Meluvaikutusten arviointi

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

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

Tämä sivu on siirretty sivulta [1].

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:

1. altistumisjakauma
2. lakiperusteisten ohjearvojen ylitykset ja alitukset
3. terveysperusteisten WHO- ym. ohjearvojen ylitykset ja alitukset
4. terveysvaikutukset tapausmäärinä
5. 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 altistumisjakauman esittämistä.

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. Toistaiseksi esim. lupaviranomainen ei yleensä edellytä tämänkaltaista tietoa, mutta 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. (VIITE, KO. DIREKTIIVI)

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:

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 em. 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

Yleistä:

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 hyvällä syyllä sivuuttaa sellaisessa 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? Tämä nopeuttaisi päätöksentekoa joissakin epäselvissä tapauksissa.

Voidaanko tämä siis 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

Tavoitteena on kuvata kaivostoiminnan tuottamat melupäästöt sillä tarkkuudella kuin on tarpeellista päästötietojen syöttämiseksi melun leviämismalliin.

Mallinnukseen tarvittavat lähtötiedot (alla) on valtaosaksi hankittava 3-ulotteisena paikkatietona.

Allaoleva vaatimusmäärittely koskee tilannetta, jossa leviämismallinnus tehdään 3-ulotteisesti kuvatulle kaivokselle. Jos kaivos on suhteellisen kaukana altistuvista kohteista ja päätetään karkeistaa pistelähteeksi, allaolevat yksittäisten piste- ja aluelähteiden tiedot voidaan yksinkertaistaa pistelähteiksi, joiden kuvitellaan sijaitsevan kaivosalueen likimääräisessä keskipisteessä.

Kaivosaluetta palvelevat liikenneväylät on kuitenkin useimmiten mallinnettava perinteiseen tapaan viivalähteinä, koska ne muodostavat kaivosta huomattavasti laajemman päästölähteen.

Tarvittavat lähtötiedot kullekin pistelähteelle ovat:

• sijainti
• äänitehotaso taajuuskaistoittain
  • ja sen vrk-jakauma
• mahdollinen suuntaavuus

Tarvittavat lähtötiedot kullekin viivalähteelle ovat:

• tiegeometria
• liikennetiheys tavanomaisille kuljetusajoneuvoille
  • ja sen vrk-jakauma
  • ajoneuvotyyppijakauma (raskas / keskiraskas / kevyt)
  • ja sen mahdollinen vrk-vaihtelu
• vapaasti liikkuville kaivostyökoneille myös: äänitehotaso taajuuskaistoittain

Tarvittavat lähtötiedot kullekin aluelähteelle (esim. pyöräkuormaajat, jotka risteilevät tietyllä alueella ilman vakioreittejä) ovat:

• geometria
• äänitehotaso taajuuskaistoittain
  • ja sen vrk-jakauma

Äänitehotasot saadaan joko laitevalmistajilta, kirjallisuudesta (tutkimusraportit, YVA-selostukset yms.) tai suorittamalla/teettämällä päästömittauksia vastaavanlaisista toiminnassa olevista kohteista (laitokset, työkoneet).

• kts. esim. Finn-Nickel 2008. Valkeisenrannan YVA-selostus (B-osa). Liite 5
• muut tietokannat? esim. SourceDB

Huom. 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 arviointi

Kysymys

Miten mallinnetaan kaivoksen ympäristössä aiheuttamat melutasot siten, että tulosten mittasuureet ja tarkastelulaajuus soveltuvat altistumisen arviointiin sekä ohjearvotarkasteluun ja/tai terveysvaikutusten laskentaan?

Tulosmuuttujien määrittely

Mittasuureet, käyttötarkoituksen mukaan:

• ohjearvotarkasteluun:

L_Aeq07–22

L_Aeq22–07

• terveysvaikutusten laskentaan:

L_den

L_night

Laskennan rajaukset:

• laskentapisteiden tiheys:

WG-AEN GPG suosittelee käytettävän 10 m:n hilaväliä, tai muuttuvatiheyksistä laskentapisteverkkoa, jossa laskentapisteiden etäisyys 10 m ja muualla 10–30 m

• maantieteellinen alue:

rajataan riittävän laajasti siten, että kaikki olennaisesti altistuvat kohteet tulevat arvioinnin piiriin, ts. tarkasteltavat melutasot ovat:

L_Aeq07–22 ≥ 43 dB (ohjearvotarkastelu: 55 dB)

L_Aeq22–07 ≥ 38 dB (ohjearvotarkastelu: 45 dB)

L_den ≥ 45 dB

L_night ≥ 40 dB

HUOM. Jos arviointia käytetään yksinomaan ohjearvotarkasteluun, voidaan käyttää suluissa olevia arvoja. Suluttomia arvoja kuitenkin suositellaan silloinkin ja aina terveysvaikutuslaskentaan. (Kahden dB:n ero perinteisten ja EU-indikaattorien välillä johtuu laskentakorkeuden erosta, joka aiheuttaa n. 1–2 desibelin eron tuloksiin.)

Ilmiön fysikaalis-matemaattinen esitys

Lasketaan tulokset lähtötiedoista alla suositeltujen laskentamallien mukaisesti.

Suositellut laskentastandardit:

• ei-liikennelähteet: ISO 9613
• liikennelähteet: NORD2000 (TARKISTA, mitä on eniten käytetty. Entä Nordic 1996, HARMONOISE?)

