10. KONSEKVENSER FÖR NATURAOMRÅDENA

49 10. KONSEKVENSER FÖR NATURAOMRÅDENA 10.1 Konsekvenser för Niesaselkä Naturaområde 10.1.1 Konsekvenser för direktivnaturtyperna Niesaselkä ligger som närmast cirka 1,5 kilometer sydost om Rautuvaara. På de figurer som ligger närmast Rautuvaaraområdet förekommer direktivnaturtyperna aapamyr, skogbevuxen myr och västlig taiga. Andra naturtyper förekommer på små arealer inne på Naturaområdet. Figurerna med aapamyr är trädfattiga eller trädlösa och träden består av tall eller glasbjörk. På figurerna med västlig taiga är trädbeståndet grandominerat, på skogbevuxna myrar tall- eller grandominerat. Största delen av dammet från projektet härrör från dagbrotten på Hannukainenområdet. I Rautuvaara finns dessutom bassängen för anrikningssand som ger upphov till dammutsläpp. Det område som påverkas av damm är som störst då brytning sker i dagbrott i både Hannukainen och Kuervitikko samtidigt, uppskattningsvis 11 17 år efter att produktionen startat. I den värsta situationen kan influensområdet sträcka sig cirka sju kilometer bort från gruvområdet, vilket i stort sett motsvarar avståndet mellan Naturaområdet och brytningsområdet i Hannukainen. Avståndet mellan brottet i Kuervitikko och Naturaområdet är över 8 kilometer. Under byggtiden och stängningstiden bedöms dammpåverkan bli lokal och dammet bedöms inte under några förhållanden nå ända till Naturaområdet. Enligt dammodelleringen sträcker sig området där luftkvaliteten långvarigt eller kortvarigt är försämrad inte ända till Naturaområdet (i modelleringen undersöktes främst finpartiklar som är skadliga för hälsan). Under produktionen, då dammpåverkan är som störst, är det möjligt att stendamm kan nå ända till Naturaområdet. Påverkan blir dock så liten att det inte bedöms ha någon betydelse för direktivnaturtypernas naturtillstånd i Niesaselkä. Påverkan minskas också av att vinden i Hannukainen huvudsakligen är sydlig-sydostlig och att över hälften av de per timme uppmätta vindhastigheterna vid Hannukainens väderstation var under 1 m/s och över 80 % var under 2 m/s. Det är alltså mycket osannolikt med ovanligt hårda vindar på området och den rådande vindriktningen transporterar dammpartiklar bort från Naturaområdet. Enligt dammodelleringen och den bränslemängd som används vid kraftverken på området väntas inte halterna av tungmetaller, svaveldioxid eller kväveoxider i luften stiga över riktvärdena på Naturaområdet. Påverkan minskas liksom för dammpåverkan av den rådande vindriktningen och de låga vindhastigheterna. Riktvärdet för buller på naturskyddsområden är 45 db. Det här värdet överskrids inte i någon fas av projektet på Niesaselkäområdet och därför bedöms bullret inte påverka Naturaområdets direktivnaturtyper eller de arter som är typiska för naturtyperna. Konsekvenserna för direktivnaturtyperna på Niesaselkä Naturaområde bedöms bli av liten betydelse. 10.1.2 Konsekvenser för direktivarter och andra arter Inga förekomster av direktivarter är kända på Niesaselkä Naturaområde, men på området finns flera växt- och svamparter som är typiska för direktivnaturtyperna. På grund av det som beskrivits ovan bedöms dessa inte drabbas av några konsekvenser.

