Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 225

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 225 Lyijy kiinnittyy erittäin helposti hiukkasiin. Lyijy voi vaikuttaa vesieliöstöön eri trofiatasoilla, mutta eräät levät ovat erityisen herkkiä lyijyn vaikutuksille /128/. Lyijyn aiheuttamia kriittisiä vaikutuksia on havaittu voi hermosto-, hematopoeettisessa ja lisääntymisjärjestelmissä ja lisäksi lyijyllä on karsinogeenisia vaikutuksia /129/. Elohopea esiintyy meriympäristössä yhdessä orgaanisessa muodossa ja kolmessa epäorgaanisessa muodossa (metyylielohopea, kaksi- ja yksiarvoinen ioninen elohopea ja metallinen elohopea). Vesiympäristössä tapahtuu epäorgaanisen elohopean muuntumista mikrobien vaikutuksesta orgaaniseksi elohopeaksi. Meriekosysteemissä elohopea kertyy simpukoihin ja rikastuu ravintoketjussa. Ravintoketjun yläpäässä olevien saalistajien ja erityisesti merilintujen ja merinisäkkäiden on todettu olevan herkimpiä elohopean vaikutuksille /128/. Epäorgaanisen elohopean nielemisen on todettu aiheuttavan kriittisiksi vaikutuksia munuaisiin, kun taas metyylielohopean vaikuttaa hermoston kehittymiseen /129/. Elohopea, lyijy ja kadmium on otettu mukaan HELCOM:n ja OSPAR:n sopimuksiin sekä EU:n ohjelmaan priorisoida vaarallisten aineiden vähentämistä meriympäristössä /130/. OSPAR:n Itämeren metalleja koskevissa säännöissä/ohjeissa on määritetty turvalliset tasot sedimentin ja veden As-, Cd-, Cr-, Cu-, Hg-, Ni-, Pb- ja Zn-pitoisuuksille. Metallit Suomen hankealueella Nord Stream -hankkeeseen liittyviä metallitutkimuksia on suoritettu Suomen hankealueella vuosina 2005 2007. Vuonna 2008 suoritettiin ympäristön kenttätutkimuksia Kalbådagrundin alueella. MTL on suorittanut sedimenttien metallitutkimuksia Suomenlahdella vuosina 1992 1993 ja GTK vuonna 2004. Suomalaisessa sedimenttien ruoppaus- ja läjitysohjeessa /131/ luokitellaan kaksi raja-arvoa, jotka määrittävät, mihin pohjamateriaalia voi läjittää. Alemman raja-arvon (taso 1) alittavat haitta-ainepitoisuudet kuvaavat vesiympäristön taustapitoisuutta. Alemman raja-arvon ylittävät pitoisuudet kuvaavat lievästi pilaantuneita sedimenttejä. Näitä sedimenttejä voidaan läjittää mereen, mutta menettely vaatii ympäristöviranomaisten hyväksynnän. Ylemmän raja-arvon (taso 2) ylittävät pitoisuudet kuvaavat pilaantuneita sedimenttejä, joita ei yleisesti saa laskea mereen. Suomessa ruopattuun sedimenttiin sovellettavien raja-arvojen perusteella ylimpien kerrostumien nuorien sedimenttien (0-2 cm) metallipitoisuudet ylittivät arseenin (reitti 16), kadmiumin (molemmat reitit), kromin (keskiviiva 2005), kuparin ja sinkin (reitti C16) osalta alemman rajaarvon (taso 1) (katso taulukko 5.13), ja näiden sedimenttien mereen läjittämiseen vaaditaan rannikkoalueiden ruoppauksessa asianmukaisen viranomaisen hyväksyntä. Tutkittujen metallien ei havaittu ylittävän ylempää raja-arvoja (taso 2). Tämä osoittaa, että kyseiset pitoisuudet vastaavat Suomen rannikkoalueiden nuorten sedimenttien keskimääräisiä pitoisuuksia /131/. Yhden tai useamman haitta-aineen pitoisuudet putkilinjan reitillä sekä suurimmassa osassa Suomenlahtea ylittävät tason 1 mutta pysyvät tason 2 alapuolella. Putkilinjan rakentami-

226 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 sen vaikutusta ei kuitenkaan voi verrata ruoppauksen ja läjityksen aiheuttamiin vaikutuksiin, koska resuspendoituneet sedimentit laskeutuvat käytännössä samalle alueelle, josta ne ovat peräisin. OSPAR-sopimuksen mukaisten ekotoksikologisten arviointiperusteiden (EAC) perusteella kaikkien tutkittujen metallien keskipitoisuudet elohopeaa, nikkeliä ja lyijyä lukuun ottamatta ylittävät kynnysarvon /132/. Sedimenttien metallipitoisuudet vastaavat aiemmissa tutkimuksissa saatuja tuloksia /108/. Metallien pitoisuudet sedimentissä Suomen hankealueella ovat keskisuuria verrattuna kokonaispitoisuuksiin koko putkilinjan reitin varrella. Reitti C14 ja reitti C16 eivät eroa merkittävästi toisistaan sedimenttien haitta-ainepitoisuuksien suhteen, vaikka reitillä C16 onkin enemmän kovan merenpohjan alueita ja vähemmän sedimentaatioalueita kuin reitillä C14. Suomen merentutkimuslaitoksen tutkimustulokset metalleista Suomenlahden sedimenteissä vuonna 1992 ja 1993 on esitetty kartaston kartoissa GE-8 GE-16. Vuosina 2004 2007 metalleista ja ravinteista sedimenteissä tehtyjen tutkimusten tulokset on esitetty kartaston kartoissa GE-17-F, GE-18-F, GE-20-F ja GE-22-F. Kromipitoisuuksia ei tutkittu Suomen merentutkimuslaitoksen tutkimuksissa vuosina 2007 ja 2008, vaan kromin osalta tulokset perustuvat PeterGazin tekemään tutkimukseen (2005 ja 2006) kahden kilometrin levyisellä putkikäytävällä (näytteitä otettu 0 5 senttimetrin syvyydestä). Tutkimustulosten perusteella saadaan yleiskuva metallien nykyisistä pitoisuuksista sedimentissä. Taulukko 5.13. Metallien pitoisuudet (mg/kg ka) nuorissa sedimenteissä (0 2 cm) Suomen hankealueella vuosina 2007 ja 2008 reittien C14 ja C16 (reittien poikkeamakohdan) varrella tehtyjen tutkimusten perusteella. Metallit Reitti N>LOQ (N) Keskimääräinen pitoisuus, mg/kg ka (min. maks.) Arseeni (As) Kadmium (Cd) Kromi (Cr) Kupari (Cu) Elohopea (Hg) Nikkeli (Ni) Lyijy (Pb) Sinkki (Zn) Raja-arvo / suomalainen ruoppauskäsikirja (luokka 1 2) Raja-arvo / OSPAR EAC C14 29 (29) 9,4 (1,2 21,4) C16 25 (25) 16,7 (2,4 55,1) 15 60 7,2 C14 29 (29) 0,9 (0,1 4,4) C16 25 (25) 1,6 (0,6 2,3) 0,5 2,5 0,7 Keskiviiva 2005/2006 238 (238) 68 (16,5 116) 65 270 52 C14 29 (29) 51 (5,6 123) C16 25 (25) 40,3 (10,4 57,1) 50 90 19 C14 23 (29) 0,04 (0,02 0,14) C16 21 (25) 0,08 (<0,04 0,13) 0,1 1 0,13 C14 29 (29) 37 (4,6 66) C16 25 (25) 37,2 (11,2 51,5) 45 60 16 C14 29 (29) 31 (14,9 62) C16 25 (25) 32,6 (11,2 53,8) 40 200 30 C14 29 (29) 173 (32 429) C16 25 (25) 181 (70 247) 170 500 12 Lyhenteet: Reitti: Joko reitin C14 tai C16 varrelta otetut näytteet. Krominäytteet otettiin vuonna 2005 määräytyneeltä keskiviivalta. N > LOQ: pitoisuudeltaan määritysrajan ylittävien näytteiden määrä

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 227 N: näytteiden kokonaismäärä Keskiarvo: aritmeettinen keskiarvo Min.: määritysrajan ylittävä vähimmäisarvo Maks.: enimmäisarvo Raja-arvo / suomalainen ruoppausohje: Alemman raja-arvon alittavat sedimenttien metallipitoisuudet ovat vesiympäristölle vaarattomia pitoisuuksia. Alemman raja-arvon (Taso 1) yläpuolinen keskimääräinen pitoisuus osoittaa sedimentit, jotka voidaan pitoisuuksiensa vuoksi laskea mereen asianomaisen viranomaisen luvalla. Ylemmän raja-arvon (Taso 2) yläpuoliset keskimääräiset pitoisuudet osoittavat sedimentit, joita ei yleisesti saa laskea mereen. Jos pitoisuuden keskimääräinen arvo ylittää raja-arvon, se on lihavoitu. Raja-arvo / OSPARin ruoppausohje: Raja-arvon yläpuoliset pitoisuusarvot osoittavat sedimentit, joiden pitoisuudet voivat olla haitallisia, jos sedimentit lasketaan mereen. Jos pitoisuuden keskimääräinen arvo ylittää raja-arvon, se on lihavoitu Joidenkin metallien (esimerkiksi lyijyn, nikkelin ja arseenin) väliaikaiset tasot sedimentissä osoittavat pitoisuuksien kasvavan siirryttäessä Itämerellä kohti Ruotsin hankealuetta ja vastaavan siten myös sedimentaatioalueiden jakaumaa. Kuva 5.39. Kadmiumin (Cd) pitoisuudet sedimentissä Nord Streamin vuoden 2008 reittien C14 ja C16 poikkeamakohdassa tekemän kenttätutkimuksen perusteella. Kartta osoittaa merenpohjan tyypin merkityksen näytteenotolle: kovasta merenpohjasta ei voida ottaa näytteitä.

