HANNUKAINEN MINING OY

Transkript

1 AVFALLSHANTERINGSPLAN 16X Uppdaterad HANNUKAINEN MINING OY HANNUKAINEN GRUVPROJEKT Avfallshanteringsplan för utvinningsavfall

2 Avfallshanteringsplan 2(104)

3 3 (104) Avfallshanteringsplan för utvinningsavfall Innehåll 1 BESKRIVNING AV VERKSAMHETEN PLANENS INNEHÅLL GRUNDER FÖR UTARBETANDE AV PLANEN HANNUKAINEN MED OMGIVNING LÄGE HANNUKAINENOMRÅDET RAUTUVAARAOMRÅDET TOPOGRAFI NATURMILJÖ OCH MARKANVÄNDNING JORDMÅNSFÖRHÅLLANDEN Hannukainen Rautuvaara Markens geokemi GRUNDVATTENFÖRHÅLLANDEN Grundvattenområden Grundvattennivå och strömningsbild Grundvattenkvaliteten i jordmånen Grundvattenkvaliteten i berggrunden VATTENOMRÅDEN OCH VATTENKVALITET BERGGRUND Geologi och tektonik Geologin i den fyndighet som ska utnyttjas MALMBRYTNING OCH -ANRIKNING MALMBRYTNING MALMBEHANDLING MALMANRIKNING OCH -TRANSPORT SLUTPRODUKTER KEMIKALIER SOM ANVÄNDS VID ANRIKNING KARAKTERISERING AV UTVINNINGSAVFALL INSTRUKTIONER FÖR KARAKTERISERING AV UTVINNINGSAVFALL Undersökningsmetoder Undersökningar i Hannukainen RESULTAT AV KARAKTERISERINGEN AV UTVINNINGSAVFALL Gråberg och lös jord Anrikningssand FARLIGA EGENSKAPER I UTVINNINGSAVFALL Gråberg och ytjord Anrikningssand BEDÖMNING AV MÄNGDEN UTVINNINGSAVFALL LÖS JORD GRÅBERG ANRIKNINGSSAND DEPONIER FÖR UTVINNINGSAVFALL DEFINITION AV DEPONI FÖR UTVINNINGSAVFALL UPPLAGSOMRÅDEN FÖR GRÅBERG OCH LÖS JORD Allmän beskrivning av upplagsområden för gråberg och lös jord Bottenförhållanden på upplagsområden för gråberg och lös jord... 59

4 4 (104) Kravbestämning för PAF-gråbergsområdenas bottenstruktur Upplagringsplan Sipper- och avrinningsvatten som bildas på områden för gråberg och lös jord Långvariga fuktkammartest på gråberg ANRIKNINGSSANDBASSÄNGER Allmän beskrivning av anrikningssandområden Pumpning och deponering av anrikningssand Anrikningssandområdets konstruktioner Sipper- och avrinningsvatten som bildas på anrikningssandområden BEDÖMNING AV RISK FÖR STOROLYCKA BEDÖMNINGSGRUNDER BEDÖMNING AV RISK FÖR STOROLYCKA PÅ UPPLAGSOMRÅDEN FÖR GRÅBERG OCH LÖS JORD A. Fara som anknyter till strukturell stabilitet eller till felaktig verksamhet B, C. Fara som anknyter till farligt avfall eller mängden kemikalie som medför allvarlig fara för människors hälsa eller för miljön Klassificering av deponier för utvinningsavfall BEDÖMNING AV RISK FÖR STOROLYCKA PÅ ANRIKNINGSSANDOMRÅDENA A. Fara som anknyter till strukturell stabilitet eller till felaktig verksamhet B Fara som anknyter till mängden farligt avfall på deponin C Fara som anknyter till mängden hälso- eller miljöfarliga kemikalier på deponin Klassificering av anrikningssandområden MINSKNING AV MÄNGDEN UTVINNINGSAVFALL OCH AVFALLETS SKADLIGHET STÄNGNING AV DEPONIER FÖR UTVINNINGSAVFALL ÖVERTÄCKNING AV AVFALLSDEPONIER Upplagsområden för lös jord Gråbergsområden Anrikningssandområden AVLEDNING OCH BEHANDLING AV VATTEN KOSTNADER FÖR STÄNGNING BEDÖMNING AV SÄKERHET KOSTNADER FÖR STÄNGNING KOSTNADER FÖR AVLEDNING OCH BEHANDLING AV VATTEN KONTROLLKOSTNADER FÖRSLAG TILL SÄKERHET MILJÖKONSEKVENSBEDÖMNING FÖR DEPONIER FÖR UTVINNINGSAVFALL KONSEKVENSER FÖR JORDMÅNEN SAMT GRUND- OCH YTVATTEN Upplagsområden för lös jord och gråberg Anrikningssandområde KONSEKVENSER FÖR LUFTEN KONSEKVENSER FÖR MARKANVÄNDNINGEN OCH LANDSKAPET FÖREBYGGANDE AV SKADLIGA KONSEKVENSER KONTROLLER Uppföljning och kontroll av konsekvenser för grundvatten och vattenområden Övriga kontroller KÄLLFÖRTECKNING BILAGOR:

5 5 (104) Gruvans funktioner, områdeskarta (Uppdaterad 03/2018) Bilaga 1 Kemikalietabell (Uppdaterad ) Bilaga 2 Säkerhetsdatablad (Uppdaterad 03/2018) Bilaga 3 Snittbilder av dammar Bilaga 4 Karakteriseringsrapport för anrikningssand 2017 Bilaga 5 ÄNDRINGSLOGG: Version Datum Ändring Ursprunglig plan M. Mustonen 2 Uppdatering E.Siggberg/P. Picken/P.Keränen PÖYRY FINLAND OY DI Marja Mustonen uppdatering 2017 FM Elin Siggberg, FM FD Päivi Picken & FM Pekka Keränen Koskikatu 27B, Rovaniemi tfn, Växel , e-post fornamn.efternamn@poyry.com COPYRIGHT PÖYRY FINLAND OY Alla rättigheter förbehålls. Detta dokument eller delar därav får inte kopieras eller reproduceras i någon form utan skriftligt tillstånd av Pöyry Finland Oy.

6 6 (104) Pöyry Oy svarar inte för eventuella direkta eller indirekta skador som en tredje part orsakas av användning av uppgifterna i rapporten.

7 7 (104) 1 BESKRIVNING AV VERKSAMHETEN Hannukainen Mining Oy:s hemort är Kolari i Finland. Hannukainen Mining Oy:s verksamhetsområde är gruvdrift, och företaget svarar för utvecklingen av gruvprojektet i Hannukainen. Gruvdrift har i Hannukainen tidigare idkats av Rautaruukki Oy och Outokumpu Oy, då järnmalm samt guld- och kopparhaltig malm har brutits. Hannukainen Mining Oy:s avsikt är att inleda ny gruvdrift på området för att utnyttja de återstående järnoxid-, koppar- och guldmalmfyndigheterna (Iron-Ore-Copper-Gold, IOCG). Den planerade drifttiden för gruvan är 20 år. Under denna tid är avsikten att bryta malm i Kuervitikko och Hannukainen dagbrott. På Hannukainen gruvområde ligger Kuervaara och Laurinoja dagbrott efter den tidigare gruvverksamheten. Dessa dagbrott är fyllda med vatten och kommer att dräneras i början av verksamheten. Gruvans totalproduktion uppskattas till Mt malm. Malmbrytningen utförs uppskattningsvis åren Gruvans huvudsakliga produkt kommer att vara magnetit (Fe 3O 4). Som en biprodukt fårs koppar-guldkoncentrat och pyritkoncentrat. När produktionen når full kapacitet är avsikten att producera i genomsnitt 2 Mt järnkoncentrat om året. Årsproduktionen av guld- och kopparkoncentrat uppgår till cirka ton. Produktionsplanerna kan dock ändras i viss mån då produktionen framskrider. Gruvans stängningsfas uppskattas pågå i fem år ( ). Vid gruvverksamheten bildas lös jord, gråberg och anrikningssand, som deponeras på för ändamålet reserverade upplagsområden eller i bassänger som ska byggas. Gråberget, vars mängd uppskattas uppgå till cirka 435 Mt, upplagras på två gråbergsområden, vilka byggs väster och öster om Hannukainen dagbrott. Syrabildande gråberg (PAF) lagras separat från icke-syrabildande gråberg (NAF). Den lösa jord som lämpar sig för byggande och som avlägsnas från brottområden och områden som ska byggas kommer att utnyttjas som byggnadsmaterial i diken, terrasser samt väg- och upplagsområden. Det jordmaterial som inte utnyttjas lagras på gråbergsområden i reserverade sektioner och utnyttjas senare då gruvan läggs ned. Sammanlagt byggs ca 655 ha upplagsområden får gråberg och ytjord. Malmanrikningsverket placeras i Rautuvaara, cirka 10 km söder om gruva, dit den krossade malmen transporteras längs ett transportband. I Rautuvaara finns efter tidigare verksamhet ett anrikningssandområde på cirka 85 ha. Avsikten är att ta området i bruk på nytt. På området pågår nu den föregående aktörens (SSAB) stängningsåtgärder. Avsikten är att stängningsåtgärderna (gråbergsområdet och anrikningssandområdet) ska vara slutförda under Vid produktionsprocessen uppkommer cirka 67,5 Mt anrikningssand med låg svavelhalt som upplagras på området och isoleras från omgivningen med hjälp av dammar och vallar. Anrikningssand med hög svavelhalt (High-S), cirka 6,7 Mt, deponeras norr om området för anrikningssand med låg svavelhalt i tätbottnade bassänger som avgränsas med dammar. Gruvans funktioner och deponier framgår av kartbilaga 1. 2 PLANENS INNEHÅLL Målet med avfallshanteringsplanen för utvinningsavfall är att hantera utvinningsavfallet och dess miljökonsekvenser i olika skeden av gruvans livscykel. Bestämmelser om utvinningsavfall, deponier för utvinningsavfall samt innehållet och målen i avfallshanteringsplanen ges i statsrådets förordning om utvinningsavfall (utvinningsavfallsförordningen) 190/2013 (+ ändringar). Innehållet i denna utvinningsavfallsplan i enlighet med förordningen om utvinningsavfall anges nedan (Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt.).

8 8 (104) Tabell 2-1. Innehåll i enlighet med 4 i förordningen om utvinningsavfall Innehåll i enlighet med Srf 190/2013, 4 1 En redogörelse för det utvinningsavfall som uppkommer vid verksamheten och dess egenskaper 2 en bedömning av den totala mängden utvinningsavfall, en beskrivning av återvinningen och bortskaffandet av avfallet samt uppgifter om återvinning av avfallet i tomma gruvor eller håligheter efter brytning 3 en redogörelse för deponin för utvinningsavfall och dess omgivning samt över huruvida deponin klassificeras som en deponi som medför risk för storolycka eller som en annan deponi för utvinningsavfall 4 beroende på klassificeringen av deponin för utvinningsavfall antingen uppgifter om de säkerhetsprinciper, det säkerhetsledningssystem och den interna räddningsplan som utarbetats med tanke på avvärjandet av en storolycka, eller en annan utredning över olycksrisken 5 en redogörelse för markens, vattendragens och grundvattnets tillstånd vid deponin för utvinningsavfall och på ett sådant närområde som avfallet kan belasta 6 uppgifter om vilka konsekvenser utvinningsavfallet och deponin för utvinningsavfall har för miljön 7 uppgifter om planerade åtgärder i syfte att förebygga förorening av mark, vattendrag, grundvatten och luft och annan påverkan under verksamheten och efter det att den har lagts ned 8 en redogörelse för uppföljningen och kontrollen under verksamheten och efter det att den har lagts ned 9 uppgifter om nedläggning av verksamheten, stängning och eftervård av deponin för utvinningsavfall samt om uppföljning och kontroll i samband därmed Anges i denna rapport Utvinningsavfallets egenskaper i kapitel 6 Utvinningsavfall som uppkommer vid verksamheten i kapitel 7 Mängden utvinningsavfall som uppkommer vid verksamheten i kapitel 7 Återvinning i kapitel 10 En redogörelse för deponierna för utvinningsavfall finns i kapitel 8 Klassificeringen av utvinningsavfall beskrivs i kapitel (gråberg och upplag) och (anrikningssand) En redogörelse för olycksriskerna finns i kapitel 9 Jordmåns- och grundvattenförhållanden på projektområdet samt vattenområden och vattenkvalitet beskrivs i kapitel 4.6, 4.7 och 4.8. Miljökonsekvenserna beskrivs i kapitel 13 Åtgärder för att förebygga konsekvenserna beskrivs i kapitel 13.4 Uppföljningen och kontrollen beskrivs i kapitel 14. Stängningsåtgärderna och -kostnaderna samt bedömningen av säkerhet beskrivs i kapitel 11.

9 9 (104) Planen baserar sig på dokument som gjorts upp i samband med MKB-förfarandet och lönsamhetsutredningen (DFS) samt miljötillståndsansökan för gruvprojektet i Hannukainen, bl.a.: Ramboll Finland Ab 2013a. Hannukainen gruvprojekt. Miljökonsekvensbeskrivning Northland Mines Oy. /1/ SRK Consulting (UK) Limited 2013a. Hannukainen DFS waste rock geochemical characterization, Wrd seepage and pit lake water quality prediction report, January Report prepared for Northland Mines Oy, UK4985. /2/ Nils Eriksson Environmental Consultant Final DFS Report. Tailings and tailings water characterization, Hannukainen iron ore project, Finland February Report prepared for Northland Mines Oy. /3/ Ramboll Finland Ab 2013b. Preliminary closure plan for the Hannukainen mine, March 2013, /4/ Pöyry Finland Oy Hannukainen, karakteriseringsrapport över provanrikningsavfall , , /5/ En utredning över utvinningsavfallets egenskaper (karakterisering) ges i dokument /2/, /3/ och /5/ ovan. Karakteriseringsresultaten, enligt vilka gråberg, lös jord och anrikningssand har definierats som eventuellt syrabildande (PAF) eller icke syrabildande (NAF) presenteras i kapitel 6 i avfallshanteringsplanen. Bakgrundsmaterialet till karakteriseringen, en beskrivning av området geologi och fyndighetens karaktär samt gruvans verksamhet, ingår även i denna avfallshanteringsplan. Provtagnings- och provarrangemang, definieringsmetoder samt detaljerade laboratorieresultat för utvinningsavfall ingår i de ovan nämnda dokumenten. Förslaget till kontrollprogram för utvinningsavfallsdeponiernas grundvatten- och vattendragskonsekvenser presenteras i huvuddrag i ansökan om miljötillstånd (kapitel 19 i ansökan). Det slutliga beslutet om kontrollprogrammet fattas av Närings-, trafik- och miljöcentralen i Lappland (LAP-ELY). Uppgifterna om nedläggningen, eftervården och kontrollen av avfallsdeponierna presenteras i en separat stängningsplan för gruvan (Ramboll 2013b). Vid planeringen har olika undersökningar och utredningar som genomförts på projektområdet i olika sammanhang, gruvlagstiftningen, statsrådets förordning om utvinningsavfall (190/2013; ) samt till tillämpliga delar handböcker och publikationer rörande grundande och nedläggning av gruvor beaktats. De höjdnivåer som presenteras i planen anges i höjdsystemet N60. Koordinatsystemet är KKS. 3 GRUNDER FÖR UTARBETANDE AV PLANEN Utvinningsavfallsdirektivet (2006/21/EG) har på nationell nivå verkställts genom lagen om ändring av miljöskyddslagen, lagen om ändring av marktäktslagen samt en ändring av räddningslagen. Ändringen av miljöskyddslagen 527/2014 trädde i kraft I 112 i miljöskyddslagen definieras utvinningsavfall, deponi för utvinningsavfall och deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka. Enligt 114 i lagen ska en plan för hantering av utvinningsavfall utarbetas för tillståndspliktig utvinning där det uppkommer utvinningsavfall. En avfallshanteringsplan behövs dock inte om stenbrytningen eller stenkrossningen är knuten till mark- och vattenbyggnad. Bestämmelser om utvinningsavfall, deponier för utvinningsavfall samt innehållet och målen i avfallshanteringsplanen ges i statsrådets förordning om utvinningsavfall (190/2013). Verksamhetsutövaren ska utvärdera och vid behov se över planen för hantering av utvinningsavfall minst vart femte år och underrätta tillsynsmyndigheten om detta. Planen för hantering av

10 10 (104) utvinningsavfall ska ändras om utvinningsavfallets mängd eller beskaffenhet eller arrangemangen för bortskaffande eller återvinning av avfallet ändras avsevärt (MSL 114 ). Denna avfallshanteringsplan för utvinningsavfall har uppdaterats 2018 med anledning av planändringar för anrikningsverket: avsikten är att koncentratet ska lämnas grövre än vad som planerats tidigare. Dessutom har tillvaratagande av svavel lagts till anrikningsprocessen. I fråga om vattenhantering har ändringar gjorts i vattenavledningen: allt vatten i Hannukainen avleds längs ett utloppsrör till Muonio älv och inte till närliggande vattenområden. De gamla dagbrotten i Rautuvaara används inte som upplagsområden för anrikningssand, utan anrikningssanden läggs upp i sin helhet i anrikningssandbassängerna. 4 HANNUKAINEN MED OMGIVNING 4.1 Läge Hannukainen gruvprojekt är beläget i västra Lappland, cirka 25 km nordväst om Kolari centralort. Hannukainen by ligger omedelbart söder om den planerade gruvan. Äkäslompolo by ligger cirka 11 km nordost och Ylläsjärvi by cirka 15 km öster om gruvområdet. Anrikningsverket och anrikningssandområdena placeras cirka 5 km söder om Hannukainen by och järnmalmfyndigheten längs Niesajoki på Rautuvaara före detta gruvområde (Bild4-1). Bild4-1. Placering av gruvprojektet i Hannukainen 4.2 Hannukainenområdet På projektområdet finns efter den tidigare gruvverksamheten i Hannukainen två gamla, vattenfyllda dagbrott, Kuervaara och Laurinoja, vars totala vattenvolym är cirka 4,0 Mm 3, samt ett upplagsområde för gråberg och ytjord, där 5 Mm 3 sulfidhaltigt gråberg har placerats. Söder om dagbrotten ligger ett marktäktsområde, där grus och sand grävs samt gråberg som upplagrats i gråbergshögen krossas (Bild 4-2).

11 11 (104) Bild 4-2. Hannukainenområdet, nuläge. Hannukainenbrottet är delvis planerat på de gamla dagbrottens område väster om gråbergsområdet. I Hannukainen placeras även upplagsområden för gråberg och lös jord, en reservoar samt industrifunktioner, dvs. ett krossverk, ett mellanlager för malm, en vattenbehandlingsanläggning, ett kraftverk, kontorslokaler och personalrum samt lagerlokaler (Bild 4-3). Dessutom byggs en skyddsvall söder om gruvfunktionerna.

12 12 (104) Bild 4-3. Planerade funktioner på Hannukainen gruvområde. Rutindelningen på bilden är 1 km. 4.3 Rautuvaaraområdet Rautuvaara har ursprungligen varit en del av älvfåran i Niesajoki. Efter att gruvverksamheten startade på 1970-talet har en del av Niesajoki svängts om så att den strömmar via Kylmäoja till Äkäsjoki, och den kvarvarande delen av fåran i Niesajoki har dämts upp som reservoar för processen och anrikningssandområdet har avskilts från Niesajoki och råvattenbassängen med dammar. Syrabildande, sulfathaltig anrikningssand som bildats vid anrikningen av järn-, kopparoch guldmalm samt små mängder andra typer av anrikningssand, sammanlagt cirka 5 Mm 3 har upplagrats på anrikningssandområdet. Anrikningssandområdets areal är cirka 85 ha och anrikningssandlagrets tjocklek är cirka 4 15 m. På Rautuvaaraområdet ligger även det gamla brottets dagbrottssjöar, en bangård och industrikonstruktioner som anknutit till gruvverksamheten. I den nordöstra änden av anrikningssandområdet ligger ett reningsverk och sedimenteringsbassäng för Ylläsjärvi- och Äkäslompoloområdet (Bild 4-4). På norra sidan gränsar anrikningssandområdet till en vattenbassäng som Ylläksen Yhdyskuntatekninen Huolto Oy (YYTH) använder som eftersedimenteringsbassäng i sitt reningsverk för sanitetsvatten (på bilden visas reningsverkets sedimenteringsbassäng). YYTH har ett giltigt miljötillstånd att avleda behandlat avloppsvatten till denna bassäng. Mellan sedimenteringsbassängen och anrikningssandområdet ligger en s.k. mellandamm, som i sitt nuvarande tillstånd är så torr att den inte längre anses vara en i dammsäkerhetslagen och gruvlagen (621/2011) avsedd

13 13 (104) damm. Bakom dammen, i den norra änden av anrikningssandområdet, har det bildats en lakvattenbassäng, dit surt och metallhaltigt lakvatten från anrikningssandområdet samlas. Bassängen är numera i huvudsak tom. Volymen på den sedimenteringsbassäng som bildats i den södra änden av anrikningssandområdet är cirka 0,75 Mm 3 och dess areal är cirka 30 ha. I söder gränsar bassängen till en klass 2- damm i enlighet med dammsäkerhetslagen (494/2009). Bassängens vattennivå hanteras med hjälp av en överströmningströskel, varifrån vattnet strömmar fritt till en utloppsfåra som leder till Niesajoki. Lak- och avrinningsvatten från anrikningssandområdet rinner till den södra sedimenteringsbassängen. Vatten från reningsverkets sedimenteringsbassäng rinner i diket förbi anrikningssandbassängen och bassängdammen till Niesajoki. Vanhat avolouhokset Vanha rikastamo Puhdistamon selkeytysallas Jätevedenpuhdistamo M M P P Välipato ja suotovesiallas Rikastushiekkaalue Saostusallas Allaspato Niesajoki ortokuva MML karttapaikka 2018 Bild 4-4. Rautuvaara gruvområde, nuläge. På bilden har anrikningssandområdets täckningskonstruktionsarbeten (P) börjat för SSAB:s del. På området har marktäktsområden (M) anlagts för täckningskonstruktionen. Anrikningssandområde På större delen av upplagsområdet består bottnen av förtätad torv, med bärande sandmorän nedanför. I den norra och nordvästra kanten av upplagsområdet har anrikningssanden lagrats ovanpå sand- eller grusmorän. Inom dessa områden kan lakvattnet ta sig nedåt till grundvattnet genom moränlagret. Enligt observationer är oxideringen av sulfidmineraler starkast i ytlagren i den norra (till ett djup av 2 3 m) samt i den mellersta delen (till ett djup av 0,5 1 m) av upplagsområdet. Större delen av anrikningssanden klassificeras enligt undersökningar som potentiellt icke syrabildande. Vattenbassängen som däms upp av den nedre dammen åstadkommer

14 14 (104) vattenmättade omständigheter i en stor del av anrikningssandjorden, vilket minskar sannolikheten för ytterligare oxidering av sulfidmineraler. Det förtätade torvlagret under upplagsområdet försämrar även sippring av eventuellt metallhaltigt vatten efter oxidering via jordmånen till grundvattnet. När det gäller lakvatten kan effekterna av oxideringen av sulfidmineraler ses tydligast i den norra delen av upplagsområdet, i lakvatten som kommer ut i vattenbassängen mellan anrikningssandområdet och mellandammen. Det järnhaltiga lakvattnet som strömmar från reducerande förhållanden till oxiderande förhållanden försurar vattnet i dammen. Detta vatten blandas dock inte med vattenbassängen som ligger norr om den s.k. mellandammen, dvs. sedimenteringsbassängen för avloppsvatten i Ylläs centralreningsverk. På området förekommer inte heller överströmning till diket som omger upplagsområdet. I den norra delen av området har åtgärder för att anpassa området till landskapet utförts under flera år genom att sprida ut en blandning av torkat reningsslam och markförbättringstorv. Det anpassade landskapet omfattar ett område över 10 ha. På området har även flera andra metoder för anpassning till landskapet anläggning av växter testats. En stängningsplan har utarbetats för anrikningssandområdet (Pöyry Finland Oy 2012a). Stängningsåtgärderna för anrikningssandområdet och gråbergsområdet pågår för närvarande och avsikten är att de ska vara slutförda under I Rautuvaara placeras ett anrikningsverk och upplagsområden för anrikningssand (Bild 4-5). Bild 4-5 Planerade verksamheter i Rautuvaara. Rutindelningen på bilden är 1 km. 4.4 Topografi Hannukainen gruvområde ligger på ett relativt jämnt höglandsområde mellan Kuervaara och Kiuasselkä-Kiuaskero, där marknivåns höjd är cirka +200 m. Toppen av Kuervaaras sträcker

15 15 (104) sig till nivån +307,7. Toppen av Kiuaskero är på nivån +431,4. Toppen av Ylläs, längre österut, är på nivån +719,3. Sedimenteringsbassängerna i Rautuvaara ligger på den ungefärliga nivån , toppen av Alainen Rautuvaara på nivån +275,0 och toppen av Rautuvaara på nivån +280,0 (Bild 4-6). Bild 4-6. Topografin på Hannukainen- och Rautuvaaraområdet (Ramboll Finland Ab 2013b). 4.5 Naturmiljö och markanvändning Hannukainen-Rautuvaaraområdet hör till den norra boreala vegetationszonen, där växtligheten är karg. Trädbeståndet består av barr- och lövskog. På området finns även områden med glesa trädbestånd. Öster om Hannukainenområdet, liksom även väster om Rautuvaara gruvområde, finns bl.a. skyddsområden för gamla skogar. I projektområdets omgivning finns flera nationellt betydande byggda kulturmiljöer, värdefulla landskapsområden och fornlämningar. Projektområdet omges av vidsträckta jord- och skogsbruksområden. Projektområdet är renskötselområde. Muonio renbeteslags renskiljningsområde ligger norr om projektområdet. I Rautuvaara finns även ett renskiljningsgärde. Öster om Hannukainen, på cirka 8 kilometers avstånd, ligger Ylläs turistområde och Pallas- Yllästunturi nationalpark, som är attraktiva turismområden.