50 10.2 Konsekvenser för Naturaområdet Torne älv Muonio älvs vattensystem 10.2.1 Konsekvenser för en direktivnaturtyp Av de bäckar som hör till naturtypen kommer byggnationen att helt eller delvis förstöra Laurinoja och Kivivuopionoja. Laurinoja förstörs helt och av Kivivuopionojas längd försvinner 1,2 kilometer. Vattnet från Kivivuopionojas övre del leds till en ny fåra, medan den del av Kivivuopionoja som ligger söder om vattenlagringsbassängen förblir ungefär oförändrad. Arealen av de bäckar som förstörs motsvarar mindre än 0,1 % av naturtypens areal på Naturaområdet. Fiskarna hindras dock helt från att vandra upp i Kivivuopionoja, eftersom en damm byggs där Kivivuopionoja och Valkeajoki rinner samman. Det lokala öringbeståndet i Kivivuopionoja blir i alla fall kvar och dess förutsättningar att leka norr om vattenlagringsbassängen förändras inte. Havsöring vandrar inte upp i Laurinoja för att leka, men bäcken har ett lokalt öringbestånd som förökar sig. Till följd av byggnationen går det lokala öringbeståndet i Laurinoja helt förlorat. Konsekvensen är i båda bäckarna permanent, för fastän man skulle leda Kivivuopionoja tillbaka till den gamla fåran efter att driften avslutats, hinner fårans läge och egenskaper försvinna under tiden som den är under vatten. Byggåtgärderna berör inte Valkeajoki, Kuerjoki, Äkäsjoki eller Niesajoki. De konsekvenser som direkt berör naturtypens areal bedöms vara av måttlig betydelse. Under byggtiden och under driften blir inverkan på vattenmängden liten i Valkeajoki, Kuerjoki och Äkäsjoki och inga kännbara förändringar i vattenföringarna kan heller märkas under torra år. Minskningen av vattenföringen i de här älvarna blir så liten att den inte bedöms påverka strömningshastigheten eller fullvuxna laxfiskars och deras yngelstadiers livsmiljöer. Den obetydliga minskningen av vattenföringen påverkar inte heller strömningshastigheterna inne i laxfiskarnas romfickor. I Niesajoki minskar vattenföringen nedanför bassängerna i Rautuvaara med 38 % och i älvmynningen med 8 %. Det bästa reproduktionsområdet i Niesajoki för det lokala öringbeståndet finns i älvens mellersta del och i det nedre loppet. Den minskade vattenföringen påverkar sannolikt nedanför bassängerna i Rautuvaara på så sätt att området inte mera på grund av liten vattenmängd och liten vattenföring duger som lekplats för den lokala öringen. Vid älvens mellersta del bedöms påverkan vara måttlig och vid älvmynningen liten. På grund av att påverkan är långvarig blir den permanent, men efter att driften upphört återgår vattenföringarna i Äkäsjoki, Kuerjoki och Valkeajoki till samma nivåer som före gruvdriften. Vattenföringen i Niesajoki återgår till tidigare nivå, om rörledningen till Muonio älv tas ur bruk. Konsekvensen för ändringen i vattenföringen bedöms ha måttlig betydelse. Under byggtiden och driften har konsekvenserna för vattenkvaliteten bedömts bli små eller högst måttliga; krom- och antimonhalterna kan stiga över varselvärdena, men inga halter av skadliga ämnen kommer att stiga över larmvärdena under driften. De största konsekvenserna för vattenkvaliteten i Äkäsjoki, Valkeajoki och Kuerjoki uppkommer efter stängningen, om surt vatten som innehåller skadliga ämnen inte hindras från att komma ut i områdets älvar och bäckar. Man kommer att försöka förhindra detta genom att täcka PAF-gråbergsområdena med geomembran samt genom att höja gruvvattnets ph innan det avleds till älvarna. En höjning av vattnets ph hindrar också utlösning av metaller i gruvvattnet. För att skadliga ämnen inte ska komma ut i Niesajoki måste områdena med anrikningssand täckas med geomembran eller lera och vattenbehandlingen måste fortsätta. Vattenkvaliteten i Niesajoki kan också hållas på en nivå som är lämplig för vattenorganismerna, om rörledningen till Muonio älv hålls i användning även efter att gruvdriften upphört. Det här alternativet minskar dock vattenföringen i Niesajoki och försämrar laxfiskarnas förutsättningar att använda älven som livsmiljö. Konsekvenserna bedöms vara i flera årtionden efter driften, så konsekvenserna är till karaktären permanenta.