228 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 5.3.5.2 Orgaaniset haitta-aineet Viimeisten 50 vuoden aikana Itämereen on kulkeutunut merkittäviä määriä orgaanisia haittaaineita useista eri lähteistä. Orgaanisia yhdisteitä päätyy mereen jokien valuntavesien mukana, ilmalaskeumana sekä suoraan mereen johdettavissa jätevesissä. Mainittuihin lähteisiin kuuluvat teollisuuden päästöt, kuten organoklooriyhdisteet sellu- ja paperitehtaiden jätevesissä, valumavedet maatalouskäytössä olevilta alueilta, mereen sijoitetut jätteet sekä laivojen ja veneiden pohjissa käytettävät maalit. Useiden orgaanisten haitta-aineiden, varsinkin tiettyjen organoklooripestisidien, kuten DDT:n ja teknisten heksakloorisykloheksaanien (HCHisomeerien), määrä on vähentynyt, koska näiden aineiden käyttö on ollut kiellettyä 1980-luvulta lähtien. Dioksiinien tärkeimpiä lähteitä ovat palamisprosessit, kuten jätteiden poltto sekä metallinsulatus ja -jalostus. Polyklooratut dibentso-para-dioksiinit (PCDD-yhdisteet) ja furaanit sekä dioksiinien kaltaiset PCB-yhdisteet, joita kutsutaan usein yhteisnimityksellä dioksiinit, ovat yleisiä ympäristösaasteita. Dioksiinien kokonaispitoisuus esitetään tavallisesti toksisuusekvivalenttina (TEQ), joka on verrattavissa myrkyllisimmän dioksiiniyhdisteen, 2,3,7,8-TCDD, pitoisuuteen. Monet orgaanisista haitta-aineista eivät hajoa biologisesti tai hajoaminen on hyvin hitaasti, mut ta sen sijaan ne kertyvät tehokkaasti orgaaniseen ainekseen. Sen vuoksi orgaaniset yh dis teet rikastuvat ravintoketjussa. Heksakloorisykloheksaanit (HCH-yhdisteet) muodostavat tästä poikkeuksen, sillä ne eivät juurikaan kerry ravintoketjussa ja ne esiintyvät yleisemmin vedessä kuin sedimentissä. Myös PAH-yhdisteet (polyaromaattiset hiilivedyt) eivät kerry ra vin to ketjussa, johtuen yhdisteiden metaboliasta eliöiden elimistöstä. PAH-yhdisteet ovat kuitenkin veteen niukkaliukoisia ja kiinnittyvät tehokkaasti orgaaniseen ainekseen. Tähän tarkasteluun on otettu mukaan orgaaniset yhdisteet, jotka on huomioitu HELCOM:n ja OSPAR:n sopimuksissa sekä EU:n ohjemassa vaarallisten aineiden vähentämiseksi meriympäristössä (katso taulukko 5.14) /130/. OSPAR-säännöksissä on joillekin orgaanisille haitta-aineille annettu sedimentin turvallisuustasot. Koska orgaaniset yhdisteet kiinnittyvät tehokkaasti orgaaniseen ainekseen, ei turvallisuustasoja yleensä määritetä vedelle. Lindaanille, TBT:lle ja eräille PAH-yhdisteille on kuitenkin julkaistu turvallisuustasot /133/. Taulukko 5.14. HELCOM-, OSPAR- ja EU-ohjelmissa säännellyt vaaralliset aineet (merkitty X:llä).

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 229 Jäljempänä on kuvattu kunkin orgaanisen yhdisteen myrkyllisyyttä ja ominaisuuksista meriympäristössä. Perustutkimuksessa mukana olleet orgaaniset haitta-aineet on, PAH-yhdisteitä lukuun ottamatta, mainittu EU:n luettelossa yhdisteistä, jotka ovat hormonitoimintaa häiritseviä /134/. Klordaania (CH TOT ) valmistettiin vuosina 1945 1988 ja sitä käytettiin maaperän hyönteis- ja tuholaismyrkkynä. Klordaani on erittäin suuri huolenaihe, koska sen myrkyllistä metaboliittia oksiklordaania on löydetty suurina pitoisuuksina ravintoketjun yläpään saalistajista /135/. Klordaani on erittäin myrkyllinen vesiorganismeille, /135/ ja haitallinen iholle joutuessaan tai nieltynä. Klordaanin karsinogeenisestä vaikutuksesta on rajatusti todisteita. Nielemisestä aiheutuvia kriittisiä vaikutuksia ovat vaikutukset maksaan, karsinogeeniset vaikutukset ja kehityshäiriöt /129/. Heksaklooribentseeni (HCB) on kloorattujen yhdisteiden, kuten useiden tuholaismyrkkyjen, valmistuksessa syntyvä sivutuote. HCB:tä on syntynyt sivutuotteena 1920 -luvulta lähtien. HCB:tä käytettiin lyhyen aikaa sienimyrkkynä 1960 -luvulla /135/. HCB kertyy tehokkaasti ravintoketjussa (log kow = 5,5), ja sen puoliintumisaika eliöstössä on pitkä (arviolta 2,5-6 vuotta) /135/. HCB:n nielemisestä aiheutuvia haitallisia vaikutuksia ovat vaikutukset maksaan, luustoon ja immuunijärjestelmään, karsinogeeniset vaikutukset sekä vaikutukset lisääntymiseen ja kehitykseen /129/. Tributyylitina, dibutyylitina ja monobutyylitina (TBT, DBT, MBT). TBT:n valmistus aloitettiin 1960-luvulla, jolloin sitä käytettiin maataloudessa levä- ja sienimyrkkynä. Myöhemmin sen käyttökohteita ovat olleet merilaivojen pohjamaalit ja puunsuoja-aineet. TBT on ollut hyvin suosittua laivojen runkojen sekä muiden ja meriveden kanssa kosketuksissa olevien rakenteiden pohjamaaleissa, koska TBT on hyvin tehokas ja se kestää pinnoissa pitkään /135/. DBT:tä ja MBT:tä on käytetty stabiloimisaineina PVC-tuotteissa, joista niiden on todettu ajan myötä vapautuvan ympäristöön, esim. ruokaan, juomaveteen, vesijohtoveteen ja jätevesilietteeseen /135/. TBT, DBT ja MBT ovat organotinayhdisteitä. Organotinayhdisteet liukenevat niukasti veteen (< 50 mg/l), ja niiden log kow -arvo on 3-4. TBT hajoaa vesiympäristössä DBT- ja MBT-yh disteiksi, TBT:n puoliintumisajan vaihdellessa päivistä muutamaan viikkoon. Hapettomissa olosuhteissa, esimerkiksi sedimentissä, hajoaminen on huomattavasti hitaampaa: puoliintumisajan ollessa vähintään kaksi vuotta /135/. TBT sitoutuu voimakkaasti suspendoituneeseen materiaaliin, kuten orgaaniseen ainekseen tai epäorgaanisiin sedimentteihin, ja saostuu pohjasedimenttiin. TBT kertyy tehokkaasti merieliöihin, kuten ostereiden ja kaloihin, jo pienissä pitoisuuksissa /136/. TBT on erittäin myrkyllinen vesiorganismeille, ja sen biokertyvyystekijä (BCF) on suuri (> 1000). Äyriäiset ovat erityisen herkkiä TBT:n myrkyllisille vaikutuksille. Jo pieninä pitoisuuksina TBT voi vaikuttaa simpukoiden ja ostereiden rakenteeseen ja kasvuun ja lisäksi se aiheuttaa lisääntymis- ja sukupuolihäiriöitä /137/. Dikloori-difenyyli-trikloorietaaniyhdisteitä (DDT) on käytetty laajasti hyönteismyrkkyinä 1950 -luvulta alkaen. DDT aiheuttaa erittäin suurta huolta, koska sen myrkyllisiä metaboliitteja

