Maaperän ekologisten riskien arviointi
Johdanto
Kaivosalueen ekologinen riskinarviointimenettely noudattaa soveltuvin osin pilaantuneiden alueiden pilaantumisen ja puhdistustarpeen arviointimenettelyjä, joita on kuvattu mm. ympäristöhallinnon ohjeessa 2/2007 (YM 2007). Kaivoshankkeen vesistöihin ja pohjaveteen vaikuttavat toimet edellyttävät puolestaan vesilain (587/2011) mukaista lupaa. Pilaantuneen maan kohteessa arvioidaan aluksi maan puhdistustarve ja tunnistetaan pilaantumisesta mahdollisesti aiheutuva haitta. Haitan tunnistamisen jälkeen kohteen kulkeutumisriskien, terveys- ja ekologisten riskien arviointia tarkennetaan. Arviointi kuvataan kattavasti: tavoitteet, rajaukset ja menettely, perustelut tehdyille valinnoille ja johtopäätöksille sekä epävarmuuksien kuvaus (YM 2/2007).
Vaiheittainen arviointimenettely maaperän ekologisten riskien arvioinnissa
Ympäristöministeriön maaperän pilaantuneisuuden arviointia koskevassa julkaisussa on esitelty vaiheittainen arviointimenettely (Ympäristöhallinnon ohjeita 2/2007), jota voidaan myös hyödyntää metalliyhdisteiden riskinluonnehdinnassa kaivosalueiden maaekosysteemeille. Vaiheittain etenevässä arviointimenettelyssä vaarat tunnistetaan, määritetään ja kuvataan sekä arvioidaan niiden hyväksyttävyys. Tämän arviointi menettelyn vaiheet ovat (1) vaaran hahmottaminen ja arviointitarpeen tunnistaminen, (2) perusarviointi ja (3) tarkennettu arviointi. Arvioinnissa on hyödynnetty Euroopan Kemikaaliviraston (ECHA) ohjeita metallien ja metalliyhdisteiden ympäristöriskien arvioimiseksi (2008).
Vaaran hahmottaminen ja arviointi tarpeen tunnistaminen
Arviointitarpeen tunnistamista varten kootaan tietoa kohteen toiminnasta, josta on saattanut päästä maaperään haitallisia aineita. Riittävät tiedot toiminnan historiasta, jakaantumisesta toiminta-alueelle ja yleensäkin tarkasteltavasta kohteesta ovat arviointitarpeen määrittelyn perusta. Arviointitarve varmennetaan vertaamalla alueen maaperästä mitattujen haitta-aineiden pitoisuuksia PIMA-asetuksessa määritettyihin kynnysarvoihin (SVP, suurin vaikutukseton pitoisuus) tai alueen taustapitoisuuksiin. SVP kynnysarvo vastaa pitoisuustasoa, jossa maa-aineksessa olevan haitta-aineen aiheuttamia riskejä voidaan pitää merkityksettömän pieninä riippumatta siitä, missä kyseinen maa-aines sijaitsee (Ympäristöhallinnon ohjeita 2/2007). Mikäli kynnysarvot ja taustapitoisuudet ylittyvät, siirrytään perusarviointiin mahdollisten kuormituslähteiden selvittämiseksi ja alueen pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen selvittämiseksi.
Perusarviointi
PIMA-asetuksessa on annettu 52:lle maaperän haitta-aineen tai aineryhmän pitoisuuksille ohjearvot, joita käytetään pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arvioinnin apuna. PIMA-asetuksen kynnys- ja ohjearvojen perustaksi on suoritettu yleinen ympäristö- ja terveysriskin arviointi ja ne on asetettu pitoisuustasoon, jonka ylittyessä haitallisesta aineesta ympäristölle aiheutuvaa riskiä ei voida pitää yleisesti hyväksyttävänä ilman tarkennettua kohdekohtaista arviointia (Reinikainen 2007).