Genom lindrande åtgärder kan vattenkvaliteten i Äkäsjoki, Kuerjoki och Valkeajoki samt deras biflöden och bäckar fås till en nivå där varsel- och larmvärdena för skadliga ämnen inte överskrids. Konsekvenserna efter att de lindrande åtgärderna har utförts blir små i Äkäsjoki, Valkeajoki och Kuerjoki och deras biflöden och bäckar. Konsekvenserna i Niesajoki blir måttliga efter att de lindrande åtgärderna har utförts. Någon modellering av vattenkvaliteten har inte gjorts för Muonio älv, eftersom konsekvenserna blir små. De föreslagna åtgärderna för att minska konsekvenserna ha så stor betydelse att inga överskridningar av varselvärdet för skadliga ämnen mera förekommer i vattnet som når Muonio älv. Därför berör konsekvenserna inte heller de havslaxar som eventuellt leker i Muonio älv. Konsekvenserna för Muonio älv bedöms bli små eller också uppkommer inga konsekvenser alls. Mest fast substans uppkommer under byggtiden, då träden och växtligheten röjs bort från området och diken grävs kring verksamhetsområdet samt sedimenteringsbassänger, dammar och en vattenlagringsbassäng byggs. Över hälften av den fasta substansen samlas upp i vattenlagringsbassängen och sedimenteringsbassängerna. Den fasta substans som inte sedimenterar går via vattenlagringsbassängen till Rautuvaara och vidare till Muonio älv. Möjligheten att sedimentering ska ske minskas av att Kuerjoki har rak fåra och även Äkäsjoki och Niesajoki har raka avsnitt. I det nedre loppet av den starkt meanderbildande Valkeajoki samt i nedre loppet av Kivivuopionoja kan fast substans samlas under byggtiden, då alla vattenskyddskonstruktioner ännu inte är i bruk. Konsekvensen är begränsad till en sträcka av cirka tre kilometer där sedimentering kan påverka syretillgången i romfickorna samt trivseln för laxfiskarnas små yngel i området. I övrigt är belastningen av fast substans i Valkeajoki allra minst av alla älvar inom influensområdet. Små mängder fast substans kommer ut i områdets vattendrag under driften, främst tillsammans med rent dagvatten. De mängder av fast substans som kommer ut i områdets älvar och bäckar blir på det hela taget små och frånsett nedre loppet av Valkeajoki och Kuerjoki väntas ingen sedimentation i områdets älvar och bäckar i sådan omfattning att det skulle medföra olägenheter för laxfiskarnas rom eller yngelstadier. Påverkan av fast substans bedöms som helhet bli måttlig. Den betydelsefullaste bullerkällan för de arter som är typiska för naturtypen är sprängningar, som sannolikt kommer att ske på brytningsplatserna 2 3 gånger i veckan under driften. Bullret från en enskild sprängning varar i mindre än 1 sekund/sprängning. En del av bullret orsakar sannolikt en flyktreaktion hos laxfiskar och andra fiskar, men laxfiskar och andra fiskarter som förekommer i sötvatten har så svag hörselförmåga att påverkan blir mycket kortvarig och fiskarnas levnadsförhållanden återställs snabbt till dem som rådde före sprängningen. Bullerpåverkan bedöms vara av liten betydelse. Vibrationer orsakas främst av sprängningar och trafik. Inom influensområdet för vibrationer under driften finns Äkäsjoki, Valkeajoki, Kuerjoki, Kivivuopionoja och Laurinoja. Vibrationerna från trafiken bedöms beröra områdena i närheten av vägarna, men vibrationerna från sprängningarna sprids ända till de närmaste älvarna. Vibrationer kan ge upphov till en liknande flyktreaktion hos fiskar som buller. Dessutom är det möjligt att den mekaniska chocken av vibrationerna kan försena fiskynglens kläckning. Sprängningar som ger upphov till vibrationer görs 2 3 gånger i veckan och deras varaktighet är mindre än 1 sekund/sprängning. Konsekvensen av vibrationer bedöms ha måttlig betydelse. Dammet eller utsläppen i luften från kraftverken och sprängningarna bedöms inte påverka naturtypen. 51