230 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 on löydetty suurina pitoisuuksina ravintoketjun yläpään saalistajista. DDT:n metaboliitteja ovat DDE ja DDD. DDT on erittäin myrkyllinen vesiorganismeille ja sen biokertyvyystekijä (BCF) on erittäin suuri ( > 10000). Johtuen DDT:n hitaasta hajoamisesta, se kertyy ja rikastuu ravintoverkossa. Meriympäristössä DDT ja sen metaboliitit aiheuttavat häiriöitä lintulajien munankuoriin. Kaloja ravinnokseen käyttävät merilinnut ja maalla elävät petolinnut ovat erityisen herkkiä DDT:n vaikutuksille /128/. DDT:n karsinogeenisestä vaikutuksesta on rajatusti todisteita /137/. DDT:n ja sen metaboliittien nielemisestä aiheutuvia haitallisia vaikutuksia ovat vaikutukset hermostoon, maksaan ja lisääntymiseen /129/. Heksakloorisykloheksaania (HCH) käytettiin hyönteismyrkkynä vuosina 1948 1997. HCHryhmään kuuluu kahdeksan erilaista isomeerimuotoa, joiden ominaisuudet poikkeavat toisistaan. HCH-isomeeri lindaani on vähitellen korvannut tekniset HCH-yhdisteet, ja lindaania käytetään vielä nykyään hyönteismyrkkynä /135/. HCH-yhdisteiden ympäristökäyttäytyminen määräytyy niiden suuren haihtuvuuden, heikon hiukkasiin kiinnittyvyyden ja kylmässä vedessä heikon hajoamisen perusteella. /135/. HCH-yhdisteet esiintyvät yleisemmin vedessä kuin sedimenteissä. Beta-HCH on myrkyllinen vesiorganismeille. Ihmiselle se on nieltynä vaarallista ja haitallista joutuessaan kosketuksiin ihon kanssa. Sen karsinogeenisestä vaikutuksesta on rajatusti todisteita. Lindaani on erittäin myrkyllinen vesiorganismeille. Meriympäristössä eräät äyriäislajit ovat erityisen herkkiä lindaanin vaikutuksille, kun taas nilviäiset ja levät eivät vaikuta olevan kovin herkkiä sen vaikutuksille /128/. Lindaani on ihmiselle myrkyllistä hengitettynä tai nieltynä tai joutuessaan kosketuksiin ihon kanssa /137/. HCH-yhdisteiden nielemisestä aiheutuvia haitallisia vaikutuksia ovat vaikutukset maksaan, immuunijärjestelmään ja hermostoon, karsinogeeniset vaikutukset, vaikutukset lisääntymiseen ja kehitykseen /129/. Polyaromaattiset hiilivedyt (PAH) muodostuvat suuresta ryhmästä monirenkaisia aromaattisia yhdisteitä, jotka ovat luonteeltaan joko petro-, pyro- tai biogeenisiä. Petrogeenisten PAHyhdisteiden alkuperä liittyy raakaöljy- ja öljyjalosteisiin, kun taas pyrogeeniset yhdisteet ovat muodostuneet fossiilisten polttoaineiden ja orgaanisen materiaalin palamisessa. Biogeenisia PAH-yhdisteitä muodostuu biologisissa prosesseissa. Sedimenttien PAH-yhdisteet ovat pääosin petrogeenisiä, kun taas ilman mukana kulkeutuvat PAH-yhdisteet ovat suurimmaksi osak si peräisin polttoaineiden poltosta, metsäpaloista ja teollisuudesta, kuten metalli- ja lan noi te teol lisuudesta /135/. Selkärankaiset hajottavat nopeasti useita PAH-yhdisteitä, joten PAH-yh disteet eivät ole bioakkumuloituvia. PAH-yhdisteiden biohajoaminen korreloi käänteises ti PAH-yhdisteen aromaattisten renkaiden lukumäärään kanssa /135/. PAH-yh dis teet ovat genotoksia ja karsinogeenisiä sekä vaikuttavat haitallisesti immuunijärjestelmään ja lisääntymiseen. Polykloorattuja bifenyylejä (PCB-yhdisteitä) käytettiin teollisuudessa laajasti 1930-luvulta 1990-luvun alkuun. PCB-yhdisteitä on yli 200 erilaista, joiden bifenyylirenkaan kloorisubstituutiot poikkeavat toisistaan. Kaikki PCB-yhdisteet ovat erittäin lipofiilisiä (log kow > 5) ja erittäin pysyviä luonnossa. PCB-yhdisteiden puoliintumisaika vaihtelee kolmesta viikosta kahteen vuoteen /135/. Luonnonvesissä PCB-yhdisteet kiinnittyvät pääsääntöisesti hiukkasiin johtuen yhdisteiden erittäin niukasta vesiliukoisuudesta. Koska PCB-yhdisteet kertyvät ja rikastuvat merien ravintoverkoissa, ne muodostavat suurimman uhan ravintoketjun ylemmällä tasol-

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 231 la oleville eläimille /128/. Näiden yhdisteiden nielemisestä aiheutuu vaikutuksia maksaan, vatsaan, ihoon ja silmiin sekä kilpirauhasen ja lisämunuaisen toimintaan, minkä lisäksi hematologinen järjestelmä, immuunijärjestelmä, hermosto, lisääntyminen ja kehitys saattavat häiriintyä. Lisäksi yhdisteillä on karsinogeenisiä vaikutuksia /129/. Orgaaniset haitta-aineet sitoutuvat tavallisesti vesifaasissa oleviin hienojakoisiin orgaanisiin hiukkasiin, joiden mukana ne kulkeutuvat sedimentoitumisprosessissa meren pohjaan ja jäävät pohjasedimentteihin. Orgaanisten haitta-aineiden sedimenttipitoisuudet sedimenttien kerääntymisalueilla (katso kartaston kartta GE-3-FI) ovat tavallisesti useita kertaluokkia suurempia kuin sedimenttien yläpuolisessa vesimassassa. Orgaanisten haitta-aineiden pitoisuudet Itämerellä voivat vaihdella laajasti sekä alueiden sisällä että niiden välillä, koska orgaanisen yhdisteet kiinnittyvät pääasiassa sedimentin orgaaniseen ainekseen /138/. Orgaaniset haitta-aineet Suomen hankealueella Orgaanisia haitta-aineita Suomen hankealueella voidaan kuvata sedimenttien pitoisuuksien perusteella (taulukko 5.16). Kaikkien tutkittujen yhdisteiden pitoisuudet on suhteutettu orgaanisen hiilen määrään (1 prosenttiin) ja suhteutetut pitoisuudet on esitetty taulukossa 5.16. Pitoisuuksia on verrattu ruotsalaisiin arvoihin, nykyisten olosuhteiden luokittelusta (kat so jäljempänä). Analysoitujen yhdisteiden pitoisuudet olivat hyvin pieniä, suurin osa tuloksista on alle laboratorion määritysrajaa (LOQ). Esimerkiksi kaikki klordaanin (klordaanin kokonaismäärän) ja heksaklorosykloheksaaniyhdisteiden (heksaklorosykloheksaaniyhdisteiden kokonaismäärän) pitoisuudet analysoiduissa sedimenttinäytteissä olivat alle laboratorion määritysrajan. Orgaanisista yhdisteistä HCB- ja organotinayhdisteiden suuri määrä korreloi selvästi orgaanisen hiilen kokonaismäärän (total organic carbon eli TOC) kanssa. Vuosina 2005 2007 sedimentin orgaanisista haitta-aineista tehtyjen tutkimusten tulokset on esitetty kartaston kartoissa GE-19-F, GE-21-F ja GE-23-F. Sedimenttien orgaanisten haitta-aineiden ruotsalainen luokittelu perustuu Ruotsin rannikolla ja avomerellä mitattujen sedimenttien pitoisuuksiin (taulukko 5.15) /123/. Luokituksessa (luokat 0-5) ei ole huomioitu mahdollista yhteyttä mitattujen arvojen ja odotettujen ympäristövaikutusten välillä. Mitattu arvo on luokiteltu pelkästään sen perusteella, millainen pitoisuustaso tietyllä alueella (tai sedimentissä) on verrattuna pitoisuustasoon muualla Ruotsin vesillä. Orgaanisten yhdisteiden viitearvoksi (luokka 0) on määritetty nolla. Luokkien 2 ja 3 (pitoisuustasot matalasta keskisuureen) välinen raja vastaa kaikkien avomerellä tehtyjen mittausten 5. prosenttipistettä, jonka ajatellaan edustavan havaittuja vähimmäistasoja etäällä päästölähteestä sijaitsevilta avomerialueilta otetuissa sedimenttinäytteissä. Luokkien 4 ja 5 (pitoisuustasot suuresta hyvin suureen) välinen raja vastaa kaikkien mittausten 95. prosenttipistettä. Ruotsalaisen luokituksen pitoisuusarvot ovat erittäin pieniä ja on syytä huomioida että lähes kaikkien analysoitujen yhdisteiden pitoisuudet jopa luokassa 5 vastaavat laboratorion määritysrajaa (LOQ) tai jopa alittavat sen. Analysoitujen pitoisuuksien vertailu on toteutettu luokan 3 ylempien arvojen osalta (keskisuuri pitoisuustaso). Tuloksista huomataan, että haitta-aineiden, joiden pitoisuudet ylittivät laboratorion määritysrajan (LOQ), kerroin on alle 1 eli näiden yhdisteiden, kuten PCB-, PAH- ja DDT-yhdisteiden, analysoidut pitoisuudet ovat pieniä.