Tarvittavat lähtötiedot (valtaosaksi 3-ulotteisena paikkatietona):

• melupäästöt

Huom: Kaupallista laskentaohjelmistoa käytettäessä melun päästöjen ja leviämisen laskennat on integroitu yhteen, joten kummankin osamallin tarvitsemat lähtötiedot syötetään ohjelmistoon samalla kertaa. Ohjelmiston välituloksenaan laskemia päästömallin tuloksia ei siis välttämättä raportoida/tarkastella erikseen missään vaiheessa (TARKISTA).

• maaston korkeusmalli, 2 m (sis. myös rakennukset ja muut rakennelmat)

Maanmittauslaitokselta, maksullinen (ei kallis)

• maanpeite (esim. 25 metrin rasteri)

CORINE, ilmainen

• säätiedot (tarvitaanko? selvitä: NORD2000, NMPB, Harmonoise)

Ilmatieteen laitokselta (luultavasti maksullinen?, jos pidemmän ajan tilastoja)

• rakennusten korkeustiedot
  • Huom. Käytetään vain korkeusmallin täydentäjänä lähinnä siinä tilanteessa, jos tarkkaa (2 m:n) korkeusmallia ei tarkastelualueelle ole vielä saatavissa.

VRK:n "rakennustiedot" sisältävät rakennusten kerroslukumäärät, joiden perusteella korkeudet voi karkeasti arvioida esim. kaavalla 3 m × (kerrokset + 0.5) (TARKISTA esim. WSP:n END R2 -esitys).

Laskennan käytännön toteutus

Käytetään kaupallista laskentaohjelmaa:

• Syötetään ohjelmaan lähtötiedot. Kirjataan ylös myös mahdolliset muut tarvittavat lähtötiedot ja tekniset laskentaparametrit (laskentatarkkuus ja -tehokkuus ym. valinnat; kts. GPG Appendix 1 stepit).

Huom. Koska laskenta-ajoja saatetaan suorittaa käyttäen lukuisia erilaisia lähtötietoyhdistelmiä, huolellinen ajokirjanpito on välttämätön. Ainakin "lopullisen" laskenta-ajon kaikki lähtötiedot on jollakin tapaa kirjattava ylös. Tähän on kehitettävä jokin järjestelmällinen tapa, mutta ongelma on haastava, koska lähtötiedot sisältävät hyvin monentyyppisiä tietoja (2-arvoisista valintamuuttujista shapefile-tiedostoryhmiin). Kätevintä olisi, jos laskentaohjelmasta saa jonkinlaisen raporttitulosteen, joka sisältää kaikkien käsinsyötettävien lähtötietojen arvot (varsinaiset muuttuja-arvot ja epäsuorasti syötettävät tiedot kuten tiedostonimet; pvm ja kellonaika luonnollisesti aina myös).

Ratkaistaan tämä myöhemmin.

• Ohjelman laskema meluvyöhykekartta eksportoidaan (sopiva esitystapa: kts. alla).
• Tallennetaan Opasnet-tietokantaan paitsi meluvyöhykekartta myös tieto siitä, mistä löytyy luettelo kaikista lähtötiedoista.

Tietokannasta (tai ko. muuttujasivulta) em. tulos on haettavissa lähtötiedoksi jatkolaskentaan (esim. altistusjakauman laskemista varten tai ohjearvotarkasteluun).

Tulosmuuttujien esitystapa

• karttatason tyyppi (TÄSMENNÄ; kts. esim. EMPARAn tulokset):

vektorihila? (esim. point-shapefile; onko turhan tiheä alueilla, joilla ei altistujia)?

sama-arvokäyrästö? (esim. polygon-shapefile; menisi pienimpään tilaan; kärsiikö tarkkuus?)

neliörasteri? (ei optimaalinen, koska kattaa vain suorakulmion muotoisen alueen)

• koordinaatisto: YKJ (=KKJ3)

Altistumisen arviointi

Kysymys

Miten mallinnetaan altistuvien asukkaiden (sekä asuinrakennusten ja herkkien kohteiden) altistumisjakaumat siten, että tulosten mittasuureet ja laskentamenetelmä täyttävät jatkotyövaiheiden ja/tai viranomaisten (esim. ohjearvotarkastelu, tapausmäärälaskenta) asettamat vaatimukset?

Tulosmuuttujien määrittely

Tavoitteena on määrittää

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

Mittasuureet, käyttötarkoituksen mukaan:

1) Terveysvaikutusten laskentaan:

Jotta altistumistiedot olisivat yhteensopivat paitsi END-mittasuureiden myös tärkeimpien altistusvastefunktioiden kanssa, ne kannattaa määrittää WG-AEN GPG:n (ref. XXX) mukaisesti mittasuureina L_den ja L_night:

• rakennusten meluisimmalle julkisivulle

laskentapisteet tulee sijoitella 3 metrin välein rakennusten ulkoseinustoilla

• 4 metrin korkeudella maanpinnasta

PÄÄTETTÄVÄ: Kannattaisiko 1-kerroksisille rakennuksille käyttää laskentakorkeutena kuitenkin 2 metriä (kuten GPG sallii; TARKISTA)?

• tarkasteltavan asunnon julkisivusta tapahtuvaa heijastusta ei sisällytetä melutasoon
• samaa altistustasoa käytetään kaikille samassa rakennuksessa asuville.

2) Ohjearvotarkasteluun:

Jotta altistumistiedot täyttäisivät viranomaisvaatimukset, ne on myös määritettävä YM:n ohjeiden (ref. XXX) mukaisesti mittasuureina L_Aeq07–22 ja L_Aeq22–07:

• 2 metrin korkeudella maanpinnasta
• muutoin kuten edellä (TARKISTA: heijastukset, meluisin julkisivu?)