16 16 (104) Hannukainen by ligger omedelbart söder om det planerade dagbrottet i Hannukainen. Byn ligger längs regionväg 940 och längs Äkäsjoki. I byn finns både stadigvarande bebyggelse och fritidsbebyggelse. 4.6 Jordmånsförhållanden Hannukainen-Rautuvaaraområdet hör till den kontinentala isdelarzonen, där de på varandra följande skandinaviska inlandsisarna fick sitt ursprung under kvartärperioden och där de kvarvarande delarna smalt först under de sista faserna efter att de lösgjorts från inlandsisen. Till följd av detta är det typiskt för området med liten erosion orsakad av istiden, bevarade förekomster efter många tidigare istider och avsaknad av finkornigt sediment eller marint sediment i smältvattensjöar orsakade av istiden. Jordmånen är till större delen täckt av morän som täcker dalar och berg och som avlagrats under den senaste istiden (Bild 4-7). Väl sorterade sand- och grusavlagringar förekommer främst i älvdalar. I de större älvarnas dalgångar (Muonio älv, Ylläsjoki) har även flodsediment efter de senaste istiderna avlagrats. Bild 4-7. Jordmånskarta över Hannukainen- och Rautuvaaraområdet (Pöyry Finland Oy 2012b) Hannukainen Hannukainen ligger i en nord-sydlig sänka, som omges av monzonit- och kvartsitbergskullar. Moränen är som tjockast i sänkans botten. På bergskullarna är moräntäcket mycket tunt och berget är delvis exponerat. Jordlagrets tjocklek varierar mellan 0,6 36,5 m, och den genomsnittliga tjockleken är 13,6 meter. De tjockaste jordlagren ligger i den östra delen av projektområdet,

17 17 (104) i den östra kanten av det planerade östra upplagsområdet. På det västra upplagsområdet är jordlagrets tjocklek bara några meter och på det södra området (västra upplagsområdet) 2 9 m (Bild 4-8) Enligt fältundersökningarna består jordmånen till större delen av sandmorän. I Äkäsjoki dalgång finns sand- och grusavlagringar. Torv har observerats på ett litet område i den södra delen av det östra upplagsområdet till en tjocklek av cirka 2 m. Den mittersta delen av det västra upplagsområdet är även ett potentiellt torvområde (SRK Consulting 2013b) (Bild 4-9). Bild 4-8. Hannukainenområdet, jordlagrets tjocklek i meter. Kartan är ett utdrag ur Moreaus och Koivistos utredning från Obs! Upplags- och gråbergsområdena är riktgivande, gränserna för dagbrotten och vattenreservoaren är uppdaterade (uppdaterad layout på 4-3).

18 18 (104) Bild 4-9. Hannukainenområdet, potentiella torvområden (SRK Consulting 2013b). (Uppdaterad layout på 4-3) Jordmaterialets geotekniska egenskaper De geotekniska egenskaperna i jordmånen på Hannukainenområdet har undersökts i prover tagna på området (SRK Consulting 2013b). Utifrån resultaten är jordmaterialets kornighet mycket jämn. Större delen av de undersökta proverna (44 prover) innehöll över 70 % sand och grus. Finmaterialet var mest silt. Lerhalten översteg 10 % endast i två av de undersökta proverna. Enligt de vattenpermeabiliteter (K) som mätts i laboratorium av ytjordsprover från de planerade deponierna för utvinningsavfall är vattenledningsförmågan i jordmånen måttlig (K= 4,73 x ,73 x 10-3 m/s). Jordmaterialets (störda prover) våtdensitet fastställdes till 1,6 2,15 t/m 3 och torrdensiteten till 1,5 2,0 t/m 3. Moränerna i Hannukainen är relativt svagt sorterade. Deras kornighet ligger nära fin sand eller siltsand. Moränernas vattenpermeabiliteter är ligger mellan m/s eller något högre

19 19 (104) (Pöyry Finland Oy 2012b). Moränerna är bärande och förtätas väl. På de gråbergsområden som anläggs på området är sänkor eller stabilitetsproblem inte att vänta enligt undersökningar. Moränernas sanna friktionsvinkel var i genomsnitt 36,5 grader (SRK Consulting 2013 b) Rautuvaara I likhet med Hannukainen består jordmånen i Rautuvaara i huvudsak av morän. I närheten av anrikningssandområdet, öster och väster om området, sträcker sig moränlagret till ett djup av m från markytan. De tjockaste moränlagren förekommer på backområdet sydväst om anrikningssandområdet. På de östra backarna har sand- och gruslager avlagrats på moränerna. Även i den nordöstra delen av Niesajoki dalgång finns både sand och grus samt grova sorterade moräner. Sorterade jordlager kan även förekomma längre ner i jordmånen. Nedanför anrikningssandområdet och på bottnen av sedimenteringsbassängerna finns torv och mjuka jordmaterial till en tjockek av 0,2 5,4 m (Pöyry Finland Oy 2012b) (Bild 4-10). Bild Jordmånsförhållanden på Rautuvaara anrikningssandområde (Pöyry Finland Oy 2012b). Allmänt taget är moränernas kornighet inom området rätt likartad, men den mycket lilla skillnaden i lerhalten har en stor inverkan på vattenpermeabiliteten. Siltmoränernas (lerhalt 5 8 %) vattenpermeabilitet varierar i allmänhet mellan 5x10-7 1x10-8 m/s. Enligt laboratorieundersökningar är området moräner (prover från 2 5,5 m djup) relativt svagt vattenledande, (K= 2,1 x ,6 x 10-7 m/s). Jordmånens vattenledningsförmåga är lägst i det översta, s.k. bruna jordlagret, vars tjocklek är 1 2 m. Moränerna är frostaktiva och de grovkornigaste moränerna är även känsliga för erosion (Pöyry Finland Oy 2012b).

20 20 (104) Markens geokemi På grönstensområdet, som även projektområdet hör till, har grundämnen koncentrerats i moränen, till exempel aluminium, guld, kalcium, kobolt, krom, koppar, järn, magnesium, mangan, nickel, skandium, titan och vanadin, vilka alla är typiska för mafiska bergarter. Grönstensområdet innehåller naturligt höga metallhalter. Beskrivningen av den geokemiska kvaliteten i jordmånen i nuläget har utarbetats utifrån moränprovmaterialet som Geologiska forskningscentralen GTK insamlade (GTK 1995). Det aktuella materialet omfattar hela Finland och inkluderar resultat med punkttätheten 1 prov/4 km 2 (totalt prover). Sammanlagt 9 punkter infaller på området för utmålet i Hannukainen (Bild 4-11). I denna studie avgränsades materialet först till närområdet till Hannukainen (sammanlagt 50 prover) och vidare till det kommande området för gruvverksamheter (sammanlagt 9 prover). Proverna är blandprover med 3 5 delprover, vilka har tagits på ett genomsnittligt djup av 1,5 m. Provmaterialet har på så sätt tagits kemiskt från moränens C-horisont, som endast påverkats lite, och i de flesta fallen nedanför grundvattenytan. Av de torkade proverna sållades en < 0,06 mm fraktion, av vilket grundämneshalterna (Al, Ba, Ca, Co, Cu, Fe, K, La, Li, Mg, Mn, Mo, Ni, P, Sc, Sr, Th, Ti, V, Y, Zn och Zr) analyserades i laboratorium. Förbehandlingsmetoderna för proverna var het extraktion med kungsvatten, och analyserna utfördes med en induktivt kopplad atomemissionsspektrometer (ICP-AES) (GTK 1995). Bild Täckningen av GTK:s moränmaterial på Hannukainen gruvområde (GTK 1995). Utmålets provtagningspunkter anges med röd färg.

21 21 (104) För en del av de grundämnen som GTK undersökt (kobolt, krom. koppar, nickel, vanadin, zink) har tröskel- och riktvärden fastställts i Statsrådets förordning 2014/2007. Dessa PIMAriktvärden som fastställts för bedömning av markens förorening och reningsbehov anges i Tabell 4-1 tillsammans med sammanställningen som insamlats om moränmaterialet. Varselvärdena beskriver de genomsnittliga naturliga bakgrundshalterna i Finland. De har delvis fastställts utifrån medianhalten för respektive grundämne i GTK:s jordmaterial som täcker hela Finland, som även har använts i denna rapport. För att skapa en allmän bild av geokemin i jordmånen i Hannukainen har de riktvärden som fastställts i förordningen jämförts med de observerade halterna i 50 provtagningspunkter inom närområdet, de observerade halterna i 9 punkter på utmålet samt medianvärden i materialet som täcker hela Finland. På detta sätt utreds hur halterna inom Hannukainenområdet förhåller sig i relation till de genomsnittliga värdena i Finland. Tabell 4-1 beskriver skillnaden mellan medianhalterna i Hannukainen och i hela Finland. På basis av jämförelsen är halterna av strontium, titan, vanadin och zirkonium i jordmånen på Hannukainenområdet klart högre än i genomsnitt i Finland. I en provpunkt överstegs varselvärdet i Srf 214/2007 för vanadin. Även halterna av nickel, järn, lantan, krom och koppar var förhöjda. Halterna av skandium, barium och zink var lägre än genomsnittet. För vissa grundämnen (Fe, Cu) presenteras en fördelning på kartan (Bild 4-12). Bild Fördelning av metallhalter i jordmånen i närheten av gruvprojektet i Hannukainen. Haltfördelningen (ppm) av järn (Fe) till vänster och koppar (Cu) till höger. Kartorna baseras på GTK:s morängeokemiska material (GTK 1995).

22 22 (104) Inom projektområdet har även sammanlagt fyra moränprover (SP304, SP305, SP308 och SP316) tagits och analyserats i samband med Pöyry Finland Oy:s grundtillståndsutredningar (Pöyry Finland Oy 2008a). Alla prover togs i de över delarna av moränavlagringen, på ett djup av 1,5 5 meter (C-horisont). 27 huvudelement analyserades i samtliga prover. Enligt dessa undersökningar ligger halterna på samma nivå som bakgrundshalterna. De observerade järnhalterna varierade mellan 0,6 2,3 %. De högsta järn- (2,3 %), krom- (43 ppm) och nickelhalterna (16 ppm) observerades i närheten av Kivivuopionoja. Svavelhalterna varierade mellan ppm. Inga halter översteg de gränsvärden som fastställts i Statsrådets förordning 214/2007. För området finns även Geologiska forskningscentralens geokemiska material från 1970-talet tillgängligt. Vid denna tid utfördes detaljerade geokemiska undersökningar på gruvområdet i Hannukainen med emissionsspektroskopimetod, då halvkvantitativa resultat erhölls (828 prover från ett djup av cm). De interpolerade kartorna över dessa undersökningar utförda av GTK kan ses för två grundämnen (Fe, Ni) på Bild På grund av analysexaktheten är de främst riktgivande (Ramboll Finland Ab 2013a). Bild Fördelning av metallhalter i jordmånen på projektområdet (Ramboll Finland Ab 2013a). Haltfördelningen av nickel (Ni) till vänster och av järn (Fe) till höger (mg/kg).

23 23 (104) Tabell 4-1. Det morängeokemiska materialet för Hannukainen i relation till GTK:s riksomfattande material. I tabellen presenteras även en jämförelse med värdena i enlighet med Srf 214/2007. Hannukainen, sammanställning (GTK, begränsat material) GTK (hela Finland) Enligt Srf 214/2007 Skillnad mellan medianer, Hannukainen/hela Finland Ämne Område Min. Median Max. Min. (1 %) Median Max. Naturlig halt varselvärde Al Närområde Al Utmål Ba Närområde Ba Utmål Ca Närområde Ca Utmål Co Närområde (1-30) Co Utmål (1-30) Cr Närområde (6-170) Cr Utmål (6-170) Cu Närområde (5-110) Cu Utmål (5-110) Fe Närområde Fe Utmål U Närområde U Utmål La Närområde La Utmål Li Närområde Li Utmål Mg Närområde Mg Utmål Mn Närområde Mn Utmål Ni Närområde (3-100) Ni Utmål (3-100) P Närområde P Utmål Sc Närområde Sc Utmål Sr Närområde Sr Utmål Th Närområde Th Utmål Ti Närområde Ti Utmål V Närområde (10-115) V Utmål (10-115) Y Närområde Y Utmål Zn Närområde (8-110) Zn Utmål (8-110) Zr Närområde Zr Utmål lägre riktvärde högre riktvärde Legend, Hannukainen/Finland Lägre halter på området än i genomsnitt i Finland Något så när samma Högre halter på området än i genomsnitt i Finland

24 24 (104) Jordmånens radiologiska egenskaper Uranhalten i berggrunden i Hannukainen är i genomsnitt 7 11 mg/kg och i den malm som bryts cirka 13 mg/kg. Malmens uranhalt är låg och förutsätter inte en anmälan till Strålsäkerhetscentralen i enlighet med anvisning ST12.1 "Strålsäkerheten vid verksamhet som medför exponering för naturlig strålning". Uranhalten i Finlands berggrund är i genomsnitt 4 mg/kg. Som en annan jämförelsepunkt kan nämnas att mineraler med en uranhalt på minst mg/kg kategoriseras som uranmalm. Uranhalterna i Hannukainen är mest betydande i pegmatitådrorna (SRK Consulting 2011). I omgivningen kring gruvområdet i Hannukainen undersöktes halterna radioaktiva ämnen med hjälp av vattenprover och biologiska prover år Syftet var att få information om områdets radioaktivitetsnivåer i vatten och den övriga naturen innan gruvdriften inleds i den miljö som gruvdriften kan påverka, dvs. att kartlägga det radiologiska utgångsläget. De erhållna radioaktivitetshalterna representerar den typiska nivån som förekommer i miljön i Finland. Radioaktivitetshalterna i en borrbrunn och ett näckmossprov avvek något från de genomsnittliga halterna i Finland och resultaten som fåtts i motsvarande undersökningar på andra ställen. (Pöyry Finland Oy 2017) 4.7 Grundvattenförhållanden Grundvattenområden NTM-centralerna ansvarar för kartläggning och klassificering av grundvattenområden samt för administration av grundvatteninformationen. Grundvattenklasserna I (viktigt grundvattenområde för vattenförsörjning), II (grundvattenområde som lämpar sig för vattenförsörjning) och III (övrigt grundvattenområde) har använts länge. Enligt ny lagstiftning (1263/2014) klassificeras grundvattenområden i sådana grundvattenområden som är viktiga för vattenförsörjning (klass 1) och övriga grundvattenområden som lämpar sig för vattenförsörjning (klass 2). I klass E klassificeras dessutom sådana grundvattenområden av vars grundvatten ytvattenekosystem och terrestra ekosystem är direkt beroende (till exempel källor). Definieringen och klassificeringen av grundvattenområden baserar sig på både grundvattengeologiska faktorer och grundvattenformationens eventuella vattenförsörjningsbruk. Den gamla klassificeringen är i kraft tills vidare parallellt med de nya, tills kontrollerna av grundvattenområden färdigställs. Grundvattenområdena i Kolari följer den gamla klassificeringen ( ). Grundvattenområdena på projektområdet och i dess närhet anges på Bild 4-14 och Bild 4-15) samt i Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt.. Större delen av grundvattenområdena är små och hör till klass III. Deras vattenavgivningsförmåga varierar mellan m 3 /d. Endast Aavahelukka, som ligger nordost om det planerade gråbergsområdet och Saivojärvi A, som ligger väster om Hannukainen dagbrott, hör till klass II. Aavahelukka grundvattenområde ligger öster om Kuerjoki, och har därmed inget hydrauliskt samband med gruvområdet. Grundvattenområden som hör till klass III kräver noggrannare undersökningar om de lämpar sig för vattenförsörjning. I Rautuvaara ligger de närmaste grundvattenområdena vid anrikningssandområdets sedimenteringsbassäng och söder om den. Klassificeringen av grundvattenområden håller på att ändras på Hannukainenområdet. I förslaget till ändring av klassificering konstaterar NTM-centralen i Lappland (2017) att den gruvdrift som tidigare ägt rum i området på ett oåterkalleligt sätt har försämrat kvaliteten på grundvattnet i Kuervaara grundvattenområde, och därtill försämrar jordmånen och berggrunden i området grundvattenkvaliteten naturligt. Kuervaara grundvattenområde som finns i sulfidmalmområdet lämpar sig följaktligen inte av hydrogeologiska orsaker för vattenförsörjning för samhällena, varför det kan avlägsnas från klassificeringen av grundvattenområden. Kivivuopionvaara 1 ( ) har avlagrats på den östra sluttningen av Kivivuopionvaara. Utifrån undersökningarna är det inte möjligt att från grundvattenområdet få tillräckligt med grundvatten som tillfreds-

25 25 (104) ställer behoven för samhällenas vattenförsörjning och följaktligen kan grundvattenområdet avlägsnas från klassificeringen. Bandtransportörens rutt går genom grundvattenområdet Kuervaara 2 ( ), detta höjs till klass 2. Saivojärvi grundvattenområde flyttas till klass 2E (ytvattenekosystem som är beroende av grundvatten, Saivojärvi) och områdena A och B slås samman. Tabell 4-2. Klassificerade grundvattenområden på och i närheten av projektområdet. Grundvattenområdets nr Grundvattenområdets namn Projektområdets del Grundvattenområdets klass Uppskattad kapacitet m 3 /d Aavahelukka Öster om Kuerjoki II Kivivuopionvaara Hannukainen III Kivivuopionvaara Hannukainen III Kuervaara Hannukainen III A Saivojärvi transportkorridor II B Saivojärvi norr om transportkorridoren III Kuervaara Rautuvaara III Kurtakko Rautuvaara III Kivikkopalo Rautuvaara III Erihnäistenmaa Rörledning III Juvakaisenmaa Rörledning III 400

26 26 (104) Bild Grundvattenområden och grundvattnets flödesriktningar på Hannukainenområdet

27 27 (104). Bild Grundvattenområden, grundvattenrör och andra jordmånsundersökningar på Rautuvaaraområdet. Den närmare kodningen av punkterna presenteras i en separat Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt Grundvattennivå och strömningsbild På Hannukainenområdet har höjdnivåmätningar av grundvatten utförts i olika skeden, bland annat relaterat till installationen av grundvattenför. Regelbundna, omfattande mätningar har utförts åren På basis av mätresultaten är grundvattennivåerna oftast lägst under vårvintern under observationsomgången i april. Högre vattennivåer observeras i början av vintern, under observationsomgångarna i oktober december. Detta beror på den sänkta grundvattenbildningen under vintermånaderna, vilket följs av en större bildning under våren och hösten, då magasinen fylls. Grundvattennivåerna i Finland är vanligtvis som högst efter snösmältningen under våren.

28 28 (104) På grund av områdets komplexa markskiktsstruktur på Hannukainenområdet finns grundvattnet i två eller tre lager som avskiljs av jordmånslager med låg vattengenomsläpplighet. Nära markytan förekommer hängande grundvatten. Djupet från markytan till grundvattnet varierar mellan -0,02 m (artesisk) 27 m, och är i genomsnitt 5,3 m och i allmänhet mellan 5 10 m. Närmast markytan är grundvattnet i en träskartad sänka väster om dagbrottet, där det förekommer hängande grundvatten (Helsingfors universitet 2012). På projektområdet och i dess omedelbara närhet finns ett flertal källor. På Hannukainenområdet strömmar grundvattnet i huvudsak mot Äkäsjoki. Inom Kuervitikko brytningsområde och öster om det är strömningsriktningen dock i huvudsak mot nordost och Kuerjoki. I närheten av det planerade dagbrottet i den västra delen av utmålet riktas grundvattenströmningen västerut mot Valkeajoki. Den genomsnittliga vattenledningsförmågan i jordmånen i Hannukainenområdet har beräknats vara 0,18 m/d och berggrundens vattenledningsförmåga 0,026 m/d. Nr Tabell 4-3. Grundvattenpunkternas läge samt närmare kodning. Typ Station_ID Östra Norra Projektion: KKS2 Z(m) Nr Företag Företag Typ Station_ID Östra Norra Projektion: KKS2 1 SRK BH RAU12HYD Huni TP_SP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP_SP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP_SP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD Huni TP_SP Rautu-2012_TP_ SRK BH RAU12HYD GTK SP GTK-putki na 19 SRK BH RAU12HYD GTK SP GTK-putki na 20 SRK BH RAU12HYD GTK SP GTK-putki na 21 SRK BH RAU12HYD SRK TP TP SRK BH RAU12HYD SRK TP TP SRK BH RAU12HYD SRK TP TP SRK BH RAU12HYD SRK TP TP SRK BH RAU12HYD na 54 SRK TP TP na 26 Huni TP_SP Rautu-2012_TP_ SRK TP TP na 27 Huni TP_SP Rautu-2012_TP_ SRK TP TP na 28 Huni TP Rautu-2012_TP_ SRK TP TP na 29 Huni TP_SP Rautu-2012_TP_ De observerade grundvattennivåerna i Rautuvaaraområdet varierar mellan 176,3 m 211 m (N60). Grundvattnet ligger i allmänhet relativt nära markytan. Till exempel under observationsomgången i juni 2012 observerades grundvattenytan ovanför markytan i 12 piezometrar (24 %), på djup under 1 m från markytan i 7 piezometrar (14 %) och mindre än 7 meter från markytan i cirka 75 % av piezometrarna. Grundvattnets ytnivå varierar inte heller i allmänhet avsevärt. Grundvattennivåerna i enstaka piezometrar varierade mellan 0,02 3,72 m i den djupa akviferen och mellan 0,05 1,56 m i den grunda akviferen. I cirka 80 % av både de grunda och djupa observationsplatserna varierade ytnivån mindre än 0,5 m under observationsperioden. Z(m)

29 29 (104) Grundvattnets flödesriktning inom Rautuvaaraområdet är i allmänhet mot Niesajokidalen. Inom det nuvarande anrikningssandområdet finns en vattendelare i grundvattenströmningen, som delar en del av grundvattnet på upplagsområdet för anrikningssand så, ett en del av grundvattnet strömmar norrut och en del söderut. Vid den norra sedimenteringsbassängen går vattendelaren vid ungefär halva bassängen så, att gråbergsområdets och anrikningssandområdets eventuella konsekvenser för grundvattnet syns i riktning Niesajoki Grundvattenkvaliteten i jordmånen Inom projektområdet har grundvattenkvaliteten undersökts i grundvattenrör och prover tagna i brunnar åren (Pöyry Environment Oy 2008a, Helsingfors universitet 2012 och SRK Consulting 2012). I samband med utredningen gällande grundvattenområden i Kolari undersöktes även grundvattenkvaliteten i Hannukainenområdet (NTM-centralen i Lappland 2017). Undersökningsresultaten har jämförts med Finlands social- och hälsovårdsministeriums förordning om kvalitetskraven på hushållsvatten (SHM 683/2017, 401/2001) i fråga om vattenkvalitetsparametrar som fastställts i förordningen. För Hannukainens del understeg det observerade ph-värdet den nedre gränsen för kvalitetsnormen för dricksvatten (ph 6,5) på flera observationsplatser. Som lägst var ph-värdet 5. Sulfathalterna i grundvattenproverna översteg även det fastställda riktvärdet för sulfathalten i hushållsvatten på några observationsplatser som klassificerats som ARD-verkande, HAN11HYD01D, LVT6, SP305 och SP310 (Bild 4-16). Som högst var sulfathalten 564 mg/l. Halterna av koppar understeg hushållsvattennormen på μg/l i alla prover. Större delen av nickelhalterna understeg även kvalitetsnormen för nickel (gräns 20 μg/l), med undantag för observationsplats LVT6 under provtagningsomgången i augusti 2012, då en maximihalt på 97 μg/l analyserades, och observationsplats SP305 i juni 2011, då maximihalten 34 μg/l rapporterades. I Kuervitikko understeg ph-värdena riktvärdet på 6,5 i prover som tagits på observationsplatserna BH101, BH103, SP307, SP308 SP312, SP314 och SP316. Det lägsta uppmätta ph-värdet var 5,3, som mättes på observationsplats SP307. Sulfathalterna i samtliga prover understeg riktvärdet för sulfathalten i hushållsvatten (250 mg/l). Kopparhalten i alla prover understeg riktvärdet för kopparhalten i hushållsvatten. I utredningen observerades inte heller några överstigningar av kvalitetsgränsen för nickel i hushållsvatten, 20 μg/l. Vissa analysresultat från grundvatten- och brunnsvattenprover på Hannukainenområdet i relation till social- och hälsovårdsministeriets riktvärden (SHM 442/2014) presenteras på följande Bild 4-16.