Metalleilla ohjearvojen asettamisessa on otettu huomioon maaperän luontainen taustapitoisuus, joka lähtöoletuksen mukaan ei aiheuta haittaa eliöille tai prosesseille. Luontaisena taustapitoisuutena on käytetty GTK:n kartoituksiin perustuvaa arviota mineraalimaan keskimääräisestä luontaisesta pitoisuudesta. Maaperää pidetään yleensä pilaantuneena, jos yhden tai useamman maaperässä esiintyvän haitallisen aineen pitoisuus ylittää alemman ohjearvon (SHPeko, suurin hyväksyttävä pitoisuus ekologisin perustein) eikä kohdekohtaisen arvioinnin perusteella ole toisin osoitettu. Maankäytöltään epäherkillä alueilla, kuten teollisuus- ja varastoalueilla pilaantuneisuuden vertailuarvona käytetään ylempää ohjearvoa (SHPTeko, suurin hyväksyttävä pitoisuus teollisuus alueella ekologisin perustein).
Tarkennettu arviointi
Jos yhden tai useamman haitta-aineen pitoisuudet ylittävät PIMA asetuksessa annetun maaperän kynnysarvon, riskinarviointia on syytä tarkentaa. Tarkennettua arviointia voidaan tarvita myös, jos haitta-aineesta ei ole olemassa kynnys- tai ohjearvoa. Näin ollen tarkennetun arvioinnin tarkoituksena on täsmentää perusarvioinnissa muodostunutta kuvaa alueen pilaantuneisuudesta ja keskitytään niiden riskien tarkasteluun, joita yleisillä ohje- ja viitearvoilla ei voi riittävän tarkasti määrittää tai joista aiheutuvat riskit eivät perusarvioinnin perusteella ole hyväksyttäviä (Ympäristöministeriö 2007).
Tarkennetussa arvioinnissa tavoitteena on aluksi arvioida sellainen haitta-aineen pitoisuustaso, jonka alapuolella pitkä- tai lyhytaikainen altistuminen ei todennäköisesti aiheuta eliöille ja ekosysteemeille haittavaikutuksia (PNEC-arvo, Predicted No Effect Concentration). Tämän jälkeen alueelta mitattuja ympäristön kokonaispitoisuuksia voidaan verrata PNEC-arvoon, josta saadaan pitoisuuksille riskiluku RCR (Risk Characterization Ratio). Jos riskiluku on yksi tai suurempi, metallipitoisuus mahdollisesti aiheuttaa haittaa ympäristössä. Metallipitoisuuteen liittyy sitä suurempi haittapotentiaali mitä suurempi riskiluku on.
Tarkennetussa arvioinnissa jokaiselle haitattoman pitoisuustason ylittäneille metalleille tehdään kohdennettu riskinarviointi eliötasokohtaisesti käytettävissä olevien toksisuustietojen perusteella. Luotettavimman kohdekohtaisen riskinarvioinnin tuloksen saamiseksi, arvioinnissa olisi käytettävä todellisia ympäristöstä mitatattuja pitoisuuksia. Ihannetilanteessa kohde-eliöille suoritettaisiin pitkäaikaisia toksisuuskokeita, joissa niitä altistettaisiin maaperän haitta-aineille. Saatuja NOEC ja EC50 arvoja voitaisiin käyttää suoraan kohteen PNEC-arvojen ja riskilukujen johtamiseen. Yleensä riskinarviointia ei voida kuitenkaan tehdä niin perusteellisesti, vaan arviointi perustuu olemassa oleviin tietoihin ja lähteisiin.
ECHA (2008)ohjeistaa käyttämään tarkennetussa arvioinnissa ensisijaisesti jo olemassa olevia, validoituja yleisiä PNEC-arvoja mikäli niitä on saatavilla haitta-aineille. Mahdollisia lähteitä ovat esimerkiksi ECHAn rekisteröityjen aineiden tietokanta (http://echa.europa.eu/fi/information-on-chemicals/registered-substances). Lisäksi PIMA-asetuksessa julkaistut SVP-kynnysarvot ovat vesieliöiden NOEC-arvoista Kd-kertoimen avulla laskettuja HC5 eli PNEC -arvoja, joita voidaan myös hyödyntää. Kd-kertoimen avulla laskettuja PNEC-arvoja käytettäessä tulee kuitenkin muistaa, että ne ovat konservatiivisia ja niitä voidaan käyttää vain suuntaa antavina arvioina.