Laskennan rajaukset:

• maantieteellinen alue (rajattu jo leviämismallinnuksen yhteydessä)

Ilmiön fysikaalis-matemaattinen esitys

Melun leviämismalli on kuvattu edellä. Altistumisen määrittäminen tarkoittaa tämän mallin tulosten laskemista ainoastaan valituissa tarkastelupisteissä (altistuvat kohteet) ja olettaen, että kulloinkin tarkasteltavana olevasta julkisivusta ei aiheudu äänen heijastumista.

VARMISTA, että näin oletetaan myös YM:n laskentaohjeissa.

Tarvittavat lähtötiedot (valtaosaksi 3-ulotteisena paikkatietona):

• asukkaat rakennuksittain

esim. VRK:n "Rakennustiedot"-aineistosta

• rakennusten korkeustiedot
  • Huom. Korkeustietoja saatetaan tarvita vain sen selvittämiseksi, onko rakennus 1- vai useampikerroksinen: Jos rakennus on 1-kerroksinen, ei ole ehkä mielekästä käyttää 4 metrin laskentakorkeutta vaikutusarviointiin. Tämä kysymys on kuitenkin epäselvä ja pulmallinen, sillä kansainvälisistä väestötutkimuksista johdetut altistuvastefunktiot ovat peräisin tutkimuksista, joissa on voitu käyttää joko 2 metrin tai 4 metrin laskentakorkeutta. Mitä tulee END-meluselvityksiin, ainakin Helsingissä laskentapistekorkeus asetettiin vakioksi 4 metriin (TARKISTA ref. XXX), vaikka osa asuinrakennuksista oli sitä matalampia.
  • Ohjearvotarkasteluissa tähän laskentakorkeuskysymykseen saattaa kuitenkin olla jokin YM:n ohje (SELVITÄ).

VRK:n Väestötietojärjestelmässä (VTJ) "rakennustiedot" sisältävät rakennusten kerroslukumäärät, joiden perusteella korkeudet voi karkeasti arvioida esim. kaavalla 3 m × (kerrokset + 0.5) (TARKISTA esim. WSP:n END R2 -esitys).

• herkät kohteet:
  • sairaalat, päiväkodit ja muut hoitolaitokset; koulut ja muut oppilaitokset

Näitä on niin vähän ja kohteet löytyvät helposti monilta kartta-aineistoista, että ko. paikkatieto voidaan laatia käsityönä.

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 em. asuntoihin odotettavissa olevat asukaslukumäärät. Niiden perusteella lasketaan odotettavissa olevat altistumistiedot.

Laskennan käytännön toteutus

Käytetään samaa edellä kuvattua kaupallista leviämislaskentaohjelmaa, joka laskee (VARMISTA) altistumisjakaumat suoraan päästötiedoista lähtien (kts. leviämismallinnus).

• Syötetään ohjelmaan lähtötiedot. Kirjataan ylös myös mahdolliset muut tarvittavat lähtötiedot ja tekniset laskentaparametrit.

Huom. huolellinen ajokirjanpito (kts. leviämismallinnus).

• Ohjelman raportoimat altistumisjakaumat (kullekin mittasuureelle L_Aeq07–22, L_den, ...) eksportoidaan ja muunnetaan tarvittaessa helppolukuisemmaksi (kts. "Tulosmuuttujien esitystapa").
• Tallennetaan Opasnet-tietokantaan sekä altistumisjakaumat että tieto siitä, mistä löytyy luettelo kyseisen tuloksen lähtötiedoista.

Opasnet-kannasta em. tulos on haettavissa lähtötiedoksi jatkoanalyyseihin (esim. terveysvaikutusten laskentaan).

Tulosmuuttujien esitystapa

Asukkaiden altistusjakaumat:

• taulukkona:

mittasuure	meluvyöhykkeen alaraja (dB)	meluvyöhykkeen yläraja (dB)	altistuvia asukkaita
Lden	45	46	10
...	...	...	...

Meluvyöhykkeet rajataan mieluiten 1 dB:n (enint. 5 dB:n) välein.

Asuinrakennusten altistusjakaumat:

• kuten edellä, mutta asukkaiden tilalla "asuinrakennuksia (kpl)"

Ylläolevat tulokset esitetään myös graafisesti, histogrammeina.

Herkille kohteille:

• taulukkona:

kohteen nimi	mittasuure	ulkomelutaso (dB)
kirkonkylän koulu	Lden	52
...	...	...
aluesairaala	Lnight	48
...	...	...

Terveysvaikutusten arviointi

Ohjearvotarkastelun avulla

Kysymys

Miten määritetään tunnetusta kaivosmelulle altistumisesta aiheutuvat ympäristömelun...

a) lakiperustaisten

b) terveysperustaisten

...ohjearvojen ylittymiset siten, että kaivosmelun erityislaadusta johtuvat haittakorjaukset otetaan huomioon...

a) viranomaisohjeiden mukaisesti

b) terveysvaikutusten kannalta parhaiten perustellulla tavalla?

Tulosmuuttujien määrittely

• lakiperustaisen ohjearvon ylitys: tapaukset rakennuksina ja asukkaina
• WHO-ohjearvon ylitys: tapaukset rakennuksina ja asukkaina

⇒ Tulosten taulukointitavat: kts. "esitystavat".