10.2.2 Konsekvenser för direktivarterna Inom projektets influensområde har sannolikt tre olika utterindivider observerats, två i Äkäsjoki och dess biflöden och en i Niesajoki. Konsekvenserna för uttern minskas i princip av att uttern enkelt kan förflytta sig från det ena området till det andra, om livsmiljön förändras så att det inte går att leva där. Laurinoja och Kivivuopionoja, som sannolikt utgör revir för två utterindivider som rör sig över ett stort område, hamnar rakt under byggnationen. De indirekta konsekvenserna för uttern kan uppkomma genom förändringar i vattenmängden eller -kvaliteten. Inverkan på vattenståndet under driften har bedömts bli som mest ungefär några centimeter. Därför väntas älvarna och bäckarna i influensområdet inte frysa till så att de inte mera skulle fungera som livsmiljö för uttern under vintern. Utan lindringsåtgärder kommer förändringarna i vattenkvaliteten speciellt efter avslutad drift att orsaka förhöjda metallhalter i de fiskar som utgör föda för uttrarna, vilket kan leda till ackumulering av samma metaller i uttrarna. Efter de föreslagna lindringsåtgärderna blir inverkan på vattenkvaliteten liten och uttrarna bedöms inte alls bli påverkade. På det hela taget bedöms konsekvenserna för uttern bli små, för de eventuella små konsekvenserna gäller endast tre utterindivider inom hela vattendragsområdet. 10.3 Konsekvenser för Naturaområdet Torne och Kalix älvsystem Konsekvenserna av gruvprojektet i Hannukainen för vattenkvaliteten och -mängden i Muonio älv och Torne älv blir små och konsekvenserna av projektet i Hannukainen sträcker sig inte ensamma eller tillsammans med projektet i Kaunisvaara ända till den plats där Torne älv och Muonio älv rinner samman. På Naturaområdet Torne och Kalix älvsystem överskrids inte heller de nya svenska riktvärdena för vattenkvaliteten. Om projektet genomförs minskar det alltså inte arealen av naturtypen naturliga större vattendrag av fennoskandisk typ på Naturaområdet Torne och Kalix älvsystem. Projektet försämrar inte heller livsmiljöerna för arterna lax, stensimpa och utter, som ingår i habitatdirektivets bilaga II, i Torne älv eller i vattendragen uppströms från Torne älv på den svenska sidan. 10.4 Konsekvenser för Naturaområdenas obrutenhet Om projektet genomförs enligt ALT 4 och de lindrande åtgärderna vidtas, påverkas inte obrutenheten på Naturaområdena Niesaselkä eller Kalix och Torne älvsystem, för konsekvenserna av projektet drabbar inte Naturaområdenas ekologiska struktur eller funktion på ett sätt som skulle äventyra bevarandet av dessa naturtyper eller arter som är beroende av dem i livskraftig form. Konsekvenserna drabbar inte heller direktivnaturtyper eller -arter som utgör grund för områdens skydd utan nivån på deras skydd förblir gynnsam även efter att projektet har genomförts. Konsekvenserna för Naturaområdet Torne älv Muonio älvs vattensystem bedöms beträffande obrutenheten, efter åtgärder för att minska de skadliga konsekvenserna, bli något negativa, eftersom de negativa konsekvenserna drabbar en mycket liten del av naturtypens areal och direktivarterna inte berörs av några negativa konsekvenser. Konsekvenserna för arter som är typiska för naturtypen blir också som helhet måttligt negativa. Hela Naturaområdets funktion och ekologiska struktur förblir livskraftig, trots att projektet genomförs, och skyddsnivån för de arter som är typiska för naturtypen och för uttern förblir gynnsamma. 52