30 30 (104) Bild Analysresultat från grundvatten- och brunnsvattenprover från Hannukainenområdet (konduktivitet, SO4, Fe, Al). Resultaten har jämförts med social- och hälsovårdsministeriets (SHM 401/2001) gränsvärden och tekniska rekommendationer samt bakgrundsvärden som presenterats av GTK. År 2011 konstaterades något förhöjda halter av vissa tungmetaller, molybden, kobolt, nickel och krom, jämfört med bakgrundshalterna (Lahermo m.fl. 2002). I ett prov uppmättes en uranhalt på 17 µg/l, i övrigt låg uranhalterna under 15 µg/l. Grundvattnet var fattigt på elektrolyter, vilket är typiskt för grundvatten i Finland. Den tidigare gruvverksamheten syntes som förhöjda halter av lösta ämnen i grundvattenrören som ligger söder om det tidigare gruvområdet i Hannukainen. I fråga om områdets grundvatten bör det observeras att jordmånen och berggrunden i området försämrar grundvattenkvaliteten naturligt (sulfidmalmområde). Till exempel vid undersökningarna i Kivivuopionvaaraområdet har förhöjda sulfathalter observerats i grundvattnet. Som högst har sulfathalterna varit nära hushållsvattennormen (250 mg/l) och miljökvalitetsnormen för grundvatten (150 mg/l). ph-värdet i prover tagna i observationsrör på Rautuvaaraområdet varierade mellan 6 8, med undantag för rör RAU12HYD01(S), där ph var 9. Grundvattnets sulfathalt översteg gränsvärdet för sulfathalten i hushållsvatten i flera provtagningspunkter (RAU12HYD01 RAU12HYD03 både djupa och grunda piezometrar, alla GTK:s grundvattenrör samt djupa piezometrar på platserna RAU12HYD07 och RAU12HYD15). Det bör även observeras att även förhöjda halter av kobolt, nickel, zink, mangan och järn fastställdes i provpunkterna med hög sulfathalt. Provpunkternas arsenikhalter låg dock under riktvärdet för arsenikhalt (5 µg/l) med undantag för en provpunkt (piezometer RAU12HYD07(D)). Arsenikhalten i denna punkt var 9 µg/l. Larm- (TV) eller verksamhetsgränserna (AV) överstegs även på vissa provpunkter för halterna av kadmium, kobolt och krom. En närmare beskrivning av grundvattnets kvalitet och de presenterade larm- och verksamhetsgränserna återfinns i ansökan om miljötillstånd. I närheten av det nuvarande gråbergsområdet i den norra delen av anrikningssandområdet har höga halter av järn, mangan och nickel observerats. Förorening av grundvattnet har emellertid

31 31 (104) inte observerats utanför anrikningssandområdet enligt ovan nämnda undersökningar. I tabellen nedan anges vattenkvalitetsuppgifter från anrikningssandområdet och dess omgivning. Tabell 4-4. Vattenkvalitetsuppgifter från det nuvarande anrikningssandområdet i Rautuvaara och dess omgivning (Räisänen m.fl. 2007). Punkternas läge framgår av bilden 4-15 (P1=47, P2=48, P3=49) Grundvattenkvaliteten i berggrunden På basis av vattenprover från tre bergbrunnar i Äkäsjoki dalgång år som undersöktes år 2008 var grundvattnets ph-värde och alkalinitet relativt låga, i likhet med proverna tagna i grundvattenrör. Konduktivitetsvärdena var något förhöjda i brunnarna närmast dagbrottet (gråbergsområdet). Även SO 4-halterna var något förhöjda. Halterna låg klart under maximihalterna i kvalitetskraven och -rekommendationerna på hushållsvatten. Syrehalterna i brunnsvattenproverna låg på en god nivå. De uppmätta tungmetallhalterna var i huvudsak låga eller under bestämningsgränsen (Pöyry Environment Oy 2008a). Brunnsvattnets hygieniska kvalitet var god och inga bakterier observerades i proverna. COD Mnvärdena låg under bestämningsgränsen, vilket indikerar att ytvatten inte har kommit till brunnarna. Även de observerade NH 4-värdena var rätt låga, vilket indikerar att avloppsvattnet inte har påverkat grundvattnets kvalitet. I fråga om områdets grundvatten bör det observeras att jordmånen och berggrunden i området försämrar grundvattenkvaliteten naturligt (sulfidmineraliseringsområde). 4.8 Vattenområden och vattenkvalitet Projektområdet ligger i Kolari-Äkäsjokiområdet (67.3) i den nedre delen Äkäsjoki (67.34) och Niesajoki (67.36) i Torne älvs Muonio älvs vattenområde.

32 32 (104) 4.9 Berggrund Äkäsjoki har sin början i Äkäsjoki i Äkäslompolo. Norr om projektområdet rinner Kuerjoki ut i Äkäsjoki. Laurinoja rinner ut i Äkäsjoki vid Hannukainen by. Dessutom rinner Kylmämaanoja (Kylmäoja) och Valkeajoki ut i Äkäsjoki längre nedströms. Niesajoki är huvudälven i Rautuvaaraområdet, och den har omformats kraftigt. Medan gruvverksamheterna pågick i Rautuvaara avleddes området i det övre loppet bort från det ursprungliga avrinningsområdet via Kylmämaanoja till Äkäsjoki avrinningsområde vid Hannukainen by. Vattenområdenas fysikalisk-kemiska och ekologiska tillstånd är goda i Äkäsjoki och utmärkta i Muonio älv. Det ekologiska tillståndet i Kuerjoki är gott. I samband med MKB-beskrivningen fastställdes det ekologiska tillståndet i Valkeajoki och Niesajoki som gott. I områdets vattendrag är det kalkylmässiga miniminäringsämne som begränsar produktionen kväve, med undantag för Niesajoki, där produktionen begränsas av fosfor (Ramboll Finland Ab 2013a). Närmare uppgifter om ytvattenkvaliteten presenteras i ansökan om miljötillstånd Geologi och tektonik Finlands berggrund hör till den miljoner år gamla, dvs. det gamla prekambriska berggrundsområdet i norra och östra Europa. På den eurasiska kontinenten syns denna gamla berggrund endast i Fennoskandien (fennoskandiska skölden) och i Ukraina, på övriga håll är den täckt av yngre sedimentära bergarter. Fennoskandiska skölden kan delas in i några från varandra klart avvikande områden. De östra och norra delarna hör till den arkeiska berggrunden. På dessa områden är de dominerande bergarterna gnejser och migmatiter samt spridda grönstenszoner. Även det planerade gruvprojektet i Hannukainen ligger inom en sådan zon Geologin i den fyndighet som ska utnyttjas Det planerade gruvprojektet i Hannukainen placeras i mellersta Lapplands grönstenszon, som har bildats för 2,5 1,9 miljarder år sedan. Efter detta har området genomgått en flerfasig deformation och metamorfos under bildandet av den svekofenniska bergskedjan för 1,92 1,77 miljarder år sedan. De geologiska förhållandena i Rautuvaara är likartade som i Hannukainen. En översiktskarta över projektområdet presenteras på Bild4-17 (Ramboll Finland Ab 2013a).

33 33 (104) Bild4-17. Geologin i Hannukainen-, Rautuvaara- och Niesaområdena (Pöyry Environment Oy 2008a). Niesaområdet ingår inte i de alternativ för vilka tillstånd ansöks. Fyndigheten i Hannukainen har många typiska drag för järnoxid-koppar-guldfyndigheter (IOCG). Mineraliseringens läge är strukturellt noggrant bestämd; järn-koppar-guld-linserna (Fe-Cu-Au) är belägna i brytningspunkten i en svagt sluttande mineraliserad förkastningszon. Söder om fyndigheten bryter Äkäsjoki horisontalförkastning överskjutningszonen. Den motsatta skjutningszonen lutar vid Hannukainen mot väst i en punkt där kraftiga stängligheter har bildats till följd av skjutningen. I Hannukainen stupar stängligheten cirka 30 mot sydväst, medan skiffringen (foliationen) följer skjutningsstrukturens riktning och stupning (Ramboll Finland Ab 2013a) (Bild4-18). Förkastningens övre sida bildas av monzonit och diorit från den svekofenniska Haparandaperioden, medan den undre sidan omfattar enheter som i första hand bildats på markytan, främst mafitiska, metavulkaniska bergarter, dvs. metamorfa bergarter som innehåller amfibol och fältspat. I samband med dessa amfibolita enheter finns tunna lager av kvarts-fältspatskiffer, som i

34 34 (104) allmänhet är magnetkishaltigt och innehåller varierande mängder grafit. I bottnen på många borrhål finns ett glimmergnejsavsnitt under den amfibolitiska enheten som avlagrats ovanpå kvartsiten. Hela avsnittet genomskärs i allmänhet av ådror bildade av pegmatit, glimmerfattig granit (aplit) och granit (Jacobs 2013). I allmänhet är alla bergarter i avsnittet, med undantag för de yngsta graniterna, kraftigt omvandlade. Omvandlingen i Hannukainen syns som zonvisa mönster som omfattar hela fyndigheten, kring vars malmkroppar tre olika omvandlingszoner kan särskiljas både ovanför och nedanför värdstenarna. Omvandlingsassociationerna varierar något beroende på den primära litologin, men en vanlig modell är att albiter±skapoliter är dominanta omvandlingsmineraler i distalzonerna, biotit och kalifältspat dominerar i associationer i mellanzonerna och tilläggsklinopyroxener samt varierande mängder magnetit, amfolit och kalcit är kännetecknande för närzonerna. Även i själva järnmalmen finns likadana omvandlingsassociationer som i närzonens omvandlingszon. Större delen av sulfiderna förekommer i järnmalmen och omvandlingsassociationszonen, men både järn- och kopparsulfider förekommer lokalt i alla omvandlade stenar oberoende av omvandlingsassociationerna. Det zonvisa omvandlingsmönstret kan upprepas i olika storlekar längs hela avsnittet. Vissa zoner, särskilt mellanzonen, kan vara svagt utvecklade eller saknas helt. På samma sätt saknas det egentliga magnetitskarnet ställvis, eller är mycket tunt eller förekommer i "pinch and swell"- strukturer. Hannukainen och Kuervitikko är två skilda fyndigheter på drygt en och en halv kilometers avstånd från varandra. På området mellan dessa finns endast spridda mineraliseringar med låga halter. Hannukainen består av två separata malmkroppar, den östra och den västra. Den västra malmkroppen har en kärna med hög FE-halt och en omgivande Fe-krets med längre halt, en kopparhaltig del samt en gråbergsinneslutning. Den västra malmkroppen indelas i tre skilda objekt, dvs. Laurinoja, Laukki och Kivivuopio linser. Det finns emellertid inga planer på att utnyttja Kivivuopio malmkropp, som ligger längst västerut. Den allmänna gången i den västra malmkroppen i Hannukainen är 160 och stupningen är mot väst. Volymen av Fe-kretsen med låg halt är cirka 50 Mm 3.

35 35 (104) Bild4-18. Tvärsnitt XS6550 N visar de geologiska enheterna och mineraliseringen (Northland, Graphics by Watts, Griffis and McQuat Limited).

36 36 (104) Den östra malmkroppen i Hannukainen består av en järnmalmskärna med hög halt, en Fe-krets med låg halt samt inre gråbergsinneslutningar. Malmkroppen delas in i två separata objekt, dvs. Kuervaara och Vuopio linser. Mineraliseringens allmänna gångriktning är 160, stupningen 0 20 mot väst och lutningen cirka 40 mot sydväst. Volymen av kretsen med låg halt är cirka 30 Mm 3. Kuervitikko består av Fe-rika, Fe-fattiga och Cu-rika zoner samt inre gråbergsinneslutningar. Mineraliseringens gångriktning är 165, stupningen 5 20 mot väst och lutningen cirka 20 mot sydväst. Kuervitikko innehåller cirka 14 Mm 3 material. Malmkropparnas dimensioner visas i Tabell 4-5. Tabell 4-5. Malmkropparnas dimensioner. Mineralisoitu linssi Pituus (m) Leveys (m) Maksimi Keskimääräinen m m paksuus m paksuus m Hannukainen itä: Kuervaara / Vuopio Hannukainen länsi: Laurinoja / Lauku / Kivivuopio Kuervitikko Mineralisering Mineraliserade linser förekommer i ett metasomatiskt omvandlat skarn nära ytstenformationernas och monzonit-diorit-intrusionernas kontakt. Järn förekommer i huvudsak i klinopyroxenskarnet, som innehåller amfibol, magnetit, biotit, albit, skapolit, granat, kalcit och kiser. De viktigaste oxidmineralerna är magnetit och pyrit. Magnetkis och kopparkis är de dominerande sulfiderna, och små mängder molybdenit förekommer ställvis tillsammans med kopparkis. Guld förekommer i silikatådror, kopparkis och magnetit. I skarnet och magnetitlinserna förekommer ställvis s.k. "magnetitskarn" eller "järnmalm", som är amfibol-, skapolit- eller granatdominerade lager. Cu-Au-mineraliseringen förekommer i allmänhet i magnetitskarnet och mer sällan i klinopyroxenskarnet.

37 37 (104) 5 MALMBRYTNING OCH -ANRIKNING 5.1 Malmbrytning I gruvprojektet i Hannukainen utnyttjas två järnoxid-guld-koppar-malmfyndigheter i två dagbrott. Hannukainenbrottet har tre brytningsområden, HN, HC och HS, och i dessa finns sammanlagt 11 brott: HC1 HC5, HS1 HS4 samt HN1 och HN2 (Bild5-1). I Kuervitikko finns ett ursprungligt brott, KU1, och två utvidgningar, KU2 och KU3 (Bild5-2) (SRK Consulting 2013d). Brottens dimensioner presenteras i Tabell 5-1. Bild5-1. Hannukainen gruvområde (SRK Consulting 2013 d).

38 38 (104) Bild5-2. Kuervitikko gruvområde (SRK Consulting 2013 d). Tabell 5-1. Brottens dimensioner Pinta-ala Pituus ( maks. ) Leveys (maks.) Syvyys (maks.) ha m m m Hannukainen Kuervitikko Brottens dimensioner kan ändras under den fortsatta planeringen och under verksamheten på grund av nya fyndigheter eller ekonomiska omständigheter (Ramboll Finland Ab 2013b). Brytningen utförs som dagbrytning, eftersom malmkropparna ligger mycket nära markytan, med en mycket flack stupning. I gruvverksamhet som utförs som dagbrytning bryts berget stegvis nedåt. Stegen utgör gradvis ett allt djupare brott som följer malmkroppens riktning, och byggandet avslutas först när gruvverksamheten upphör. Längs brottets väggar byggs körramper till brottet (Bild5-3).

39 39 (104) Bild5-3. Hannukainen dagbrott, tvärsnitt (Ramboll 2013a). Vallens höjd har planerats vara cirka 10 m. Den kan dock variera mellan 5 20 m beroende på malmens placering och områdets topografi. Brottens planeringsparametrar presenteras itabell 5-2. Stabiliteten i brottens väggar har säkerställts separat för varje brott genom beräkningar. Tabell 5-2. Brottets planeringsparameterar (Jacobs 2013 ). Variabel Enhet Värde Rampbredd tvåvägs Rampbredd envägs Branthet Vändradiens längd Minimibrytningsbredd m m % m m Vid dagbrytning är metoden borrning och sprängning av berg. Lastningen av stenmaterialet sker i dagbrottet direkt på lastbilar, vars kapacitet varierar mellan t och typiskt är 270 t. Lastningsmaterielen kompletteras med frontlastare och grävmaskiner. Lastningen kan ske året runt, vilken tid på dygnet som helst. Som sprängmedel ska enligt plan emulsionssprängämnen, som Kemiitti, användas. Sprängningarna som anknyter till malmproduktion sker vid bestämda tider på dygnet, i huvudsak två gånger per vecka. Ytterligare sprängningar kan ibland vara nödvändiga. Sprängningar i anslutning till malmproduktion kan producera t sten per gång. Malmbrytningen startar i Hannukainenbrottet efter att ytjorden avlägsnats i slutet av år 2022 och pågår fram till år Full produktion nås år 2033, då Kuervitikkobrottet öppnas. Den planerade totala malmbrytningsmängden är Mt, på årsnivå 6 7 Mt. Brytningsmängderna efter brytningsområde och brott presenteras i rapporten SRK Consulting 2013d.

40 40 (104) 5.2 Malmbehandling Malmen transporteras från dagbrotten med frontlastare till konkrossen som ligger på Hannukainen industriområde. Vid normal produktion matas malmen direkt till krossen. När krossen är ur bruk kan malmen mellanlagras på området bredvid krossen (RoM-materiallager). Lagrets kapacitet är t. Krossen är en underjordisk kross som utrustats med ett dammbindingssystem och som matas på lastområdets nivå. Förkrossens 100 % genomsläppning är 240 mm och 80 % genomsläppning 150 mm. Malmblock som är större än krossens mynning krossas med en stenkross innan de matas i krossen. Den krossade malmen transporteras från Hannukainen till Rautuvaara med en cirka 8 km lång bandtransportör. Malmen deponeras på ett täckt lagerområde med en kapacitet på ton, där den separeras i olika kornstorleksfraktioner utifrån malmens järnhalt. Bandtransportören kommer att vara täckt och skyddad med väggar för att minska dammolägenheter och buller. En skyddsvägg kommer dock till större delen att vara nät för att underlätta service. Krossningen och malmtransporten kan ske vilken tid på dygnet som helst, året runt. 5.3 Malmanrikning och -transport Malmanrikning omfattar en serie kemiska och mekaniska processer, där värdefulla mineraler skiljs från malmen. I Hannukainenprojektet försöker man skilja koppar-guldkoncentrat och järnkoncentrat från malmen. Huvudskedena i anrikningsprocessen i Hannukainen är krossning, malning, koppar-guldflotation, magnetavskiljning, svavelflotation och magnetkisflotation. Ett förenklat processchema för anrikningsverket presenteras på Bild5-4. Bild5-4. Förenklat processchema för anrikningsprocessen (2017). 5.4 Slutprodukter Gruvans huvudprodukt kommer att vara magnetit (Fe 3O 4) och som biprodukt erhålls guld-kopparkoncentrat. Mängden järnkoncentrat uppgår till cirka 2 Mt per år. Målet är att få ett järnkoncentrat, där Fe > 68 %, SiO 2 1 %, MgO 2 %, S 0,05 % och SiO 2+Al 2O 3 < 2 %. Mängden producerat guldkoncentrat, med 20 % koppar och 7 g/t guld uppgår till t per

41 41 (104) år. (Tabell5-3) Till produkterna hör dessutom svavelkoncentrat, vars volym uppgår till t per år. Den preliminära produktionsplanen fokuserar på produktion på järn- och koppar-guldkoncentrat, och därför är produktionsvolymen för svavelkoncentrat ännu inte lika exakta.

42 42 (104) Tabell5-3. Projektets totalproduktion Svavelkonc.produktion Produktionsvolym Årlig produktionsvolym i genomsnitt Största möjliga produktionskapacitet Totalproduktion Enh. Mineralreserver Malmproduktion Järnsligproduktion Koppar-guldkonc.produktion Mt/a 0,02-0,06 0,04-0,12 Mt/a. 6,5 2 Mt/a. 7 2,25 0,06 0,12 Mt ,82 0, Kemikalier som används vid anrikning Under verksamheten används kemikalier främst vid anrikningsprocessen, vattenbehandlingen och på verkstaden. I Tabell 5-4 presenteras de kemikalier som används i anrikningsverket och vid behandlingen av anrikningssand, deras användningsändamål och farliga egenskaper. Kemikaliernas närmare egenskaper presenteras i bilaga 2 och säkerhetsdatabladen i bilaga 3. Tabell 5-4. Kemikalier som används vid anrikning och behandling av anrikningssand med en årlig produktion på 6,5 Mt. Kemikalie Danafloat 245 och Metylisobutylkarbinol (MIBC) Flockningsmedel AN 913 SH Flockningsmedel: Magnafloc Mängd t/a tot. 582 Användningsändamål Magnetkis (Po)-flotation (DF/MIBC), CuAu-flotation (MIBC) 200* Förtjockning av LIMSanrikningssand 5* Flockning av kopparkoncentrat och anrikningssand med hög svavelhalt Flotanol C Flotationskemikalie (Po) Dowfroth Flotationskemikalie (Svavelflotation (Py) och Po) Svavelsyra, H2SO Sänkning av ph-värde vid Py- och Po-flotation Släckt kalk, Ca(OH) Höjning av ph-värde vid CuAu-flotation Kaliumamylxantat (PAX) 1300 Samlarkemikalie vid flotation (CuAu och Po) Natriumkarboximetylcellulosa (CMC) 13 Kemikalie som används vid flotation, tryckare Toxicitet Irriterar ögonen, huden, andningsorganen och matsmältningskanalen (DF). Kan skada ögonen (MIBC). Ej toxisk. Oral toxicitet. Hudirritation. Irriterar ögonen. Giftigt för vattenorganismer. Farligt vid förtäring. Irriterar ögonen och huden. Giftigt, skadligt, orsakar brännskador. Flammar upp vid kontakt med metaller. Orsakar brännskador, giftigt. Kan orsaka ögon-, hud- och annan irritation. Skadligt. Giftigt för vattenorganismer. Orsakar irritation/allergiska reaktioner vid beröring och inandning.