Ilmiön matemaattinen esitys

KESKEN

Huomioon otettavia näkökohtia:

Haittakorjaukset (impulssimaisuus, kapeakaistaisuus)

• niiden määrittämistavat
  • mittaustietoon perustuvat
  • aistinvaraisiin havaintoihin perustuvat
• mitä viranomainen edellyttää?
• mikä menetelmä antaa oikean kuvan terveysvaikutusten kannalta?
• tuloksiin sisältyvät epävarmuudet ja ohjearvon ylittymisen/alittumisen osoittaminen
  • sovellettavat periaatteet löytyvät esim. Ympäristöministeriön ohjeesta 1/1995 (kpl. 6 ja Liite B)

Tarvittavat lähtötiedot:

KESKEN, ALUSTAVIA ARVAILUJA

Vaihtoehto 1:

• altistumisjakauma(t), jossa haittakorjaukset jo tehty (osana altistumisen arviointia)

Vaihtoehto 2:

• rakennuskohtaiset altistumistasot ilman haittakorjauksia
• rakennuskohtaiset asukaslukumäärät
• menetelmät haittakorjausten määrittämiseksi

⇐ SELVITÄ, mikä on vallitseva käytäntö ja paras tapa

Laskennan käytännön toteutus

?

Tulosmuuttujien esitystapa

Koostetaulukko:

ohjearvon tyyppi	mittasuure	ohjearvo	ylitysten kokonaislukumäärä (kpl)	ylitys keskimäärin, aritm. ka (dB)	ylitys keskimäärin, energiaper. (dB)
VNp 993/1992	LAeq 07–22	55	7	2.6	4.1
WHO	Lnight	40	22	5.1	6.0
...	...	...	...	...

Asuinrakennuskohtaiset ylitykset:

ohjearvon tyyppi	mittasuure	ohjearvo	x-koordinaatti	y-koordinaatti	ohjearvon ylitys (dB)
VNp 993/1992	LAeq 07–22	55	35345343	45645645	4
...	...	...	...	...	...

Ohjearvon ylitysten jakauma 5 dB:n luokittain:

ohjearvon tyyppi	mittasuure	ohjearvo	ohjearvon ylitys (dB)	altistuvia
VNp 993/1992	LAeq 07–22	55	0 ≤ ylitys < 5	20
VNp 993/1992	LAeq 07–22	55	5 ≤ ylitys < 10	3
...	...	...	...	...

Ylläoleva taulukko esitetään myös histogrammina.

Terveysvaikutusten arviointi tapausmäärinä

Kysymys

Miten mallinnetaan tunnetusta kaivosmelualtistumisesta asukkaille aiheutuvat terveysvaikutukset (lisä)tapausmäärinä siten, että tulokset kuvastavat luotettavinta tällä hetkellä käytettävissä olevaa tietämystä (ja täyttävät mahdollisen tautitaakkalaskennan asettamat vaatimukset)?

Tulosmuuttujien määrittely

Tavoitteena on laskea kaivoksen ympäristön asukkaille aiheutuvat todennäköiset terveysvaikutukset (lisä)tapausmäärinä.

Em. tavoitteeseen pääsemiseksi on ensin tunnistettava ja valittava ne terveysvaikutukset,

• ...joiden arvioimiseksi on riittävän vahva tutkimusnäyttö syy-yhteydestä kaivos- tai muun relevantin ympäristömelualtistumisen ja ko. vaikutuksen välillä...
• ...ja joille on myös käytettävissä näyttöön perustuva matemaattinen kuvaus, joka kertoo vaikutuksen voimakkuuden altistumisen funktiona (ts. altistusvastefunktio).

Mittasuureet, käyttötarkoituksen mukaan:

1) Terveysvaikutusten laskentaan:

Kun arvioidaan melun jatkuvia terveysvaikutuksia, mittasuure esitetään vallitsevuutena (= prevalenssi):

• esim. "hyvin häiritseväksi kokevien" lukumäärä

Kun arvioidaan melun ohimeneviä tai palautumattomia terveysvaikutuksia, mittasuure esitetään ilmaantuvuutena (=insidenssi):

• esim. "melun syyksi luettavia sydäninfarkteja vuodessa"

2) Tautitaakkalaskentaan:

Tautitaakan arvioimisessa eli "DALY-laskennassa" otetaan huomioon paitsi tapausten esiintyvyys (ts. "tapausmäärät") myös mahdollisten ei-palautuviin tapahtumiin (kuolema tai pysyvä vammautuminen) johtavien tapausten ilmaantumisiät. Sellaisille melun terveysvaikutuksille, joihin voi liittyä tällaisia ei-palautuvia muutoksia (esim. sydäninfarkti ja aivohalvaus) tapausmäärät onkin laskettava tarkemmalla erittelyllä: on otettava huomioon, missä iässä ko. tapauksia ilmenee, jotta mahdollinen melun myötävaikuttamasta kuolemasta johtuva elinaikamenetys tai pysyvästä vammautumisesta alkaneen elämänjakson tilastollinen kesto voidaan arvioida.

Häiritsevyysvaikutusten osalta tämänkaltaista lisäerittelyn tarvetta ei tule, koska häiritsevyyden ei oleteta (ainakaan tautitaakkamallinnuksen kannalta) aiheuttavan palautumattomia muutoksia: häiritsevyyden oletetaan alkavan heti altistumisen myötä ja lakkaavan heti kun altistuminenkin loppuu. Lähtötiedoksi siis riittää pelkkä summatieto siitä, kuinka monelle asukkaalle häiritsevyyshaittaa aiheutuu.