Mikäli validoituja yleisiä PNEC-arvoja ei ole saatavilla, ne voidaan johtaa ECHA:n ohjeen mukaan, missä ensin metallille johdetaan yleinen PNEC-arvo, tulosten saatavuuden mukaan joko tasapainojakaantumiseen perustuvalla laskentatavalla Kd-kertoimen avulla, arviointikertoimella (AF) ja/tai lajiherkkyysjakauman (SSD) avulla. Lopuksi kohdekohtainen biosaatavuuskorjaus suoritetaan esimerkiksi Soil PNEC-laskentaohjelmaa käyttäen niille metalleille, joille biosaatavuuskorjaus malleja on olemassa.
Tarkennetun arvioinnin tukena voidaan käyttää yleisesti hyväksyttyjä tietokantoja kuten ECOTOX (http://cfpub.epa.gov/ecotox), ECHAn rekisteröityjen aineiden tietokanta sekä OECD – tietokanta(http://webnet.oecd.org/hpv/ui/Default.aspx), joista tarvittavat ekotoksikologiset tunnusmuuttujat voi saada. OECD:n tietokannasta löytyy myös laajalti tietoa ekotoksikologisten testien standardisoiduista menetelmistä.
Maaperän PNEC arvon johtaminen
Tasapainojakaantumiseen perustuva laskentatapa
Mikäli maaperäeliöistä tai -prosesseista ei ole lainkaan toksisuustietoja kyseessä olevalle haitta-aineelle, voidaan PNECmaaperä johtaa vesieliötestien (PNECvesieliöt) tuloksista tasapaino-jakautumislaskennalla eli käyttämällä soveltuvaa maa-maavesi-jakautumiskerrointa (Kd)(ECHA 2008). Tasapainojakautumislaskennassa perusoletuksena on, että haitta-aineen biosaatavuus määräytyy ainoastaan sen huokosvedessä olevan pitoisuuden mukaan (Verbuggen ym 2001). Lisäksi laskentatapa olettaa, että haitallisten aineiden vaikutukset vesi- ja maaympäristöissä eläville organismeille ovat verrannollisia, ja että haitta-aineen jakautumista maaperän ja huokosveden välillä voidaan kuvata maa-vesi-jakautumiskertoimella (Verbuggen ym 2001). Tämä oletus voi olla kuitenkin ongelmallinen maaympäristössä. Tasapainojakaantumiseen perustuvaa laskentatapaa tulee siksi soveltaa varauksella mm.
- rasvaliukoisiin yhdisteisiin sekä aineisiin, joiden vaikutustapa on monimutkainen,
- lajeihin, jotka altistuvat pääasiassa ravinnon välityksellä,
- haitta-aineille, jotka sitoutuvat voimakkaasti maaperän partikkelien pinnoille ja joille altistuminen tapahtuu ravinnon kautta (EA UK, 2008).
Tasapainojakautumis -kertoimella johdettuja PNEC -arvoja voidaan hyödyntää alustavassa arvioinissa. PNECmaaperä -arvon johtamisessa käytetään maa-maavesi tasapainojakautumis -kerrointa (Kd) ja vesieliöiden toksisuustietoja. Vesieliötes-teistä saatuja PNEC -arvoja on saatavilla esimerkiksi Euroopan kemiaaliviraston tieto-kannoista. Maa-maavesi-jakautumiskerroin (Kd) tulee ensisijaisesti perustua kohdekohtaisiin mitattuihin pitoisuuksiin. Kd -arvoja voidaan myös hakea kirjallisuudesta (esimerkiksi Allison & Allison, 2005, Partition coefficients for metals in surface water, soil and waste, US EPA). Maaperän ominaisuuksista pH sekä orgaanisen aineksen ja hienoaineksen pitoisuus vaikuttavat huomattavasti jakautumiskertoimiin, joten muista lähteistä kuin kohdekohtaisista mittauksista peräisin oleviin Kd-arvoihin tulee suhtautua varauksella (Reinikainen 2007).
