Sedimenttien metallipitoisuuksien arviointi
| Moderaattori:Ei ole (katso kaikki) Kuinka ryhtyä moderaattoriksi? Sivun edistyminen: Täysluonnos. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review). |
| Lisää dataa
|
Tällä sivulla on mahdollista laskea suomalaisten järvien sedimenttien metallipitoisuuksia.
Kysymys
Miten lasketaan tietyn suomalaisen järven tietyn metallin pitoisuus sedimentissä?
Vastaus
1) Lasketaan järven sedimentin metallipitoisuus perustuen ympäröivän, ympyrän säteen määräämän alueen järvien keskipitoisuuteen
2) Lasketaan järven sedimentin metallipitoisuus läheisen/sopivan suuren järven pitoisuuden perusteella.
Perustelut
Laskenta
Viitteet
Perustuu GTK:n dataan. GTK.
Johdanto
Suomen oloissa kaivoksen jätevesien purkuvesistö on usein järviallas, joskin jokivesistötkin ovat useiden kaivosten ensimmäisiä purkuvesistöjä. Järvialtaiden tapauksessa niiden pohjalle kerrostuva sedimentti on tärkeä ympäristö erityisesti ekologisen riskin arvioinnin kannalta. Järvisedimentti edustaa keskiarvoa kaikesta altaaseen kulkeutuneesta aineksesta. Kaivokselta peräisin olevat päästöt ovat siten vain osa altaan pohjalle akkumuloitunutta ainesta. Kun halutaan arvoida kaivospäästöjen vaikutusta sedimentin koostumukseen, täytyy laskennassa ottaa huomioon kaikkien siihen vaikuttavien komponenttien määrä ja laatu. Yhdistämällä massasuhteittain tausta- ja kaivoskuormituksen osuudet, saadaan lähtökohta sedimentin koostumukselle. Tämän lisäksi täytyy huomoida kiintoaineksen retentio altaasen sekä akkumulaation ja sedimentistä veteen vapautuvan aineksen määrät.
Yksityiskohtaisin tapa arvioida kaivostoiminnan aiheuttamaa pitoisuuslisäystä sedimenteissä on käyttää hydrologisia malleja, joissa on mukana kiintoaineksen sedimentaation arvioimiseksi tarvittavia moduuleja. Koska suuri osa kaivoksen kuormituksesta voi tulla vastaanottavaan vesistöön liukoisena, tarvitaan tällöinkin oletuksia ja laskelmia esimerkiksi liukoisten metallien jakautumisesta kiintoainekseen.
Kaivoksen perustamisvaiheessa, kun kaivosalueen vesitaseista, vesijärjestelyistä, rikastusprosessin jätevesien koostumuksesta, sekä vesien kierrätyksestä ja puhdistuksesta on saatavissa arviot, voidaan purkuvesien aiheuttamaa pitoisuuksien lisäystä pintasedimenteissä arvioida suuntaa-antavasti. Mikäli paikallisia mittaustuloksia ei ole käytettävissä, arvioinnissa käytetään oletuksia päästöjen pidättymisestä altaaseen, sedimenttien taustapitoisuudesta, kuiva-aineen taustakertymästä ja sedimentin kerrostumisalueen pinta-alasta. Kaivostoiminnan aiheuttaman pitoisuuslisäyksen voi arvioida joko pinta-alapohjaisesti tai järviallaskohtaisesti - käytettävät muuttujat ovat molemmissa tapauksissa samat. Arviointitapa ei ota huomioon ainesten kerrostumisen jälkeistä liikkuvuutta sedimenteissä tai sisäisen metallikuormituksen prosesseja, jotka muuttavat sedimentin yläosan pitoisuuksia, usein vuodenaikaisvaihtelun mukaan.