Laskennan rajaukset:

• häiritsevyysvaikutuksista (kts. alempana) otetaan tarkasteluun vain suuresti kiusaantuneet tai suuresti unihäiriöiset

Tämä käytäntö on ollut vallitseva, kun melun terveysvaikutuksia on arvioitu eri maissa (ref. esim. WHO 2011). Seikkaa ei useinkaan ole täsmällisesti perusteltu, mutta tutkijoiden tausta-ajatuksena on todennäköisesti ollut, että vähemmän kuin "suuresti" häiritsevyyshaittaa kokemista on pidetty suhteellisen lievänä tai liian epävarmasti arvioitavissa olevana ympäristöhaittana. Lisäksi kohtalaisen/lievän meluhaitan kansainvälinen vertailtavuus on voitu mieltää ongelmalliseksi, koska melun haittojen voimakkuusasteita kuvailevat sanalliset määreet eivät eri maissa tehdyissä/tehtävissä kyselytutkimuksissa välttämättä vastaa toisiaan riittävän tarkasti.

Ilmiön matemaattinen esitys

KESKEN; tähän alaosioon tulee lisäksi...

• vaikutukset, joille riittävä syy-yhteysnäyttö ja HIA-kelpoiset altistusvastefunktiot
• pohdintaa niiden soveltuvuudesta kaivosmelulle
• pohdintaa siitä, millä tavoin haittakorjauksia (impulssimaisuus, kapeakaistaisuus) tulisi käyttää
• lopuksi ehdotus sovellettaviksi laskentakaavoiksi, epävarmuushaarukoineen

Ympäristömelua aiheutuu monenlaisista päästölähteistä, joiden tuottamat melupäästöt ovat varsin erilaisia niin akustisilta ominaisuuksiltaan (esim. spektri, äänitaso, suuntaavuus, näiden ajallinen vaihtelu jne.) kuin alueelliselta esiintyvyydeltään (esim. teollisuus- vs lentomelut). Väestötutkimukset ovat keskittyneet tarkastelemaan vain näistä yleisimmin esiintyviä meluja (ts. liikennemeluja) ja niiden yhteyttä terveysvaikutuksiin. Havaitun yhteyden voimakkuutta kuvastavia matemaattisia malleja – ts. altistusvastefunktioita – on näin ollen käytettävissä lähinnä vain liikennemeluille (tie-, raide- ja lentoliikenne), etenkin jos vaaditaan, että vastefunktio on riittävän luotettava käytettäväksi terveysvaikutusten arviointiin myös muissa kuin alkuperäistutkimuksen tarkasteluväestössä.

Liikennemelun altistusvastefunktioiden soveltuvuudesta kaivosmelun tarkasteluun

Vain muutamissa tutkimuksissa on tarkasteltu muita kuin liikennemeluja (esim. teollisuus- ja tuulivoimalamelut) altistusvastefunktion määrittämiseksi. Näistä tutkimuksista saadut vastefunktiot perustuvat kuitenkin niin suppeisiin tutkimusaineistoihin, että ne soveltunevat enintään alustavaan terveysvaikutusten suuruusluokan hahmotteluun – suurin epävarmuuksin. Kaivosprosessien aiheuttamalle melulle (esim. räjäytykset, rikotus, murskaus) ei ole käytettävissä lainkaan (?) omia altistusvastefunktioita, koska altistuminen em. meluille on suhteellisen harvinaista, vaikka haitta voikiin paikallisesti olla tuntuvaa.

⇒ Jos kaivosprosessien melun terveysvaikutuksia halutaan arvioida, vaihtoehtoiksi siis jää joko soveltaa yhtä tai useampaa liikennemeluille laadittua vastefunktiota (mahdollisin haitta- ym. korjauksin) tai jättää arviointi tekemättä, kunnes nimenomaan kaivosmelua koskevaa vaikutusvastetietoa on käytettävissä.

⇒ Ensinmainitulla tavalla saadaan tutkittavasta ongelmasta enemmän tietoa (epävarmuuksista huolimatta), joka on ainakin sisäisesti vertailukelpoista (esim. kun halutaan tehdä vertailua eri kaivosskenaarioiden välillä), joten se on suositeltava ratkaisutapa. Vastefunktioiden epävarmuus on luonnollisesti tässä ja muulloinkin pidettävä mielessä, kun tuloksia tarkastellaan ja niistä vedetään johtopäätöksiä.

Kaivostoiminnan melu syntyy varsinaisista kaivosprosesseista (esim. räjäytykset, rikotus, murskaus, lastaus) ja kaivostuotteiden kuljetuksesta, joka tapahtuu yleensä joko maantie- tai rautatieliikenteenä. Koska vain liikennemeluille on käytettävissä luotettavat altistusvastefunktiot, kun taas kaivosprosessien aiheuttama melu eroaa liikennemeluista akustisesti huomattavasti, tarkoituksenmukainen vaikutusten arviointitapa voi vaihdella paikallisesti riippuen siitä, muodostuuko kumpikin tai vain toinen em. toiminnoista merkittäväksi meluhaitan aiheuttajaksi. (⇐ KOMMENTTI tämä ylimalkainen johtopäätös täsmentynee piakkoin.)

Vastefunktioiden soveltuvuudesta pienten kohdeväestöjen tarkasteluun

Oma kysymyksensä aiheutuu siitä, että kaivosympäristöjen tapauksessa melulle altistuva rajoittuvat usein yksittäisiin tai muutamiin kymmeniin asukkaisiin. Kuinka luotettavasti kyetään ennustamaan vaikutuksia näin pienille tarkasteluväestöille?

Lähtökohtaisesti vastefunktioita ei ole tarkoitettu sovellettavaksi yksilötasolla, eikä niillä voidakaan ennustaa, kuinka suuri vaikutus tai riski aiheutuu yksittäiselle altistuvalle henkilölle.