53 11. ANDRA PROJEKT OCH PLANER Utsläpp från Kaunisvaara i vattendraget Muonio älv Kaunisvaara gruva producerar järnkoncentrat och vattnet från processen avleds liksom i Hannukainen med en rörledning till Muonio älv. Utloppsplatsen ligger cirka 13 kilometer norr om utloppsplatsen från gruvprojektet i Hannukainen. Mängden behandlat processvatten som ska avledas är 8,3 Mm 3 om året och avledningen sker när det är högvatten i Muonio älv; i maj avleds cirka 30 % av det årliga behovet att avleda vatten från gruvområdet. Avledningen av vatten avslutas då utomhustemperaturen sjunker under noll, vilket i praktiken leder till att inget vatten alls avleds mellan november och mars. Fastän vattnets uppehållstid i Muonio älv är kort är vattenmängden i Muonio älv så stor att det avledda vattnet från Kaunisvaara bedöms ha blandats in helt innan det når platsen där vattnet från Hannukainen släpps ut. Utsläppen är som störst i maj-juni, då mest vatten avleds till Muonio älv. Då kommer de kumulativa effekterna från gruvorna i Hannukainen och Kaunisvaara att synas i form av ökad sulfathalt (tabell 11-1); en sulfathalt på 15 mg/l överskrider bolagets eget varselvärde som är 3,8 mg/l. Halten ligger dock betydligt under larmvärdet som är 65 mg/l. Halterna av andra vattenkvalitetsvariabler stiger inte över varsel- eller larmvärdena. Tabell 11-1 Kumulativa effekter av projekten i Hannukainen och Kaunisvaara vid lågvattenföring i Muonio älv. Laxens lekplatser i Muonio älv är inte kända, men man kan bedöma att konsekvenserna för laxen blir små, eftersom största delen av vattnet från Kaunisvaara släpps ut i samband med vårflödet, då leken och kläckningen inte pågår. Nedanför platsen där vattnet från Hannukainen släpps ut i älven överskrids endast bolagets eget varselvärde för sulfat; detta bedöms inte ha någon negativ inverkan på laxen eller på öringen som vandrar upp till mindre åar för att leka, eftersom vattenföringen i Muonio älv är så stor att även det avledda vattnet från Hannukainen snabbt blandas med vattnet i Muonio älv. De kumulativa effekterna tillsammans med projektet i Kaunisvaara blir därför små eller obefintliga. De kumulativa effekterna av projekten i Kaunisvaara och Hannukainen når inte heller fram till platsen där Torne älv och Muonio älv rinner samman, vilket sker cirka 10 kilometer nedströms från platsen där vattnet från Hannukainen släpps ut i älven.

Skogsbruk I Lapplands län utgör myrarnas andel av den skogsmark som används för skogsbruk 27 % och därav är 78 % dikad. Under åren 2012 2015 hade Lapplands skogscentral som mål att öka mängden iståndsättningsdikningar med något över 10 000 hektar inom hela Lappland, vilket är dubbelt så mycket som det som dikades under föregående period. Den största konsekvensen av iståndsättningsdikning är belastning av fast substans. Dessutom löses järn, aluminium, kväve, fosfor och kalium ut i dikesvattnet. De skadliga ämnen, frånsett fast substans, som frigörs i samband med gruvprojektet i Hannukainen är inte desamma som frigörs vid en iståndsättningsdikning. Därför bedöms de kumulativa effekterna bli små. Klimatförändringen Klimatförändringen och den uppvärmning av vattnet som den medför kan vara till skada för höstlekande fiskars reproduktion. I synnerhet sommartemperaturerna påverkar förhållandena mellan arter som är anpassade till kallt respektive varmt vatten. Då klimatet blir varmare kommer förekomsten av kallvattenlevande laxfiskar och röding att minska, medan gös och mörtfiskar drar nytta av varmare klimat. Om gruvprojektet genomförs kommer det inte att höja vattnets temperatur, och vattenkvaliteten