Maaperän haitaton pitoisuus johdetaan jakautumiskertoimen Kd avulla seuraavasti:
PNECmaaperä (mg/kg) = PNECvesieliö (mg/L) * Kd (L/kg)
Yleisen PNEC -arvon johtaminen
Yleisluonteisen PNEC -arvon johtaminen tapahtuu joko käyttämällä arviointikerrointa tai tilastollista laskentatapaa (lajiherkkyysjakauma, SSD). Arviointikerrointa käytetään silloin, jos kroonisia NOEC-arvoja ei ole riittävästi lajiherkkyysjakaumaa varten. Arviointikerroin ilmaisee epävarmuuden suuruutta, mikä liittyy ekotoksisuustietojen rajallisen määrään (Reinikainen 2007).
Yleisluonteisen PNECin johtaminen sekä arviointimuuttujaa että tilastollista laskentatapaa käyttäen aloitetaan etsimällä soveltuvat NOEC-arvot. Suomen ympäristökeskus (Reinikainen 2007) on kuvannut maaperän NOEC -arvoja useille epäorgaanisille ja orgaanisille haitta-aineille. Näitä voidaan pitää ensisijaisena lähteenä ja mikäli kyseessä olevalle haitta-aineelle ei ole siellä ilmoitettu NOEC-arvoja, voidaan niitä hakea esimerkiksi US EPA:n ECOTOX-tietokannasta.
Soveltuvien testimuuttujien valinnassa on huomioitava, että ne ovat standardisoitujen ohjeiden (OECD) mukaisia, ja että kokeessa käytetty vaste (endpoint) on mahdollisesti populaatiotasolla vaikuttava, kuten kuolleisuus, kasvu tai lisääntyminen. Testin pituuden tulee riskinarvioinnin kannalta olla krooninen, sillä pitkänajan vaikutuksilla on suurempi painoarvo kuin akuuttien altistuskokeiden tuloksilla (Taulukko 1).
Arvioinnissa käytettäviä ekotoksisuustietoja tulee olla kolmelta eri trofiatasolta; tuottajista, kuluttajista ja hajottajista. Jokaiselle trofiatasolle voidaan laskea oma PNEC-arvo tai tuloksista voidaan valita kaikista pienin NOEC-arvo, jota käytetään yleisen PNEC -arvon laskemiseen kaavalla:
PNEC (mg/kg dw) = NOECalin (mg/kg) / AF
Taulukko 1. Kroonisten altistustestien vähimmäiskesto maaekosysteemin eri trofiatasojen eliöille.
| Trofiataso | Esimerkkejä | Pitkäaikaisen/kroonisen testin vähimmäiskesto | ' |
| Tuottajat | Kasvit | ≥ 28 päivää (kasvu) | |
| Kasvit | ≥ 21 päivää (siementen itäminen ja taimen kasvu)* | ||
| Kuluttajat | Hyppyhäntäiset | ||
| (esim. Folsomia candida | ≥ 28 päivää (lisääntyminen) | ||
| Petopunkit (esim. Hypoaspis (Geolaelaps) aculeifer) | ≥ 14 päivää (lisääntyminen) | ||
| Hajottajat | Änkyrimadot (Enchytraeids) | ≥ 42 päivää (kuolleisuus) | |
| ≥ 42 päivää (lisääntyminen) | |||
| Tunkiolierot | |||
| (Eisenia fetida/ E. andrei) | ≥ 28 päivää (kasvu) | ||
| ≥ 56 päivää (lisääntyminen) | |||
| Maaperän prosessit | Hiilen ja typen transformaatio | ≥ 28 päivää |
- ) 21-päivän testijakso lasketaan alkavaksi siitä, kun kontrollisiemenet alkavat itää.
Jos tietystä lajista ja samasta kokeen loppuparametrista on useita toksikologisia arvoja saatavissa, niistä otetaan geometrinen keskiarvo, jotta saadaan lajikohtainen keskiarvo (NOEC/L(E)C50). Joillekin lajeille on saatavilla tuloksia myös elinkierron eri vaiheille ja mikäli jokin elinvaihe on herkempi haitta-aineiden vaikutuksille, tulisi sen vaiheen NOEC -arvoja käyttää riskinarvioinnissa (CEC TGD, 2003).