• Tämä johtuu yhtäältä siitä, että melun vaikutukset määräytyvät (melun ohella) monista altistuvan henkilön yksilöllisistä ominaisuuksista, joiden osuutta ei toistaiseksi pystytä matemaattisesti kuvailemaan riittävän kattavasti ja luotettavasti.

• Toisaalta altistumisen arviointi nykymenetelmin (joissa tyydytään käyttämään todellisen altistumisen sijaismuuttujana kotirakennuksen meluisimmalla julkisivulla esiintyvää keskiäänitasoa) ei edes pyri antamaan tietoa tietyn yksilön todellisesta altistumisesta, joka tapahtuu pääosin sisällä (mutta myös esim. asunnon lähiympäristössä) ja vaihtelee hetkestä hetkeen. Arvioidun ja todellisen altistumisen välillä vallitsee ainoastaan korrelaatio, joka siis nähdään vasta suuremmassa tutkittavien joukossa.

• Koska käytettävissä ei kuitenkaan ole täsmällisempääkään menetelmää, jää vaihtoehdoiksi joko olla tekemättä mitään arviota tai soveltaa väestötason vastefunktiota myös yksittäisille altistuville.

⇒ Jälkimmäisellä tavalla saadaan tutkittavasta ongelmasta enemmän tietoa (epävarmuuksista huolimatta), joka on myös sisäisesti yhtenäistä (esim. kun halutaan vertailla erilaisten kaivosskenaarioiden ympäristöhaittoja), joten se on suositeltava ratkaisutapa. Em. varaukset vastefunktioiden sovellettavuudesta on luonnollisesti pidettävä mielessä, kun tuloksia tarkastellaan ja niistä vedetään johtopäätöksiä.

Harvinaisten vaikutusten sivuuttaminen arvioinnin yksinkertaistamiseksi

Nykytiedon mukaan osa ympäristömelun vaikutuksista voidaan todeta sairastumisriskin kohoamisena yleensä vain, jos on altistuttu suhteellisen korkealle melutasolle ja useiden vuosienkin ajan.

Tällaisia vaikutuksia ovat esim. liikennemelun aiheuttama sydäninfarktiriskin ja mahdollinen aivohalvausriskin kohoaminen.

Pitkään ja korkealle melutasolle altistuvien joukossa sairastusmisriski saattaa kohotoa tuntuvasti (esim. kymmeniä prosentteja verrattuna ei-altistuviin). Kun kuitenkin tarkastellaan vaikutusta (osa)väestötasolla, eli otetaan huomioon paitsi koko altistumisjakauma ja melun aiheuttama riskin kasvu myös ko. sairauden kokonaisesiintyvyys (joka on keski-ikäisillä ja sitä nuoremmilla varsin vähäistä), melun syyksi luettava sairastumisten lisäys – eli ns. väestösyyosuus – jää esim. liikennemelua tarkasteltaessa enintään muutamaan prosenttiin kaikista sairaustapahtumista. Jos suhteutetaan tämä melun syyksi luettava sairastumistapausten lisäys kaikkiin melulle altistuneisiin, saadaan ns. altistuneiden keskimääräinen lisäriski. – Esim. tieliikennemelu aiheuttaa Suomessa vuosittain yhden sydäninfarktin per n. 10 000 vähintään 60 dB:n Lden-melulle altistuvaa. (Mitä alemmaksi asetetaan "altistumisen" raja, sitä pienemmäksi jää altistuneen keskimääräinen lisäriski.)

Laskuesimerkki kaivokselle:

Yksittäisen kaivoksen aiheuttamalle yli 60 dB:n Lden-melulle altistuvien asukkaiden lukumäärä rajoittunee useimmiten muutamiin asukkaisiin. Jos kuitenkin oletetaan, että peräti 100 asukasta altistuisi >60 dB:n Lden-kaivosmelulle, ja altistusjakauma noudattelisi tiemelun jakaumaa, ja lisäksi oletetaan että kaivosmelun yhteys sydäninfarktiriskiin on samanlainen kuin tiemelulla, em. laskelman nojalla heille aiheutuisi 1/10000 sydäninfarktia/vuosi/altistuva × 100 altistuvaa = 0.01 sydäninfarktia/vuosi. Jos tarkasteltavaksi aikajänteeksi otetaan esim. 25 vuotta, melun vaikutus olisi 0.01 × 25 = 0.25 ylimääräistä sydäninfarktia koko aikana. Tätä lukua tulee verrata ko. väestönosan kokonaisinfarktiriskiin, joka olisi luokkaa 0.0025 sydäninfarktia/asukas/vuosi × 100 asukasta × 25 vuotta = 6.25 sydäninfarktia. Melun syyksi luettava osuus sydäninfarkteista olisi altistuneiden keskuudessa näin ollen 0.25 / 6.25 = 4 %. Vaikka tämä prosenttiluku ei ole merkityksettömän pieni, absoluuttisesti tarkastellen kyseessä on vain pieni vaikutus (0.25 infarktia koko aikana koko kaivosympäristössä).

⇒Harvaan asutuissa kaivosympäristöissä voi siis olla perusteltua jättää sydäninfarktit pois vaikutuslaskennasta, etenkin jos yksikään asukas ei altistu huomattavan korkeille melutasoille (esim. >70 dB L_den). Jos tähän ratkaisuun päädytään, se on kuitenkin aina syytä perustella.

