> 4:0	Ei tarvetta lisäutkimuksille, ellei ainesta ole tarkoitus käyttää alkaliteetin kohottamiseen

Edellä kuvattujen menetelmien tulosten perusteella voidaan arvioida jätealueelle varastoitavien jätteiden syntyviä päästöjä ja selvittää millä toimenpiteillä ympäristövaikutuksia voitaisiin mahdollisesti vähentää.

Koska monet tekijät vaikuttavat syntyvän jätteen pitkäaikaiseen kuormitukseen, on jokainen kaivos päästöjensä osalta yksilöllinen. Pohja- ja patoratkaisuja suunniteltaessa on huomioitava edellä kuvatuin testein jätteen mineralogiset ja geokemialliset tekijät, eli selvittää jätteen laatu ja rapautumisen seurauksena tapahtuvat muutokset ja vaikutukset esimerkiksi huokos- ja suotovesien pitoisuuteen. Arviointiin voidaan käyttää mallinnusohjelmia mutta karkeaan arviointiin voidaan käyttää myös erilaisia laskukaavoja.

Laskuesimerkki 1. Sulfidimineraaleja sisältävän hapettuvan kasan syntyvän rikkihapon määrää ja siitä aiheutuvan päästöjä vesistöön voidaan arvioida seuraavan yhtälön avulla (NPi 2011):

EH2SO4(t/a)=A(ha) * F(kg/ha/a)/1000(kg/t)

Jossa:
EH2SO4(t/a) = Liikkeelle lähteneen H2SO4 määrä (t/a)
A(ha) = Paljastuneen sulfidipitoisen alueen pinta-ala (ha)
F(kg/ha/a) = Happaman päästön määrä (kg/ha/a), (oletusarvo = 240)

Jos tarkempia tietoja on saatavissa, päästökerroin F voidaan laskea yhtälöstä:
F(kg/ha/a) = GR(t/m3) * FA(kg/t) * RE(m3/ha)

Jossa:
F(kg/ha/a) = Happaman päästön määrä (kg/ha/a)
GR(t/m3) = Happamaa valumaa tuottavan kiven tiheys (t/m3), (oletusarvo = 1,5)
FA(kg/t) = Hapontuottopotentiaali kohden 1 %:a rikkiä kivessä (kg/t), (oletusarvo = 16)
RE(m3/ha) = Paljastuneen materiaalin pinta-ala (m3/ha), (oletusarvo = 10)

Laskuesimerkki 2. Morin ja Hutt julkaisivat vuonna 1994 hypoteettisen esimerkin sivukivikasan suotovesien geokemiasta laskemisesta (Morin et al. 1994).

Esimerkkikasa on 600 metriä pitkä, 300 metriä leveä ja 20 metriä korkea
Se koostuu 6,5 milj. tonnista kiveä.
Tutkitun jätteen sinkin pitkänajan tuotoksi mitattiin kosteuskammiotestissä (HCT) 5 mg/kg/vko.
Sadannasta keskiarvona on käytetty 1 mm veden imeytymistä joka toinen päivä (180 000 l).
Sadeveden huuhtelema materiaalin osuus kasasta on 10 % (650 000 t).

Kahden päivän syklin aikana sinkin odotettu lisäys on:
5 mg/kg/vko / 7 pvä * 2 pvä = 1,4 mg/kg/2 pvä.
Esimerkissä oletetaan, että veden viipymä kasassa on kaksi päivää, jonka jälkeen se valuu ojaan suotovetenä.

Suotoveden Zn-pitoisuus voidaan näin ollen laskea yhtälöllä:
1,4 mg/kg * 650 000 000 kg / 180 000 l = 506 mg/l.
Vuodessa tämä tarkoittaisi 254 mg/kg sinkille lisäystä ympäristöön tai kunnes rapautuvien mineraalien sisältämä sinkki on ehtynyt. 

Korkea liuenneen sinkin määrä on mahdollista happamissa olosuhteissa, mutta epätodennäköisempi pH-neutraaleissa olosuhteissa, mikä johtuu sekundäärimineraalien liukoisuudesta (sulfaatit ja karbonaatit). Ajansaatossa myös rapautumiselle ja sadeveden huuhtoutumiselle altistuva rikastushiekan prosentuaalinen osuus voi kasvaa, kasvattaen kasan sinkkipäästöjä. On kuitenkin hyvin epätodennäköistä, että sinkki kokonaisuudessaan kulkeutuisi suotoveteen asti, kenttätutkimukset ja mallinnusohjelmat vähentävätkin yleensä laskennallisen määrän noin puolella. Osa sinkistä saostuu mm. sekundäärimineraaleiksi tai kiinnittyy kasan mineraalien pinnoille. Olosuhdemuutokset esim. pH:ssa voi altistaa jo kerran rapautuneet ja kasaan sitoutuneet sinkki-ionit uudelleen liuenneeseen muotoon lisäten suotovesien pitoisuutta.