43 43 (104) Kemikalie Mängd t/a Användningsändamål Natriumetylxantat (SEX) 39 Samlarkemikalie vid flotation (CuAu) Natriumisopropylxantat (SIBX) 2366 Samlarkemikalie vid flotation (Py och Po) Toxicitet Giftigt vid hudkontakt och inandning. Giftigt för vattenorganismer. Orsakar brännskador, giftigt. Giftigt för vattenorganismer. * siffrorna är baserade på Northlands tester, eftersom detta skede ännu inte har testats på nytt

44 44 (104) 6 KARAKTERISERING AV UTVINNINGSAVFALL Enligt 112 i miljöskyddslagen (527/2014) är utvinningsavfall avfall som uppkommer vid lösgörande av organiska eller oorganiska substanser som förekommer naturligt i berggrunden eller i marken eller vid lagring eller anrikning av dessa. Enligt utvinningsavfallsförordningen (190/ ändringar) är icke-förorenad jord organiska eller oorganiska substanser som lösgjorts från berggrundens eller markens ytlager och som befinner sig i naturtillstånd eller som inte innehåller sådana skadliga ämnen som kan medföra förorening av miljön eller risk för detta. Jord som deponeras på deponin och som inte lämpar sig för nyttoanvändning betraktas dock som utvinningsavfall och deponin för detta avfall anses vara en deponi för utvinningsavfall när avfallet deponeras i över tre år. Vid verksamheten i Hannukainenbrottet bildas anrikningssand, gråberg och lös jord. Innan gruvans verksamhet startar bryts även gråberg i Hannukainen, som efter en kort deponering används för byggnadsändamål. Det betraktas inte som avfall, om det inte har syrabildningspotential eller innehåller för miljön betydligt skadliga metaller och till sina egenskaper lämpar sig att utnyttjas som material. 6.1 Instruktioner för karakterisering av utvinningsavfall Det centrala målet för att bestämma egenskaperna i utvinningsavfall är att utreda kravdefinitionerna för avfallets deponering, uppläggningsteknik, vattenhantering och eftervård. Karakteriseringen utreder de mineralogiska, kemiska, fysikaliska och geotekniska egenskaperna som är av betydelse för hanteringen och förebyggandet av miljökonsekvenser. Bestämningen av egenskaperna och valet av metoder styrs av fyndighetens geologiska uppgifter, utifrån vilka en första bedömning kan göras om den potentiella syrabildnings- och neutraliseringsförmågan i det mineraliska anrikningssandavfall som uppstår vid behandling av malm samt förekomsten av grundämnen som ska betraktas som skadliga (Suomen ympäristö 2011). Utifrån den första bedömningen väljs lämpliga mineralogiska bestämningsmetoder och kemiska analysmetoder för respektive avfallsfraktion. En viktig egenskap som bestämmer egenskaperna hos utvinningsavfall är oxideringspotentialen i sulfidmineraler, med hjälp av vilket man bedömer bildningen av metallhaltiga lakvatten. Sura vatten kan bildas endast om sulfiderna är betydligt mer reaktiva än de neutraliserande mineralerna och förhållandena är gynnsamma för att sulfiderna ska oxideras. Omfattningen av bestämningen av egenskaper styrs av malmfyndigheten och det avgränsande gråbergets sulfidmineralogi och rikligheten av sulfidsvavel och/eller sulfatsvavel. Utifrån sulfidmineralsammansättningen kan avfallsfraktionerna indelas i tre grupper: icke syrabildande avfall, avfall som eventuellt är syrabildande på lång sikt och syrabildande avfall (Suomen ympäristö 2011). I bilaga 1 till utvinningsavfallsförordningen (190/2013) fastställs när utvinningsavfall kan klassificeras som inert avfall. Detta är fallet om följande villkor uppfylls: Avfallet kommer inte att genomgå nedbrytning eller upplösning eller annan betydande förändring som kan medföra fara eller olägenhet för miljön eller för människors hälsa. Avfallet har en maximihalt sulfidsvavel på högst 0,1 procent eller högst 1 procent och en neutraliseringspotentialskvot, definierad som kvoten mellan neutraliseringspotentialen och syrapotentialen och fastställd genom den statiska testmetoden EN 15875, som är större än 3. Avfallet medför ingen risk för självantändning och kan inte brinna. Halten av ämnen i avfallet som är potentiellt skadliga för miljön eller människors hälsa (särskilt arsenik, kadmium, kobolt, krom, koppar, kvicksilver, molybden, nickel, bly, vanadin och zink), även i avfallets finfraktion ensam, är så låg att den utgör en obetydlig risk för miljön och människors hälsa, både på kort och på lång sikt,

45 45 (104) halten av nämnda ämnen anses vara tillräckligt låg för att utgöra en obetydlig risk för miljön eller hälsan, om den inte överstiger de tröskelvärden eller de bakgrundskoncentrationer för marken i omgivningen kring området som avses i statsrådets förordning om bedömning av markens föroreningsgrad och saneringsbehovet (214/2007) och som förutsätter en sådan bedömning, Avfallet är i praktiken fritt från ämnen som används vid utvinning och anrikning och som kan medföra fara eller skada för miljön eller för människors hälsa. Om avfallet inte innehåller sulfidsvavel eller om halten sulfidsvavel är under 0,1 % och de syralösliga halterna skadliga ämnen i avfallet inte överstiger de tröskelvärden eller de bakgrundskoncentrationer för marken i omgivningen kring området som avses i statsrådets förordning om bedömning av markens föroreningsgrad och saneringsbehovet (PIMA-förordningen; 214/2007), klassificeras avfallet som inert avfall. För dessa avfallsfraktioner behöver syrabildningsbestämningar eller andra kemiska tilläggsanalyser inte utföras, om de inte innehåller saltmineraler som är känsliga för avvittring och som innehåller skadliga grundämnen eller andra potentiellt skadliga ämnen, som har blivit kvar i fraktionen vid behandlingen av malm. För avfall, vars totala halt sulfidsvavel överstiger 0,1 % bestäms dessutom syrabildningsförmågan och neutraliseringsegenskaperna. Bland sten- och mineralmaterialet i denna avfallsgrupp identifieras neutraliserande mineraler, karbonatmineraler och Mg-Ca-dominerade silikater, och deras mängder. Enligt bilaga 1 till utvinningsavfallsförordningen kan även sulfidhaltigt avfall som inte innehåller skadliga ämnen klassificeras som inert avfall, om avfallet har en maximihalt sulfidsvavel på högst 1 procent och en neutraliseringspotentialskvot, definierad som kvoten mellan neutraliseringspotentialen (NP) och syrapotentialen (AP), som är större än 3. Klassificeringen av gråberg kan även göras utgående från en nationell förteckning. I publikationen Kaivannaisjätteen luokittelu pysyväksi" ("Klassificering av utvinningsavfall som inert")(suomen ympäristö 2011) presenteras en nationell förteckning över gråberg som bryts i Finland som ska klassificeras som inert. Vid karakteriseringen av avfall som klassificeras som icke-inert ska dessutom skadliga ämnens löslighet och möjligheten till bildning av sura avrinningsvatten bestämmas. Avfallet kan anses vara inert avfall utan särskild testning om man utgående från befintliga uppgifter eller giltiga förfaranden eller system på ett tillförlitligt sätt visar för den behöriga myndigheten att ovan nämnda kriterier har beaktats i tillräcklig mån och är uppfyllda Undersökningsmetoder Miljödugligheten hos anrikningssand och gråsten fastställs utifrån de mineralogiska och kemiska egenskaper, upplösningen av eventuella skadliga ämnen och materialets syrapotential. Den totala minerologin i anrikningssand och gråberg fastställs vanligtvis antingen utifrån slipprover med ett ljusmikroskop eller genom röntgendiffraktionsanalys (XRD-analys). Den mineralogiska bestämningen omfattar identifiering av de mineraler som ingår i materialet samt deras vittring och utredning av de relativa andelarna. De relativa andelarna bestäms i allmänhet utifrån slipprover med en punkträkningsmetod (point counting) eller relationen mellan mineraltoppar i en XRD-analys. De relativa andelarna kan numera även bestämmas utifrån en s.k. bildanalys genom antingen optisk mikroskopi eller elektronmikroskopi. Elektronmikroskopi och mikroanalys möjliggör bl.a. undersökning av spårämnessammansättningen i enskilda mineraler eller vittringen av finkorniga sulfidmineraler. Mineralogin i de järn-, mangan- och aluminiumsediment som bildas till följd av oxidering av sulfider kan undersökas t.ex. med hjälp av XRD-analys eller infraröd teknik (IR).

46 46 (104) Den kemiska totalsammansättningen av anrikningssand och gråberg bestäms antingen med hjälp av en röntgenfluorescensmetod (XRF) eller total upplösning (extraktion med perklorfluorvätesyra eller hett kungsvatten) med ICP-AES/MS-teknik. De totala halterna svavel bestäms i allmänhet med hjälp av en svavelanalysator (t.ex. Leco). Upplösningen av skadliga ämnen från gråberg eller anrikningssand undersöks med hjälp av olika partiella extraktioner eller löslighetstest. Målet med partiell extraktion är att på olika sätt fastställa halterna skadliga ämnen som på olika sätt bundits till mineralernas kristallglitter och på deras ytor och därigenom bedöma upplösningen av skadliga ämnen under föränderliga miljöomständigheter. För gråberg och anrikningssand som innehåller sulfider bestäms syrabildnings- och neutraliseringsförmågan. Syrabildningsförmågan beräknas i allmänhet utifrån den totala halten svavel eller halten sulfidsvavel. Neutraliseringsförmågan kan bestämmas antingen kalkylmässigt utifrån materialets mineralogiska sammansättning eller med hjälp av ett ABA-test som utförs i laboratorium. I kalkylmässiga metoder baseras beräkningen av neutraliseringsförmågan på mängden karbonatiskt kol, mängden karbonatmineraler eller den totala mängden neutraliserande mineraler. Med hjälp av NAG-test erhålls en uppskattning om den totala syrabildningen relaterad till sulfidvittring, då upplösning av karbonater och/eller silikater och neutralisering av den syra som bildas samtidigt inträffar i testets oxideringsreaktion. Av NAG-testextraktet kan man dessutom mäta halter av ämnen, ur vilka det, när lämplig skalinformation är tillgänglig, är möjligt att härleda till exempel preliminära lakvattenprognoser genom modellering. Målet med löslighetstest är att inom ramen för en viss testtid skapa en uppskattning om mängden material som löses upp från materialet och eventuellt om huruvida upplösningen är tidsberoende. I synnerhet för löslighetsprov på laboratorieskala, som ofta används vid bedömning av materialets deponeringsduglighet, är det viktigt att testerna kan utföras inom en relativt kort tid. Löslighetstester som utförs i laboratorium skiljer sig ofta från naturliga förhållanden bl.a. på grund av krossning av material, temperatur och snabbare vattenströmning, då de observerade halterna och mängderna upplösta ämnen kan avvika märkbart från observationer som gjorts på deponierna. Kolonn- och skaktester används vid undersökning av löslighetsegenskaperna i gråberg och anrikningssand. Löslighetstest används även för att undersöka upplösningen av skadliga ämnen även i anrikningssand och gråberg som är icke-sulfida eller har låg sulfidhalt. Med s.k. kinetiska test undersöks bl.a. lösligheten av sulfidhaltigt avfallsmaterial på lång sikt. I fuktkammartest (HCT) simuleras en påskyndad vittring av gråberg och anrikningssand med hjälp av turvis bevattning och luftning för att få ingångsdata för kalkyler eller modeller för upplösning av metaller och kvaliteten på vatten från avfallsdeponier Undersökningar i Hannukainen I Hannukainen har miljödugligheten i gråberg och anriknigssand som bildas undersökts med ABA-test som mäter syra- och neutraliseringspotential (EN15875), NAG-test som mäter bildandet av surt vatten och ett skaktest i två steg som mäter upplösning av metaller (EN ) samt fuktkammartest HC (ASTM D (2001). Dessutom har halterna av centrala ämnen mätts i NAG-testextrakten. Grundämnenas mineralogi har fastställts med en XRD-analys och den totala sammansättningen med hjälp av ICP-AES/MS-teknik. De totala halterna svavel har fastställts med en svavelanalysator (Leco). Dessutom har Kappa-test utförts på ytjordsprover för att fastställa lakvattnets egenskaper på lång sikt. I dessa test extraheras proverna med dejoniserat vatten i flera steg. Den mineralogiska analysen av anrikningssandfraktioner utfördes av GTK i samband med anrikningsprovet. 6.2 Resultat av karakteriseringen av utvinningsavfall Bestämningen av utvinningsavfallet egenskaper, bakgrundsuppgifter och detaljerade analysresultat presenteras i följande dokument:

47 47 (104) SRK Consulting (UK) Limited 2013a. Hannukainen DSF waste rock geochemical characterization, Wrd seepage and pit lake water quality prediction report, January Report prepared for Northland Mines Oy. UK4985 Nils Eriksson Environmental Consultant Final DFS Report. Tailings and tailings water characterization, Hannukainen iron ore project, Finland February Report prepared for Northland Mines Oy. Pöyry Finland Oy Hannukainen, Karakteriseringsrapport över provanrikningsavfall , I detta kapitel presenteras karakteriseringsresultaten Gråberg och lös jord I gruvan bildas två typer av gråberg: icke-syrabildande gråberg (NAF), med en låg svavelhalt (<0,1 %), låga halter av metaller och låg löslighet av metaller eventuellt syrabildande gråberg (NAF), med en hög svavelhalt (i genomsnitt 5,5 %), förhöjda halter av metaller och förhöjd löslighet av metaller Som NAF-gråberg har man fastställt gråberg (i allmänhet monzonit och i regel även diorit med låg svavelhalt), med tillräckligt låg svavelhalt eller vars buffertförmåga är tillräcklig för att förhindra bildningen av surt vatten. NAF-gråberg kan innehålla förhöjda halter uran och sulfat samt förhöjda halter nitrat orsakade av brytningen. Gråbergets ph bedöms variera mellan 6,5 och 8,5. Som PAF-gråberg har man fastställt gråberg (i allmänhet skiffer, skarnsten och amfibolit samt diorit med medelhög och hög svavelhalt) med hög svavelhalt och/eller otillräcklig buffertförmåga för att förhindra bildningen av surt vatten. PAF-gråberg kan innehålla förhöjda Al-, Co-, Cu-, Fe-, Mg-, Ni, U-, Zn- och SO4-halter samt förhöjda nitrathalter som orsakas av brytning. Gråbergets ph bedöms variera mellan 2 och 4. Lös jord klassificeras som icke-syrabildande jord (OVB) med låg svavelhalt (<0,1 %). Ytjorden är naturlig mineraljord på området, i huvudsak morän, och dess kemiska kvalitet återspeglar bakgrundshalten i områdets moräner (tabell 4-1, kapitel 4). Jordens ph varierar mellan 5 7. Halterna understiger de varselvärden för grundämnen som fastställts i Statsrådets förordning 214/2007. ITabell 6-1 presenteras en sammanställning över undersökningsresultaten utifrån vilka miljödugligheten i gråberg och lös jord har fastställts. ITabell 6-2 presenteras gränsvärdena i Statsrådets förordning 214/2007 som jämförelsevärden. Värdena i förordningen om avstjälpningsplatser tillämpas inte på utvinningsavfall.

48 48 (104) Tabell 6-1. Sammanställning över de resultat enligt vilka gråberg och lös jord fastställts som icke-syrabildande eller syrabildande (SRK Consulting 2013a). Lithology # Sulfide sulfur Average Acid Generating Potential (wt%) Average Neutralising Potential kg CaCO3 eq/t Net Neutralising Potential (NNP) Neutralising Potential Ratio (NPR) Amphibolite - high sulfur 6 3,24 101,00 11,50-89,80 0,11 Amphibolite - moderate sulfur 10 0,27 8,53 5,58-2,95 0,85 Amphibolite - low sulfur 3 0,03 0,99 1,11 0,12 1,35 Diorite - high sulfur 3 1,61 50,30 4,44-45,80 0,08 Diorite - moderate sulfur 8 0,38 12,00 4,06-7,97 0,42 Diorite - low sulfur 2 0,04 1,20 7,50 6,30 5,49 Monzonite 8 0,01 0,27 1,67 1,39 16,70 Overburden 4 < ,03 2,21 2,18 70,60 Schist 3 5,13 160,00 25,80-135,00 0,25 Skarn 2 2,04 63,80 12,50-51,30 0,29 Total 49 1,02 31,80 6,40-25,40 9,08 Indicates potentially acid forming characteristics Indicates uncertain acid forming characteristics Indicates non acid forming characteristics Tabell 6-2. Sammanställning över halterna skadliga metaller i gråberg och lös jord (SRK Consulting 2013a). Riktvärdena i Statsrådets förordning 214/2007 presenteras som jämförelsevärden. Lithology # As Cd Co Cr Cu Hg Pb Ni Sb V Zn mg/kg Vna 214/2007 kynnysarvo , Vna 214/2007 alempi ohjearvo Vna 214/2007 ylempi ohjearvo Amphibolite - high sulfur 6 2,63 0,23 72,3 76,3 745 <0.1 14, , ,0 Amphibolite - moderate sulfur 10 0,85 0,17 31,2 81,6 242 <0.1 7,84 48,8 0, ,4 Amphibolite - low sulfur 3 1,00 <0.1 28,4 58,2 102 <0.1 4,53 27,1 0, ,0 Diorite - high sulfur 3 0,53 <0.1 42,6 59,5 406 <0.1 4,3 36,7 <0.1 97,9 27,7 Diorite - moderate sulfur 8 0,99 0,18 21,6 39,5 188 <0.1 6,75 23,8 0, ,4 Diorite - low sulfur 2 1,45 <0.1 22,7 75,8 57,7 <0.1 5,55 33,1 < ,5 Monzonite 8 1,69 0,11 13,3 35,4 50,2 <0.1 9,04 24,7 0,13 93,4 46,2 Overburden 4 1,45 <0.1 6,33 50,1 21,2 <0.1 10,4 17,1 0,5 67,4 26,8 Schist 3 10,4 0,23 79,2 96,8 709 <0.1 18, , ,0 Skarn 2 1,40 <0.1 81,1 80,9 375 <0.1 4,5 65,7 < ,5 Total 49 1,90 0,15 34,8 61,9 273 <0.1 8,9 47,4 0, ,7 Klassificering av avfall i enlighet med avfallsförteckningen (SrF 179/ ändringar) Både PAF- och NAF-gråbergets kod i enlighet med avfallsförteckningen 179/2012 är (avfall som uppkommer vid brytning av metallmineraler). Ytjorden är oförstörd jord, vars avfallsklassificering enligt bilaga 3 till utvinningsavfallsförordningen är inert avfall. Koden för lös jord i enlighet med avfallsförteckningen 179/2012 är (avfall som uppkommer vid brytning av metallmineraler) Anrikningssand Karakteriseringen av anrikningssand baserar sig på anrikningssanden i pilot-testerna SGS 2011 MetPP och GTK Main PP samt GTK:s utredningar år Som de mest betydande förändringarna i anrikningsavfallet i provanrikningen år 2017 kan anses en större kornstorlek (vilket

49 49 (104) även betyder minskad reaktiv yta) samt tillvaratagande av svavel, till följd av vilket mängden anrikningssand med hög svavelhalt minskar jämfört med det som angavs i den ursprungliga ansökan om miljötillstånd. Två typer av anrikningssand bildas: Anrikningssand med låg svavelhalt, som bildas i de tre första magnetavskiljarna. Från denna, ursprungligen pyrithaltiga anrikningssand, avskiljs ännu svavel vid en separat svavelflotation, och resten har låg svavelhalt, i enlighet med fraktionens namn. Till denna avfallsfraktion styrs även LIMS E 4 M-anrikningssanden från den sista magnetavskiljaren efter magnetkisflotation. Om fraktionen används även namnet LIMS-anrikningssand (en hänvisning till processfasen Low Intensity Magnetic Separation ). Det andra namnet är ett arv från den tidigare planerade processen, men det är i princip fortfarande relevant, eftersom resten bildas via magnetavskiljning. Merparten av anrikningssandens sammansättning utgörs av silikatmineral. Anrikningssand med hög svavelhalt (High-S) bildas vid magnetkisflotation års undersökning LIMS-anrikningssanden innehåller endast lite svavel, och behandlas som icke-syrabildande material. LIMS-anrikningssanden innehåller måttligt förhöjda Co-, Cu-, Fe-, Mn- och U-halter samt förhöjda P-, S- och Se-halter. Från anrikningssanden upplöses lite skadliga medel. På lång sikt kan uran upplösas från anrikningssanden. Anrikningssand med hög svavelhalt behandlas som syrabildande (PAF) material. Det innehåller måttligt förhöjda Cd-, Cr-, Pb-, U- och Zn-halter och förhöjda Ag-, As-, Bi-, Co-, Cu-, Fe-, Mo-, Ni-, P-, S- och Se-halter. Hg-halten var låg i alla undersökta prover. Från anrikningssanden upplöses höga halter Cu och Ni samt måttliga halter Se, Zn och SO års undersökning Närmare hälften av anrikningssanden med hög svavelhalt är magnetkis (47,58 %) och över en tredjedel (37,95 %) är magnetit. Anrikningssanden med låg svavelhalt består av två olika flöden. Största delen är föravfall av pyrit (PYEJ) och mindre än en procent är magnetavskiljarens ickemagnetiska (LIMS_M4) flöde. Anrikningssanden med låg svavelhalt är alltså mycket silikatdominerad. Eventuell fibermineral som förekommer i processen är aktinolit, men den har vid mikroskopgranskning inte observerats i fiberform, utan rundad (GTK 2018). Enligt 2017 års undersökningar klassificeras såväl anrikningssand med hög svavelhalt som anrikningssand med låg svavelhalt som potentiellt syrabildand (PAF, potentially acid forming). Anrikningssanden med låg svavelhalt har en mycket låg halt av sulfidsvavel, men klassificeringen beror på att även neutraliseringskapaciteten är mycket låg. Detta betyder också att ingendera avfallsfraktionen klassificeras som inert avfall i den finländska avfallslagstiftningen (190/2013). I anrikningssanden med hög svavelhalt observerades höjda halter av kobolt, koppar och nickel, vilka överskred den övre nivån för riktvärden. Gränsvärden för farligt avfall överskrids inte i den slutliga anrikningssanden. I anrikningssanden med låg svavelhalt var halterna till alla delar låga. Uranhalterna var låga i båda fraktionerna. Inga referensvärden har ställts för uranhalten (SrF 214/2007). Till exempel i de s.k. SAMASE-riktvärdena och gränsvärdena (miljöministeriet 1994), vilka tillämpades tidigare, var gränsvärdet för uran 500 m/kg på industriområden och riktvärdet som tillämpas på bostadsområden 50 mg/kg. Svavelhalten i proverna överstiger 0,1 % i båda typerna av anrikningssand och tröskelvärdet för vissa metaller överskrids i anrikningssanden med hög svavelhalt. Utifrån halterna av svavel och skadliga ämnen klassificeras avfallsfraktionerna inte som inert avfall. Lösligheterna (skaktest i två steg) var i huvudsak små. I provet med anrikningssand med hög svavelhalt överskred nickelhalterna till exempel referensvärdena för avfall som deponeras på

50 50 (104) avstjälpningsplatser för vanligt avfall. I anrikningssanden med låg svavelhalt överskreds därutöver referensvärden som ställts upp för avfall som deponeras på avstjälpningsplatser i fråga om nickel. Enligt löslighetstesterna blir anrikningssandområdet för avfall med låg svavelhalt en avstjälpningsplats för vanligt avfall, medan området för avfall med hög svavelhalt kategoriseras som en avstjälpningsplats för inert avfall på grund av nickellösligheten. Deponikriterierna är baserade på antagandet om deponins bottenkonstruktioner m.m., och följaktligen är deponikriterierna för avfallet inte direkt jämförbara med t.ex. andra områden. I tabellerna ( )) presenteras sammanställningar över resultaten som anrikningssandens miljöduglighet har bestämts. Jämförelsevärdet är gränsvärdena i statsrådets förordning om avstjälpningsplatser 331/2013, vilka inte dock tillämpas (direkt) på utvinningsavfall. Enligt förordningen om utvinningsavfall (190/2013) klassificeras utvinningsavfall som inert avfall när sulfidsvavelhalten är <0,1 % eller <1 procent när neutraliseringspotentialskvoten är större än 3 Halten av skadliga ämnen anses vara tillräckligt låg, om den inte överstiger de tröskelvärden eller de bakgrundskoncentrationer för marken i omgivningen kring området som avses i statsrådets förordning om bedömning av markens föroreningsgrad och saneringsbehovet (214/2007) och som förutsätter en sådan bedömning, Tabell 6-3. Sammanställning över ABA- och NAG-testresultaten för anrikningsrester från tidigare provanrikningar, utifrån vilka anrikningssandens syrabildningsegenskaper har fastställts. SGS2011 Met PP- och GTK Main PP-test (Nils Erik Environmental Consultant 2012). Parameter Units Hannukainen tailings SGS Hannukainen tailings GTK LIMS PY PO Tailings mix LIMS PY PO PY+PO mix LIMS de-sulph S Tot (Leco) % 0, ,5 0, ,3 0,1 S (Carbon Leach) % 0,05 0,7 0,48 0,08 0,03 0,59 0,3 0,39 0,02 S sulfid (calc.) % 0,26 34,5 14,4 2,39 0,31 44,2 4,16 11,85 0,12 NP t CaCO 3 /1000 t AP t CaCO 3 /1000 t 9, , , ,7 Net NP t CaCO 3 /1000 t NP/AP ratio 1,3 0,0 0,0 0,1 1,9 0,0 0,0 0,1 7,5 CO 3 NP t CaCO 3 /1000 t 3,6 3,6 3,0 3,6 7,1 <3 <3 <3 9,5 CO 3 NP/AP t CaCO 3 /1000 t ,8 NAG ph ratio 0,4 0,0 0,0 0,0 0,7 0,0 0,0 0,0 2,5 NAG@pH4.5 units 4,2 2,3 2,4 2,6 7,8 2,2 2,4 N.A. 8,7 NAG@pH7.0 kg H 2 SO 4 /t 0, ,7 <0, N.A. <0,01 HC depletion rate: CO 3 kg H 2 SO 4 /t 1, ,4 <0, N.A. <0,01 NP/AP ratio 0,8 N.A. N.A. N.A. N.A. N.A. N.A. N.A. N.A. Classification based on ABA NP uncertain PAG PAG PAG uncertain PAG PAG PAG NAG Classification based on CO 3 NP PAG PAG PAG PAG PAG PAG PAG PAG NAG Classification based on NAG PAG PAG PAG PAG NAG PAG PAG PAG NAG Classification based on Seq. NAG NAG PAG PAG PAG NAG Classification based on HC PAG PAG PAG PAG NAG PAG NAG Classification Overall PAG PAG PAG PAG NAG PAG PAG PAG NAG

51 51 (104) Tabell Resultat från ABA-test 2017 S (kokonaisrikki) S (sulfidirikki) AP NP NPR Luokitus % % kg CaCO3/t kg CaCO3/t NAF/PAF Korkearikkinen 20,2 19, PAF Matalarikkinen 0,36 0,19 11,1 1,3 0,12 PAF Tabell 6-5. Resultat från NAG-test 2017 NAGpH NAG (ph 4,5) NAG (ph 7,0) Luokitus ph kg H2SO4/t kg H2SO4/t NAF/PAF Korkearikkinen 2 80,4 191 PAF Matalarikkinen 4,1 0,22 2,89 PAF Tabell 6-6. Sammanställning över halterna skadliga metaller i anrikningssand i anrikningsrester från tidigare provanrikningar. SGS2011 Met PP- och GTK Main PP-test, malm från Hannukainen (Nils Erik Environmental Consultant 2012). I tabellen presenteras även jämförelsevärden i Srf 214/2007. Mitta- Hannukainen rh SGS Hannukaisen rh GTK 214/ / /2007 suure LIMS PY PO LIMS PY PO De sulph. PIMA PIMA PIMA Yksikkö LIMS XRF kynnysarvot ohjea. ohjea. alempi ylempi As mg/kg 5 43,4 15,4 7 33, Cd mg/kg 0,03 0,18 0,31 0,07 0,26 0,02 0, Co mg/kg 69, , Cr mg/kg Cu mg/kg ,7 79, Fe % 12, ,3 8,1 39,4 >50 8,41 Mn mg/kg Ni mg/kg 33, , , P mg/kg S % 0,35 >10 >10 0,35 >10 4,26 0,15 Pb mg/kg 7,3 35,1 24,6 6 96,8 2,4 6, Re mg/kg 0,006 0,158 0,16 0,004 0,186 0,007 0,002 Se mg/kg Te mg/kg 0,16 7,19 4,03 0,13 10,15 0,37 0,07 V mg/kg Zn mg/kg Hg mg/kg 0,04 <1 <1 0,01 0,45 0,06 0,57 0,5 2 5 U mg/kg 8,1 7,9 8,7 9,4 7,8 1,7 11,5