Kuva 1. Periaatekuva sedimentin pitoisuuslisäyksen arvioimisesta pinta-alapohjaisesti
Kuva 2. Periaatekuva sedimentin pitoisuuslisäyksen arvioimisesta järviallaskohtaisesti
Purkuvesien aiheuttaman metallikuormituksen leviäminen kerrostumisalueelle
Purkuvesien aiheuttama vuotuinen metallikuormituksen lisäys arvioidaan kaivosalueen ja rikastamon vesitaseen ja eri jätevesien pitoisuustietojen sekä puhdistus- ja kierrätysprosessien perusteella. Purkuvesistöön juoksutettavan veden määrästä ja koostumuksesta lasketaan kullekin tarkasteltavalle aineelle altaaseen vuodessa päätyvä ainelisäys (esim. metallilisäys). Tarvittaessa arvioidaan myös niiden suotovesien ja muiden valumavesien vaikutus, joita ei johdeta keskitetysti purkukohtaan.
Mikäli jätevesien purkukohta ei sijaitse aivan järvialtaan luusuassa, altaaseen juoksutettava päästö leviää yleensä tehokkaasti lähes koko altaaseen, yleisestä nettovirtauksesta huolimatta. Tasaisen levittäytymisen lisäksi tämä seikka lisää aineiden pidättymistä altaaseen. Karkeassa arvioinnissa voidaan olettaa, että 70-90 % juoksutettavasta ainemäärästä pidättyy sedimentteihin ensimmäisessä järvialtaassa, mikäli se ei ole selkeästi lyhytviipymäinen läpivirtausjärvi.
Koska laskentatavassa levitetään järveen pidättynyt kuormitus sedimentteihin, täytyy arvioida sedimentaatioalueeen pinta-ala järvialtaassa. Koko järven pohja ei suinkaan ole nykyisten sedimenttien kerrostumisaluetta, sillä Pajusen (2004) mukaan yli 50 km2 kokoisissa järvissä keskimäärin vain n. 46 % on akkumulaatioaluetta. Mikäli kaikuluotaustietoja ei ole saatavilla, sedimenttien kerrostumisalueen laajuutta voidaan arvioida järven syvyystietojen ja esimerkiksi aaltosyvyyden pohjalta. Aaltojen vaikutussyvyyttä voidaan arvioida kaavalla (Håkanson et al. 2004):
Wb = (45,7*järven pinta-ala^0,5)/(21,4+järven pinta-ala^0,5) jossa Wb = aaltosyvyys (m) (wave base); järven pinta-ala (km2)
Aaltosyvyyden (kriittisen syvyyden) avulla voidaan kerrostumisalueen pinta-ala määrittää joko hyprografiselta käyrältä, jos sellainen on altaasta käytettävissä, tai syvyystietojen perusteella esimerkiksi paikkatieto-ohjelmilla. Tarkimman tuloksen saa sedimenttiin tunkeutuvan kaikuluotauksen perusteella, mikäli sellainen on mahdollista. Kun kerrostumisalueen pinta-ala on arvioitu, kaivoskuormituksen aiheuttama metallilisäys sedimentin pinta-alaa kohti voidaan laskea.
Taustapitoisuuksien ja kiintoaineksen kertymän arviointi
Jotta arvioitu metallilisäys järvialtaaseen ja sedimenttien kerrostumisalueelle voidaan muuntaa pitoisuuksiksi, lisäkertymä pitää suhteuttaa samassa ajassa kertyvään sedimenttimatriksiin. Laskennassa oletetaan, että kaivostoiminnan purkuvesistä tuleva kiintoaineskuormitus on selvästi pienempää kuin altaaseen valuma-alueelta ja ilmasta normaalisti tuleva kiintoainesmäärä. Kiintoaineskertymän arviointia on kuvattu seuraavissa kappaleissa. Esitetyt kiintoaineksen kertymäarvot perustuvat pääosin järvialtaiden syvänteiden kertymiin. Arvot ovat aineksen fokusoitumisen vuoksi hieman korkeammat kuin kerrostumisalueella keskimäärin, mikä aiheuttaa pitoisuuksien laskennassa liian alhaisia pitoisuusarvoja. Pitoisuuslisäystä laskettaessa onkin suositeltavaa käyttää kiintoaineen kertymäarvona esimerkiksi 75 % syvännealueen kertymästä. Tällä tavalla arvioitua keskiarvoa voidaan soveltaa laajalti sedimentin kerrostumisalueella, koska myös kaivostoiminnasta aiheutuva pitoisuuslisäys todennäköisesti fokusoituu syvänteisiin samassa suhteessa kuin kiintoaineksen sedimentaatio yleensäkin.