Ominaisuuksia jotka vaikuttavat sivukiven päästömäärään ja haitallisuuteen:

• Rapautumisherkkyys ja leviäminen: pH-olosuhteet, liukoisuus, hapetus-pelkistyskyky, puskurointikyky (neutralointi-/hapontuottokyky) ja kyky tuottaa happamia kaivosvesiä (AMD/ARD).

• Sivukiven geologia: kivilajisuhteet, mineraaliseurueet, mineralogia, määräsuhteet, kemia, raekoko, sulfidien reagoiva pinta-ala

• Sivukivialueen geotekniset ominaisuudet: lohkarekoko, hienoaineksen määrä, louhintamenetelmä (kivipölyn määrä pinnoilla), räjäytysainejäämät, sivukivialueen pohjaratkaisut, ympäröivät vallit ja penkereet, kasan koko, korkeus, peitto ja huokoisuus

• Ilmasto-olosuhteet ja sijainti: sademäärä, imeytymisprosentti, kosteus, lämpötila, tuulen voimakkuus ja suunta, lumipeitteen paksuus ja kesto, routa

• Pohja- ja pintavesiolosuhteet: pohjaveden pinnankorkeus ja gradientti, virtausnopeus, etäisyydet pintavesistä, tulvamahdollisuus, valuma- ja suotovesien ohjaus

• Maaperäolosuhteet: sivukivikasan alapuolisen maaperän koostumus, kallioperän rakoilu ja ruhjeisuus, kasvillisuus, kosteikot, bakteeritoiminta

• Muut huomioitavat asiat: asutuksen läheisyys, suojelualueet, herkät luontotyypit, etäisyys vedenottamoon

Sivukivikasojen aiheuttamia päästöjä vesiin voidaan arvioida seuraavasti:

Happaman valuman muodostuminen

• Kiviaineksen NPR-luku
  • < 1,0 -> Todennäköinen
  • 1,0 - 2,0 -> Mahdollinen
  • 2,0 - 4,0 -> Matala
  • > 4,0 -> Epätodennäköinen

Haitta-ainepäästöt

• Kiviaineksen kuningasvesiuuttoiset alkuainepitoisuudet
  • Antimoni
    • > 2 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Arseeni
    • > 5 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Elohopea
    • > 0,5 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Kadmium
    • > 1 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Koboltti
    • > 20 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Kromi
    • > 100 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Kupari
    • > 100 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Lyijy
    • > 60 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Nikkeli
    • > 50 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Sinkki
    • > 200 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Vanadiini
    • > 100 mg/kg -> Kohonnut riski
  • Molybdeeni
    • > 5 mg/kg -> Kohonnut riski

Kiviaineksen tarkempi ympäristöominaisuuksien karakterisointi vaatii aina tapauskohtaista arviointia.

Sivukivikasan päästöreitit

Lisätietoa

⇤#: Tämä kappale on ehkä vanhentunutta tekstiä, mutta jonkun asiantuntijan pitäisi se katsoa. --Jouni Tuomisto 21. maaliskuuta 2013 kello 11.00 (EET)

Ulos varastoiduista rikastekasoista voi aiheutua päästöjä ilmaan, maaperään tai pinta- ja pohjavesiin. Ulkotiloissa rikastekasat ovat alttiita pölyämiselle ja sateelle, joka voi aiheuttaa kasojen liettymistä. Pölyämisen myötä metallisulfideja leviää kaivosalueen maaperään, mikä voi johtaa maaperän happamoitumiseen ja metallipitoisuuksien kasvuun. Pidempi varastointiaika ulkona altistaa sulfidirikasteet ilmakehän hapelle ja vedelle, mikä aiheuttaa sulfidimineraalien hapettumista rikasteissa, ja metallien ja rikin liukenemista varastointikasoista ympäröivään maaperään ja sitä kautta myös pinta- ja pohjavesiin. Varastointiajan pituus riippuu kuljetustavasta ja sen rytmittämisestä, joka puolestaan riippuu asiakkaiden tarpeista ja vastaanottojärjestelmistä. Rikasteiden varastointi katetuissa varastorakennuksissa vähentää pölyämistä, liettymistä ja kasojen liukenemista. Rikasteen hävikin vähentämiseksi ulkona varastoidaan tavallisesti ainoastaan rikasteet, joiden arvo on vähäinen. .