eller -mängden kommer inte att påverkas i betydande omfattning, om åtgärder har vidtagits för att lindra konsekvenserna. Därför bedöms de kumulativa effekterna bli små. Ylläs avloppsreningsverk Ylläs centralreningsverk ligger vid norra änden av bassängen i Rautuvaara. Avloppsvattnet pumpas från reningsverket till Rautuvaara gamla råvattenbassäng, där det kemiskt behandlade avloppsvattnet eftersedimenteras. Det renade avloppsvattnet leds från eftersedimenteringsbassängen via ett utloppsrör under maj oktober till Niesajoki. Dit avleds cirka 1,3 milj. m 3 vatten per år. Mest vatten avleds i maj augusti, då vattenmängden blir cirka 270 000 m 3 /mån. Utgående från den teknisk-ekonomiska genomförbarheten har en aktivslamprocess valts som reningsverksprocess. Nuvarande och kommande processenheter presenteras i tabell 11-2. Tabell 11-3 visar avloppsreningsverkets uppskattade belastning under de följande 30 åren. Tabell 11-2 Nuvarande processenheter samt processenheter som ska läggas till fram till år 2020 respektive 2040 vid Ylläs avloppsreningsverk. 54 Nuvarande processenheter Inloppspumpning Förbehandling Kemisk behandling Biologisk behandling Slambehandling Processenheter som ska läggas till fram till år 2020 Nya luftningsbassänger, 3 linjer Nya eftersedimenteringsbassänger, 3 linjer Ny slamförtjockningsbassäng Ny slamskruvtorkare, 1 st UV-desinficering, 1 st Effektiverad kemikalisering Ny processhall Processenheter som ska läggas till fram till år 2040 Nya luftningsbassänger, 2 linjer Nya eftersedimenteringsbassänger, 2 linjer Ny slamförtjockningsbassäng, 1 linje Ny slamskruvtorkare, 2 st UV-desinficering, 1 st Effektiverad kemikalisering Ny processhall

Tabell 11-3 Belastning av Ylläs och Kolaris avloppsreningsverk samt prognostiserad belastning fram till år 2040. Ylläs och Kolari Enhet 2010 2020 2030 2040 Invånare som hör till avloppssystemet, pers. 700 900 1 100 1 300 Ylläs Invånare som hör till avloppssystemet, pers. 1 400 1 400 1 400 1 400 Kolari Invånare i Saaripudasområdet pers. 0 300 400 400 Antal bäddplatser inom turismen i området st 23 000 30 000 40 000 50 000 Specifik vattenförbrukning, boende l/pers/d 130 130 130 130 Specifik vattenförbrukning, bäddplatser l/st/d 80 80 80 80 Hushållsavloppsvatten totalt m3/d 273 338 377 403 Avloppsvatten från turistcentra, användningsgrad m3/d 184 240 320 400 10 % Avloppsvatten från turistcentra, användningsgrad m3/d 1472 1920 2560 3200 80 % Avloppsvatten från turistcentra, användningsgrad m3/d 1840 2400 3200 4000 100 % Slam från slambrunnar m3/d 9 11 12 12 Läck- och dagvatten, i genomsnitt m3/d 366 340 350 280 Läckvattenprocent % 44 37 33 26 Avloppsvattenmängd totalt, användningsgrad m3/d 832 929 1059 1095 10 % Avloppsvattenmängd totalt, användningsgrad m3/d 2120 2609 3299 3895 80 % Avloppsvattenmängd totalt, användningsgrad m3/d 2488 3089 3939 4695 100 % Största avloppsvattenflöde m3/d 5310 6300 7200 7700 BOD-ATU, användningsgrad 10 % kg/d 255 323 390 450 BOD-ATU, användningsgrad 80 % kg/d 1060 1373 1790 2200 BOD-ATU, användningsgrad 100 % kg/d 1290 1673 2190 2700 Total fosfor, användningsgrad 100 % kg/d 63 82 107 133 Totalt kväve, användningsgrad 100 % kg/d 351 456 601 743 Fast substans, användningsgrad 100 % kg/d 1827 2367 3093 3807 Personekvivalenter, pers.ekv. inv.enh. 15143 19607 25571 31429 Belastningen av vattendragen prognostiseras förbli låg tack vare effektiv rening och den kommer att öka högst i proportion till ökningen av den inkommande belastningen. En uppskattning av belastningen från avloppsreningsverket år 2020 presenteras i tabell 11-4. Tabell 11-4 Vattendragsbelastning av det avloppsvatten som kommer till avloppsreningsverket och av det renade avloppsvattnet i en situation som motsvarar aktivslamprocessens dimensionering år 2020. Inkommande Till vattendraget mg/l kg/a Reduktionskg/d kg/d % BOD 7ATU 1 350 20,3 7,9 7 410 98,5 P tot 80 1,2 0,5 438 98,5 NH 4 -N 338 308 119 112 420 10 N tot 450 315 123,5 114 975 30 Fast substans 2 300 23,0 9,0 8 395 99 55