Samansuuntainen johtopäätös pätee aivohalvausriskille, mutta sen osalta on tähdennettävä, että riski alkaa kohota erittäin jyrkästi jo tasolta L_den = 55 dB.

Tarvittavat lähtötiedot:

LISÄTTÄVÄ

Laskennan käytännön toteutus

Käytetään R-kielistä ohjelmakoodia.

• Koodi laaditaan aluksi tälle sivulle ja sillä lasketaan kaikki arvioitavat terveysvaikutukset.
• Myöhemmin koodi pilkotaan ja paketoidaan erillisiksi funktioiksi. Ne kootaan osaksi funktiokirjastoa, jota voidaan käyttää millä tahansa sivulla.

Esim. jotain karkeasti tämäntapaista toiminnallisuutta:

* altistumisjakauma_ikakohtainen: <= "hae Opasnet-kannasta, sille ja sille kaivokselle"
* suuresti_unihairioisia := ERF_kaivosmelu_HSD(altistumisjakauma_ikakohtainen, kaivos)
* "laadi ja estiä tuloksista alla kuvatun rakenteen mukainen taulukko"
* "esitä tulokset myös pylväskuvaajana"
* "tallenna tulokset (sekä riittävät lähtötietojen jäljitettävyystiedot) Opasnet-kantaan"

Tulosmuuttujien esitystapa

Tapausmäärät taulukkona:

vaikutus	ikärajaus	altistumisen mittasuure	vähimmäis-altistumistaso (dB)	altistuneita	tapausmäärän yksikkö	tapausmäärä
suuresti unihäiriöinen	>18 v	Lden	45	500	haittaa kokevia	10
hyvin häiritseväksi kokeva	...	...	...	...	...	...

• esitetään myös graafisesti, pylväskuvaajina.

B. Meluhaitan arviointi toiminnassa olevalle kaivokselle

RAAKILE, KYPSYY JA TÄYDENTYY

Toisin kuin suunnitteluvaiheen tilanteessa (edellä A-osio), toiminnassa olevan kaivoksen aiheuttamista ympäristömeluhaitoista voidaan hankkia suoraa tietoa objektiivisin melumittauksin ja altistuville asukkaille (ja muille kohteille kuten lähistön oppi- ja hoitolaitoksille) suunnatuin kyselyin.

Arviointi suositellaan tehtävän ja kuvattavan seuraavasti:

Arviointi voidaan tehdä kuten suunnitteluvaiheessa (A-osio), mutta seuraavin muutoksin tai valinnaisuuksin:

Melun leviämisen ja melulle altistumisen arviointi

Jos altistuvia kohteita (asukkaat, herkät kohteet) on vain muutamia, altistumisen määrittäminen on aiheellista suorittaa mallintamisen sijasta (tai ohella) melumittauksin.

Mittaukset tulee tehdä edustavasti: on huomioitava päästöjen ja etenemisvaimennuksen (ts. sään) vaihtelu vuorokauden, työviikon ja vuodenaikojen mittaan ja luonnollisesti myös altistuvasta kohteesta riippuen.

• Ihanteellisin menetelmä olisi käyttää pitkäaikaismittauksia ympäri vuoden, jolloin saadaan kiistaton kuva melun keskiäänitasosta ja tilastollisesta vaihtelusta.
• Mittalaitteiden kalleuden vuoksi on yleensä kuitenkin tyydyttävä otantamenetelmiin (esim. ositettu tai systemaattinen satunnaisotanta).
  • Otantamittausten edustavin toteutustapa (otantamenetelmä, yksittäismittauksen kesto, mittaussarjaan sisältyvien näytteiden lukumäärä) riippuvat käytettävissä olevien mittalaitteiden ja altistuvien kohteiden lukumääristä.
    • Esimerkki: suoritetaan samassa tarkastelupisteessä yhden vuorokauden kestoinen mittaus satunnaisena viikonpäivänä kuukauden välein, jolloin saadaan (riittävä??) käsitys melun vaihtelusta sekä tuntien, viikonpäivien että kuukausien aikajänteellä.
  • Otannassa on pyrittävä huomioimaan myös mahdollinen kaivoksen alueen tai aktiivisuuden muutos kaivostoiminnan edetessä.

Myös silloin, kun altistuvia rakennuksia on niin paljon, ettei mittaus kaikissa kohteissa tule kysymykseen, yksittäisissä tarkastelupisteissä suoritettavin mittauksin tulee riittävällä tilastollisella varmuudella selvittää melumallinnustulosten oikeellisuus.

• Jos mallinnustulosten havaitaan systemaattisesti poikkeavan mittaustuloksista, koko mallinnustulosta voi olla tarpeen korjata alas- tai ylöspäin vastaavalla määrällä.

Ohjearvotarkastelut

Toiminnassa olevan kaivoksen melulle impulssimaisuudesta tai kapeakaistaisuudesta johtuvat haittakorjaukset tulee tehdä perustuen mittaustietoon ja/tai kuulonvaraiseen arviointiin altistuvissa kohteissa.

• kts. kohta "Ohje- ja raja-arvot"

Terveysvaikutusten arviointi

Terveysvaikutusten arviointia voidaan täydentää altistuville kohdistetuilla kyselytutkimuksilla, joilla kartoitetaan esim. asukkaiden kokemaa häiritsevyyshaittaa.

Häiritsevyyden/kiusallisuuden arvioimiseen kyselykaavakkein on olemassa kansainvälinen tekninen määritys (ISO/TS 15666), jota kannattaa käyttää tulosten vertailtavuuden vuoksi. Em. määrityksen mukaisista kyselykysymyksistä on jo laadittu suomenkielisiä käännöksiä, joiden vastaavuutta alkukieliseen versioon ei kuitenkaan ole vielä osoitettu.