232 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 Taulukko 5.15. Ruotsin ympäristökeskuksen (Swedish Protection Agency) luokitusperusteet joidenkin orgaanisten haitta-aineiden pitoisuuksille sedimenteissä, mg/kg kuivapainossa, suhteutettuna 1 prosenttiin orgaanista hiiltä. Arvot perustuvat Ruotsin rannikon tämänhetkisten olosuhteiden tilastolliseen luokitteluun /123/. Taulukko 5.16. Orgaanisten haitta-aineiden pitoisuustasot ja muut parametrit nuorissa sedimentissä (0 2 cm) reitin C14 ja C16 varrella Suomen hankealueella vuosina 2007 ja 2008 tehdyssä tutkimuksessa. Sedimenttien orgaanisten haitta-aineiden tutkimuksissa vuosina 2005 2007 saadut tulokset on esitetty kartaston kartoissa GE-19-F, GE-21-F ja GE-23-F. Arvo: mg/kg ka, tarkistettu 1 prosenttiin orgaanista hiiltä. Analysoituja pitoisuuksia on verrattu Ruotsissa saatuihin arvoihin (sedimenttien sisältämien orgaanisten haitta-aineiden nykyiset olosuhteet Ruotsin rannikolla; luokka 3 edustaa keskisuurta saastetasoa), OSPAR EAC -arvoon (tributyylitina eli TBT) tai Suomessa ruopattuihin sedimentteihin sovellettaviin ohjetasoihin (DDT-yhdisteet ja tributyylitina). N>LOQ = pitoisuudeltaan määritysrajan ylittävien näytteiden määrä, N = analysoitujen näytteiden kokonaismäärä. MIN. = määritysrajan (LOQ) alittava vähimmäisarvo, MAKS. = enimmäisarvo, Keskimääräinen pitoisuus = aritmeettinen keskiarvo Orgaaniset haitta-aineet / orgaaninen hiili Reitti N>LOQ (N) Keskimääräinen pitoisuus, mg/kg ka (min. maks.) a: OSPAR-sopimuksen EAC-arvo b: Ruotsin arvot (luokka 3) c: Suomen arvot Klordaani, kokonaispitoisuus (CH TOT ) C14 0 (29) C16 0 (26) 0,0005 (<0,0001 0,003) 0,0003 (<0,0001 0,0015) 0,00002 0,00008 b Heksaklooribentseeni (HCB) C14 0 (29) C16 1 (26) 0,0005 (<0,0001 0,003) 0,0003 (<0,0001 0,002) 0,00004 0,0002 b Kokonaismäärä DDT-yhdisteille (SUMDDT) C14 5 (29) C16 12 (26) 0,0006 (<0,0001 0,003) 0,0004 (<0,0001 0,002) 0,0002 0,001 b 0,01 0,03 c Kokonaismäärä heksaklorosykloheksaaniyhdisteille (SUMHCH) C14 0 (29) C16 0 (26) 0,0005 (<0,0001 0,003) 0,0003 (<0,00009 0,001) 0,00003 0,0003 b Kokonaismäärä 16 PAHyhdisteelle (SUM16PAH)* C14 26 (29) C16 25 (26) 0,10 (<0,01-0,63) 0,08 (<0,01-0,5) 0,28 0,8 b* Kokonaismäärä 7 PCByhdisteelle (SUM7PCB) C14 5 (29) C16 9 (26) 0,001 (<0,0001-0,02) 0,004 (<0,0001-0,1) 0,0013 0,004 b

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 233 Orgaaniset haitta-aineet / orgaaninen hiili Reitti N>LOQ (N) Keskimääräinen pitoisuus, mg/kg ka (min. maks.) a: OSPAR-sopimuksen EAC-arvo b: Ruotsin arvot (luokka 3) c: Suomen arvot Dibutyylitina (DBT) C14 29 (29) C16 22 (26) 0,003 (<0,0007-0,02) 0,01 (<0,001 0,11) - Monobutyylitina (MBT) C14 20 (29) C16 21 (26) 0,006 (<0,0008-0,03) 0,01 (<0,001-0,03) - Tributyylitina (TBT) C14 27 (29) C16 26 (26) 0,006 (<0,01-0,03) 0,02 (0,0003 0,18) 0,002 a 0,003 0,2 c Trifenyylitina (TPT) C14 0 (29) C16 6 (26) 0,003 (<0,0004-0,015) 0,001 (<0,0005-0,01) - Orgaaninen hiili (CORG) C14 29 (29) C16 26 (26) 55162 (3300 130000) 66835 (6700-110000) Kaikissa laskuissa on käytetty määritysrajaa (LOQ), mikäli analysoitu pitoisuus alitti määritysrajan (esimerkiksi PCB < 0,001 mg/kg). Kaikki pitoisuudet on suhteutettu 1 prosenttiin orgaanista hiiltä. *Ruotsalaisessa luokituksessa PAH-yhdisteiden kokonaismäärä on ilmoitettu 11 PAH-yhdisteen kokonaismääränä 16 PAH-yhdisteen kokonaismäärän asemesta. Dioksiinit aiheuttavat huolta ihmisten terveyden kannalta. Suomenlahden silakasta ja lohesta on löydetty suuria dioksiinipitoisuuksia. Kaloissa olevan dioksiinin arvellaan olevan peräisin ilmakehän laskeumista /139/. Sedimentin dioksiinipitoisuudet /139/ (katso taulukko 5.17) vaihtelevat välillä 2,8-38 pg/g. Pitoisuudet ovat suurimmaksi osaksi Suomessa ruopattuun sedimenttiin sovellettavan pitoisuusalarajan alapuolella, kertoen siitä, etteivät sedimentit ole dioksiinien saastuttamia /131/.

234 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 Taulukko 5.17. Dioksiinin normalisoidut keskiarvopitoisuudet (pg/g) sedimenteissä mitattiin sedimentin eri syvyyksissä kahdessa avomerellä sijaitsevalta näytteenottoasemalta Suomenlahdessa /139/. Hehkutushäviö oli noin 17 prosenttia /140/. Suomen alemmat kriteerit edustavat saastumatonta sedimenttiä ja korkeammat kriteerit saastunutta sedimenttiä. Nämä kriteerit on määritetty ruopatulle sedimentille, eikä niitä voi soveltaa suoraan. Kriteerejä voidaan kuitenkin käyttää antamaan käsitys pitoisuustasosta tutkitussa näytteissä. (pitoisuudet laskettu WHO-TEQ, ka) Sedimentin syvyys (cm) Asema JML1b (pg/g) Sedimentin syvyys (cm) Asema LL3a (pg/g) 0-1 6,0 0-1 14,0 2-3 9,0 10-11 24,0 4-5 15,0 17-18 30,0 6-7 14,0 20-21 38,0 9-10 7,5 25-27 37,0 12-14 2,8 29-31 14,0 33-35 7,7 37-39 7,7 Suomen kriteeri (pg/g) vähemmän kuin 20 500 tai enemmän 5.3.6 Ilmanlaatu Ilmansaastepäästöihin Itämerellä vaikuttaa voimakkaasti laivaliikenteen vilkkaus. Merilii kenteen saastekuormitusten suuruus Itämerellä analysoitiin laivaliikenteen vilkkautta kuvastavien AIS (Automatic Information System) -tietojen perusteella 1.8. 30.9.2006 ja 1.1. 2.2.2007 (lisätietoja laivaliikenteestä on luvussa 5.6.1) /141, 142/. AIS-tiedot kattavat noin 95 prosenttia laivaliikenteestä Itämerellä. Sen vuoksi tulokset on mitoitettu 100 prosenttiin. Nykyisestä laivaliikenteestä aiheutuvat merkittävimpien haitta-aineiden, eli hiilidioksidin (CO 2 ), typpioksidien (NO X ) ja rikkidioksidin (SO 2 ), päästöt on arvioitu kunkin alustyypin polttoainekulutuksen ja asianmukaisten päästökertoimien perusteella (katso lisätietoja menetelmästä kappaleesta 8.1.3). Polttoaineen kulutus on arvioitu tyypillisten alusten moottoreiden tehotietojen (lähtöteho) perusteella. Sen jälkeen polttoaineen kulutus on arvioitu muuntonopeuden 190 g polttoainetta/kwh perusteella /143/. CO 2 - ja SO 2 -päästöt aiheutuvat polttoaineen hiili- ja rikkipitoisuudesta ja NO X -päästöt ilmakehän sisältämästä typestä. Muut yhdisteet ovat tulosta epätäydellisestä palamisesta. CO 2 - päästöt ovat verrannollisia polttoaineen kulutukseen, ja ne on arvioitu päästökertoimella 3,2 t CO 2 / t polttoainetta. NO X -päästöt on asetettu tasolle 12 g NO X / kwh tutkimusten /143/ ja /144/ perusteella. Arviointitarkoituksessa typpioksideja (NO X ) käsitellään typpidioksidina(no 2 ). Arviot SO 2 -päästöistä perustuvat meriliikenteessä käytettävien polttoaineiden rikkipitoisuutta koskevan EU-direktiivin 2005/33/EY mukaisiin käytetyn polttoaineen rikkipitoisuuden raja-arvoihin. Suurin sallittu rikkipitoisuus on 1,5 prosenttia massasta. Tulokset on esitetty taulukossa 5.18. Laivaliikenteestä aiheutuu lähinnä hiilidioksidipäästöjä.