Rikasteen varastoinnista voi muodostua mineraalipölypäästöjä ilmaan. Pölypäästöjen määrä riippuu varastointitavasta, säätiloista sekä rikastuksessa käytettävistä prosessi- ja kuivaustekniikoista. Pölyäminen on vähäisempää - tai jopa olematonta - katetuissa varastohalleissa verrattuna ulkona varastoituihin rikastekasoihin. Uraania tuottavilla kaivoksilla uraanioksidirikaste pakataan rikastamolla/talteenottolaitoksella tynnyreihin ja tynnyrit kontteihin, joten pölyämistä ei pääse tapahtumaan. Vastaavasti kultaharkkoja tuottavalla kultakaivoksella ei rikasteen pölyämistä tapahdu, jollei kaivos tuota myös muun tyyppisiä rikasteita.

Rikastekasojen pölyäminen on pääsääntöisesti sitä vähäisempää, mitä kosteampaa ja karkearakeisempaa rikaste on. Rikasteen kuivauksessa painesuodatus tuottaa tasaisen, sopivan kosteuden rikasteeseen, mutta kuivausrummuilla rikasteesta tulee yleensä kuivempaa. .

Rikasteesta riippuen mineraalipöly sisältää ympäristölle haitallisia metalleja (esim. Ni, Cu, Co, Zn) ja rikkiä, joka hapettuu herkästi sulfaatiksi altistuessaan ilmakehän vedelle ja hapelle.

• Rikasteen varastointimuoto (katettu halli/ulkona ilman katetta/tynnyri)
• Rikasteen kosteus (kiviaines on tyypillisesti pölyämätöntä, kun se sisältää vettä yli 1,5 p-%)
• Rikasteen raekoko ja hienoaineksen määrä (myös: kasan pinnan raekoko)
• Ilmasto-olot (lämpötila, ilman kosteus, sadannan määrä, tuulen voimakkuus ja suunta)
• Rikastekasan muoto ja korkeus

Rikasteen varastoinnin aiheuttamaa pölyämistä voidaan laskea osiossa Varastoinnin pölypäästöt esitetyllä kaavalla.

Säteilyriski on mahdollinen uraania tuottavien kaivosten rikasteen varastoalueilla. Yleensä kuitenkin suurin osa uraanin (U-238 ja U-235) hajoamissarjojen radioaktiivisista tytärnuklideista jää rikastusjäännökseen eli rikastushiekkaan, jonka on arvioitu sisältävän noin 85 % uraanimalmin alkuperäisestä radioaktiivisuudesta. Uraanirikaste (U3O8) itsessään ei ole kovinkaan radioaktiivista hitaan puoliintumisajan johdosta. Sen riskit liittyvät muiden metallien tapaan toksisuuteen.

Katso myös=

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

Alpers, C.N. & Nordstrom, K.D. 1999. Geochemical modeling of water-rock interactions in mining environments. In: Plumlee, G.S. & Logsdon, M.J. (eds), The environmental geochemistry of mineral deposits, part A: processes, techniques and health issues, Reviews in Economic Geology vol 6A. Society of Economic Geologist Inc. 289-324

AMIRA, 2002. ARD Test Handbook. Project P387A Prediction Kinetic Control of Acid Mine Drainage. AMIRA International

Blowes, D.W. & Jambor, J.L. 1990. The pore-water geochemistry and the mineralogy of the vadose zone of sulfide tailings, Waite Amulet, Quebec, Canada. Applied geochemistry 5, 327-346

Blowes, D.W. & Ptacek, C.J. 1994. Acid-neutralization Mechanisms in Inactive Mine Tailings. In: Jambor, J.L., Blowes, D.W. (Eds) The Environmental Geochemistry of Sulfide Mine-wastes. Mineralogical Association of Canada. Short Course Handbook, Vol. 22, 271-292

Cravotta, C.A. III, Brady, K.B.C., Rose, A.W. & Douds, J.B. 1999. Frequency Distribution of the pH of Coal-Mine Drainage in Pennsylvania. In: Morganwalp, D.W., Buxton, H. (Eds) U.S. Geological Survey Toxic Substances Hydrology Program. Proceedings of the Technical Meeting, Charleston South Carolina, March 8-12, 1999. Volume 1 of 3. Contamination from Hard-Rock Mining. U.S. Geological Survey Water-Resources Investigation Report 99-4018A: 313-324

EU, 2009. Reference document on Best Available Techniques for management of tailings and waste rock in mining activities. European Commission, 511 p.