Sedimentin taustapitoisuudet tulee vielä lisätä kaivostoiminnasta aiheutuneeseen pitoisuuslisäykseen lopullisten ympäristön pitoisuuksien määrittämiseksi. Alla on kuvattu myös taustapitoisuuksien arviointi erikseen suurille ja pienille järvialtaille. Laskentatyökalu taustapitoisuuksien arvioimiseksi löytyy osoitteesta http://fi.opasnet.org/fi/Järvisedimenttien_metallipitoisuudet
Suuret järvet
Vesistöön kulkeutuvan aineksen akkumulaatiota arvioidaan GTK:n keräämän, koko Suomen kattavan sedimenttiaineiston avulla. Tarkoitus on, että aineistosta valitaan vertailukohdaksi lähin tai muutoin soveltuva kohde. Kaikista Suomen suurista (> 100 km2) järvistä on käytettävissä sedimentin pintaosan metallipitoisuudet ja arvio sedimentin %-osuudesta järven pinta-alaan nähden (Pajunen 2004). Karkean arvion mukaan suurissa järvissä kiintoaineksen kertymisnopeudet v. 1986 jälkeen ovat prosenttipisteittäin n. 137, 178 ja 362 g/m2/a (10. 50. ja 90. prosenttipiste: Seitsemän Keskisen Suomen alueella olevaa n. 100 km2 järveä; kaksi sedimenttiprofiilia kustakin). Kun järveen kertyvän vuosittaisen kiintoaineksen määrä ja taustakoostumus on arvioitu, on tehdään päästöarvio. Päästöistä ei kuitenkaan kaikki aines sedimentoidu altaaseen, vaan osa poistuu virtaavan veden mukana. Apuna retention arvioinnissa voidaan käyttää tilavuuden ja virtaaman suhdetta. Myöskään kaikki pohjalle kertynyt aines ei kiinnity sedimenttiin, vaan osa aineksesta vapautuu yläpuoleiseen veteen (Mäkinen & Lerssi 2007). Kun päästöt ja altaaseen kertynyt aines on yhdistetty massasuhteittain, saadaan arvio sedimentin lopullisesta koostumuksesta.
Pienet järvet
Vastaava geokemiallinen tieto on tarjolla valikoidusti myös pienemmistä järvistä, ja koostumustietoja voi soveltaa lähes suoraan, mikäli jokin niistä sijoittuu tutkittavan järven lähietäisyydelle – edellyttäen, että valuma-alueen ominaisuudet pysyvät samoina ja valuma-alue on pääosin subakvaattisella alueella. Mikäli tutkittava kohde ei sijaitse minkään luettelossa olevan pienjärven läheisyydessä, voidaan arviossa käyttää samalle valuma-alueelle sijoittuvan suuremman järven koostumustietoja. Tällöin kuitenkin suuren järven koostumustiedot on arvioitava alkuaineittain erilaisten valuma-alueen ominaisuuksien ja maankäytön intensiteetin perusteella. Alla olevassa taulukossa on esitetty prosenttipisteittäin kertoimet, joiden perusteella pienjärven koostumusta voi arvioida suhteessa samalla valuma-alueella olevaan suurjärveen. Kertoimet valitaan sen mukaan, mikä on tutkittavan järven pH tai maankäytön intensiteetti suhteessa suurjärveen. Alhaisen pH:n tapauksessa As, Co, Fe, Mn ja Zn:n kertoimet ovat pieniä (lähellä 10. %-pistettä) ja päinvastoin. Vastaavasti maankäytön intensiteetin ollessa alhainen Cr, Cu, Ni ja V:n kertoimet ovat pieniä (lähellä 10. %-prosenttipistettä). Maankäytön intensiteetti vaikuttaa samalla tavalla myös Co, Fe ja Zn-pitoisuuksiin, mutta heikommin kuin pH. Arviossa voi käyttää apuna myös sedimentin C-pitoisuutta siten, että C-pitoisuuden kasvaessa kaikkien em. alkuaineiden pitoisuudet pyrkivät pienenemään (kertoimet pieniä) kun taas S-pitoisuus kasvaa (kertoimet suuria). Pb:n ja Cd:n kohdalla määräävin tekijä on maankäytön intensiteetti ja sen kasvaessa Pb ja Cd-pitoisuudet pienenevät (lähestyy 10 %-pistettä).