Seuraavat oletukset liittyvät arviointikertoimen käyttöön (CEC TGD, 2003):
- ekosysteemin herkkyys määräytyy kaikista herkimmän lajin mukaan
- kaikista herkimmän lajin suojeleminen suojaan ekosysteemin rakennetta ja siten kokonaan sen toimintaa
Arviointikertoimen suuruus riippuu aineiston luotettavuudesta. Jos toksisuustietoja on käytettävissä useilta trofiatasoilta ja taksonomisilta ryhmiltä sekä eri elinkiertovaiheista, niiden voidaan olettaa antavan edustavan kuvan kyseisen haitta-aineen vaikutuksista ja arviointikerroin on pienempi. Jos saatavilla on vain akuutti (L/E)C50 -arvo yhdeltä tai useammalta trofiatasolta (tuottaja, kuluttaja, hajottaja), tulee tulos jakaa arviointimuuttujalla (AF) 1000. Jos saatavilla on yksi kroonisen altistustestin NOEC arvo (esim. kasvi) valitaan AF 100 ja jos taas käytettävissä on useampi kroonisen altistustestin NOEC -arvo kahdelta trofiatasolta (tuottaja ja/tai kuluttaja ja/tai hajottaja) voidaan käyttää pienempää arviontikerrointa (AF 50).
Taulukko 2. Arviointikertoimen (AF) valinta PNECmaaperä -arvon johtamiseen
| Käytettävissä olevat toksisuustiedot | AF |
| Akuutti (L/E)C50 yhdeltä tai useammalta trofiatasolta (tuottaja, kuluttaja, hajottaja) | 1000 |
| Yksi krooninen NOEC -arvo (esim. kasvi) | 100 |
| Useampi krooninen NOEC -arvo kahdelta trofiatasolta (tuottaja ja/tai kuluttaja ja/tai hajottaja) | 50 |
| Kroonisia NOEC -arvoja on vähintään kolmelta lajilta kultakin kolmelta trofiatasolta | 10 |
| Lajien herkkyysjakauma SSD | 5 - 1 |
| Mitattuja tai malliekosysteemin toksisuustietoja | tapauskohtainen |
Jos kroonisia NOEC -arvoja on runsaasti saatavilla eri taksonomian ryhmiltä, PNEC-arvo johtamiseen voidaan käyttää lajiherkkyysjakaumaa (SSD) arviointikertoimen asemasta. SSD jakaumaan on sisällytettävä vähintään 10, mielellään yli 15, kroonista NOEC -arvoa eri lajeilta siten, että ainakin kahdeksan eri taksonomista ryhmää on edustettuina. Mikäli yhdestä lajista on useita NOEC -arvoa, niistä valitaan kaikista pienin NOEC-arvo edustamaan kyseistä lajia. Mikäli yhden lajin mitatulle vasteelle (endpoint) on useita NOEC-arvoja, niiden geometrista keskiarvoa käytetään lajin vasteena (ECHA TGD).
Herkkyysjakaumalta valitaan haitattomaksi pitoisuudeksi se metallin pitoisuus,josta 5 %:lle lajeista voi aiheutua haittavaikutuksia. PNEC -arvo lasketaan kaavalla:
PNEC (mg/kg) = (5% SSD * 50% ci) / AF
, missä
5% SSD = 5. persentiili lajiherkkyysjakaumalla
50% ci = 50% confidence interval eli luottamusraja
AF = arviointikerroin
Biosaatavuuskorjaus
Maaperän kemialliset ja fysikaaliset ominaisuudet vaikuttavat metallien biosaatavuuteen ja mahdolliseen haitallisuuteen eliöille. Maaperän kohdekohtaista ekologista riskinarviota voidaan tarkentaa vastaamaan paremmin paikallisia olosuhteita tekemällä biosaatavuuskorjaus yleiselle PNEC -arvolle. Arvioitaessa paikallisten olosuhteiden vaikutusta metallien biosaatavuuteen, työkaluna voidaan käyttää esimerkiksi Soil PNEC calculator- laskentaohjelmaa. Laskentaohjelman on kehittänyt Arche consulting- niminen ympäristökonsultointipalveluja tarjoava yritys ja ohjelma on vapaasti ladattavissa yrityksen kotisivuilta (http://www.arche-consulting.be/). Laskentaohjelma on excel-taulukko muodossa ja se hyödyntää EU:n riskinarviointi raporteissa (EU RAR, direktiivi 793/93/EEC) hyväksyttyjä tietoja, arvoja ja menetelmiä.