52 52 (104) Tabell 6-7. Halterna grundämnen i avfallsfraktionerna och jämförelse av dem med värdena i SrF 214/2007, 2017 års resultat. Pima-metallit (VNa 214/2017) Tunnus Arseeni As Kadmium Cd Koboltti Co Kromi Cr Kupari Cu Elohopea Hg Nikkeli Ni Lyijy Pb Antimoni Sb Vanadiini V Sinkki Zn Rikki S Kalsium Ca Fosfori P Uraani U Maanäytteet mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg Luontainen pit. 1 0, , , Kynnysarvo , Alempi ohjearvo Ylempi ohjearvo Vaarallinen jäte** * Korkearikkinen 0,73 < ,2 460 < ,98 <0.3 69, <50 2,18 Matalarikkinen 2,46 < ,3 19,3 76,4 < ,9 4,54 <0.3 14, ,52 *Cr3+: ei määritetty; Cr6+:1000 mg/kg, **Ympäristöministeriön ohje 2/2007 Tabell 6-8. Sammanställning lösligheterna i anrikningssand i anrikningsrester från tidigare provanrikningar. SGS2011 Met PP- och GTK Main PP-test, malm från Hannukainen (Nils Erik Environmental Consultant 2012). I tabellen presenteras även gränsvärden i avstjälpningsplatsförordningen Srf 313/2013 som jämförelsevärden. Suure Yksikkö Hannukainen rh SGS Hannukainen rh GTK 133/2013 Pysyvän LIMS PY PO LIMS PY PO jätteen 1 (L/S10) 1 (L/S10) 1 (L/S10) 1 (L/S10) 1 (L/S10) 1 (L/S10) raja-arvot 133/2013 Tavanom. jätteen raja-arvot 133/2013 Vaarallisen jätteen raja-arvot As mg/kg <0,01 <0,03 <0,02 0,005 0,005 0,005 0, Ba mg/kg 0,04 0,42 0,71 0,18 0,36 0, Cd mg/kg <0,0005 0,05 0,03 0 0,04 0,002 0, Cr mg/kg 0,005 0,4 0,6 0 0,3 0,1 0, Cu mg/kg 0, , Mo mg/kg 0,05 <0,01 <0,009 0,03 0,01 0,05 0, Ni mg/kg 0, , , Pb mg/kg <0,002 0,04 0,03 0,001 0,52 0,003 0, Sb mg/kg 0 <0,003 <0,002 0,001 0,001 0,001 0,06 0,7 5 Se mg/kg 0,002 0,1 0,1 0,01 0,06 0,02 0,1 0,5 7 Zn mg/kg <0,02 16,7 8,2 0,01 21,9 0, Hg mg/kg <0,00002 <0,00002 <0, ,001 <0,0002 <0,0002 0,01 0,2 2 F mg/kg <2 7,8 14 0,9 3, Cl mg/kg <12 < ,8 5 4, SO4 mg/kg

53 53 (104) Tabell 6-9. Lösligheten i anrikningssandprover och jämförelse av dessa med avstjälpningsplatsnormer (SrF 331/2013) Kumulativ halt i torrsubstans L/S, 2017 års resultat Ämne / variabel SrF 331/2013 referensvärden L/S 10 Avstjälpningsplats för inert avfall Skaktest i två steg L/S 10 Avstjälpningsplats Avstjälpningsplats Hög svavelhalt Låg svavelhalt för farligt för vanligt avfall avfall (4 mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg mg/kg Arsenik (As) 0, <0.06 <0.06 Barium (Ba) ,4 0,1 Kadmium (Cd) 0, <0.03 <0.03 Kobolt (Co) ,6 Krom totalt (Cr kok) 0, <0.06 <0.06 Koppar (Cu) <0.3 0,5 Kvicksilver (Hg) 0,01 0,2 2 <0.01 <0.01 Molybden (Mo) 0, <0.05 <0.05 Nickel (Ni) 0, ,6 1,2 Bly (Pb) 0, <0.05 <0.05 Antimon (Sb) 0,06 0,7 5 <0.05 <0.05 Selen (Se) 0,1 0,5 7 <0.06 <0.06 Zink (Zn) ,2 <1 Vanadin (V) <0.05 <0.05 Klorid (Cl - ) <4 <4 Fluorid (F - ) <2 <2 Sulfat (SO 2-4 ) Löst organiskt kol (DOC) ( ,7 Lösta ämnen totalt (TDS) ( ) Om gränsvärdet för löst organiskt kol överskrids vid avfallets eget ph-värde kan avfallet alternativt provas vid L/S = 10 l/kg och ph 7,5 8,0. Avfallet anses uppfylla mottagningskriteriet för löst organiskt kol om koncentrationen är högst 1000 mg/kg. 2) Gränsvärdet för torrsubstans för lösta ämnen får användas som alternativ till värdena för sulfat och klorid. 3) Duglighetsgrunder vid deponering av vanligt avfall och stabilt icke-reaktivt farligt avfall tillsammans på en avstjälpningsplats för vanligt avfall. Stabilt icke-reaktivt farligt afvfall får endast deponeras på en sådan del av en vanlig avstjälpningsplats dit biologiskt nedbrytbart avfall inte deponeras. 4) Numera s.k. farligt avfall (SrF 179/2012). Klassificering av avfall i enlighet med avfallsförteckningen LIMS-anrikningssandens kod i enlighet med avfallsförteckningen 179/2012 är (avfall som uppkommer vid brytning av metallmineraler), och High-S-anrikningssandens kod i enlighet med avfallsförteckningen 179/2012 är farligt avfall (syrabildande anrikningssand som uppkommer vid behandlingen av sulfidmalm). Enligt analyserna som gjordes 2017 klassificeras anrikningssand med hög svavelhalt och med låg svavelhalt till avfallsnumret * (syrabildande anrikningsavfall från behandling av sulfidmalm). 6.3 Farliga egenskaper i utvinningsavfall Gråberg och ytjord Icke syrabildande (NAF) gråberg på området utgörs av monzonit och diorit med låg svavelhalt. Deras svavelhalt var < 0,1% och metallhalterna i huvudsak under PIMA-tröskelvärdena, med undantag för kobolt och vanadin, vilka knappt överskred tröskelvärdet (Obs! På gruvområdet är metallhalterna naturligt förhöjda). Som syrabildande (PAF) definieras skiffer, skarnsten samt diorit med medelhög och hög svavelhalt. PAF-gråberget innehåller också delvis höjda metallhalter (det övre riktvärdet överskrids, inte gränsvärdet för farligt avfall). Enligt egenskaperna

54 54 (104) kunde NAF-gråberget klassificeras som inert avfall, men inte PAF-gråberget. Ytjorden är oförstörd jord, vars avfallsklassificering enligt bilaga 3 till utvinningsavfallsförordningen är inert avfall. På NAF-gråbergsområden och deponier för ytjord byggs inga täta bottenkonstruktioner, medan bottnen på PAF-områdena tätas (se kapitel 8). Både PAF- och NAF-gråbergets kod i enlighet med avfallsförteckningen 179/2012 är (avfall som uppkommer vid brytning av metallmineraler), och klassificeras därför inte som farligt avfall Anrikningssand Anrikningssand med hög svavelhalt och anrikningssand med låg svavelhalt klassificeras i avfallsnumret *. Nedan finns ett utdrag ur avfallsförteckningen (179/2012, 86/2015): Avfall från prospektering, återvinning och brytning samt fysikalisk och kemisk behandling av mineral (01): avfall från mineralbrytning avfall från brytning av metallhaltiga mineral avfall från brytning av andra mineral avfall från fysikalisk och kemisk behandling av metallhaltiga mineral * syrabildande anrikningsavfall från behandling av sulfidmalm * annat anrikningsavfall som innehåller farliga ämnen annat anrikningsavfall än det som anges i och * annat avfall som innehåller farliga ämnen från fysikalisk och kemisk behandling av metallhaltiga mineral annat stoft- och pulverformigt avfall än det som anges i annat rödslam från aluminiumoxidproduktion än det som anges i * annat rödslam från aluminiumoxidproduktion än det som anges i som innehåller farliga ämnen avfall som inte anges någon annanstans Utifrån halterna av svavel och skadliga ämnen klassificeras anrikningssandens avfallsfraktioner (hög svavelhalt, låg svavelhalt) inte som inert avfall. Enligt löslighetstesterna blir anrikningssandområdet för avfall med låg svavelhalt en avstjälpningsplats för vanligt avfall, medan området för avfall med hög svavelhalt kategoriseras som en avstjälpningsplats för inert avfall på grund av nickellösligheten. Enligt avfallsförteckningen klassificeras syrabildande anrikningsavfall från behandling av sulfidmalm ( *) alltid som farligt avfall (beteckningar markerade med en asterisk). Bedömningen av farliga egenskaper behövs i synnerhet när det i avfallsförteckningen finns s.k. parallella beteckningar, dvs. samma avfall har en beteckning som både farligt och vanligt avfall. Då görs bedömningen om avfallets klassificering utifrån avfallets farliga egenskaper. För att klassificera avfallet som farligt eller vanligt är det inte alltid nödvändigt att bedöma alla farliga egenskaper, eftersom redan en farlig egenskap gör att avfallet blir farligt avfall. För säker transport och behandling av avfallet bör man dock vara medveten om alla farliga egenskaper i avfallet. En bredare bedömning av de farliga egenskaperna kan också behövas till exempel när avfallsklassificeringen är oklar, avfallsklassificeringen är klar, men det finns något särskilt skäl att anta att klassificeringen är felaktig, när avfallet misstänks innehålla ämnen som kan orsaka avfallet egenskaper som nämns i bilaga III till avfallsdirektivet, eller om man önskar avvika från avfallsklassificeringen i enlighet med avfallsförteckningen. Vid bedömningen av farliga egenskaper har klassificeringen av kemikalier som farliga ämnen i enlighet med EU:s kemikalielagstiftning en central ställning. Klassificeringsgrunderna för kemikalier regleras i EU:s CLP-förordning. I bilaga VI till CLP-förordningen ges vissa farliga ämnen en enhetlig klassificering. Om det inte finns en harmoniserad klassificering för kemikalien i bilaga VI, kan klassificeringsuppgifter fås från databasen Classification and Labelling (C&L Inventory) som administreras av EU:s kemikaliemyndighet (ECHA). Farliga ämnen i anrikningssand Anrikningssand med hög svavelhalt innehåller halter av kobolt (693 mg/kg), koppar (460 mg/kg) och nickel (328 mg/kg) som överskrider det övre riktvärdet (SrF 204/2007). Halterna

55 55 (104) överskrider till alla delar referensvärden för farligt avfall. Halterna i anrikningssand med låg svavelhalt är låga (endast kobolthalten överskred tröskelnivån). I den harmoniserade förteckningen över ämnen i bilaga VI till CLP-förordningen (1272/2008) är de farliga egenskaperna i kobolt i grundämnesform H317 (Kan orsaka allergisk hudreaktion), H413 (Kan ge skadliga långtidseffekter för vattenlevande organismer), H334 (Kan orsaka allergi- eller astmasymtom eller andningssvårigheter vid inandning). I fråga om nickel är de farliga egenskaperna H317 och H351 (Misstänks kunna orsaka cancer). I ovan nämnda bilaga finns inga angivelser för koppar i grundämnesform. De farliga kemikalier som blir kvar i anrikningssanden och deras klassificeringar presenteras i kapitel Anrikningssand med hög svavelhalt, som i regel innehåller magnetkis, lagras i två separata bassänger som byggs i Rautuvaara. På bottnen av bassängerna byggs en tät bottenkonstruktion, som består av en bentonitmatta och en HDPE-plastfilm. Bassängen för anrikningssand med låg svavelhalt (LIMS) placeras delvis på (ovanpå) det nuvarande området för anrikningssandbassängen, varifrån den utvidgas i nordvästlig riktning, till bassängområdet som uppdämts från lakvattenbassängen och som YYTH använder som utloppsvattenbassäng. Utvinningsavfallsdeponierna och deras konstruktioner beskrivs i kapitel 8. Med tanke på farliga egenskaper klassificeras inte någondera deponin för utvinningsavfall (LIMS-anrikningssandbassängen, bassänger för anrikningssand med hög svavelhalt) som en deponi för utvinningsavfall som orsakar risk för storolycka. En deponi för utvinningsavfall där över 50 % farligt avfall deponeras är alltid ett område som orsakar risk för storolycka. På avfallsdeponierna deponeras mest LIMS-anrikningssand med låg svavelhalt (se kapitel 7 och 9). 7 BEDÖMNING AV MÄNGDEN UTVINNINGSAVFALL 7.1 Lös jord I början av byggverksamheten avlägsnas jordmånens översta lager, dvs. ytjorden och växtligheten från dagbrottsområdena, Hannukainen och Rautuvaara industriområden, vägar, upplagsområdet för anrikningssand, en del av gråbergsområdena samt övriga behövliga områden, dit konstruktionslager byggs eller där jord måste avlägsnas. Lös jord (OVB) består av sand, grus och morän. Jordmaterialet avlägsnas med grävmaskiner och transporteras med lastbilar längs byggplatsvägar till för ändamålet reserverade områden för slutdeponering eller för att vänta på att användas vid anpassning av gruvområdet till landskapet. En del av ytjorden används för bullervallen på Hannukainenområdet. Från bottnen av upplagsområdena (cirka 660 ha) avlägsnas sammanlagt cirka 75 Mt (44 m 3 -itr) ytjord. Av den totala mängden avlägsnas cirka 10 % under förkonstruktionsskedet, varefter cirka 1 3 Mt jordmaterial avlägsnas om året i takt med att produktionen avancerar. Mängden jordmaterial, gråberg och malm som avlägsnas per år anges på Bild 7-1.

56 56 (104) Bild 7-1. Uppskattad mängd malm, gråberg och lös jord som bryts under gruvverksamheten. (PAF= eventuellt syrabildande gråberg, NAF= icke-syrabildande gråberg). 7.2 Gråberg Gråberg bildas vid malmbrytning, där gråberget separeras från malmen efter sprängning, lastas och transporteras till gråbergsområden för deponering. Under gruvans verksamhet produceras sammanlagt cirka 370 Mt gråberg och mängden per år varierar mellan 5 30 Mt (Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt.). Tabell 7-1. Mängden gråberg under verksamhetstiden Mängd Andel ph Mt Mm 3 -itr massa-% PAF NAF NAF= lågt svavelinnehåll, bildar inte syra PAF= högt svavelinnehåll, bildar syra Det stenmaterial som behövs för byggande bryts under gruvans livscykel med en traditionell metod genom borrning, laddning och lösgöring och volymen uppgår till sammanlagt cirka 2 Mm 3 ktr. 7.3 Anrikningssand Anrikningssand bildas i två olika avfallsflöden, där man försöker avskilja koppar-guldkoncentrat och järnkoncentrat från malmen. Uppskattningsvis 67 % av malmen hamnar i anrikningssanden. Mängden av de anrikningssandfraktioner som bildas presenteras itabell 7-2. Tabell 7-2. Den mängd anrikningssand som bildas under verksamheten.

57 57 (104) Anrikningssandfraktion Klassificering Totalt Mt Årlig Andel mängd Mt/a Anrikningssand med låg svavelhalt (LIMS) (PAF) 67,5 3,7 91 Anrikningssand med hög svavelhalt PAF 6,7 0,38 9 I fråga om kornstorlek motsvarar anrikningssanden silt. Anrikningssand med låg svavelhalt är avfall i slamform. Dess vattenpermeabilitet är 1,1 x 10-6 m/s. Halten av suspenderade ämnen i förtjockad anrikningssand kommer att vara cirka 74 massa-% och bulkdensiteten 2,1 t/m 3. Utifrån utförda geotekniska och reologiska tester bedöms anrikningssanden uppnå en halt suspenderade ämnen på 83 massa-% vid upplagring och att sandens yta får en lutning på cirka 3,7 %. Den tätade sandens densitet är 2,4 t/m 3 (Nils Eriksson Environmental Consultant 2012). Vattenpermeabiliteten i anrikningssand med hög svavelhalt är 1,3 x 10-4 m/s. Halten suspenderade ämnen i sanden har på basis av de ovan nämnda testerna bedömts vara 60 massa-% vid pumpning och sandens porositet har bedömts vara 67 %. I bassängen koncentreras sanden till en halt suspenderade ämnen på 80 massa-%. Den uppskattade förändringen i porositet är 24 %. Sanden sätter sig horisontellt vid upplagring. Anrikningssandens bulkdensitet vid pumpning är 1,9 t/m 3 och i bassängen 2,7 t/m 3. Kemikalierester i anrikningssand ITabell 7-3 anges de kemikalier som helt eller delvis blir kvar i anrikningssanden.

58 58 (104) Tabell 7-3. Kemikalierester i anrikningssanden Mängd (t/a) Flockningsmedel Magnafloc 5 Kemikalien hamnar i huvudsak i anrikningssanden för kopparkoncentrat Flockningsmedel AN 913SH 200 i huvudsak i LIMS-anrikningssanden Av andra kemikalier som används (Tabell 5-4) blir endast en liten del kvar i anrikningssanden eller så sönderfaller de nästan helt. I Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt. nedan anges xantathalter som uppmätts i vatten som avskiljs från anrikningssanden. I praktiken hamnar dessa flöden till anrikningssandbassängerna, där vattnet efter retention styrs till vattenbassängen i Rautuvaara (via vattenbehandling i bassängen för anrikningssand med hög svavelhalt). I Rautuvaara vattenbassäng blandas vattnet med vattnet från gruvområdet i Hannukainen. Från bassängen avleds vattnet via utloppsröret till Muonio älv. Tabell 7-4. Xantathalter i vatten som avskiljs från anrikningssanden i samband med anrikningsprovet Det bör observeras att dessa inte är halter i vatten som avleds från gruvområdet. Rikastushiekkavirta Määräsuhdetiedot Mittaustulos Itä-Suomen yliopisto mmol/l mg/l Ksantaatti Ksantaatti Korkearikkinen POKR Pyrrotiitin kertausrikaste osuus korkearikkisestä rikastushiekasta 100 % 0,017 3,531 Matalarikkinen Matalrikkinen LIMS E 4M osuus matalarikkisestä rikastushiekasta < 1 % 0,020 3,953 PYEJ osuus matalarikkisestä rikastushiekasta> 99 % 0,004 0,791 8 DEPONIER FÖR UTVINNINGSAVFALL 8.1 Definition av deponi för utvinningsavfall Enligt utvinningsavfallsförordningen avses med deponi för utvinningsavfall ett område i anslutning till produktionsplatsen där utvinningsavfall i fast eller flytande form eller i suspension som uppstår på platsen deponeras. Med en deponi för utvinningsavfall avses deponi som medför risk för storolycka på grund av fara för miljön eller människors hälsa som anknyter till deponins strukturella stabilitet eller till felaktig verksamhet, mängden farligt avfall som deponeras på deponin, eller mängden hälsoeller miljöfarliga kemikalier som deponeras på deponin. Bestämmelser om klassificering som en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka finns i bilaga 2 till utvinningsavfallsförordningen. Granskningen av deponier för utvinningsavfall i Hannukainen relaterat till risken för en storolycka presenteras i kapitel 9. Enligt förordningen betraktas dock inte ett område som inte medför risk för storolycka och där icke-förorenad jord, inert avfall eller utvinningsavfall som uppkommer i samband med prospektering eller vid torvutvinning och som inte är farligt avfall, deponeras för kortare tid än tre år, eller annat utvinningsavfall än ovan nämnt utvinningsavfall, som inte är farligt avfall, deponeras

59 59 (104) för kortare tid än ett år. Lagerområdet för stenmaterial som bryts för bruksanvändning är inte en deponi för utvinningsavfall, då stenmaterialet lagras tillfälligt innan det utnyttjas. Inget utvinningsavfall deponeras i eftersedimenteringsbassängen på anrikningssandområdet, utan fin anrikningssand samlas i bassängen som en följd av sedimenteringen av sipper- och avrinningsvatten. Sedimenteringsbassängen anses inte vara en deponi för utvinningsavfall. 8.2 Upplagsområden för gråberg och lös jord Allmän beskrivning av upplagsområden för gråberg och lös jord Gråberg och lös jord lagras på sammanlagt tre olika upplagsområden på Hannukainenområdet, det östra området, det västra området samt det västra upplagsområdet (Bild 8-2). PAF-gråberg upplagras separat från NAF-gråberg och lös jord på skilda områden. Icke-syrabildande NAF-upplagsområden och eventuellt syrabildande PAF-upplagsområden placeras mellan brotten i Hannukainen och Kuervitikko samt väster om Hannukainenbrottet. Potentiellt syrabildande gråberg (PAF) är planerat att upplagras i områden där grundvattenströmningen är riktad mot dagbrottet, varifrån vattnet kan samlas och pumpas till behandlingsanläggningen. Strömningen har modellerats i en hydrologisk modell (SRK Consulting 2012). Den ursprungliga planen har alltså utgått från att grundvatten av dålig kvalitet förhindras att komma till miljön genom att samla vattnet i brottet. Vid senare granskningar har man dock beslutat sig för att öka miljösäkerheten ytterligare genom att förbättra PAF-upplagens bottenkonstruktion så, att lakvattnet från upplagen i regel lämnar området antingen ovanom bottenkonstruktionen, utan att det rinner genom jordlagren under upplagen. Lös jord upplagras på den östra kanten av det östra upplagsområdet och i ett område sydväst om Hannukainenbrottet, så att jorden kan utnyttjas när gruvan stängs. En del av ytjorden används för en bullervall. Arealen och upplagskapaciteten för upplagsområden för gråberg och lös jord samt de planerade högsta upplagshöjderna presenteras itabell 8-1. Upplagskapaciteten är sammanlagt 270 Mm 3 - rtr. Dimensioneringen möjliggör en ökning av avfallsmängden och en utvidgning av brotten från vad som planerats under verksamheten. Tabell 8-1. Arealer, upplagskapaciteter och -höjder för upplagsområden för gråberg och lös jord samt bullervallen. Läjitysalue Pinta-ala (kok.) Pinta-ala NAF Pinta-ala PAF Pinta-ala OVB Pinta-ala Meluvalli Täyttökapasiteetti Täyttökapasiteetti Täyttökor keus (ha) (ha) (ha) (ha) (ha) (Mt) Mm3 m Itäinen läjitysalue Läntinen läjityalue Eteläinen läjitysalue Yhteensä Bottenförhållanden på upplagsområden för gråberg och lös jord På Hannukainenområdet har flera olika aktörer utrest jordarternas vattengenomsläpplighet. Nedan presenteras undersökningar som genomförts i ordningen Helsingfors universitet, Pöyry Finland Oy och SRK, till den del som mätningarna gäller området för de nuvarande verksamheterna. Helsingfors universitet har utrett jordarternas vattengenomsläpplighet i samband med skärnings- (LAU1-LAU4) och provgropsundersökningar (TP1-TP4) (Virhe. Viitteen lähdettä ei

60 60 (104) löytynyt.) i fråga om området för Hannukainenbrottet. Prover togs i skärningarna och provgroparna för att bestämma kornstorleken och mäta vattengenomsläppligheten (permeabiliteten), i syfte att identifiera lager med god och dålig vattenledningsförmåga (hydrostratigrafi). Genomsläpplighetsvärden (k-värden) räknades från bestämningen av kornstorlek med Hazen-metoden. I terrängen mättes vattengenomsläppligheten genom att använda ett mycket enkelt ringfiltertest. Största delen av vattengenomsläpplighetstestens resultat visade på goda ( m/s) och måttliga ( m/s) genomsläpplighetsvärden. Lägre vattengenomsläppligheter mättes främst i silthaltiga prover (Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt.). De vattengenomsläppligheter som i undersökningen bestämdes för morän var högre än vanligt (Ramboll Finland AB 2013a). I Pöyry Finland Oy:s undersökningar utfördes jordmånsundersökningar på den planerade processvattenreservoarens dammlinje, och vattengenomsläppligheten bestämdes från två jordprover (HK9; 2,8 6,0 m och HK10; 7,5-10,7 m). Båda proverna är för dammlinjen typisk sandmorän. Vattengenomsläppligheterna som bestämdes i laboratorium varierade mellan 3,4E- 6 4,6E-6 m/s. Om marken tätas väl kan en vattengenomsläpplighet på under 10-7 m/s uppnås. I SRK:s laboratorieundersökningar konstaterades höga vattenledningsförmågor i variationsintervallet 1,6E-03 4,7E-4 m/s. Dessa prover visar vattenledningsförmågan i gråbergsdeponins jordmån. Jordmånen på området är sandmorän med ställvis rikligt med grova fraktioner, sand och till och med grus.