Renat avloppsvatten avleds till Niesajoki endast under perioden maj oktober, varvid vattenföringen i älven ökar. Då är avloppsvattnets inblandningsförhållanden något bättre och orsakar mindre olägenheter för vattendraget och dess influensområde. Näringshalterna i Niesajoki stiger på grund av avloppsvattnet som avleds till älven, men när de når älvens nedre lopp har de minskat. Niesajoki och Muonio älv Torne älv är som vattendrag huvudsakligen fosforbegränsade, vilket innebär att avloppsreningsverket inte har behov av någon särskild kvävereduktion (beträffande kvävereduktionen är reningsmålet 30 40 %). Konsekvenserna av det renade avloppsvattnet från avloppsreningsverket kan anses vara ganska små med tanke på vattenkvaliteten i området där vattnet avleds, eftersom avloppsvattnets utspädningsförhållande vid utsläppsområdet i Niesajoki är minst 1:20. Avloppsvattnets temperatur i Kolariområdet är kontinuerligt under +12 o C och på vintern cirka +4 o C. 56 Av den fasta substansen samlas 99 % upp innan den når Niesajoki, vilket innebär att grusbottnarna där fiskarna brukar leka inte drabbas av igenslamning och påverkan av fast substans kumuleras inte heller tillsammans med påverkan från projektet i Hannukainen. Vattnet som avleds till Niesajoki är också alltid kallt, så primärproduktionen i älven väntas inte öka från nuvarande nivå. Största delen av vattnet från reningsverket leds till Niesajoki under tider då lek och yngelkläckning inte pågår. Mängden vatten som avleds från avloppsreningsverket till Niesajoki kan under de följande 30 åren med 100 % användningsgrad fördubblas, vilket kan innebära en liten positiv konsekvens för tillståndet i Niesajoki. Totalt sett bedöms konsekvenserna för Niesajoki och Muonio älv dock bli små och inga kumulativa effekter tillsammans med projektet i Hannukainen uppstår.

57 12. SAMMANDRAG Konsekvenserna för direktivnaturtyperna och -arterna blir på alla Naturaområden som ingår i bedömningen huvudsakligen små eller högst måttliga, då åtgärder för att lindra konsekvenserna har vidtagits. Till följd av byggnationen förloras bäcken Laurinoja, som hör till direktivnaturtypen, samt dess lokala öringbestånd. Konsekvenserna för laxen och havsöringen under byggtiden är begränsade till de nedre delarna av Valkeajoki och Kivivuopionoja. På bottnen av dem kan fast substans, som försämrar ynglens och rommens livsmiljö, sedimenteras innan vattenbehandlingsåtgärderna har tagits i bruk. Vibrationerna från sprängningarna kan också i någon mån påverka livsdugligheten hos laxens och öringens yngel och rom. Efter att vattenbehandlingssystemen har tagits i bruk duger övre delen av Niesajoki inte mera som lekplats för det lokala öringbeståndet, men området är redan i nuläget vattenfattigt och endast älvens mellersta och nedre delar är lämpliga lekplatser för öring. Konsekvenserna för uttern bli små efter att åtgärderna för att mildra konsekvenserna har vidtagits. Betydande kumulativa effekter tillsammans med andra projekt eller planer bedöms inte uppkomma. Efter att gruvdriften har upphört kan betydande konsekvenser för vattendraget undvikas genom fortsatt vattenbehandling och genom att hålla rörledningen till Muonio älv i användning. De viktigaste