Taulukko. Kertoimet, joilla arvioidaan pienjärven alkuainepitoisuuksia suhteessa saman valuma-alueen suurjärven pitoisuuksiin.
| Prosenttipiste | As | Cd | Co | Cr | Cu | Fe | Mn | Mo | Ni | Pb | S | V | Zn |
| 90 | 1.0 | 1.7 | 1.8 | 0.8 | 1.4 | 1.3 | 0.9 | 2.6 | 1.6 | 2.9 | 6.0 | 1.2 | 1.4 |
| 50 | 0.6 | 1.1 | 0.8 | 0.5 | 1.0 | 0.5 | 0.2 | 0.8 | 0.5 | 1.5 | 3.2 | 0.8 | 0.8 |
| 10 | 0.4 | 0.5 | 0.2 | 0.3 | 0.6 | 0.2 | 0.03 | 0.4 | 0.3 | 0.9 | 1.6 | 0.5 | 0.4 |
Metallimalmien tapauksessa on moreeniaineksessa yleensä normaalia korkeammat metallipitoisuudet, joten tämä on otettava huomioon kaikissa tapauksissa. Erityisesti tämä koskee alueita, missä on U-mineralisaatioita. Mikäli kohde sijaitsee surpa-akvaattisella alueella, voidaan GTK:n moreeniatlaksen ja muita mahdollisia moreenin koostumustietoja käyttää metallipitoisuuksien arviointiin. Moreeniin verrattuna Co-pitoisuudet sedimenteissä ovat n. 2-kertaisia, Cr-pitoisuudet n. 1,6-kertaisia, Fe-pitoisuudet n. 4-kertaisia, Ni-pitoisuudet n. 1,2-kertaisia, V-pitoisuudet n. 1,6-kertaisia ja Zn-pitoisuudet n. 2,5-kertaisia (Mäkinen 2005). Sedimenttien U-pitoisuudet voidaan melko suoraan arvioida GTK:n moreeni- ja purosedimenttiatlaksesta.
Kun sedimentin koostumus on arvioitu, on vuorossa akkumulaationopeuden arviointi, mikä tapahtuu alla olevan taulukon perusteella. Taulukossa on metsäisillä ja peltoja sisältävillä valuma-alueilla olevien järvien tietoja akkkumulaationopeudesta (g/m2/a) näytteenottopaikalla. Arvot kuvaavat maankäytön intensiteettiä siten, että 90. %-prosenttipisteessä maankäyttö on intensiiivistä ja päinvastoin. Tämän jälkeen arvioidaan koko järven akkumulaatioalueen pinta-ala, joka yleisesti ottaen on n. > 2 m syvyydellä oleva alue (tai laskettu aaltosyvyyden perusteella, kts. yllä). Lisäksi on arvioitava kiintoaineksen retentio altaaseen, jota jossakin määrin kuvastaa järven tilavuuden ja virtaaman suhde.