61 61 (104) Hki Uni 2011: Lau1-4 TP1-4 Bild 8-1. SRK:s jordmånsundersökningar i Hannukainen samt ungefärlig placering av Salonens m.fl. provplatser. Tabell 8-2. Helsingfors universitets jordprover, gällande det nuvarande utmålet. ID Jordart Sorterad/osorterad Ck-värde (Hazen, standard) k-värde (m/s) (Hazen, metod) LAU1-1 sand osorterad 100 2,89E-04 LAU1-2 grusblandad sand osorterad 120 3,89E-04 LAU1-3 silt osorterad 60 9,13E-08 LAU1-4 silt sorterad 60 9,38E-07 LAU1-5 sandblandat grus osorterad 120 2,22E-03 LAU1-6 sand sorterad 80 1,28E-05 k-värde (m/s) (infiltreringstest)

62 62 (104) ID Jordart Sorterad/osorterad Ck-värde (Hazen, standard) k-värde (m/s) (Hazen, metod) LAU1-7 sand sorterad 100 7,84E-06 LAU1-8 sand sorterad 100 2,25E-04 LAU1-9 grusblandad sand osorterad 100 5,29E-04 LAU1-10 sand osorterad 100 3,24E-04 LAU1-11 sand osorterad 120 1,73E-04 k-värde (m/s) (infiltreringstest) LAU1-lakningstest A silt sorterad 60 8,64E-07 2,70E-05 3,5 m LAU1-lakningstest B siltblandad sand sorterad 100 1,09E-05 7,34E-05 7,6 m LAU2-1 grusblandad sand osorterad 100 4,00E-04 LAU3-1 sand osorterad 100 2,89E-04 LAU3-2 grus osorterad 120 4,32E-03 LAU3-3 sandblandad silt sorterad 80 1,80E-06 LAU3-4 siltblandad sand sorterad 80 1,41E-05 LAU3-5 sand osorterad 100 3,24E-04 LAU3-6 grusblandad sand osorterad 100 4,84E-04 LAU3-7 sand osorterad 100 1,69E-04 LAU3-lakningstest C sandmorän osorterad 120 2,70E-06 5,80E-06 5 m LAU3-lakningstest D sandblandad silt sorterad 80 1,57E-06 7,90E-06 5 m LAU3-lakningstest E sand sorterad 100 5,29E-04 1,70E-04 8,3 m LAU3-lakningstest F sandmorän osorterad 120 7,50E-06 7,70E m LAU4-1 sandmorän osorterad 120 3,89E-06 TP1 2,5 m sandmorän osorterad 120 4,80E-06 TP1 4,0 m sand sorterad 120 1,23E-03 TP2 3,5 m sandmorän osorterad 120 1,01E-05 TP2 5 m sandblandat grus osorterad 120 1,08E-03 TP3 1 m sandmorän osorterad 120 1,23E-05 Typiska K-värden för jordarter (vattengenomsläpplighet) Grus Sand Silt Lera 1E-02 1E-04 1E-04 1E-06 1E-05 1E-09 1E-08 1E-10 Tabell 8-3. Bestämning av vattengenomsläpplighet i moränprover från Hannukainenområdet (Pöyry Finland Oy 2012b och SRK 2013b). ID; provdjup Jordart k-värde (m/s) (laboratorium) Pöyrys undersökningar gällande vattenreservoarens linjedragning HK9; 2,8-6,0 m sandmr 4,6E-06 HK10; 7,5-10,7 m sandmr 3,4E-6 SRK:s undersökningar BH109; 2,9 m sandmr 4,73E-04 BH105; 2,9 m sandmr 5,92E-04 TP101; 2,7 m sandmr 1,58E-03 TP801; 2,3 m sandmr 2,35E-03 TP405; 2,2 m sandmr 3,73E-03 TP403; 3,1 m sandmr 4,97E-04 TP408; 3,0 m sandmr 5,84E-04 TP104; 3,0 m sandmr 6,03E-04 TP804; 2,8 m sandmr 6,61E-04

63 63 (104) Kravbestämning för PAF-gråbergsområdenas bottenstruktur NAF-gråberg upplagras direkt på en utjämnad markgrund, där växtlighet och ytjord till ett djup av cirka 0,3 m avlägsnas. För PAF-gråberg byggs ett lager som minskar vattenledningsförmågan. Konstruktionens tekniska planering och material kommer att preciseras. Kravbestämningen med motiveringar anges nedan: Kravbestämning för PAF-gråbergsområdenas bottenstruktur Slutledningar av operationaliseringen: Under produktionen riktas grundvattenströmningen till brotten, varifrån vattnet samlas och kan behandlas. Om det inte finns en bottenkonstruktion som tätar underlaget, samlas skadliga ämnen under upplaget med vattenströmningarna. Av den ovan angivna anledningen påverkar detta dock inte miljön under produktion. Efter att PAF-områdena stängts går spridningsvägen skadliga ämnen via dagbrottssjön, oavsett dess bottenstrukturen eller dess kvalitet. (SRK Consulting (UK) Limited 2013e) När grundvattennivån höjs, i det s.k. Avsköljningsskedet mobiliseras med grundvattnet skadliga ämnen som samlats under och i närheten av PAF-gråbergsområdena under produktionen. Såsom konstateras ovan, riktas grundvattenströmningen även efter stängning från PAFgråbergsområdena dock mot dagbrottssjön i Hannukainen. Om ansamlingen av skadliga ämnen i grundvattenzonerna dock har begränsats med en bottenkonstruktion, riktas mindre belastning mot dagbrotssjön och vidare till områden nedströms från det under de första åren efter stängning. Dessutom minskar risker förknippade med eventuella exceptionella förhållanden. Efter stängning ger gråbergsuppläggningen mindre utsläpp på grund av täckkonstruktionen som begränsar oxideringen av sulfidmineral och genomströmningen. Plock: Bottenkonstruktionen är en säkerhetsåtgärd som ökar miljösäkerheten och som även underlättar en kontrollerad insamling av lakvatten. Spridningen av skadliga ämnen förebyggs dessutom genom placering av PAFgråbergsområden så, att grundvattenströmningarna under dem riktas mot brottet/brottsjön i Hannukainen såväl under verksamhetstiden som efter stängning. Grundvattenkonsekvenser PAF-områden: utan bottenkonstruktion på I rapporten HIA Vaihe 2 (SRK Consulting UK Limited 2013e) bedöms konsekvenserna efter stängning på grundvattenområdena väster och öster om Hannukainen i den omedelbara närheten av brottet. På den östra sidan uppkommer inga kvalitetseffekter under gruvans drift. På den västra sidan kan förhöjda halter av sulfat, nickel, mangan och kadmium förekomma på grund av sedimenteringsbassängen. Området påverkas dock även av den sänkta grundvattennivån på grund av brottet och av att strömningarna svängs mot brottet. Efter stängning, i en hyrdologisk balanssituation, kan det förekomma förhöjda halter (sulfat, krom, kadmium, koppar, nickel, bly, uran, antimon, fluor och selen). Med en teoretisk Plock: Efter stängning kan lakvatten från PAFupplagen öka halterna av skadliga ämnen i grundvattnet, främst indirekt via dagbrottssjön i Hannukainen. PAF-områdena har redan tydligt kunnat visas vara en betydligt viktigare utsläppskälla än NAFområden och ytjordsupplag, och därför ska även

64 64 (104) Kravbestämning för PAF-gråbergsområdenas bottenstruktur kalkbehandling av PAF-upplaget kan halterna sänkas, men det förekommer dock fortfarande förhöjda halter av koppar, krom, uran och sulfat. Detta återspeglar emellertid de skadliga ämnenas samband med uttryckligen PAF-upplagen. Enligt rapporten HIA Vaihe 2 (SRK Consulting UK Limited 2013e) kommer 94 % av sulfatbelastningen i gråbergs- och ytjordsupplagen från uppläggning av PAF-gråberg. Över 99 % av nickel- och kopparbelastningen i samma upplag kommer från PAF-områden. På motsvarande sätt kommer över 98 % av zinkbelastningen och 51 % av uranbelastningen från PAF-områden. de viktigaste hanteringsåtgärderna riktas mot dessa områden. Med bottenkonstruktionen kan uppnås: Med bottenkonstruktionen kan uppnås en minskad belastning på dagbrottsssjön i Hannukainen efter att gruvan stängts och en minskad belastning på grundvattnet öster om dagbrottssjön i Hannukainen. Betydelsen under drifttiden blir obetydlig, men bottenkonstruktionen tydliggör och preciserar insamlingen av lakvatten, i synnerhet om man vill hålla det åtskilt från gruvdriftens övriga vatten. Fördelningen av belastningar mellan PAF- och NAF- gråbergsområden och ytjordsupplag har granskats (se ovan) och utifrån fördelningen kan det konstateras att man i synnerhet bör försöka minska belastningen orsakad av PAF-områden. Krav på bottenkonstruktionen: Bottenkonstruktionen ska minska mängden vatten som sipprar genom bottnen och förbättra metalladsorptionen. Bottenkonstruktionen, lagren under den, det egentliga upplaget, täckkonstruktionen och klimat-växtlighetsförhållandena ska tillsammans fungera som en helhet, där upplagets interna grundvattennivå är så stabil som möjligt. På så sätt förhindras ett pumpfenomen, dvs. en cykel där mineralytorna torkar, oxideras och sköljs på grund av variationen i grundvattennivån. Vid upplagring ska alltså biogeokemiska reaktioner hanteras, inte endast vattenströmningar. Om rikligt med vatten exempelvis sipprar till upplagen och horisontalavrinningen samtidigt är liten och sippring genom bottnen har förhindrats, kan intern variation av grundvattnet bildas i upplaget. I detta fall fungerar upplaget inte på önskat sätt trots att höga krav skulle ha ställts på en enskild konstruktionsdel (exempelvis bottnen). I ett övertäckt upplag och särskilt dess bottendelar försöker förhållandena bildas så att de blir reducerande, vilket främjar att många skadliga ämnen återställts till sulfidform och avlägsnas ur cirkulationen. En mycket långsam vertikal vattenströmning i upplaget är alltså inte nödvändigtvis skadlig, men förändringar i strömningsvolymen och -riktningen ska Plock: De viktigaste nyttorna med bottenkonstruktionen riktas mot tiden strax efter stängning. Nyttorna kan uppnås i första hand med bottenkonstruktioner på PAFområden. Plock: Upplaget med bottenkonstruktion och takkonstruktion planeras genom att granska hela profilen eller tvärsnittet som en helhet.

65 65 (104) Kravbestämning för PAF-gråbergsområdenas bottenstruktur försöka minimeras. En omdefiniering av bottenkonstruktionen kan alltså också kräva att täckkonstruktionen kontrolleras. Planerade materialalternativ och konstruktionernas grunddelar Tätnings- och adsorptionsmaterial i bottenkonstruktionen är åtminstone bentonit och lermineral, återvinningsmaterial från mineralhushållning och torv. Vid granskningen beaktas även möjligheten att trimma lokalt tillgängligt moränmaterial så att det blir tätare och får större adsorptionsförmåga med tillsatser, som bentonit- eller återvinningsmineral eller torv. Botten formas så att den främjar insamlingen av lakvatten. Installationen av tätningskonstruktionen kan kräva stödmaterial. Plock: Det täta lagret i bottenkonstruktionen kan bildas antingen av enskilda material eller av att lokal morän trimmas med finfördelat material eller torv.

66 66 (104) Bild 8-2. Placering av lös jord (OVB), icke-syrabildande gråberg (NAF) och eventuellt syrabildande gråberg (PAF) på upplagsområdena. Bearbetad, ursprunglig SRK Consulting 2013b. (Uppdaterad layout på bild 4-3) Upplagringsplan Upplagsområdena tas i bruk i början av byggskedet. Områdena fylls lager- och blockvis. Vallens höjd är 20 m och avsatsens bredd är 30 m. Körramperna byggs till en bredd på 27 m och med högst 10 % lutning. Vallens slänt byggs på gråbergsområdena med en lutning på 35 och på upplagsområden för lös jord med en lutning på 26,5 (Bild 8-3).

67 67 (104) Bild 8-3. Planeringsparametrar för upplagsområden Bearbetad, ursprunglig SRK Consulting 2013d. Högarnas kantslänter formas under stängning till en lutning på 1:3. Formningen sker delvis redan under verksamhetstiden (SRK Consulting 2013d). Upplagringens genomförandeprincip framgår av Bild 8-4. En hanteringsplan för stenmaterial utarbetas för upplagringen, och används för att säkerställa att man på respektive område endast upplagrar avfall som är avsett för området i fråga.

68 68 (104) Eteläinen irtomaan läjitysalue ja suojavalli 20 Mm ha Bild 8-4. Upplagsområden för gråberg och lös jord, areal och upplagskapacitet (m 3 -rtr). Bearbetad, ursprunglig bild SRK Consulting 2013d. (Obs! Uppdaterad layout på bild 4-3) Gråbergsområdenas säkerhet och slänternas stabilitet har säkerställts kalkylmässigt. Granskningen har gjorts förutom för hela släntens längd även gjorts för ett vallavsnitt på alla upplagsområden. ITabell 8-4 presenteras de utgångsvärden som använts vid beräkningen samt beräkningsresultaten. Grudvattenytan (conservative static water table) antas ligga på ett djup av cirka 4 m från markytan. Tabell 8-4. Stabilitetsgranskningens utgångsvärden och beräkningsresultat (SRK Consulting 2013b). Materiaali tilauvuspaino Leikkaulujuusprameteri Koheesi kpa Kulma (asteina) Sivukivi 2, Moreeni ,5 Irtomaa ,5 Tulokset Varmuuskerroin Varmuuskerroin koko luiska penger Eteläinen irtomaan läjitysalue 2,7 4,48 Itäinen läjitysalue irtomaan läjitysalue 2,6 1,48 sivukivialue 2,3 1,3 Läntinen sivukiven läjtisyalue 2,47 1,3

69 69 (104) Konfidenskoefficienterna översteg 1,2, vilket i gruvfunktioner har ansetts vara en acceptabel konfidenskoefficient för konstruktioner under verksamheten. När kantslänten formas till sin slutliga lutning på 1:3 (18,4 ), ökar släntens stabilitet och en tillräcklig konfidenskoefficient uppnås (F>1,3) även på lång sikt (SRK Consulting 2013b) Sipper- och avrinningsvatten som bildas på områden för gråberg och lös jord Ledningsarrangemang Omgivande diken grävs omkring upplagsområdena för gråberg och ytjord. Avrinningsvatten som samlas i diken som omger upplagsområden pumpas till vattenreservoaren. Vatten från PAF-gråbergsområden leds via reningsverket som byggs i närheten av dagbrottet i Hannukainen. För att rent vatten som rinner från omgivningen inte ska komma till dikena som omger gråbergsområdena, byggs en annan uppsättning diken (bakdike) utanför dessa för att samla upp rent avrinningsvatten från omgivningen som leds via fällningsbassänger till omgivande vattendrag. Konstruktionerna för kantvallarna har presenterats på Bild 8-6. Placeringen av gråbergsområdena har valt så att surt vatten som sipprar till jordmånen och grundvattnet förs med grundvattenströmningen till dagbrottet, varifrån det pumpas till behandlingsanläggningen. På Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt. presenteras ett typtvärsnitt av ett omgivande dike. Dikena har dimensionerats för ett flöde som inträffar en gång på hundra år (1/100). Bild 8-5. Typtvärsnitt av grundvattendike. Bearbetad, ursprunglig SRK Consulting 2013b.

70 70 (104) Bild 8-6. Vattenhanteringssystem under produktionstid i Hannukainenområdet Bearbetad, ursprunglig karta ritningen i vattenhanteringsrapporten för Hannukainen P002 (Pöyry Finland Oy, 2018), Utöver de konstruktioner som syns på kartan byggs även bakdiken på området.

71 71 (104) Vattenmängd och vattenkvalitet Vattenmängden utvecklas efter verksamhetsfas och upplagsområdenas yta. På PAFgråbergsområdet är den högst 0,57 Mm³/a, på NAF-gråbergsområdet högst 0,58 Mm 3 /a och på upplagsområdet för lös jord högst 0,32 Mm 3 /a. Kvaliteten på det lakvatten som bildas på upplagsområdena för gråberg och lös jord har bedömts kalkylmässigt för tre olika situationer (SRK Consulting 2013a). Grundämneshalterna i lakvatten i slutet av verksamheten presenteras i Tabell 8-5. Halterna grundämnen i lakvatten från NAF-gråberg och lös jord är låga och understiger i huvudsak t.ex. de högsta halter och rekommendationsvärden som fastställts för hushållsvatten i social- och hälsovårdsministeriets beslut 683/2017. Lakvatten som bildas på upplagsområdet för lös jord bedöms vara svagt surt och ha förhöjda halter zink och krom. För zink och krom har dock ingen maximihalt föreskrivits i t.ex. hushållsvattennormerna. Lösligt krom uppskattas förekomma i en mindre skadlig form (III) (SRK Consulting 2013a). PAF-gråberget bedöms bilda surt vatten, med höga halter sulfat och förhöjda halter aluminium, kobolt, koppar, järn, mangan, nickel och zink. De bedömda halterna överstiger t.ex. SHM:s maximihalter för hushållsvatten för de flesta grundämnena. Dessutom bedöms halterna aluminium, kobolt, magnesium och antimon förekomma i skadliga halter. Vattnet från gråbergsområdet behandlas på reningsverket i Hannukainen innan det avleds till vattenreservoaren. Tabell 8-5. Halterna grundämnen i lakvatten som bildas på områden för gråberg och lös jord (numerisk modellering) i slutet av verksamheten (SRK Consulting 2013a). Aine Yksikkö PAF NAF Irtomaa ph 3-4, ,5 SO4 mg/l <100 Co mg/l 0,8-4 <0,1 <0,1 Cr *) mg/l <0,01-0,02 <0,01 0,3-1,0 Cu mg/l 0,1-50 <0,1 <0,1 Fe mg/l 0,7-500 <0,2 0,1-4 Mn mg/l ,5-3 <0,1 Ni mg/l 0,6-6 <0,1 <0,1 Sb mg/l 0,01-3,6 <0,1 <0,1 U mg/l 0,50 0,2-2,6 <0,1 Zn mg/l 0,2-2,1 <0,1 0,5-1,6 tillförsel av en alkalisk reagent på gråbergsområdet kan ha en reducerande inverkan på halten i lakvattnet *) Större osäkerhet i bedömningen på grund av undersökningsmetoden Lakvattnet från gråbergsområden bedöms innehålla 0,2 26 mg/l uran. Hushållsvattennormen för uran är 30 µg/l. Eftersom uranhalten i berggrunden varierar mycket efter område och det mjuka grundvattnet i Finland bidrar till uranets löslighet, kan uranhalten i borrbrunnar på vissa orter variera till och med mellan 100 och 700 µg/l. Halterna är större i borrbrunnar än i jordbrunnar (Institutet för hälsa och välfärd 2008). Medelvärdet per kommun för uranhalten i borrbrunnsvatten i Kolariområdet är <30 µg/l. Den genomsnittliga uranhalten i hushållsvatten i Finland var 1,25 µg/l, i offentliga vattenverks vatten är uranhalten i allmänhet lägre, under 1 µg/l. Höga uranhalter påträffas i synnerhet i vatten från borrbrunnar i granitområden i sydligaste Finland (Vesterbacka m.fl. 2013). Som högst kan halterna överstiga 1500 µg/l eller som radioaktivitet Bq/l. ( hänvisat 03/2018).

72 72 (104) Förutom skadliga ämnen som frigörs som en följd av sulfidoxidering kan användningen av sprängämnen under gruvans verksamhet medföra att skadliga ämnen som ingår i sprängämnena löses upp på deponin. Uppskattningsvis 1 % av det kväve som ingår i sprängämnena hamnar till slut i avloppsvatten som leds bort. Kvaliteten på det lakvatten som bildas på gråbergs- och lösjordsområden behandlas närmare i rapporten Pöyry Finland Oy Vattenbehandling Reningsverket i Hannukainen byggs bredvid det västra gråbergsområdet för att behandla vatten från PAF-gråbergsområdena samt vatten av dålig kvalitet som pumpas från Kuervaara och Laurinoja dagbrott under byggskedet, och det dimensioneras för ett genomsnittligt flöde på 200 m 3 /h. Reningsprocessens dimensionering har inte planerats att motsvara översvämningstoppen på våren eller exceptionellt häftiga regn sommartid, även om det hydrauliskt sett är möjligt. I sådana fall behövs tilläggslagervolym på 0.1 Mm³ för att jämna ut flödet av de vatten som pumpas för behandling. Det tilläggslager som behövs kan ordnas t.ex. genom att lagra vatten tillfälligt intill gråbergsområdena. Vattenbehandlingsmetoden består av två sedimenteringsskeden, där olika ph-områden tillämpas. I det första skedet sedimenteras metaller, som järn (III), aluminium och koppar. I det andra skedet sedimenteras bl.a. Nickel, krom och kadmium. Behandlat vatten pumpas till reservoaren och därifrån vidare till sedimenteringsbassängen i Rautuvaara anrikningssandområde. Genomförandeplanen för vattenbehandling presenteras i rapporten Pöyry Finland Oy Långvariga fuktkammartest på gråberg Lakvattenprognoserna för gråberg presenterades i 2013 års rapporter (SRK Consulting (UK) Limited 2013e, 2013f). Då hade fuktkammartesterna endast använts under en kort period, och därför uppgjordes även parallella prognoser utifrån NAG-testextrakt. Skalningen och den geokemiska modelleringen utfördes alltså två gånger, genom att använda resultat från både fuktkammartest och NAG-test som indata. En tilläggsrapport har sedemera utarbetats om testernas fortsättning (SRK Consulting (UK) Limited 2014), varefter SRK Consulting även har lämnat slutliga data till Hannukainen Mining Oy. Fuktkammartesterna fortsatte senare i 217 veckor för att säkerställa information om utvinningsavfallets långtidsbeteende. Det är viktigt att observera att resultatet från fuktkammartestet inte är samma som den verkliga lakvattenkvaliteten. Exponeringen i laboratorieförhållanden ska skalas till naturliga förhållanden med hjälp av flera olika faktorer, gällande bl.a. klimatförhållanden, partikelstorlek och kanalisering. Modeller som skapats tidigare om gråbergets långtidsbeteende har tills vidare inte öppnats upp eller uppdaterats. Deras representativitet bedöms i tabellen nedan i ljuset av långtidsresultaten från fuktkammartest. Tabell 8-6. Långvariga fuktkammartest vs. resultat från början Gråbergsfraktion SRK2057 skarnsten S 3,25 % Vecka 0 80 (period som användes i de ursprungliga bedömningarna) ph>6 Vecka Vecka (Ingen mätning av metall under perioden) ph sjunker till nivån <6 vid cirka vecka 100, sjunker inte till nivån <4,5 (karbonatbufferten förbrukad) ph sjunker till nivån <4,5 vid cirka vecka 170 och hålls knappt nedanom ph 4,5 Sulfatbildningstoppar veckorna Alkaliniteten avtar redan under denna period Sulfatbildningstoppar veckorna och Nickeltoppar veckorna

73 73 (104) Gråbergsfraktion SRK2061 skiffer S 2,92 % Vecka 0 80 (period som användes i de ursprungliga bedömningarna) ph>6 Sulfatbildningstoppar veckorna Alkaliniteten avtar redan under denna period Arseniktopp veckorna Nickellösningen börjar synas veckorna Vecka Vecka (Ingen mätning av metall under perioden) ph sjunker till nivån <6 vid cirka vecka 100 (karbonatbufferten förbrukad), sjunker inte till nivån <4,5 Sulfatbildningstoppar veckorna och Arseniktopp veckorna Koppar- och nickeltoppar veckorna , även en mindre zinktopp under samma tid ph sjunker till nivån <4,5 vid cirka vecka 130 SRK2074 Amfibolit S 0,76 % Uranlösningsmaximum veckorna 0 50 ph>6 Alkaliniteten avtar redan under denna period Andra uranlösningsmaximum veckorna ph sjunker till nivån <6 vid cirka vecka 100, sjunker inte till nivån <4,5 (karbonatbufferten förbrukad) ph sjunker till nivån <4,5 vid cirka vecka 170 SRK2077 Amfibolit S 1,98 % SRK2097 Amfibolit S 3,07 % ph>6 Uranlösningsmaximum veckorna ph>6 Koppartoppar veckorna ph>6 ph sjunker till nivån <4,5 vid cirka vecka 190 ph sjunker till nivån <6 vid cirka vecka 80 (karbonatbufferten förbrukad, gibbsitbufferten verkar), sjunker till nivån <4,5 vid vecka 130 ph<4,5 SRK2086 Diorit S 0,53% SRK2087 Diorit S 1,74 % Svag sulfatbildningstopp veckorna Alkaliniteten avtar redan under denna period Nickellösningen börjar synas veckorna ph>6 Alkalinitet relativt hög Uranlösningsmaximum veckorna ph>6 Uranlösningsmaximum veckorna Sulfatbildningstoppar veckorna och Koppar- och nickeltoppar veckorna ph>6 Alkalinitet fortfarande relativt hög ph>6 Sulfatbildningstoppar fortfarande i slutet av perioden (torde delvis ha samband med temperaturhöjningen efter vecka 190) ph >6 ph sjunker till nivån <6 vid cirka vecka 170, sjunker inte till nivån <4,5

74 74 (104) Gråbergsfraktion SRK2079 Diorit S 2,18 % Vecka 0 80 (period som användes i de ursprungliga bedömningarna) ph>6 Svag sulfatbildning veckorna Vecka Vecka (Ingen mätning av metall under perioden) ph sjunker till nivån ~6 vid cirka vecka 140 Sulfatbildningstoppar veckorna och ph sjunker till nivån <4,5 vid cirka vecka 190 Alkaliniteten avtar redan under denna period Uranlösningsmaximum veckorna Den fuktkammartestperiod som var tillgänglig när de ursprungliga lakvattenvärdena utarbetades kan i huvuddrag anses vara representativ. Lösningstoppar för de viktigaste belastningsämnena har i regel förekommit under de 80 första testveckorna. Mobiliseringen av koppar och nickel har dock just börjat. Under senare mätningsveckor (veckorna ) har nickelhalterna i provvattnet från fuktkammaren för vissa stenarter varit 4 12-faldiga jämfört med början (veckorna 0 80) och kopparhalterna faldiga jämfört med början. (Dioritprovet med hög svavelhalt SRK2079 är representativt för små skillnader och amfibolitprovet med hög svavelhalt 2097 är representativt för stora skillnader). Vid granskning av de färdiga lakvattenmodellernas resultat, har nickelhalterna baserade på NAG-test i lakvattenmodellerna för PAF-upplagen (SRK Consulting (UK) Limited 2013e) varit cirka 9-faldiga jämfört med lakvattenmodellerna baserade på fuktkammartest. Således kan man grovt taget anta att nickelhalterna i modellerna baserade på NAG-testresultat är i rätt storleksklass, trots att nickelhalterna i lakvattenmodeller baserade på fuktkammartest torde vara lindriga underskattningar. Kopparhalterna i lakvattenmodeller baserade på NAG-test är över tusenfaldiga jämfört med lakvattenmodellerna baserade på fuktkammartest. I vattenmodellerna baserade på fuktkammartest är kopparhalterna underskattade, men i de NAG-testbaserade modellerna är kopparhalterna avsevärt höga överskattningar. 8.3 Anrikningssandbassänger Allmän beskrivning av anrikningssandområden Anrikningssand med låg svavelhalt (LIMS) upplagras på den gamla deponin för anrikningssand i Rautuvaara. Anrikningssandområdets areal inklusive sedimenteringsbassängen är 115 ha. Fylllnadsvolymen på området uppgår till cirka 51 Mm 3. Det tar cirka tio år för den gamla anrikningssandbassängen att fyllas, varefter upplagringen fortsätter i vattenbassängen på den norra sidan, dvs. reningsverkets sedimenteringsbassäng. Anrikningssand med hög svavelhalt upplagras i två separata lagringsbassänger som byggs i Rautuvaara. I och med processen som omdefinierades 2017 minskar mängden anrikningssand med hög svavelhalt jämfört med de ursprungliga planerna och det är möjligt att en betydligt mindre upplagringskapacitet räcker, och bara den ena anrikningssandbassängen kommer att behövas. Båda anrikningssandbassängerna inkluderas dock i planerna som en säkerhetsåtgärd. Bassängernas totalvolym är cirka 6 Mm 3 och arealen, inklusive dammvallarna, är 58 ha. Upplagringsområden för anrikningssand och deras konstruktion presenteras på Bild 8-7.