Gleisner, M. & Herbert, R.B. Jr. 2002. Sulfide mineral oxidation in freshly processed tailings: batch experiments. Journal of Geichemical Exploration 76, 139-153

Grönholm, S. 1994. Influence of mineral composition and microstructures on the mechanical properties of host rocks of the Kemi (Elijärvi) chromite deposit, Finland. Geologian tutkimuskeskus, Tutkimusraportti 126. 36 s.

Heikkinen, P.M., Räisänen, M.L. & Johnson, R.H. 2009. Geochemical characterization of seepage and drainage water quality from two sulphide mine tailings impoundments: Acid mine drainage vs. neutral mine drainage. Mine Water and the Environment 28, 30-49

Holmström, H., Ljunberg, J., Ekström, M. & Ohlander, B. 1999. Secondary copper enrichment in tailings at the Laver mine, northern Sweden. Environmental Geology 38, 327-342

Kauppila, P., Räisänen, M.L. & Myllyoja, S. (toim.) 2011. Metallimalmikaivostoiminnan parhaat ympäristökäytännöt. Suomen ympäristökeskus. Suomen ympäristö 29, 213

Kumpulainen, S. 2005. Hituran kaivoksen avolouhoksen vedenlaadun mallintaminen. Osa 2. Vedenlaadun mallintaminen. Geologian tutkimuskeskus, 25 s.

Kumpulainen, S. 2005. Hituran kaivoksen sivukivikasojen pitkäaikaiskäyttäytymisen mallintaminen. Osa 2. Mallintaminen. TEKES-Kaivostoiminnan ympäristötekniikka, Geologian tutkimuskeskus, julkaisematon tutkimusraportti, 31 s.

Lapakko, K.A. 2003. Developments in humidity-cell tests and their applications. In: Jambor, J.L., Blowes, D.W. & Ritchie, A.I.M. (eds.): Environmental aspects of mine wastes. Mineralogical Association of Canada. Short course, volume 31, 147-164

Ljunberg, J. & Öhlander, B. 2001. The geochemical dynamics of oxidizing mine tailings at Laver, northern Sweden. Journal of Geochemical Exploration 74, 57-72

Lottermoser, B.G. 2007. Mine wastes. Characterization, Treatment, Environmental Impacts. Second Edition. Springer-Verlag Berlin Heidelberg. 304 s.

Luodes, H., Kauppila, P., Karlsson, T., Nikkarinen, M., Aatos, S., Tornivaara, A., Wahlström, M. ja Kaartinen T. 2011. Kaivannaisjätteen luokittelu pysyväksi - Louhinnassa muodostuvat sivukivet. Suomen ympäristö 21/2011, Ympäristöminiteriö.

Länsi-Suomen ympäristölupavirasto 2006, Ympäristösuojelulain 35§:n mukainen ympäristölupahakemus, joka koskee Polar Mining Oy:n Oriveden kaivoksen toimintaa. Lupapäätös nro 1/2006/2

Morin, K.A. & Hutt, N.M. 1994. An empirical technique for predicting the chemistry of water seeping from mine-rock piles. In: Proceedings of the international land reclamation and mine drainage conference and 3rd international conference on the abatement of acidic drainage, vol.1 United States Department of the Interior, Bureau of Mines

Müller, B., Axelsson, M.D. & Öhlander, B. 2002. Adsorption of trace elements on pyrite surfaces in sulfidic mine tailings from Kristineberg (Sweden) a few years after remediation. The Science of the Total Environment 298, 1–16)

NPi, 2011. National pollutant inventory, Emission estimation technique manual for mining, version 3.0. Australian Government, Department os sustainability, environment, water, population and communities. 69 p

O'Kane, M., Januszewski, S., & Dirom, G. 2001. Waste rock cover system field trials at the Myra Falls operation - A summary of three years of performance monitoring. 25th Annual B.C. Mine Reclamation Symposium, September 2001, 12 p

Pohjois-Suomen ympäristövirasto 2002, Suurikuusikon kultakaivoksen ja rikastamon ympäristölupa sekä vesilain mukainen lupa, Kittilä. Lupapäätös nro 69/02/1

Pohjois-Suomen ympäristölupavirasto 2007, Talvivaaran kaivoksen ympäristö- ja vesitalouslupa, Sotkamo ja Kajaani. Lupapäätös nro 33/07/1

Price, W.A. 1997. Draft guidelines and recommended methods for the prediction of metal leaching and acid rock drainage at minesites in British Columbia. B.C. Ministry of Employment and Investment. 141 p.