Taulukko. Akkumulaationopeuden (g/m2/a) arviointi metsäisillä (DM_metsä) ja peltoja (DM_pelto) sisältävillä valuma-alueilla prosenttipisteittäin.
| Prosenttipiste | DM_metsä | DM_pelto |
| 90 | 319 | 3358 |
| 50 | 115 | 1696 |
| 10 | 54 | 615 |
http://fi.opasnet.org/fi/J%C3%A4rvisedimenttien_metallipitoisuudet
Kun altaaseen luontaisesti akkumuloituvien metallien määrät ja päästöt on arvioitu, yhdistetään tiedot ja lasketaan sedimentin koostumus ainesten massasuhteilla painotettuna.
Meromiktisuus ja talvihapettomuus
Kohonneiden alkuainepitoisuuksien lisäksi kaivostoiminta saattaa vaikuttaa vastaanottavien järvialtaiden alusveden hapetustilanteeseen. Meromiktisuus, eli järven alusveden pysyvä kerrostuneisuus niin, että kevät- ja syyskierto sekoittavat vain järven pintaveden, voi aiheuttaa ekologisia muutoksia alusvedessä tai sedimentissä elävissä eliöstössä. Meromiktisuus on normaalia yleisempää kaivosten alapuoleisissa pienvesistöissä. Yleisintä se on jyrkkäreunaisissa altaissa tai altaan osissa, kun taas tasapohjaisissa pienjärvissä meromiktisuutta ei esiinny. Pitkulaisissa < 2 km kokoisissa järvissä voidaan morfologisena raja-arvona meromiktisuuden esiintymiselle pitää < 110 pituus-/syvyys –suhdetta. Mikäli järvi on pyöreämuotoinen ja läpimitaltaan > 2 km, kasvaa meromiktisuuden todennäköisyys vasta kun pituuus/syvyyssuhde on << 100. Reittivesistöissä meromiktisuus on todennäköisintä kaivoskuormitusta lähinnä olevassa ja erillisessä altaan osassa. Suotuisissa olosuhteissa melko pienetkin elektrolyyttipitoisuudet voivat aiheuttaa meromiktisuuden. Co, Cu, Ni, Zn:n osalta pitoisuudet ovat n. 1 - 10 µg/l; Fe, Mn ja S-pitoisuudet ovat > 0.3 mg/l, 600 µg/l ja > 150 mg/l. Ominaista tällaisille meromiktisille järville on myös, että TOC > 10 mg/l.
Yleisintä talvihapettomuus on jyrkkäreunaisissa altaissa tai altaan osissa. Veden elektrolyytti- ja TOC-pitoisuudet ovat pienempiä kuin meromiktisissa järvissä. Mikäli elektolyyttipitoisuudet ovat alhaisia, korkea TOC (> 20 mg/l), kohtalaiset S-pitoisuudet (30 mg/l) ja pieni vesitilavuus (< 150 000 m3) lisäävät talvihapettomuuden riskiä. Tällöin osa sedimenttien metalleista muuttuu liukoiseen muotoon ja kulkeutuu sedimentistä alusveteeen.
Ympäristöpitoisuuksien arviointi vastaanottavissa pintavesissä
Kun etukäteisarvioidut tai mitatut kaivosalueen jätevesien päästötiedot ovat käytettävissä, voidaan arvioida vastaanottavan pintavesimuodostuman haitallisten aineiden purkukohdassa. Jäteveden pitoisuus muuttuu kuitenkin jo muutamien metrien päässä purkukohdasta, olosuhteista riippuen, laimenemisen ja sedimentaation vuoksi. Toinen ääripää laimenemisessa on sekoittuminen koko vesimuodostumaan. Riskinarvioinnissa keskeistä on valita ympäristöpitoisuus joka soveltuu kulloiseenkin altistumisskenaarioon niin ekologisessa- kuin terveysriskinarvioinnissakin. Tämä määrittää kaivosalueelta tulevien vesien laimenemisen arvioinnin tarpeen.