• Kysymystyypit = ...

• Kyselyssä käytetään vastausasteikkona joko 5-luokkaista järjestysasteikkoa (ei häiritse lainkaan, häiritsee vähän, kohtalaisesti, paljon, erittäin paljon) tai 11-portaista lämpömittariasteikkoa (0 = ei häiritse lainkaan, 11 = häiritsee äärimmäisen paljon).

Kyselytutkimusten tuloksia tulkittaessa on muistettava, että osa kyselyvastauksista saattaa olla ns. strategisia (tarkoitushakuisia), jolloin johtopäätösten teko kyselyn tuloksista on ongelmallista:

• Vastaajien joukossa saattaa olla kaivokseen muista(kin) syistä kuin melun vuoksi kielteisesti suhtautuvia, jolloin vastaaja saattaa haluta liioitella kokemaansa meluhaittaa.
• Tästä syystä meluhaittojen kartoittamiseksi toteutettavat kyselyt on syytä laatia siten, että melu on vain yksi kyselyssä tarkastelluista teemoista. Strategisten vastausten esiintymistä voidaan pyrkiä tunnistamaan sopivasti valituilla kontrollikysymyksillä.
• Jos strategisia vastauksia epäillään esiintyvän, on otettava huomioon, että ne saattavat olla seurausta jostakin muusta asukkaan kokemasta, kaivosperäisestä ympäristöhaitasta. Tämänkaltainen vaikutin kannattaakin pyrkiä tunnistamaan, jotta tarvittavat torjuntatoimet voidaan kohdistaa optimaalisesti. Vaikuttimien tunnistamiseen voidaan käyttää esim. kyselyn jälkeen suoritettavaa, vapaata tai puolistrukturoitua puhelinhaastattelua.

Perustelut ja 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

VNa 800/2010 kivenlouhimojen, muun kivenlouhinnan ja kivenmurskaamojen ympäristönsuojelusta

• 6 § Meluntorjunta
• 7 § Melutasot (viittaus VNp 993/1992)
• 8 § Melua aiheuttavien työvaiheiden aikarajat

Ohjearvot päästötasoille

Useita säädöksiä, esim.

• Ulkolaitemeludirektiivi 2002/14/EY

toimeenpantu "Laitemeluasetuksella" (621/2001)

22 laitetyypille asetettu melupäästön raja-arvot

63 laitetyypiltä edellytetään vain melumerkintää

• Ajoneuvojen melurajat ja mittausmenetelmä annettu direktiivissä moottoriajoneuvojen melupäästöistä (70/157/ETY) ja rengasmeludirektiivissä (2001/43/EY)

toimeenpantu Ajoneuvolakiin (1090/2002) pohjautuvissa asetuksissa

Ohjearvot immissiotasoille:

Valtioneuvoston päätös ympäristömelun ohjearvoista (993/1992)

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

• Huom: Haittakorjaus: jos melu on luonteeltaan iskumaista tai kapeakaistaista, mittaus- tai laskentatulokseen lisätään 5 dB ennen vertaamista ohjearvoon.

(dB)	päivä	yö
	LAeq, 07-22	LAeq, 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	-

Relevantteja YM:n antamia ohjeita:

• 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
	LAeq, 07-22	LAeq, 22-07
Asuinhuoneet, majoitustilat, hoitolaitokset	35	30
Kokoontumis- ja opetushuoneet	35	-
Työhuoneistot (asiakkaiden kannalta)	45	-

Jos melu vaihtelee päiväkohtaisesti, ATO 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
Leq,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

Mitä ovat melun 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.

Miten iskumaisuuden tai äänesmäisyyden esiintymisen todetaan ja/tai ilmaistaan määrällisesti?

• 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.

Kuinka suuria haittakorjaukset yleensä ovat?

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

Miten haittakorjausten suuruus valitaan?

• 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. Niissä ei kuitenkaan oteta (TARKISTA) kantaa siihen, millä tavoin etäisyyden vaikutus voitaisiin ottaa joustavammin huomioon: kiinteiden haittakorjausten seuraus on se, että kun siirrytään loitommas äänilähteestä, haittakorjaus putoaa jollakin etäisyydellä hyppäyksenomaisesti.

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

Kts. tarkemmin alla.

Miten etäisyys melulähteestä vaikuttaa melun iskumaisuuteen tai äänesmäisyyteen?

Promethor, 2011: "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."

Ramboll, 2011: "Käytännön kokemusten perusteella impulssimaisuuskorjaus murskauskohteessa tehdään havaintopisteissä, jotka sijaitsevat alle 300 metrin etäisyydellä murskauksesta/rikotuksesta. Tätä kauempana impulssimaisuutta ei yleensä havaita."

Haittakorjausten määrittelyjä viranomaisohjeissa ja standardeissa

VNp 993/1992 ympäristömelun ohjearvoista

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

Ympäristöministeriön ohje 1/1995, Liite A

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.

Huom. Promethor 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". (Kuvattu alla.)

Asumisterveysohje

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. 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

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.

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 kuvattuja objektiivisia menetelmiä.

Yksityiskohtainen (referenssi)menetelmä on kuvattu standardin liitteessä C.

Yksinkertaistettu menetelmä on kuvattu standardin liitteessä D.

Melua tuottavat prosessit kaivostoiminnassa

Kts. myös sivu Kaivostoiminnan melupäästöt.

Varsinaiset kaivostoiminnot

Louhinta

Rikotus

Murskaus