75 75 (104) Bild 8-7. Anrikningssandområdet i Rautuvaara Pumpning och deponering av anrikningssand Anrikningssanden upplagras som deponering av förtjockad anrikningssand (Thickened Tailings Deposition). LIMS-anrikningssanden med låg svavelhalt förtjockas på anrikningsverket med flockningsmedel till en halt av suspenderade ämnen på 74 % (massa-%), varefter den pumpas med kolvpumpar från fabriksområdet till upplagsområdet längs en stålrörledning som går ovanpå markytan. Bredvid rörledningen installeras en reservledning. Pumpningen dimensioneras för ett flöde på 350m³/h. Totalt pumpas 67,5 Mt anrikningssand till området (51 Mm 3 pumpat). Man bedömer att den pumpade anrikningssanden koncentreras till en halt suspenderade ämnen på 83 % och att slamytan lägger sig till en lutning på cirka 3,7 %. Upplagringen av anrikningssand påbörjas från dammvägen i mitten av det gamla anrikningssandområdet. Upplagsstället flyttas så småningom norrut mot damm 1 i bassängen för anrikningssand med hög svavelhalt. Anrikningssanden med hög svavelhalt, som i huvudsak innehåller magnetkis, förtjockas så att halten suspenderade ämnen är cirka 60 %, blandas och pumpas med en kolvpump från fabriksområdet till upplagsområdet längs en stålrörledning som går ovanpå markytan. Bredvid rörledningen byggs en reservledning. Pumpningen dimensioneras för ett flöde på 80 m³/h. Sammanlagt pumpas 6,7 Mt anrikningssand. Vid deponeringen koncentreras sanden till en halt av suspenderade ämnen på 80 %. Anrikningssand med hög svavelhalt upplagras under vattenytan, vilket betyder att sandens yta lägger sig horisontellt. Upplagringsplanen justeras under verksamheten för att optimera upplagringen och spridningen av anrikningssand.

76 76 (104) Anrikningssandområdets konstruktioner Följande konstruktioner byggs på upplagsområdet för anrikningssand (Bild 8-7, Bild 8-8): - Norra dammen på området för LIMS-anrikningssand/anrikningssand med låg svavelhalt - Södra dammen på området för LIMS-anrikningssand/anrikningssand med låg svavelhalt - Bassänger och dammar på området för anrikningssand med hög svavelhalt Dessutom byggs en ny sedimenteringsbassäng och damm till sedimenteringsbassängen och dammen vid YYTH:s reningsverk norr om anrikningssandområdet höjs. Dammar Planeringen av dammar baserar sig på utredningar och undersökningar om de geotekniska egenskaperna i dammområdet och anrikningssandavfallet. Dammarna har dimensionerats för en överströmning som inträffar en gång på år. Under de dammar och bassänger som byggs avlägsnas gammalt älvsediment och eventuella torvlager och de ersätts med morän, som leder vatten dåligt (k < 3x10-7 m/s). Den norra dammen avskiljer området för anrikningssand med låg svavelhalt (LIMS) och den befintliga norra bassängen, som används av YYTH som utloppsbassäng. Dammen byggs som en homogen jorddamm av morän, vars vattenledningsförmåga är dålig. Dammkrönet byggs på nivån +193, varvid den sträcker sig två meter ovanom den högsta vattenytan i den norra sedimenteringsbassängen. Anrikningssandens högsta upplagssnivå är +228,5. Dammens kantslänter byggs med lutningen 1:2,5 och skyddas mot erosion som orsakas av vågor med hjälp av kross. Dammens längd är cirka 500 m och maximihöjden (HW-höjd vid foten av slänten) är 6,5 m. Den södra dammen skiljer anrikningssandområdet från sedimenteringsbassängen. Dammen byggs på motsvarande sätt som den norra dammen. Dammkrönet byggs till nivån 193,4 193,9. Eftersom sedimenteringsbassängen är reglerad, skyddas dammslänterna mot isens påverkan. Dammens längd är cirka m och maximihöjden (HW-höjd vid foten av slänten) cirka 8 m. Dammarna för anrikningssand med hög svavelhalt byggs som morändammar och höjs i tre steg i takt med att lagringsbehovet ökar. Kanterna byggs med lutningen 1:2. I slänten mot bassängen byggs en tätningskonstruktion av bentonitmatta och plastfilm (HDPE). Dammarnas yttre slänter skyddas mot erosion. Dammarnas konstruktionshöjd är cirka m och dammarnas krön är på nivån +215, cirka en meter ovanför bassängens upplagssnivå. Dammarnas längd är m (bassäng 1+bassäng 2). På dammkrönet byggs en serviceväg och i den sydvästra delen av dammen en överströmningströskel. Dammens strukturella höjd med den planerade upplagsnivån är högst 24,2 m.

77 77 (104) Bild 8-8. Upplagsområde för anrikningssand med hög svavelhalt och planerade dammar. Som sedimenteringsbassäng på området för anrikningssand med hög svavelhalt används den nuvarande södra bassängen i Rautuvaara under de sex första verksamhetsåren, varefter en ny sedimenteringsbassäng byggs i den södra delen av området. Sedimenteringsbassängens damm är en jorddamm, vars kärna byggs av morän med låg vattenpermeabilitet (k<3x10-7 m/s). Dammkrönet byggs på nivån +193,2, då dammens torrläggningsmån är 3,2 m. Dammens totalhöjd på den planerade upplagsnivån är högst 3,2 m. Dammslänterna byggs med lutningen 1:2,5 1:2 och erosionsskyddas mot vågornas inverkan. En överströmningströskel byggs i dammen. Reningsverkets damm, som ligger nära reningsverket, höjs som en säkerhetsåtgärd för nödsituationer, om dammen i bassängen för anrikningssand med hög svavelhalt skulle brista och anrikningssand med hög svavelhalt skulle komma ut i den norra bassängen. Den extra lagervolymen förutsätter att den befintliga dammen höjs med 3,2 meter, då det blivande krönet ligger 4,6 m ovanför den högsta vattennivån i den norra bassängen, dvs. på nivån +195,6. Om dammen för anrikningssand med hög svavelhalt skulle brista, stannar vattennivån 0,4 m nedanför dammkrönet. Dammens nya höjd är som högst 8,6 m. Dammhöjningen utförs med morän med dålig vattenledningsförmåga (k < 3x10-7 m/s). Dammslänterna byggs med en lutning på 1:2,5 1:2 och skyddas mot erosion och vågornas inverkan. I samband med höjningen byggs en överströmningströskel i dammen. I samband med planeringen av dammarna har en stabilitetsundersökning och lakningskalkyler gjorts för varje damm. Undersökningarna och resultaten presenteras i rapporten Pöyry Finland Oy 2013b. För dammarna har även skaderiskbedömningar för dammras utförts för att fastställa dammklasserna (Pöyry Finland Oy 2013c). Det föreslås att LIMS-anrikningssandbassängens och sedimenteringsbassängens dammar ska klassificeras som dammar av klass 2, dammarna i bassängen för anrikningssand med hög svavelhalt som dammar av klass 2 på grund av avfallsklassificeringen av det ämne som ska dämmas upp (farligt avfall). Dammarnas konstruktion och typtvärsnitt presenteras i bilaga 4.

78 78 (104) Bassängkonstruktioner På bottnen av bassängerna för anrikningssand med hög svavelhalt byggs en tät bottenkonstruktion, som består av en bentonitmatta och en HDPE-plastfilm (Bild 8-9). Ovanpå tätningsfilmen installeras en täckdikningsmatta, vars syfte är att förbättra den horisontella vattenföringen ovanpå plastfilmen och öka bottenkonstruktionens tålighet mot punktbelastning och belastning som orsakas av tätning av anrikningssand. Tätningskonstruktionen sträcks upp till dammkrönet i samband med att dammen höjs. Tätningsmaterialen bestäms noggrannare i samband med den detaljerade planeringen och i byggnadsplanen inkluderas en kvalitetskontrollplan för konstruktionen. Bild 8-9. Bottenkonstruktion i bassängen för anrikningssand med hög svavelhalt (Ramboll Finland Ab 2013a). Sedimenteringsbassäng för anrikningssand Under de sex första verksamhetsåren används den nuvarande södra bassängen i Rautuvaara, vars volym är cirka 0,75 Mm³, som sedimenteringsbassäng på anrikningssandområdet. Efter detta byggs en ny sedimenteringsbassäng i den södra delen av området. Den nya sedimenteringsbassängens maximivolym vid regleringens övre gräns (HW +190,0, A=14,9 ha) är 0,47 Mm³ och minimivolymen på vid regleringens nedre gräns (NW +186,5) är 0,057 Mm³. Förutom vatten från anrikningssandområdena leds vatten från Hannukainen i bassängen Sipper- och avrinningsvatten som bildas på anrikningssandområden Avledning av vatten I den östra och västra kanten av LIMS-anrikningssandområdet byggs vägbankar av morän, genom vilka ytavrinningsvatten som samlas från anrikningssandområdet kan sippra igenom till omgivande diken som byggs bakom bankarna och som leder vattnet till sedimenteringsbassängen. Under bankarna byggs även rör för detta syfte. Via diket som går öster om anrikningssandområdet leds även vatten från bassängen som ligger norr om anrikningssandområdet söderut mot sedimenteringsbassängen. Lakvattnet strömmar till sedimenteringsbassängen med hjälp av tyngdkraft. I sedimenteringsbassängen sjunker det finmaterial som kommer med vattnet till bassängens botten. Utanför de omgivande dikena grävs bakdiken med hjälp av vilka rent avrinningsvatten som samlas utanför anrikningssandområdet leds till Niesajoki.

79 79 (104) Sipper- och ytavrinningsvatten i bassängen för anrikningssand med hög svavelhalt pumpas till behandlingsanläggningen som byggs i Rautuvaara för behandling. Pumpen placeras på ett flytande pumpunderlag. Pumpningen dimensioneras för ett flöde på 150 m³/h, vilket motsvarar en nederbörd som inträffar en gång på hundra år (1/100). Bassängens vattenyta tillåts stiga 0,3 m över uppströmsnivån. Anrikningssandområdets vattenavledningsarrangemang i olika skeden av verksamheten presenteras på bilderna (Bild 8-10, Bild 8-11,och Bild 8-12). Bild Vattenavledningsarrangemang på anrikningssandområdet under de första verksamhetsåren.

80 80 (104) Bild Vattenavledningsarrangemang på anrikningssandområdet när den norra dammen på LIMS-anrikningssandområdet och dikningsarrangemangen är klara, uppskattningsvis verksamhetsår 9. Bild Vattenavledningsarrangemang på anrikningssandområdet i slutet av verksamheten.

81 81 (104) Vattenmängd och vattenkvalitet Mängden vatten som avskiljs från anrikningssanden och vatten som kommer till anrikningssandområdet som ytavrinning utvecklas efter verksamheten. Den vattenmängd som bildas på LIMS-anrikningssandområdet (vatten som avskiljs från sanden + ytavrinning) är högst 1,38 Mm³/år och den vattenmängd som bildas på området för anrikningssand med hög svavelhalt är högst 0,35 Mm³/år. Anrikningssandens vattenkvalitet har mätts ur vatten som avskilts från anrikningsresten i provanrikningarna år Dessutom har vattenkvaliteten utretts i två undersökningar i samband med provanrikningar år 2011 (SGS 2011 Met PP test och GTK 2011 Main PP test). Dessutom har fuktkammartest (HCT) utförts för olika fraktioner. Testresultaten presenteras i rapporten Nils Eriksson Environmental Consultant Vattnet på LIMS-anrikningssandområdet bedöms vara neutralt eller svagt basiskt och innehålla förhöjda halter av sulfat, kalcium, aluminium och järn. Halterna lösliga metaller bedöms vara relativt låga. Lakvattnet kan även ha förhöjda halter koppar, nickel och uran. Lakvattnet från anrikningssanden bedöms vara surt och innehålla förhöjda halter sulfat, koppar och nickel. I utgångsläget är halterna i överskottsvatten från anrikningssand med hög svavelhalt högre, men efter neutraliseringen är prognosen för kopparhalten 12 µg/l och för nickelhalten 50 µg/l. Sulfathalten kan på grund av nivån i utgångsläget (som understiger normal löslighet) inte sänkas särdeles mycket med hjälp av neutralisering och sulfatprognosen för överskottsvatten från bassängen för anrikningssand med hög svavelhalt är 1064 mg/l. Vid belastningskalkylen har dock för säkerhets skull siffran 2000 µg/l använts (en nivå som kan nås vid reningen, ifall sulfathalten är högre än detta). Kopparhalten i överskottsvatten från bassängen med låg svavelhalt är enligt prognosen 21 µg/l, nickelhalten 84 µg/l och sulfathalten 311 µg/l. Innan vatten från anrikningssandområdena lämnar den interna cirkulationen på verksamhetsområdet, blandas vattnet ännu dock med vattnet från gruvområdet i Hannukainen. Vattenbehandling Vattnet från området för anrikningssand med hög svavelhalt alkaliseras. Behandlingen omfattar sedimentering av metaller under basiska förhållanden och sedimentering. Vid behandlingen sedimenteras metallerna genom att höja lösningens ph till en basisk nivå med kalk (t.ex. Ca(OH) 2). Utöver metaller kan gips (CaSO 4) bildas vid sedimenteringsprocessen. Behandlat vatten leds till sedimenteringsbassängen, där det sediment som bildats sjunker till bassängens botten. Sedimenteringsbassängens vatten förs tillbaka till processen och överskottet leds till Muonio älv. Behandlingsanläggningens läge presenteras på bilderna (Bild 8-10, Bild 8-11 Bild 8-12). Genomförandeplanen för vattenbehandling presenteras i rapporten Pöyry Finland Oy 2013a.

82 82 (104) Tabell 8-7. Modellerade överskottsvattenkvaliteter på anrikningssandområdena under drifttiden.

83 83 (104) 9 BEDÖMNING AV RISK FÖR STOROLYCKA 9.1 Bedömningsgrunder I bilaga 2 till utvinningsavfallsförordningen fastställs de förfaranden och gränsvärden som ska följas vid klassificeringen av en deponi för utvinningsavfall som en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka. Faktorer som ska beaktas är: A. fara för miljön eller människors hälsa som anknyter till deponins strukturella stabilitet eller till felaktig verksamhet B. mängden farligt avfall som deponeras på deponin eller C. mängden hälso- eller miljöfarliga kemikalier som deponeras på deponin A Strukturell stabilitet eller felaktig verksamhet En deponi ska klassificeras som en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka, om de förutsägbara konsekvenserna på kort och lång sikt av skador som beror på en försämring av deponins strukturella stabilitet eller felaktig verksamhet, med beaktande av deponins hela livscykel och även eftervården, kan leda till följande: a) synnerligen stor fara för människors liv b) allvarlig fara för människors hälsa c) allvarlig fara för miljön Vid bedömningen av konsekvenserna ska man beakta bland annat deponins storlek och egenskaper, kvantiteten och kvaliteten på avfallet, topografin vid området kring deponin, beräknad tid innan en potentiell flodvåg når områden där människor befinner sig, flodvågens utbredningshastighet och relevanta faktorer som är specifika för den aktuella deponin (klimat och nederbörd). Med strukturell stabilitet avses deponins förmåga att planenligt behålla avfallet inom deponins gränser. B Mängden farligt avfall som deponeras på deponin Deponin ska klassificeras som en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka utgående från den mängd farligt avfall som deponeras där, om viktförhållandet mellan den mängd farligt avfall och den totala mängd avfall som man avser deponera där under deponins hela verksamhet (mängden beräknas enligt torrvikt) a) överstiger 50 % b) ligger mellan 5 50 % I fall b) kan det utgående från riskbedömningen av deponin i fråga konstateras att deponin inte är en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka. Riskbedömningen ska göras som en del av den klassificering som grundar sig på konsekvenserna av skador som beror på en försämring av deponins strukturella stabilitet eller felaktig verksamhet. Om det ovan beskrivna viktförhållandet är mindre än 5 % ska en deponi inte klassificeras som en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka utgående från den mängd farligt avfall som deponeras där. C Mängden hälso- eller miljöfarliga kemikalier som deponeras på deponin En deponi ska klassificeras som en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka, om anrikningsavfallets vattenfas anses vara en farlig kemikalie utgående från den maximala årskoncentrationen i enlighet med 11 i kemikalielagen (744/1989).

84 84 (104) Punkt B och C ska enligt utvinningsavfallsförordningen inte tillämpas på inert avfall eller ickeförorenad jord. 9.2 Bedömning av risk för storolycka på upplagsområden för gråberg och lös jord A. Fara som anknyter till strukturell stabilitet eller till felaktig verksamhet Upplagsområdena anläggs på bärande moränmarkgrund. De geotekniska egenskaperna hos gråberg och lös jord har beaktats vid planeringen av upplagringen. Upplaget genomförs skiktvis och i utkanten av upplagsområdet lämnas breda köravsatser. Bankarnas kantslänter formas så att en tillräcklig säkerhet för att slänten inte ska rasa och mot erosion uppnås. Upplagets stabilitet säkerställs förutom genom strukturella omständigheter även med upplagstekniska metoder. Upplaget genomförs områdesvis och tätas genom körning ovanpå under arbetets gång. Om kanten av en vall dock rasar till följd av felaktig verksamhet eller väderförhållanden (t.ex. svag tätning, häftiga regn), begränsar konsekvenserna till kantavsatsen. Den lösa jord som fylls har för det mesta en god vattenledningsförmåga och består av morän, sand eller grus, varifrån regnvatten rinner bort som ytavrinning eller genom sippring till avfallsupplaget. Inga vattenbassänger eller -linser som skulle försämra upplagets stabilitet kan uppkomma på området. På PAF-anrikningssandområdet deponeras avfall som kan bilda surt vatten, som kan lösa upp miljöskadliga metaller från gråberget. Upplagsområdena för gråberg placeras så att vatten som sipprar till jordmånen och grundvattnet från området strömmar i riktning med grundvattenflödet till dagbrottet, där de kan samlas in och ledas för behandling. Felaktig verksamhet vid vattenbehandling kan leda till att det vatten som pumpas från behandlingsanläggningen till Rautuvaara sedimenteringsbassäng är surt. På grund av övervakning och kontroll i reningsverket är effekten kortvarig och medför ingen betydande fara för människans hälsa eller för miljön B, C. Fara som anknyter till farligt avfall eller mängden kemikalie som medför allvarlig fara för människors hälsa eller för miljön Punkt B och C tillämpas inte på lös jord, som klassificeras som inert avfall. Avfall som deponeras på gråbergsområden är inte farligt avfall. De farliga beståndsdelarna i emulsionssprängämnet som används (Kemiitti) är ammoniumnitrat 50 % (varningssymbol O, oxiderande) och kalciumnitrat 30 % (varningssymbol O, oxiderande). Emulsionen är inte ekotoxisk. Dess vattentålighet är utmärkt, vilket innebär att mycket lite nitrater i allmänhet löses upp. Allt sprängämne som inte exploderat eller som i övrigt blivit kvar i stenhögen löses upp över tid, vilket innebär att nitrater och olja kommer i naturen. Nitratet har en förorsakar övergödning när det kommer i vatten, och det förorenar grundvattnet. Olja kan orsaka skadliga effekter på lång sikt i vattenmiljön samt fara för förorening av mark och grundvatten. Genom omsorgsfullt laddningsarbete och genom att iaktta instruktioner kan miljökonsekvenserna minimeras ( Klassificering av deponier för utvinningsavfall Ingen sådan fara anknyter till den strukturella stabiliteten på gråbergs- och lösjordsområden som skulle kunna medföra förlust av människoliv, allvarlig fara för människans hälsa eller allvarlig fara för miljön. Inget farligt avfall deponeras på gråbergsområdena, och de innehåller inga farliga kemikalier enligt kemikalielagen.

85 85 (104) Upplagsområdena för lös jord och gråberg utgör inte deponier för utvinningsavfall som medför risk för storolycka. 9.3 Bedömning av risk för storolycka på anrikningssandområdena A. Fara som anknyter till strukturell stabilitet eller till felaktig verksamhet Risken som anknyter till anrikningssandområdets stabilitet har bedömts i samband med skaderiskbedömningen för dammras (Pöyry Finland Oy 2013c). I detta kapitel presenteras de undersökta situationerna för dammras och resultaten samt en bedömning som utarbetats om anrikningssandområdenas klassificering. Eftersom anrikningssandområdets sedimenteringsbassäng och reningsverkets sedimenteringsbassäng har en nära anknytning till anrikningssandområdena, behandlas här även effekterna av den strukturella stabiliteten i sedimenteringsbassängens damm och reningsverkets damm för den fara som anrikningssandområdet medför för människor och miljön. Utöver dammras behandlas även stabiliteten i bottenkonstruktionerna i bassängerna för anrikningssand med hög svavelhalt. LIMS-anrikningssandbassängen med låg svavelhalt Dammarnas skaderiskbedömning behandlas för två olika raspunkter. Den ena raspunkten ligger på mellandammen i den södra kanten av bassängen (ras 1) och den andra i den norra kanten av området (ras 2). Det är mycket osannolikt att dammen skulle brista på andra ställen, eftersom området avgränsas förutom av kantdammar även av markens form. Om dammen rasar på ett sådant ställe, stoppas den anrikningssand som kommer ut av markens former. Dessutom förs det vatten som frigörs till följd av bristningen längs diken till sedimenteringsbassängen. Bassängens kantdammar är morändammar, vilket innebär att ett massivt ras som orsakas av intern erosion och sippring är osannolikt. Ras 1 Dammbristningen ligger på den södra mellandammen, som avgränsar anrikningssandbassängen och sedimenteringsbassängen (Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt.). Vid ett ras uppskattas den anrikningssand som kommer ut uppgå till cirka m 3 och det högsta spridningsavståndet för anrikningssand bedöms vara cirka 160 m. Totalt upplagras 42,8 Mm 3 anrikningssand i bassängen. I en situation där den södra dammen brister, sprids anrikningssanden till sedimenteringsbassängen. På grund av anrikningssandens egenskaper kan anrikningssanden inte spridas till ett större område än sedimenteringsbassängen. Vid en dammbristning höjer det fria vattnet och den anrikningssand som kommer ut vattennivån i sedimenteringsbassängen. Om vattenståndet är på HW-nivå, orsakar mängden anrikningssand som kommer ut inte en översvämning över sedimenteringsbassängens damm. Överskottsvattnet avlägsnas via översvämningströskeln. En tillfällig flödestopp kan riktas mot Muonio älv, eftersom höjningen av vattennivån i sedimenteringsbassängen orsakar en tillfällig belastning på överströmningströskeln. Vid en bristning kommer anrikningssand inte ut i den omgivande miljön, vilket betyder att ingen betydande direkt eller indirekt fara för miljön uppstår. Vid överströmning i sedimenteringsbassängen medför ett ras av mellandammen inga betydande eller långvariga effekter på kvaliteten på områdets vattendrag. Ingen anrikningssand borde komma ut i den närmaste omgivningen med vatten som kommer ut. Det är dock möjligt att en mycket liten del anrikningssand kommer i älven på grund av suspension. I små mängder har anrikningssanden ingen inverkan på områdets miljö.