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 235 Taulukko 5.18: Laivaliikenteen arvioidut kokonaispäästökuormitukset Itämerellä (vuoden 2006 taso). Alustyyppi Polttoaineen kulutus Arvioidut päästökuormitukset [tonnia/vuosi] (tonnia) CO 2 NO x SO 2 Rahtialukset 72 853 981 12 770 295 252 045 59 861 Säiliöalukset 25 151 014 4 839 521 95 517 22 685 Matkustaja-alukset 14 750 392 1 572 519 31 037 7 371 Muut 2 868 431 2 328 625 9 509 2 258 Tuntematon 26 415 146 4 583 233 90 459 21 484 Yhdistetty (95 prosenttia liikenteestä) Yhteensä (100 prosenttia liikenteestä) 24 247 352 478 566 113 659 25 523 529 503 754 119 642 Esitetyt arviot päästökuormituksista ovat vain karkeita arvioita. Laivojen moottoreista aiheutuvat päästöt voivat vaihdella laajasti aluksittain esimerkiksi moottorin iän ja kunnon perusteella. Nämä tiedot antavat kuitenkin hyvän käsityksen laivaliikenteen Itämerellä aiheuttamista ilmansaastepäästöistä tällä hetkellä. Ilmanlaatu Suomen hankealueella Nykyisen laivaliikenteen päästökuormitukset Itämeren Suomen-puoleisessa osassa on esitetty taulukossa 5.19. Taulukko 5.19. Laivaliikenteen arvioidut kokonaispäästökuormitukset Suomen yksinomaisella talousvyöhykkeellä (vuoden 2006 taso). Toiminto Arvioidut päästökuormitukset [tonnia/vuosi] CO 2 NO x SO 2 Yhteensä 3 091 748 61 021 14 493 5.3.7 Ilmassa kantautuva ja vedenalainen taustamelu Melun vaikutuksia arvioitaessa on tärkeää ymmärtää kyseessä olevan ympäristön erityispiirteet. Ääni esimerkiksi siirtyy ilmassa eri tavalla kuin vedessä, minkä vuoksi äänenpaineen ja -voimakkuuden suhde ei ole sama ilmassa ja vedessä. Ääniarvot on esitetty suhteessa vakioviitepaineeseen. Äänistä tutkitaan lähinnä niiden voimakkuus, jonka korva määrittää logaritmisesti suhteessa muihin ääniin. Akustiikassa on sen vuoksi otettu käyttöön äänenvoimakkuutta kuvastava logaritminen asteikko eli desibeliasteikko (db). Äänen painetaso ja voimakkuus ilmoitetaan sekä ilmassa että vedessä desibeleinä (db). Ilmassa kantautuvien ja vedenalaisten äänien viitepaineet poikkeavat kuitenkin toisistaan, mikä vuoksi desibelitasoja ei voi verrata suoraan toisiinsa. Vedenalaisiin ääniin sovelletaan yleisesti 1 mikropascalin viitepainetta ja ilman mukana kantautuviin ääniin 20 mikropascalin viitepainetta. Desibeliarvon suhteen tämä tarkoittaa sitä, että painearvoltaan samansuuruiset äänet ovat 26 desibeliä voimakkaampia veden alla kuin ilmassa /145/.

236 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 Ympäristön äänet ovat luonnon omia ääniä ja ihmisen toiminnasta aiheutuvia ääniä, joita kutsutaan myös ympäristön meluksi tai taustameluksi. Valtamerissä ja sisämerissä luonnon ääniä ovat sateesta, tuulesta, aalloista, tyrskyistä, jäästä, maanjäristyksistä, tulivuorista, organismeista ja muista sellaisista aiheutuvat äänet. Taustamelua muodostavat lisäksi erillisistä ja tunnistettavista lähteistä peräisin olevat, ihmisen toimintaan liittyvät äänet, kuten laivoista ja mekaanisista rakenteista aiheutuvat äänet. Taustamelua esiintyy kaikkialla ympäristössä, eikä sillä ole tiettyä yhtä ainutta lähdettä tai pistelähdettä. Vedenalaisen taustamelun päälähteet ovat seuraavat: (1) etäältä laivaliikenteestä, teollisesta toiminnasta ja seismisistä tutkimuksista kantautuva melu (2) tuulesta ja aalloista aiheutuva melu ja (3) biologinen melu. Näistä lähteistä peräisin olevan taustamelun taso vaihtelee melun spektristen osien ja veden syvyyden ja pohjan pinnanmuodostuksen kaltaisten paikallisten äänen leviämisolosuhteiden perusteella. Syvissä vesissä matalataajuuksinen 1-10 hertsin ympäristömelu muodostuu pääasiassa pinta-aaltojen pyörteisistä painevaihteluista ja veden liikkeestä rajapinnassa. Näillä infraäänitaajuuksilla tuulen nopeus vaikuttaa vain vähän melutasoon. Tuulen vaikutus etäiseen ihmisen toiminnasta aiheutuvaan meluun (esimerkiksi laivaliikenteestä aiheutuvaan) on keskeinen 20-300 hertsin taajuusalueella. Yli 300 hertsin taajuisissa äänissä ympäristömelun taso vaihtelee sääolosuhteiden mukaan. Tuuli ja aallot vaikuttavat voimakkaasti näihin ääniin. Biologinen melu on peräisin vaihtelevista lähteistä (esimerkiksi merinisäkkäistä, kaloista ja katkoista), ja sen taajuus vaihtelee noin 12 hertsistä yli 100 kilohertsiin. Biologinen melu voi tilanteen mukaan vaihdellen joko puuttua lähes kokonaan tai olla vallitseva kapealla tai jopa laajalla taajuusalueella /146/ /147/. Sisämeret ja valtameret ovat meluisia ympäristöjä, joiden taustamelun taso vaihtelee suuresti. Taustamelun taso voi olla 10-20 desibeliä tietyllä taajuudella paikan, vuodenajan ja kellonajan mukaan vaihdellen. Äänilähteet voivat olla väliaikaisia tai pysyviä. Väliaikaisten äänien kesto on suhteellisen ly hyt, ja niillä on selvä alku ja loppu. Esimerkkejä väliaikaisista äänistä ovat ilma-aseiden, paa lu tuskoneiden, räjähdysten ja useiden kaikuluotainten äänet. Pysyvät äänet ovat jatkuvia, kuten suurin osa taustamelusta (aaltojen, tuulen ja etäisen laivaliikenteen äänet). Ne voivat olla peräisin myös kiinteästä pisteestä, kuten harjoitusaluksesta. Äänen väliaikaisuus tai pysyvyys vaihtelee osaksi sen mukaan, missä äänen vastaanottaja sijaitsee suhteessa äänilähteeseen. Aluksesta lähtee jatkuva ääni, kun se liikkuu. Tietyllä alueella elävälle eläimelle aluksen ääni voi kuitenkin olla väliaikainen. Äänet saattavat olla itse lähteessäkin vähemmän pysyviä kuin miltä ne vaikuttavat. Eri äänilähteiden tuottamien äänitasojen vertailun mahdollistamiseksi käyttöön on otettu äänilähteen melutason käsite. Äänilähteen melutaso määritetään mittaamalla painetaso vakioviite-etäisyydeltä (tavallisesti 1 metri) ihanteellisesta pistelähteestä, joka lähettää todellisen lähteen äänimäärää vastaavan äänimäärän. Vakioetäisyyttä on sovellettava, koska äänenvoimakkuus tavallisesti laskee etäisyyden kasvaessa lähteestä. Äänilähteiden kenttämittaukset on tehty vakioviite-etäisyyttä huomattavasti etäämmältä. Äänilähteen melutason määrittämisessä on sen vuoksi otettava huomioon äänen vaimeneminen mittaus- ja vakioe-