Kaivosvesipäästön täydellistä sekoittumista vastaanottavaan vesimassaan tai muuhun arvioinnin kannalta relevanttiin tilavuuteen voidaan pitää yhtenä perusarviona ympäristöriskinarvioinnissa. Erityisen sopiva tämä lähestymistapa on turbulentisti virtaavien jokien tapauksessa, vaikka niissäkin jätevesipluumi voi sekoittua varsin hitaasti jos sen fysikaaliset ominaisuudet poikkeavat huomattavasti vastaanottavan veden ominaisuuksista. EU:n vesipuitedirektiivin toimeenpanoon liittyvässä sekoittumisvyöhykkeiden määrittämisen teknisessä taustadokumentissa (Euroopan unioni 2010) esitettävässä vaiheittaisessa lähestymistavassa täydellinen sekoittuminen on ensivaiheen arviointien peruslähestymistapa varsinkin jokiympäristöissä. Alustavassa arvioinnissa sitä voidaan käyttää myös järvissä, koska pidemmällä aikavälillä virtaukset järvialtaassa yleensä sekoittavat päästön tehokkaasti altaan kaikkiin osiin. Arvioinnissa otetaan huomioon myös veden vaihtuminen järvialtaassa tarkasteltavalla aikavälillä sekä taustapitoisuudet.
EU:n sekoittumisvyöhykkeiden määrittämistä koskeva ohjeistus ja taustadokumentti on laadittu erityisesti Vesipuitedirektiivin toimeenpanon vuoksi, mutta se sisältää hyödyllisiä ohjeita ja työkaluja sekoittumisen ja laimenemisen yksinkertaiseen arviointiin (Euroopan unioni 2010). Ohjeistukseen liittyy myös Discharge test laskentatyökalu, jota voi soveltaen käyttää laimenemisen arviointiin myös järvissä. Sekoittumisvyöhykkeiden määrittämisen perustana on erityisesti eliöiden altistuminen ja siihen liittyvä niiden kyky välttää kohtuullisen kokoisia alueita purkukohdan ympäristössä, jossa pitoisuudet ovat korkeampia. Myös vapaasti veden mukana kulkeutuvien eliöiden altistusaika sekoittumisvyöhykkeellä on rajallinen mikäli vedessä on virtauksia.
Mikäli ekologisessa- tai terveysriskinarvioinnissa tarvitaan tarkempia laimentuneita ympäristön pitoisuuksi esimerkiksi tietyllä alueella järvialtaassa, voidaan käyttää päästöjen laimenemisen arviointiin erikoistuneita numeerisia malleja. Esimerkkejä tällaisista ovat US EPA:n Visual Plumes -mallin viimeisimmät versiot (http://www.epa.gov/ceampubl/swater/vplume/) sekä Visual Plumesin seuraajana nykyisin usein käytettävä kaupallinen Cormix (www.cormix.info). Ympäristöpitoisuudet voidaan sopivissa oloissa määrittää myös mittaamalla, jolloin seurataan purkuvesien etenemistä kentällä helposti mitattavien suureiden avulla ja analysoidaan veden laatua altistumisen arviointiin soveltuvista kohdista.
Katso myös
Viitteet
Euroopan unioni 2010. Technical Background Document on Identification of Mixing Zones. 34 p.
Håkanson, L., T. Blenckner & M. Malmaeus, 2004. New, general methods to define the depth separating surface water from deep water, outflow and internal loading for mass-balance models for lakes. Ecological Modelling 175: 339-352.
Mäkinen, J. & Lerssi, J. 2007. Characteristics and seasonal variation of sediments in lake Junttiselkä, Pyhäsalmi, Finland. Mine Water and Environment 26, 217 – 228.
Pajunen, H. 2004. Järvisedimentit kuiva-aineen ja hiilen varastona. Summary: Lake sediments as a store of dry matter and carbon. Geologian tutkimuskeskus, Tutkimusraportti 160. 308 s.