Reinikainen, J. 2007. Maaperän kynnys- ja ohjearvojen määritysperusteet. Ympäristökeskus,ympäristön suojelu, Suomen ympäristö 23, 164 s.

Ritchie, A.I.M., 1994. Sulfide oxidation mechanisms: Controls and rates of oxygen transport. In: Jambor, J.L. & Lowes, D.W. (Eds.), Short course handbook on environmental geochemistry of sulfide mine-wastes 438 s., Mineralogical Association of Canada, 201-245

Ritchie, A.I.M., 1994. The waste rock environment. In: Jambor, J.L. & Lowes, D.W. (Eds), Short course handbook on environmental geochemistry of sulfide mine-wastes, Mineralogical Association of Canada, 133-161

Räisänen, M. L. & Korhonen, K. 2004. Vuonoksen talkkitehtaan rikastushiekka-altaan ja rikastamon ympäristön pohja- ja pintavesien kemiallinen nykytila ja arvio havaintoputkien käyttökelpoisuudesta ja määrästä pohjaveden tilan seurantaan. GTK, Kuopion yksikkö. Julkaisematon raportti, 28 s.

Räisänen, M. L. 2004. Luikonlahden vanhan kuparikaivoksen ympäristön nykytila ja suositukset sivukivien läjitysalueiden kunnostukseen. GTK, Kuopion yksikkö. Julkaisematon raportti, 17 s.

Räisänen, M. L. 2009. Capability of natural and constructed wetlands to mitigate acidic leakage from closed mine waste facilities – cases in Eastern Finland. In: Securing the future – Mining, metals and society in a sustainable society and 8th ICARD (International Conference on acid rock drainage) in Skellefteå, Sweden June 22 – June 26 2009. Conference Proceedings. Electronic publication. 10 p.

Räisänen, M. L., Lestinen, P. & Kuivasaari, T. 2001. The retention of metals and sulphur in a natural wetland – preliminary results from the old Otravaara pyrite mine, eastern Finland. Securing the Future – International Conference on Mining and the Environment, June 25 – July 1 2001, Skellefteå, Sweden. Proceedings, vol. 2: 662-670.

Räisänen, M. L., Niemelä, K., Saarelainen, J. 2003. Rautasulfidipitoisen rikastushiekan läjitysalueen rakenne ja ympäristön pintavesien nykytila. Geologian tutkimuskeskus, arkistoraportti S/44/0000/1/2003. 27 s.

Tarvainen, T. & Jarva, J. 2009. Maaperän Kd-arvot ja geokemiallinen koostumus Pirkanmaalla ja Uudellamaalla. Geologian tutkimuskeskus, Arkistoraportti S41/2009/59, 15 s.

White, W.W. III, Lapakko, K.A., Cox, R.L., 1999. Static test methods most commonly used to predict acid-mine drainage: Practical guidelines for use and interpretation. In: Plumlee, G.S., Logsdon, M.J. (Eds.), The Environmental Geochemistry of Mineral Deposits. Part A: Processes, techniques and health issues. Rev. Econ. Geol. 6A, 325-338.

White, W.W., Lapakko, K.A. & Cox, R.L. 1999. Static-test methods most commonly used to predict acid mine drainage: Practical guidelines for use and interpretation. In: Plumlee, G.S. & Logsdon, M. (eds.): The environmental geochemistry of mineral deposits, Part A: Theory and background. Society of Economic Geologists Reviews in Economic Geology, 7A. 325-338.

www.ntaatribalair.org 2012, WWW-linkki www.ntaatribalair.org/index.php?option=com_content&view=article&id=182:univeristy-of-arizona-finds-tailings-have-troubling-tiny-particles&catid=50:general-news</ref>

Vna 214/2007. Valtioneuvoston asetus, maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arvioinnista, Liite 1. 1.3.2007

Vna 717/2009. Valtioneuvoston asetus kaivannaisjätteistä annetun asetuksen muuttamisesta, 24.9.2009.

Ympäristöministeriön asetus (1129/2001) yleisimpien jätteiden sekä ongelmajätteiden luettelosta