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 237 täisyyden erotusta vastaavalla matkalla. Äänilähteiden melutasot on ilmoitettu seuraavasti: db re 1 μpa @ 1 m. Verrattaessa äänilähteiden melutasoja kirjallisissa lähteissä esitettyihin melutasoihin on kiinnitettävä huomiota sovellettujen viite-etäisyyksien, yksiköiden ja kaistanleveyksien mahdollisiin eroihin. Joitakin esimerkkejä äänilähteiden melutasosta (db re 1 μpa yhden metrin etäisyydellä) on esitetty taulukossa 5.20. Äänilähteiden spektraalisia osia ei ole eritelty. Vedenalaisen äänenpaineen spektraalinen jakauma, joka esittää äänilähderyhmien taajuusalueita on esitetty kuvassa 5.40. Taulukko 5.20. Esimerkkejä vedenalaisten äänilähteiden melutasosta /145/. Taulukossa on esitetty melutasot, mutta ei äänilähteiden spektraalisia ominaisuuksia.

238 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 Kuva 5.40. Vedenalaisen äänenpaineen spektraalinen jakauma, joka esittää äänilähderyhmien taajuusalueita /147/. 5.3.7.1 Taustamelu Suomen hankealueella Vilkkaan laivaliikenteen vuoksi nykyinen taustamelu Suomen hankealueella aiheutuu suurimmaksi osaksi laivojen tuottamista äänistä. Laivaliikenne ensisijaisella laivaväylällä A (katso kuva 5.66 kohdassa 5.6.1) käsittää vuosittain noin 30 000 liikettä eli noin 50-80 alusta päivittäin. Tällä alueella liikkuvat alukset ovat enimmäkseen rahti- ja säiliöaluksia.

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 239 Vedenalainen melu Vedenalainen taustamelu koostuu edempänä kuvatulla tavalla luonnon omista äänistä ja ihmisen toiminnasta aiheutuvista äänistä, jotka vaihtelevat sijaintipaikan, vuodenajan ja vuorokauden ajan perusteella. Suomen hankealueella erityisesti noin 10-500 hertsin taajuiset äänet ovat peräisin laivoista, jotka tuottavat suurimman osan taustamelusta. Äänikenttään vaikuttavia muita ääniä, jotka voivat satunnaisesti peittää alusten äänet, ovat aaltojen ja tuulten myrskysäällä aiheuttamat äänet tai jään murtumisesta aiheutuvat äänet /147/. Kuva 5.41. Säiliöalus Suomenlahdella. Hankealueella ei ole tehty erityisiä taustamelun mittauksia. Laivaväylällä A Suomen hankealueella liikennöivien tavallisten alusten melutason ominaisuuksista laadittiin yhteenveto, jotta taustamelua tuottavista äänilähteistä saataisiin tietoja. Laivoista aiheutuva vedenalainen melu on tavallisesti 10-100 hertsin taajuusalueella. Kun M/V Overseas Hariette -irtolastialuksen (173 metriä pitkä alus, jonka tyhjäpainon syrjäytys on 25515 tonnia ja jossa on suoraan kytketty hidas dieselmoottori) melutasoa tutkittiin, sen havaittiin tuottavan melutason 192 db re 1 μpa yhden metrin etäisyydellä aluksen normaalilla 16 solmun käyttönopeudella /147/. Alus on tyypillinen esimerkki suuresta ja nykyaikaisesta kauppalaivasta. Lähteessä /147/ on todettu tyhjää alusta vetävän 25 metrin hinausaluksen melutasoksi 170 db re 1 μpa yhden metrin etäisyydellä. Spektrin huippu oli 100-1000 hertsiä. Kaupallisen laivaliikenteen melutason mittauksissa Yhdysvaltojen kansallisella merisuojelualueella Massachusettsin rannikolla saadut tulokset osoittivat, että äänilähteen keskimääräinen melutaso (71-141 hertsin taajuudella) vaihteli yksittäisillä aluksilla melutason

240 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 158 db re 1 μpa (1 metri) (tutkimusalukset) ja melutason 186 db re 1 μpa (1 metri) (öljytankkerit) välillä. /148/. Vedenalainen melu on voimistunut Itämeressä viime vuosikymmeninä. Itämeressä ei ole tehty vertailukelpoisia mittauksia, mutta Tyynenmeren koillisosan tuoreissa mittauksissa havaittiin ympäristömelun voimistuneen valtameressä neljän viime vuosikymmenen aikana /149/. Tu losten mukaan 30-50 hertsin taajuudella oleva melu, joka mitattiin vuosina 2003 2004, oli vuosien 1964 1966 lukemia 10-12 desibeliä voimakkaampi. Melutaso näyttäisi siten voimistuneen keskimäärin kolme desibeliä yhdessä vuosikymmenessä. Maailman valtamerillä liikennöivien kaupallisten alusten määrä on noin kaksinkertaistunut vuosien 1965 ja 2003 välillä. Bruttovetoisuus on nelinkertaistunut samana aikana samoin kuin moottorien teho. Kau pallisen laivaliikenteen kasvu on luultavasti syynä matalataajuksisen ympäristömelun voimistumiseen. Tutkimustulosten perusteella vedenalainen melu voimistuu tulevina vuosikymmeninä, jos laivaliikenne vilkastuu huomattavasti. Ilmassa kulkeutuva melu Ilmassa kulkeutuvasta melusta avomerellä Suomen hankealueella ei ole julkaistuja mittaustietoja. Avomeren luonnollinen taustamelu aiheutuu aaltojen, lintujen, tuulen ja sateen aiheuttamista äänistä. Melutasot voivat vaihdella laajasti olosuhteiden mukaan, mutta tämän taustamelun voimakkuus on useimmiten 20-70 desibeliä. Ihmisen toimintaan liittyvien äänilähteiden, kuten alusten ja lentokoneiden, tuottama melu voi vaikuttaa paikallisiin melutasoihin. 5.4 Bioottinen ympäristö Koska Itämeren suolapitoisuus on alhaisempi kuin esimerkiksi Pohjanmeren suolapitoisuus, ovat yksittäisten lajien suuret kannat mutta verrattain pieni lajien monimuotoisuus sen bioottiselle ympäristölle luonteenomaisia piirteitä. Lajimäärä pienenee suolapitoisuuden pienenemisen mukaisesti lounaassa sijaitsevasta Kattegatista kohti koillisessa sijaitsevaa Suo menlahtea ja Perämerta. Itämeressä esiintyvät lajit ovat pääasiassa alhaisia suolapitoi suuk sia sietäviä suolaisten vesien lajeja ja kohonneita suolapitoisuuksia sietäviä makean veden lajeja. Itämeressä vallitseviin vaihteleviin suolapitoisuuksiin sopeutuneita murtovesilajeja on alueella vain muutamia. Useimmille Itämeressä eläville lajeille elinolosuhteet ovat siis kaukana ihanteellisista, mistä seuraa, että ekosysteemi on verrattain altis häiriöille, koska epä suotuisa suolapitoisuus koettelee useimpia lajeja jo muutenkin. Sen lisäksi, että Itämeri on ainutlaatuinen ja tärkeä vesiekosysteemi, sillä on merkittävä eko loginen rooli myös merenpinnan yläpuolisen elämän kannalta. Itämeri on tärkeä lintujen muut toreitti, ja se sisältää lintujen pesintä- ja lepoalueita. Esimerkiksi Suomenlahti kuuluu arktisten lintulajien tärkeimpiin muuttoreitteihin, ja sen laajan saariston lukuiset saaret ovat tärkeitä pesimisympäristöjä useille lintulajeille. Suomenlahden rannikkoalueilla pesii noin 20 merilintulajia, minkä lisäksi sen saaret ja luodot ovat tärkeitä hylkeiden lepopaikkoja.