86 86 (104) Vid ett dammras kan vattenföringen i Muonio älv öka tillfälligt. Konsekvenserna begränsas till ett kort avsnitt av Muonio älv. Flödestoppen medför inte fara eller hot för människor, eftersom det inte finns bebyggelse på influensområdet och inga människor vistas där. Det uppskattade spridningsområdet för anrikningssand presenteras på Bild 9-1. Bild 9-1. Det uppskattade spridningsområdet för anrikningssand om den södra dammen rasar. Ras 2 Vid ett ras uppskattas den anrikningssand som kommer ut uppgå till cirka m 3 och det högsta spridningsavståndet för anrikningssand bedöms vara cirka 110 meter. Om mellandammen i den norra kanten brister fungerar den befintliga dammen längst i norr, reningsverkets damm, som säkerhetsdamm (bild 8.7). Krönet på dammen i fråga kommer att höjas till nivån +195,6. Vid en bristning blir både det strömmande vattnet och anrikningssanden kvar i vattenbassängen. Mängden anrikningssand som kommer ut orsakar inte en kritisk höjning av vattennivån i den norra vattenbassängen. Vid en bristning kommer anrikningssand inte ut i den omgivande miljön, vilket betyder att ingen betydande direkt eller indirekt fara för miljön uppstår. Vid en dammbristning kan trummorna i diken som omger anrikningssandbassängen blockeras, då även det problematiska vattnet hindras från att komma direkt i sedimenteringsbassängen. Samtidigt förhindras spridningen av finmaterial längs diken genom suspension. Ett dammras medför inte fara eller hot för människors liv eller hälsa eller för miljön. Det uppskattade spridningsområdet för anrikningssand presenteras på Bild 9-2.

87 87 (104) Bild 9-2. Det uppskattade spridningsområdet för anrikningssand om den norra dammen rasar. Bassänger för anrikningssand med hög svavelhalt En bristning av dammen är i praktiken möjligt endast på den nordöstra kanten av dammen för anrikningssand med hög svavelhalt, där också skaderiskbedömningen har gjorts. Om en bristning inträffade på bassängens andra kanter, skulle anrikningssanden inte spridas till ett stort område på grund av marknivåns höjd. Dammkragen ligger på en nivå av +215, meter ovanför upplagsnivån. Bassängområdets totalvolym är cirka 5,95 Mm 3. Dammens strukturella höjd med den planerade upplagsnivån är högst 24,2 m (Bild 8-8). Vid en dammbristning har man antagit att allt innehåll i bassängen för anrikningssand med hög svavelhalt skulle komma ut från bassängen. Vid en bristning sprids anrikningssanden till vattenbassängen på den nordöstra sidan, där den förhöjda dammen, reningsverkets damm, förhindrar en spridning utanför området. Det uppskattade spridningsområdet för anrikningssand presenteras på Bild 9-3. Anrikningssandens kvalitet har klassificerats som skadlig för miljön. Den fara som ett dammras medför för miljön är dock inte betydande. Ett dammras medför inte fara för människors liv. Anrikningssandområdena byggs på en bärande markgrund eller på ett bärande fyllnadslager. Med hjälp av noggrann planering och omsorgsfullt byggande samt kvalitetskontroll av både arbete och material undviks felaktigt byggande och man kan försäkra sig om att ingen belastning som kunde bryta strukturen riktas mot tätningsfilmen så att vatten från bassängen släpps ut och sipprar till marken och grundvattnet. Om sippring till jordmånen förekommer, späds halterna ut när de når grundvattnet. I jordmånen sker även adsorption, som minskar halten skadliga ämnen. Det närmaste grundvattenområdet ligger söder om LIMS-anrikningssandområdet och delvis på sedimenteringsbassängens område. Sippringen till jordmånen bedöms inte medföra betydande fara för miljön.

88 88 (104) Bild 9-3. Det uppskattade spridningsområdet för anrikningssand om den dammen för anrikningssand med hög svavelhalt rasar. Sedimenteringsbassäng Sedimenteringsbassängens volym på vattennivån +190 är cirka 0,46 Mm 3. Dammens totala höjd med den planerade upplagsnivån är högst 3,2 m. Vid en dammbristning rinner fritt vatten snabbt ut från bassängen till Niesajoki och dess omedelbara närhet. I modelleringen för skaderiskbedömningen strömmar hela vattenvolymen på 0,46 Mm 3 ut i Niesajoki. Vid en dammbristning skulle det vatten som strömmar ut från bassängen snabbt och tillfälligt öka älvens vattenföring. Nära sedimenteringsbassängens damm (tidsmässigt på ett avstånd under 0,5 h), på ett låglänt område, är strömningshastigheten enligt modelleringen i genomsnitt 0,2 m/s och vattenföringen cirka 280 m 3 /s. Längre bort (tidsmässigt 1,0 h) är strandområdet brantare. Strömningshastigheten är i genomsnitt 1,1 m/s och vattenföringen hälften så stor som i utgångsläget. Vattendjupet på utrinningsområdet är flera meter och stiger till en nivå över 0,7 m från markytan på översvämningsområdet. Enligt utvinningsavfallsförordningen anses faran för människors liv och faran för människors hälsa anses vara obetydlig eller inte allvarlig, om det inom det område som kan påverkas permanent eller under längre perioder inte förväntas finnas andra människor än de anställda som ansvarar för deponiverksamheten. En försämring av den strukturella stabiliteten ska anses utgöra ett hot mot människors liv, om nivån på det vatten eller slam som strömmar ut från området stiger till minst 70 cm ovanför marknivån eller om vattnets eller slammets strömningshastighet överskrider 0,5 m/s.

89 89 (104) I skaderiskområdet finns ingen stadigvarande bebyggelse eller fritidsbebyggelse, och i området utövas inte jord- eller skogsbruk. Inga betydande vägar blir under flodvågen. Områdets miljö består av älvdalar, våtmarker och skog. På området finns inga objekt som kräver särskilt skydd. De miljökonsekvenser som orsakas av ett dammras är kortvariga och tillfälliga och halterna i sedimenteringsbassängens vatten orsakar ingen fara för miljön. Trots flodvågens strömningshastighet och vattendjupet medför ett dammras ingen fara för eller hot mot människors liv eller bestående eller långvarig fara för miljön. Det uppskattade spridningsområdet för vattnet från sedimenteringsbassängen presenteras på Bild9-4. Enligt utvinningsavfallsförordningen ska en deponi inte klassificeras som en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka, om det saknas en väg mellan källa och mottagare. Ingen sådan fara anknyter till anrikningssandområdenas strukturella stabilitet som gör att deponierna borde klassificeras som deponier för utvinningsavfall som medför risk för storolycka B Fara som anknyter till mängden farligt avfall på deponin Anrikningssanden med hög svavelhalt innehåller i huvudsak magnetkis, och därför klassificeras anrikningssanden som farligt avfall. Under gruvans verksamhet deponeras sammanlagt 5,9 Mm 3 anrikningssand i bassängerna för anrikningssand med hög svavelhalt. Avfallet som deponeras på deponin klassificeras inte som farligt avfall. Området för anrikningssand med hög svavelhalt klassificeras utifrån avfallets kvalitet inte som en deponi för utvinningsavfall som orsakar risk för storolycka (kapitel Virhe. Viitteen lähdettä ei löytynyt.) C Fara som anknyter till mängden hälso- eller miljöfarliga kemikalier på deponin De farliga kemikalier som blir kvar i anrikningssanden och deras klassificering presenteras i Tabell 9-1.

90 90 (104) Bild9-4. Det uppskattade spridningsområdet för flodvågen om den norra dammen rasar.

91 91 (104) Tabell 9-1. Farliga kemikalier som blir kvar i anrikningssanden. Kemikalie Riskklassificering Mängd t/a Danafloat 245 och Metylisobutylkarbinol (MIBC) Flockningsmedel Magnafloc Flotanol C-7 Kaliumamylxantat (PAX) DF: Xn, R22, C, R34. H3114, H290, H318 Irriterar ögonen, huden, andningsorganen och matsmältningskanalen. Uppgift om toxicitet för vattenorganismer finns inte. MIBC: Brandfarlig vätska och ånga, H226. Orsakar allvarlig ögonirritation, H319. Kan orsaka irritation i luftvägarna, H335 Kan irritera ögonen, huden och andningsorganen Irriterar ögonen. Giftigt för vattenorganismer. Ingen CLP-klassificering Brandfarligt fast ämne kat. 2 H228 Skadligt vid förtäring kat. 4 H302 Giftigt vid hudkontakt kat.3, H311 Kan orsaka allergisk hudreaktion kat. 1 H317 Orsakar allvarliga frätskador på hud och ögon kat.1a H314. Farligt för vattenmiljön, fara för långtidseffekter kat. 2, H411 Andel som blir kvar i avfallet Reagerar 582 En liten del Bionedbrytbar 5 Större delen (kopparslig) 124 En liten del 1300 En liten del Binder metaller i vattenlösning Natriumkarboximetylcellulosa (CMC) 13 En liten del Bionedbrytbar Natriumisopropylxantat (SIBX) Natriumetylxantat (SEX) Orsakar irritation/ allergiska reaktioner vid beröring eller inandning. Brandfarligt fast ämne kat. 1 H228 Skadligt vid förtäring kat. 4 H302 Skadligt vid hudkontakt kat. 4 H312 Orsakar allvarliga frätskador på hud och ögon kat.1a H314 Giftigt för vattenlevande organismer med långtidseffekter kat. 2 H411 Brandfarligt fast ämne kat. 2 H228 Skadligt vid förtäring kat. 4 H302 Giftigt vid hudkontakt kat. 3 H311 Kan orsaka allergisk hudreaktion kat. 1 H317 Orsakar allvarliga frätskador på hud och ögon kat.1a H En liten del 39 En liten del

92 92 (104) Mycket giftig för vattenlevande organismer kat. 1 H400 M-faktor: 1 Mycket giftigt för vattenlevande organismer med långtidseffekter kat. 1 H410 Större delen av de farliga kemikalier som används vid anrikningen löses upp i vatten, eller så blir endast en liten del av kemikalien kvar i anrikningssanden. En exakt bedömning av mängden kan inte göras i detta skede. Flockningskemikalien Magnafloc, som används för kopparkoncentrat och anrikningssand med hög svavelhalt blir dock nästan helt kvar i anrikningssanden. Samlarkemikalierna för koncentratet, xantaterna, lämnar processen i med koncentratet. Små xantatreseter kan dock förekomma i det slam som avleds till anrikningssandbassängerna. Resterna minskar ytterligare i anrikningssand- och sedimenteringsbassängerna som en följd av både sönderfall och utspädning. Enligt social- och hälsovårdsministeriets förordning om grunderna för klassificering samt märkning av kemikalier (807/2001) och ändringarna 206/2007 och 6/2010 ska ett ämne som är irriterande, skadligt eller sensibiliserande klassificeras som en hälso- och miljöfarlig kemikalie, om dess minimikoncentration är >1 % och ett giftigt ämne om dess koncentration är över 0,1 %. Utifrån torrvikten på det anrikningsavfall som leds till området (ΔM = 0,65Mt/a), den genomsnittliga densiteten på deponerat torrt anrikningsavfall (D =2,7 t/m 3 ) samt porositeten i det sedimenterade anrikningsavfallet (P =0,43m 3 /m 3 ) fås som den årliga ökningen av vattnet på deponin för anrikningsavfall 0,0336 Mm 3 /a (Δ Q= (Δ M/D)xP). Som den genomsnittliga densiteten används bulkvolymvikten för tätad anrikningssand. Den maximala årskoncentrationen av en farlig kemikalie (C max) i anrikningsavfallets vattenfas beräknas enligt formeln i bilaga 2 punkt C i utvinningsavfallsförordningen, C max = S/ΔQ. S är den totala mängden av kemikalien i sanden. Koncentrationen av en farlig kemikalie i anrikningssandens vattenfas understiger den koncentration enligt vilken vattenfasen och dess innehåll anses vara en farlig kemikalie enligt 11 i kemikalielagen. Området för anrikningssand med hög svavelhalt klassificeras inte som en deponi som medför risk för storolycka på grund av mängden farliga kemikalier som deponerats. Granskningen har gjorts med den genomsnittliga mängden anrikningssand (t/a) Klassificering av anrikningssandområden Ingen sådan fara anknyter till anrikningssandområdenas strukturella stabilitet eller felaktiga verksamhet eller mängden miljö- och hälsofarliga kemikalier, enligt vilken områdena borde klassificeras som deponier som medför risk för storolycka. LIMS-anrikningssandområdet är inte en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka. LIMS-anrikningssandområdet är inte en deponi för utvinningsavfall som medför risk för storolycka. 10 MINSKNING AV MÄNGDEN UTVINNINGSAVFALL OCH AVFALLETS SKADLIGHET Uppkomsten av utvinningsavfall minimeras genom planering av brytningen så, att så lite gråberg som möjligt bryts. Den första optimeringen har gjorts redan i den ursprungliga brytningsplaneringen.

93 93 (104) Gråbergsfraktioner med olika egenskaper hålls åtskilda och det finns instruktioner om visuell avskiljning av olika stenarter i PAF- och NAF-fraktionerna (vilket är möjligt i detta objekt, eftersom gränserna i huvudsak är litologiska). Den ytjord som avlägsnas från områden som ska byggas och brytningsområden, i första hand morän, utnyttjas som byggnadsmaterial i diken och bankar samt på gråbergsområden. Dessutom används jordmaterialet för gruvområdets vägar samt fält- och lagerområden tillsammans med gråberg med låg svavelhalt som lämpar sig för byggande. Bankarna som omger anrikningssandområdet byggs av morän. Lös jord som inte utnyttjas för ovan nämnda ändamål lagras på upplagsområden och används för att återställa gruvområdet när gruvan stängs. I provanrikningen år 2017 har tillverkning av svavelkoncentrat lagts till anrikningsprocessen. På så sätt kan syrabildningskapaciteten i anrikningsresten sänkas samt mängden anrikningsavfall med hög svavelhalt minskas. Även de prognostiserade överskotts- och lakvattenkvaliteterna i anrikningssanden har förbättrats. I provanrikningen år 2017 har malningen i anrikningsprocessen ändrats så att den är grövre än i den tidigare planen. Utifrån provanrikningsresultaten riskerar detta inte utvinningen från processen, men anrikningsrestens reaktiva yta minskar. Detta återspeglas även i den ovan nämnda, förbättrade kvalitetsprognosen för överskotts- och lakvatten. Förutom de ovan nämnda åtgärderna som minskar avfallsmängden och avfallets skadlighet minskas deponiernas skadliga verkningar med områdeskonstruktioner och vattenhanteringsmetoder på det sätt som beskrivs i kapitel STÄNGNING AV DEPONIER FÖR UTVINNINGSAVFALL Stängningen av gruvan inkluderar en permanent nedläggning av gruvverksamheten och tillhörande åtgärder samt åtgärder som vidtas efter stängning, dvs. avveckling av gruvverksamheten, planering av eftervård, eftervård och uppföljning. Stängningen av gruvan kan anses vara avslutad först när de mål och kriterier som ställts upp för stängningen har uppfyllts. En deponi ska betraktas som stängd när tillsynsmyndigheten har inspekterat deponin och godkänt stängningen, efter att ha konstaterat att både deponin och det markområde som har påverkats av deponin har återställts i ett tillfredsställande skick och att villkoren i tillståndet har iakttagits (utvinningsavfallsförordningen Srf 190/2013, ). I statsrådets förordning om utvinningsavfall (190/2013) förutsätts att verksamhetsutövaren ansvarar för den eftervård som krävs efter stängningen av deponin för utvinningsavfall samt för uppföljning och kontroll i samband därmed under så lång tid det behövs för att säkerställa att deponin inte medför förorening av miljön eller risk för detta, att den är stabil och varaktigt har anpassats till landskapet, att den inte medför olycksrisker och att miljöbelastningen från deponin eller yt- eller grundvattnets tillstånd i det område som påverkas av deponin inte längre behöver kontrolleras. Om nödvändiga åtgärder föreskrivs i bestämmelser som utfärdas med stöd av miljöskyddslagen. I allmänhet är målet för eftervård av gruvor att det område som förändrats genom gruvverksamhet är fysiskt och kemiskt säkert de konstruktioner och avfall som blir kvar på området inte medför fara eller olägenhet för människor och djur eller miljön ens under en lång tid området återställs till en livsmiljö med biologisk mångfald, dock med beaktande av möjligheten att verksamheten återupptas området anpassar sig till det omgivande landskapet den aktiva kontrollen kan avslutas så snabbt som möjligt Stängningsåtgärderna för gruvprojektet i Hannukainen och stängningsåtgärderna för deponin för utvinningsavfall presenters i den allmänna stängningsplanen för gruvan (Ramboll Finland Ab 2013b). Stängningsåtgärderna har planerats så att området uppfyller kraven i lagstiftningen och inte medför risker för miljön eller den allmänna säkerheten. Stängningskonstruktionerna

94 94 (104) bör vara erosionståliga på lång sikt. Stängningskriterierna preciseras under verksamheten då efteranvändningssätten för gruvan blir klara. Avfallsdeponierna är planerade att stängas slutligt under fem år efter att verksamheten upphört. Avfallsdeponier kan även stängas under verksamhetstiden. Aktiv vattenbehandling behövs uppskattningsvis under fyra år efter att verksamheten upphört, varefter passiv vattenbehandling fortsätter. Gruvans eftervårdsskede, under vilken kontrollen och uppföljningen av gruvan fortsätter, bedöms pågå i 25 år efter stängningsskedet. Utifrån uppföljnings- och kontrollresultaten under verksamheten kan ändringar göras i stängningsplanen Övertäckning av avfallsdeponier Avfallsdeponierna formas vid behov och övertäcks med en ytstruktur som minskar bildningen av smutsigt vatten på deponierna efter stängning Upplagsområden för lös jord Lösjordsområden kräver ingen särskild ytstruktur. Upplagrad ytjord används vid stängningen av andra deponier. Lös jord som blir kvar på området jämnas, byggs till en slänt (maximilutning 1:3) och ovanpå upplagsområdet byggs ett 0,2 m tjockt humushaltigt jordlager. Till slut täcks områdena med växtlighet (Bild 11-1). Bild Planerad ytstruktur för upplag med lös jord (Ramboll Finland Oy 2103a) Gråbergsområden NAF-gråbergsområdet övertäcks med ett 0,3 0,5 m tjockt lager lös jord och ett 0,2 m tjockt lager humushaltig jord. Ytan täcks med växtlighet. På toppområdet kan man sprida ut stenar för att gråbergsområdet bättre ska anpassa sig till det omgivande landskapet (Bild 11-2). Bild Planerad ytstruktur för NAF-gråbergsområdet efter stängning (Ramboll Finland Ab 2103a) Ovanpå PAF-gråbergsområdet byggs en ytstruktur som minskar genomträngligheten av vatten och syre. Gråbergets yta jämnas ut med ett 0,5 m tjockt jordlager så att det bildar en stabil och jämn grund för bentonitmattan som installeras som tätningslager. Tätningslagret övertäcks

95 95 (104) med ett en meter tjockt moränlager och ett 0,2 m tjockt humushaltigt jordlager och täcks med växtlighet (Bild 11-3). Bild Planerad ytstruktur för PAF-gråbergsområdet efter stängning (Ramboll Finland Ab 2103a) För stängningen av gråbergsområdena används lös jord som avlägsnats och upplagrats på området under byggnadsskedet Anrikningssandområden På anrikningssandområdena byggs täta ytstrukturer som minskar genomträngligheten av syre och vatten och den direkta kontakten med anrikningssand. Efter att områdena övertäckts, täcks de med växtlighet. LIMS-anrikningssanden med låg svavelhalt får sätta sig, en slänt byggs på ytan och ytan jämnas ut. Vid upplagring sätter sig sanden i en lutning av 3,7 %. På det utjämnade området byggs ett ytlager bestående av en bentonitmatta som fungerar som ett tätningslager, ett 0,5 m tjockt dräneringsskikt, ett 0,5 m tjockt moränlager och ett 0,2 m tjockt humushaltigt jordlager (Bild 11-4). Bild Planerad ytstruktur för området för anrikningssand med låg svavelhalt (LIMS) (Ramboll Finland Oy 2013a) Anrikningssanden med hög svavelhalt får torka och sanden får sätta sig. Sanden koncentreras till en halt suspenderade ämnen på 80 %, då det går att röra sig på sanden. Koncentrationen av anrikningssand med hög svavelhalt bedöms pågå i fyra år. Under denna tid pumpas vattnet till vattenbehandlingsanläggningen. Ovanpå den torkade sanden byggs en tät ytstruktur som består av en bentonitmatta och en HDPE-plastfilm. Ovanpå tätningsstrukturen byggs ett 0,5 m tjockt mineraliskt dräneringsskikt, ett 0,5 m tjockt moränlager och ett 0,2 m tjockt humushaltigt växtlager (Bild 11-5).

96 96 (104) Bild Planerad ytstruktur för anrikningssandområdet med hög svavelhalt (Ramboll Finland Ab 2013a) 11.2 Avledning och behandling av vatten En del av nederbörden på gråbergs- och lösjordsområdena avdunstar, en del sipprar till upplaget eller rinner till de omgivande dikena som ytavrinning. Mängden vatten som sipprar från PAFgråbergsområdet till upplaget minskar väsentligt till följd av ytans tätningslager. Rent avrinningsvatten om samlas i omgivande diken pumpas under stängningsskedet ( ) till dagbrottet, som man låter fyllas med vatten. Efter stängningen upphör pumpningen av vatten. Rent avrinningsvatten som bildas ovanpå tätningslagret på LIMS-anrikningssandområdet rinner till omgivande diken och leds söderut mot Niesajoki. Vatten som sipprar genom ytans tätningslager strömmar vidare till sedimenteringsbassängen. Dräneringsvatten från bassängerna för anrikningssand med hög svavelhalt pumpas till vattenbehandlingsanläggningen fram till att bassängen är så torr att den kan formas och övertäckas. Efter övertäckningen samlas rent avrinningsvatten som bildas ovanpå ytstrukturen till områdets kanter och avleds till omgivningen. Tack vare det täta ytlagret samlas inget regnvatten i bassängerna. Rautuvaara sedimenteringsbassäng kan i slutet av verksamheten iståndsättas så att den bättre motsvarar kommande behov och tål erosion, eftersom bassängen fungerar som en passiv behandlingsmetod under stängningsskedet och efter det. Efter att passiv behandling inte längre behövs avlägsnas det metall- och svavelhaltiga sediment som samlats på bottnen av bassängen. Vid deponeringen av sedimentet på eller utanför gruvområdet beaktas de krav som ställs på sedimentkvaliteten. Man låter sedimenteringsbassängen täckas av växtlighet och bli en naturlig våtmark. Våtmarken kan vid behov utnyttjas som en passiv vattenbehandlingsmetod under eftervårdsskedet. Man har bedömt att aktiv vattenbehandling behövs under cirka fyra år efter att verksamheten upphört. Mängden vatten som ska behandlas bedöms vara sammanlagt 1,5 Mm Kostnader för stängning Ändringarna som gjordes i planerna år 2017 påverkar inte stängningsplanerna och ökar inte heller stängningskostnaderna. En motivering till detta är att ändringarna gäller de avfallskvaliteter som deponeras på anrikningssandområdena i Rautuvaara. Här har den reaktiva ytan på anrikningssand med låg svavelhalt minskat och halterna skadliga ämnen i lakvattnet har minskat jämfört med den ursprungliga planen. Dessutom har mängden anrikningssand med hög svavelhalt minskat. Kostnaderna för stängning av deponierna för utvinningsavfall uppskattas uppgå till cirka 79 M för ytstrukturernas del (Tabell 11-1). Tabell Enhetskostnader för ytstrukturer i kostnadskalkylen för stängning av deponier för utvinningsavfall, moms 0 % (Ramboll Finland Ab 2013b).