Soil PNEC calculator-ohjelmalla voidaan laskea kuparille, nikkelille ja sinkille kohdekohtaiset PNEC-arvot, riskiluvut (RCR) ja PAF% -arvot. Mahdollinen vaikutusosuus PAF% (Potentially affected fraction) ilmaisee sen prosenttiosuuden maaperän eliöstöstä, joille mahdollisesti aiheutuu haittavaikutuksia tietyllä ympäristön metallipitoisuudella. Ohjelmalla voidaan laskea myös yleinen PNEC lyijylle ja kadmiumille, mutta ohjelma ei sovellu vielä niiden kohdekohtaiseen riskinarviointiin.
Kohdekohtaisten arvojen laskemiseen ohjelma tarvitsee metallien taustapitoisuudet sekä tiedot näytepisteiden maaperän kationin vaihtokapasiteetista (CEC, cmol+ / kg), pH:sta, orgaanisen aineksen (OM%) sekä hienoaineksen määrästä (saves%). Metallien käyttäytyminen (spesiaatio, liukoisuus) maaperässä sekä niiden biosaatavuus riippuu metallista sekä maaperän ominaisuuksista. Mineraalimaa, jossa on orgaanisen aineksen osuus on pieni, ei kykene sitomaan metalleja, jolloin niiden biosaatavuus ja toksisuus on suurempi. Sitä vastoin maa, jossa saveksen osuus sekä orgaanisen aineksen määrä ja CEC ovat suuria, sitoo metalleja paremmin ja pienentää metallien biosaatavuutta ja toksisuutta.
Kaivosympäristössä, jossa altistumista tapahtuu yleensä useammalle kuin yhdelle metallille, on suositeltavaa, että kaikkien metallien ja haitta-aineiden laskentaan vaadittavat taustapitoisuustiedot selvitetään. Ohjelma käyttää taustapitoisuuksia lisätyn pitoisuuden (PNEC ”Added”) arvioinnille. Kokonaispitoisuuden arvioinnissa maaperän taustapitoisuus sekä ihmistoiminnasta aiheutuva kuormitus tarkastellaan samana kokonaisuutena ja niistä muodostetaan yhteinen riskinarvio. PNEC Added-tarkastelutavassa eliöiden oletetaan olevan sopeutuneita ympäristön vallitseviin luontaisiin tausta-pitoisuuksiin, joten riskien arvioinnissa tarvitsee ottaa huomioon ainoastaan ihmisten toiminnasta aiheutuva kuormitus (ICMM 2007, MERAG Fact Sheet 1).
VIITTEET
Aiman Hasan S, Fariduddin Q, Ali B, Hayat S, Ahmad A. 2009. Cadmium: Toxicity and toler-ance in plants. J Environ Biol 30:165-174.
ERA 1 (2008). An ecological risk assessment framework for contaminants in soil. Science report SC070009/SR1. Environment Agency. United Kingdom. http://www.environment-agency.gov.uk/research/planning/40375.aspx [3.1.2011]
European Union Risk Assessment Report. 2007. Vol. 72. Cadmium oxide and cadmium met-al. Part I – Environment. European Chemicals Bureau.
European Union Risk Assessment Report. 2004. Vol. 42. Zinc metal. Part I – Environment. European Commission.
DeForest DK, Schlekat CE, Brix KV, Fairbrother A. 2011. Secondary poisoning risk assessment of terrestrial birds and mammals exposed to nickel. Integrated Environmental Assessment and Management 8(1):107-119.