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 241 Normaaleissa talviolosuhteissa koko Suomenlahden peittävä jääpeite on lisäksi tärkeä hylkeiden lisääntymisympäristö. Kuva 5.42. Ruokki (Alca torda) etsii harvoin ravintoa Suomenlahden matalilta avomerialueilta (valokuva: Antti Tanskanen). 5.4.1 Pohjaympäristö Verrattain voimakkaat vaaka- ja pystysuuntaiset kemiallisten ja fyysisten tekijöiden gradientit ovat Itämerelle luonteenomaisia ja vaikuttavat myös alueen eliöstöön /150/. Tekijöistä merkittävin on suolapitoisuus /151/. Sekä makroskooppisten (paljain silmin havaittavien) lajien biologinen monimuotoisuus että niiden esiintymisrunsaus vähenevät laskevan suolapitoisuuden myötä siirryttäessä Tanskan salmista kohti Itämeren pohjois- ja koillisosien lahtia /152/. 5.4.1.1 Merenpohjan makrofyytit Makrofyyttejä (merenpohjassa kasvavia vesikasveja ja leviä, jotka ovat niin suuria, että ne voidaan havaita paljaalla silmällä) esiintyy pohja-alueilla ja vesipatsaan alaosassa lajikohtaisesti eri syvyyksissä valon määrän mukaisesti. Makrofyyttikasvuston syvyysraja on Itämeren useimmissa osissa 18-20 metristä noin 30 metriin, jota syvemmällä benttisiä makrofyyttejä (suuria pohjakasveja) ei esiinny lainkaan /153/.

242 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 Itämeressä levien esiintymissyvyys pienenee koillissuunnassa. Esimerkiksi Kielin lahdella leväesiintymien alaraja on 30 metriä ja Itämeren keskiosassa 25 metriä /152/. Suomenlahden suulla levää esiintyy 27 metrin syvyyteen saakka /154/. Suomenlahden keskiosissa kasvillisuuden enimmäissyvyys on 10-15 metriä, ja Suomen saaristoalueiden itäisimmässä osassa on useissa kohteissa havaittu makroleviä 15 metrin syvyyteen saakka /155/. Suomenlahden itäisimmissä osissa kasvillisuuden enimmäissyvyys on vain noin kuusi metriä. Gradientti heijastelee rehevöitymisen aiheuttamaa veden samentumista, (katso kappale 5.3.4.10) mutta se johtuu myös pienenevästä suolapitoisuudesta. Merenpohjan makrofyytit Suomen hankealueella Suomenlahdessa on havaittu 93 eri makrolevälajia /156/. Makrofyyttien kokonaismäärä olisi paljon suurempi, jos putkilokasvit laskettaisiin mukaan. Putkilokasvit on kuitenkin jätetty pois laskuista, sillä niitä esiintyy ainoastaan sisimmillä saaristoalueilla kaukana putkilinjan reitistä. Benttiset makrolevät kasvavat eri syvyysvyöhykkeissä. Vyöhykkeisyys on erityisen huomattavaa ulkosaariston kovapohjaisilla alueilla. Pinnan alapuolella vallitsee noin metrin syvyyteen lyhytikäisten rihmalevien kerros. Leväyhteisön lajijakauman kausittainen sukkessio on tällä vyöhykkeellä huomattavaa, ja alueen keskeisimpiä vallitsevia lajeja ovat Cladophora glomerata -viherlevä, Pilayella littoralis -ruskolevä ja Ceramium tenuicorne -punalevä. Rihmaleväkerroksen alapuolella on noin viiden metrin syvyyteen ulottuva rakkoleväkerros (Fucus vesiculosus, kuva 5.43), jossa esiintyy myös useita rusko-, viher- ja punalevälajeja. Suomenlahden länsi- ja keskiosissa rakkolevävyöhykkeen alapuolella elää punaleväyhteisö, jota esiintyy runsaimmin 5-10 (15) metrin syvyydessä. Suomenlahden länsiosan syvän veden vyöhykkeissä esiintyy runsaasti punalevää, kuten Furcellaria lumbricalis -levää sekä Phyllophora-, Coccotylus- ja Polysiphonia-lajeja. Suomenlahden itäosissa ainoat monivuotiset levät ovat kuitenkin usein Furcellaria-lajin edustajia. Punaleväkerroksen tyypillisiin monivuotisiin lajeihin kuuluvat myös Sphacelaria-lajin ruskolevät, jotka ovat useilla alueilla syvimmällä kasvavia rihmaleviä. Suomenlahden itäosissa ei veden alhaisen suolapitoisuuden vuoksi ole punaleväkerrosta, mutta monivuotinen Cladophora rupestris -viherlevä /157/ kasvaa usein sen tilalla. Suomenlahden suojaisessa sisäsaaristossa on runsaasti putkilokasviyhteisöjä, joiden lisäksi alueen lahdissa esiintyy laajoja ruoikkoja (Phragmites australis). Ulkosaaristossa pehmeän pohjan elinympäristöt ovat sen sijaan verrattain harvinaisia, ja putkilokasveja tavataan lähinnä hiekkapohjaisissa elinympäristöissä. Lajimäärä on korkeamman suolapitoisuuden vuoksi merkittävästi muita alueita vähäisempi. Suomenlahden läntisimmissä osissa Hankoniemen edustalla Zostera marina -merilevälaji voi muodostaa tiheitä kasvustoja matalissa vesissä. Lajia ei kuitenkaan esiinny Helsingin itäpuolella. Ulkosaaristossa useimmin esiintyvät putkilokasvit kuuluvat Potamogeton-, Myriophyllum-, Zannichellia- ja Ruppia-lajeihin. Yhteisöt, joissa lajit esiintyvät vallitsevina, rajoittuvat paikallisesti kuitenkin usein hiekkaelinympäristöihin ja pieniin suojaisiin lahtiin. Charophyta-suvun viherleviä (hiekka- tai mutapohjissa kasvavia viherleviä) tavataan ulkosaaristossa tyypillisesti vain muutamia lajeja, joihin kuuluvat mm. Chara asperaja Tolypella nidifica levät /157/.

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 243 Benttisissä makrofyyttiyhteisöissä esiintyy myös runsaasti selkärangattomia eliöitä sekä eri kalalajeja. Biologinen monimuotoisuus on erityisen korkea Fucus-rakkolevävyöhykkeessä ja Zostera-kasvustoissa. Makrofyyttiyhteisöissä esiintyviin selkärangattomiin kuuluu useita äyriäislajeja (esimerkiksi Gammarus-katkoja ja Idotea-siiroja), kotiloita (esimerkiksi Theodoxus-, Lymnea- ja Hydrobia-lajeja), simpukoita (esimerkiksi Mytilus- ja Cerastodermalajeja) sekä useita erilaisia monisukasmatoja ja surviaissääsken toukkia. Myös pienikokoisia pohjakalalajeja esiintyy, mutta niiden lajijakaumat ja esiintymismäärät ovat edelleen melko tuntemattomia. Pohjalevävyöhyke on myös tärkeä ravinnonetsintä-, kutu- ja kasvualue useille kaupallisesti tärkeille kalalajeille, kuten ahvenelle, hauelle, meritaimenelle ja silakalle. Kuva 5.43. Ruskolevä Fucus vesiculosus (vasemmalla) ja viherlevä Cladophora glomerata (oikealla). (Kuva: Ilkka Lastumäki & Anu Hirvonen, Merentutkimuslaitos.) Putkikäytävä Suomen hankealueella kiertää matalat makrofyyttialueet. Kuvassa 5.44 esitetään mallinnustulokset valokerroksista, joissa vähintään yksi prosentti käytettävissä olevasta valosta yltää merenpohjaan /48/. Benttisiä makrofyyttejä esiintyy vain tällä alueella. Yleisesti ottaen lyhin etäisyys putkilinjan reitiltä rannikkoalueille, joilla makrofyyttejä esiintyy, on noin 10 kilometriä. Muutamia avomerimatalikkoja on kymmentä kilometriä lähempänä. Mallinnustavan ja kartan mittakaavan vuoksi nämä matalat alueet eivät näy kuvassa. Avomerimatalikot ovat siitä huolimatta kovan pohjan eliöyhteisöjensä vuoksi tärkeitä vedenalaisia alueita (katso Kalbådagrundin alue kappaleessa 5.4.1.2).

244 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 Kuva 5.44. Suomenlahden valokerrokset (mallinnustulosten mukaan) ja putkilinjan reitti (katso avomerimatalikkojen selitys tekstistä). 5.4.1.2 Merenpohjan eliöstö Suolapitoisuuden, veteen liuenneen hapen ja orgaanisen aineen pitoisuuden sedimentissä on havaittu olevan merenpohjan makroeliöyhteisöjen rakenteeseen vaikuttavia tekijöitä /158, 159/. Suola- ja happipitoisuus vaihtelevat osittain ilmastollisiin tekijöihin liittyvien hydrografisten muutosten vuoksi. Toisaalta happiolosuhteisiin ja sedimentin orgaaniseen sisältöön vaikuttaa myös antropogeeninen rehevöityminen /160/. Suurimmassa osassa Itämerta halokliinin alapuolisissa pehmeän pohjan elinympäristöissä esiintyy vain muutamia makroeliölajeja /158, 160/. Itämeren pohjoisosissa tavallisimpia lajeja ovat Harmothoe sarsi -monisukasmadot, Pontoporeia femorata- ja Monoporeia affinis -katkat, pohjakilkki (Saduria entomon) ja Itämeren simpukka (Macoma balthica). Itämeren ainutlaatuisten fyysisten olosuhteiden vuoksi pysyvän halokliinin alapuolisten alueiden elinolosuhteet riippuvat merkittävissä määrin suolaja happipitoisen veden tulovirtauksesta, minkä vuoksi pohjaeliöyhteisöt tuhoutuvat ajoittain laajoiltakin alueilta ja palautuvat niille myöhemmin. Syvillä alueilla myös vesimassojen pystysuuntaiseen kiertovirtaukseen vaikuttavan kerrostumisen voimakkuus on merkittävä happiolosuhteisiin ja pohjan makroeläimistön rakenteeseen vaikuttava tekijä /159, 161/.

Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 245 Varsinaisen Itämeren altaan pohjoisosissa alue, jolta makroeläimistö happikadon vuoksi puuttuu täysin, on tällä hetkellä samankokoinen kuin 1970- ja 1980-lukujen viimeisen stagnaatiokauden puolivälissä toisin sanoen noin kolmasosa merenpohjan kokonaispinta-alasta /162/. Siirryttäessä Itämeren lounaisosista kohti Suomenlahtea voidaan muutenkin havaita eläimistön monimuotoisuuden yleinen väheneminen, joka johtuu pääasiassa suolapitoisuuden alenemisesta /163/. Ilmiö havaittiin myös Nord Stream AG:n viime vuosien aikana putkilinjan reitillä suorittamissa tutkimuksissa /43, 164/. Kuva 5.45. Pehmeän pohjan makroeläimistö Itämeren pohjois- (vasemmalla) ja lounaisosissa (oikealla) (valokuvat: Ari O. Laine). Itämeren alueen ennustetut ilmastonmuutokset liittyvät maailmanlaajuiseen ilmastonmuutokseen /69/. Merkittävin tekijä on ilmaston maailmanlaajuinen lämpeneminen. Koko Itämeren alueelliset mallinnustutkimukset ovat osoittaneet, että vuotuinen keskilämpötila voi nousta noin 3-5 astetta kuluvan vuosisadan aikana. Ilmaston muuttumisen hydrografisiin olosuhteisiin aiheuttamat muutokset (veden lämpötilan nouseminen, lisääntyvät valumat, heikkenevä suolapitoisuus) vaikuttavat suoraan useiden kotoperäisten pohjaeliölajien jakaumaan. Erityisesti Suomenlahdessa suolapitoisuuden väheneminen voi lisätä happipitoisen sedimentin pinta-alaa ja siten laajentaa pohjaeläimistön potentiaalista elintilaa /69, 159/. Itämeren avomerialueiden makroeläinyhteisöjen alhaisen biologisen monimuotoisuuden vuoksi Itämeren merenpohjan ekosysteemi on altis hydrografisille muutoksille. Useimmissa syvien alueiden pehmeän pohjan eliöyhteisöissä esiintyy vallitsevana vain viittä eri lajia /160/. Itämeren pohjoisimmissa osissa tavataan pohjaeliöstössä vain yhdestä kolmeen toiminnallista pohjaeläinryhmää /151/. Avainlajin häviäminen voi aiheuttaa alueella koko toiminnallisen pohjaeläinryhmän tuhoutumisen, joka voi puolestaan johtaa laajempiin muutoksiin esimerkiksi järjestelmän biokemiallisessa kierrossa /69/. Muuttuvissa olosuhteissa vierasperäiset, lämpötilan muutoksia paremmin sietävät lajit, jotka voivat sopeutua pienempään suolapitoisuuteen, saattavat vallata elintilaa ja siten vaikuttaa koko ekosysteemin toimintaan. Tämän kaltaisten vuorovaikutusten seurauksia tunnetaan tällä hetkellä kuitenkin vain huonosti /69/.

246 Ympäristövaikutusten arviointiselostus Luku 5 Pohjaeliöstö Suomen hankealueella Suomenlahden merenpohjan makroeläimistöä on tutkittu ja seurattu tarkkaan 1950-luvulta lähtien, ja alueen avomeren pohjaeliöyhteisöjen vaihtelu tunnetaankin kyseisestä ajankohdasta lähtien verrattain hyvin /159, 165, 166/. Tässä esitettävä Suomenlahden avomerialueiden pehmeän pohjan makroeläimistön nykytilanteen kuvaus perustuu pääosin Suomen merentutkimuslaitoksen säännöllisen seurantaohjelman viimeaikaisiin tuloksiin (kuvat 5.46 ja 5.47) ja Nord Stream -hankkeen vuosina 2005 2008 suorittamiin kenttätutkimuksiin /43, 164, 167/. Ulkosaariston matalien alueiden pehmeän pohjan eliöyhteisöjä ei ole seurattu yhtä tarkkaan kuin avomeren pohjaeliöyhteisöjä, mutta vallitsevan arvion mukaan matalilla alueilla esiintyy suurempia määriä M. balthica -simpukkaa, Marenzelleria-lajien monisukasmatoja ja harvasukasmatoja /168-170/. Avomerellä 30-60 metrin syvyydessä kovan pohjan elinympäristöissä eläviä pohjaeliöyhteisöjä tunnetaan kuitenkin huonosti, koska niistä on vaikea ottaa näytteitä eivätkä ne sisälly seurantaohjelmiin. Pitkän aikavälin muutokset pehmeän pohjan makroeliöyhteisöissä Suomenlahden avovesillä Suomenlahden syvissä avovesissä ei hydrografisten olosuhteiden ja vallitsevan happikadon vuoksi ole esiintynyt makroeliöstöä suurimpana osana vuonna 1964 aloitettua seurantaohjelmaa. Suolapitoisuudesta johtuva kerrostuminen hävisi ja happiolosuhteet paranivat väliaikaisesti vuosien 1977 ja 1993 välisen pitkän stagnaatiovaiheen aikana, jolloin suolaisen veden tulovirtausta ei ollut. Alue kuitenkin palasi happikatoiseen tilaan 1990-luvun puolivälissä. Tämän seurauksena 1990-luvun alussa Suomenlahden syvissä keskiosissa havaitut runsaslukuiset pohjan makroeliöyhteisöt puuttuivat lähes täysin vuosina 1996 ja 1997, eivätkä ne pysyvän halokliinin alapuolella vallitsevien huonojen happiolosuhteiden vuoksi ole juurikaan palautuneet (katso kuva 5.47) /159, 162/. Tämän perusteella on todettu, että pitkien stagnaatiokausien aikana tapahtuvat hydrografiset muutokset heikentävät suolapitoisuudesta johtuvaa kerrostumista Suomenlahdessa ja että happiolosuhteet paranevat stagnaatiokauden aikana happipitoisia pintavesiä merenpohjaan halokliinin alapuolelle vievän pystysuuntaisen kiertovirtauksen voimistumisen ansiosta /159, 171/. Sen jälkeen halokliini palautui suolaisen veden tulovirtauksen vuoksi, mikä johti vähähappisiin olosuhteisiin. Se puolestaan aiheutti makroeliöstön vähenemisen laajoilla alueilla /159/. Suotuisissa happiolosuhteissa syvänteiden pohjissa esiintyy runsaita katkojen (M. affinis ja P. femorata) ja simpukoiden (M. balthica) muodostamia eliöyhteisöjä. Esimerkiksi 1990-luvun alussa näiden eliöyhteisöjen kokonaisrunsaus ylitti 7000 yksilöä/m 2 ja kokonaisbiomassa oli 100 g/m 2 (märkäpaino) /159, 160/. Viimeisimpiin seurantatietoihin perustuvat kehityssuunnat esitetään kartaston kartoissa BE-2-F, BE-3-F ja BE-4-F. Seurantatulokset osoittavat, että Suomenlahden syvimmissä osissa (60-80 metriä) ei ole esiintynyt merkittäviä määriä pohjaeläimiä ainakaan kymmeneen vuoteen. Kesinä 2006 ja 2007 Suomenlahden syvien vesien tilanne oli huonoin koko säännöllisen seurantaohjelman aikana mitatuista arvoista (katso happiolosuhteita käsittelevä kappale 5.3.4.8 ja kartaston kartat WA-12-F ja WA-15a-F WA-15b-F.). Syvien alueiden pehmeän pohjan elinympäristöissä pohjaeliöstöä ei ollut käytännössä lainkaan (katso kuva 5.47) /100/.