European Chemicals Agency 2008a. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Chapter R10: Characterisation of dose (concentration)- response for en-vironment. Guidance for the implementation of REACH.
European Chemicals Agency 2008b. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Part B: Hazard assessment. Guidance for the implementation of REACH.
European Chemicals Agency 2008c. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Part E: Risk characterisation. Guidance for the implementation of REACH.
European Chemicals Agency 2008d. Guidance on information requirements and chemical safety assessment. Appendix R.7.13-2: Environmental risk assessment for metals and metal compounds. Guidance for the implementation of REACH.
Gál J, Husthouse A, Tatner P, Stewart F, Welton R. Cobalt and secondary poisoning in the terrestrial food chain: Data view and research gaps to support risk assessment. Environment International 34:821-838.
ICMM 2007. MERAG: Metals Environmental Risk Assessment Guidance.
Jäntti T. 2012. Kuparin, nikkelin ja sinkin vaikutukset maaperän hajotustoimintaan luikon-lahden kaivosympäristössä. Pro Gradu – tutkielma, Ympäristöbiologia, Ympäristötieteen laitos, Itä-Suomen yliopisto.
Kabata-Pendias A. 2004. Soil-plant transfer of trace elements – an environmental issue. Geoderma 122:143-149.
Kabata-Pendias A, Pendias H. 2000. Trace elements in soils and plants. CRC Press, Inc. Boca Raton, Florida.
Kauppila PM, Karlsson T, Putkinen S, Forsman P, Solismaa L. 2011. Metallikaivosalu-eiden ympäristöriskinarvioinnin osaamisen kehittäminen. Luikonlahden ympäristönäyt-teenotto, yhteenvetoraportti tehdyistä tutkimuksista vv. 2010-11. Geologian tutkimuskeskus, julkaisematon raportti 11.11.2011
Li H-F, Gray C, Mico C, Zhao F-J, McGrath SP. 2009. Phytotoxicity and bioavailability of cobalt to plants in a range of soils. Chemosphere 75:979-986.
Marschner H. 1995. Mineral Nutrition of Higher Plants. Academic Press, London.
Nagajyoti PC, Lee KD, Sreekanth TVM. 2010. Heavy metals, occurrence and toxicity for plants: a review. Environ Chem Lett 8:199-216.
Nikkarinen M. Minera –projekti; yhteenvetoraportti Luikonlahden humustutkimuksista vv. 2010-2011. Geologian tutkimuskeskus, julkaisematon raportti 20.1.2012.
Pellinen J, Sorvari J & Soimasuo M. 2007. Pilaantuneen maaperän ekologinen riskinarviointi. Suomen ympäristökeskus, Ympäristöopas.
Reichmann SM. 2002. The responses of plants of metal toxicity: a review focusing on cop-per, manganese and zinc. Australian Minerals & Energy Environment Foundation.
Reinikainen J. (2007) Maaperän kynnys- ja ohjearvojen määritysperusteet, Suomen ympäris-tökeskus, Suomen ympäristö 23.
Salminen, R.; Bogatyrev, I.; Chekushin, V.; Glavatskikh, S. P.; Gregorauskiene, V.; Niskavaara, H.; Selenok, L.; Tenhola, M.; Tomilina, O. 2003. Barents Ecogeochemistry - a large geochemical baseline study of heavy metals and other elements in surficial deposits, NW-Russia and Finland. In: Geological Survey of Finland, Current Research 2001-2002. Geological Survey of Finland. Special Paper 36. Espoo: Geological Survey of Finland, 45-52.
Seregin IV, Kozhevnikova AD. 2006. Physiological role of nickel and its toxic effects on higher plants. Russian Journal of Plant Physiology 53:257-277.
Shanker AK, Cervantes C, Loza-Tavera H, Avudainayagam S. 2005. Chromium toxicity in plants. Environment International 31:739-753.
Sheppard SC, Sheppard MI, Gallebrand M-O, Sanipelli B. 2005. Derivation of ecotoxicity thresholds for uranium. Journal of Environmental Radioactivity 79:55-83.