vattenbehandlingsmetoderna efter stängningen är neutralisering av surt vatten med kalk samt täckning av områden med hög svavelhalt med geomembran. Om rörledningen till Muonio älv hålls i användning blir konsekvenserna för områdets vattenbalans mera långvariga än vad man ursprungligen hade tänkt. Om rörledningen tas ur bruk kan en eventuell olycka leda till att det kommer ut skadliga ämnen i områdets vattendrag, vilket försämrar vattendragens kemiska tillstånd samt laxfiskarnas förutsättningar att leva och leka i områdets älvar. Konsekvenserna av projektets alternativ ALT 4 för Niesaselkä Naturaområde och Naturaområdet Torne och Kalix älvsystem är som helhet små och konsekvensen för Naturaområdet Torne älv Muonio älvs vattensystem blir måttligt negativ. Uppkomsten av betydliga konsekvenser kan förhindras med åtgärder för att lindra de skadliga konsekvenserna i sådan omfattning att vattenkvaliteten eller -mängden i områdets älvar och bäckar inte påtagligt förändras. Dessa åtgärder beslutar man om i stängningsplanen som uppdateras under driften med fem års mellanrum. Som helhet kan man bedöma att en lindring av de skadliga konsekvenserna kan ske på ett sätt som gör att projektet inte orsakar en sådan betydelsetröskel som avses i naturvårdslagen 65. Lahtis 13.6.2014 Jaana Hakola enhetschef Tarja Ojala gruppchef

58 KÄLLOR Alakangas, E. 2000: Suomessa käytettävien polttoaineiden ominaisuuksia. VTT:s meddelanden 2045. 172 s. Otavamedia Oy. ANZECC (2000). National water quality management strategy. Paper No. 4. Australian and New Zealand Guidelines for Fresh and Marine Water Quality. Volume 1. The Guidelines. (Chapters 1-7). October 2000. Australian and New Zealand Environment and Conservation Council. Artdatabanken, utter, http://www.slu.se/artdatabanken/ Ekholm, M. 1993: Suomen vesistöalueet. Vatten- och miljöförvaltningens publikationer, serie A 126. Farmer, A., M. 1993: The effects of dust on vegetation A review. Environmental pollution 79:63-75. Gustafsson, E. & Korpelainen, H. (toim.) 2002: Natura 2000 -alueiden hoito ja käyttö. Suomen ympäristö 597. 88 s. Hamari, S. & Savolainen, M. 2011: Äkäsjoen vesistön raakkuselvitys 2011. Lapin vesitutkimus Oy. 15 s. Hanski, M. 2000: Jokien rakenteellisen tilan arviointi. Taustaa EU:n vesipolitiikan puitedirektiivin toimeenpanolle Suomen virtavesissä. Suomen ympäristö 379. 86 s. ICES. 2011. Study Group on data requirements and assessment needs for Baltic Sea trout (SGBALANST), 23 March 2010 St. Petersburg, Russia, By correspondence in 2011. ICES CM 2011/SSGEF:18. 54 pp. Ilmonen, J., Luotonen, H. & Korpelainen, H. 2013: Vesipuitedirektiivin sekä luonto- ja lintudirektiivien yhteensovittaminen. VPD-luontodirektiivien yhteensovittamisen ohjeistus 15.10.2013. 19 s. http://www.ymparisto.fi/download/noname/%7b19ffb262-703f-4829-91fd- 509D50A16FDA%7D/92501, viitattu 18.1.2014. Karttunen, K. & Airaksinen, O. 2001: Natura 2000 luontotyyppiopas. 2. korjattu painos. Ympäristöopas 46. 194 s. Keskimölö, A. & Väisänen, R. 2012: Lapin metsäohjelma 2012-2015. Laatupaino Oy, Vihanti. Kiuru & Rautiainen Oy 2011: Ylläksen jätevedenpuhdistamo, ympäristölupahakemus. Ylläksen yhdyskuntatekninen huolto Oy. 57 s. Kiuru & Rautiainen Oy 2012: Ylläksen jätevedenpuhdistamo, ympäristölupahakemuksen täydennys. Ylläksen yhdyskuntatekninen huolto Oy. 9 s. Lapplands närings-, trafik- och miljöcentral 2009: Tornionjoen vesienhoitoalueen toimenpideohjelma pintavesille vuoteen 2015. Tornionjoen vesienhoitoalue 2009. Lapplands närings-, trafik- och miljöcentral 2011: Natura-tietolomakkeet, Niesaselkä ja Tornionjoen-Muonionjoen vesistöalue. Lapin Vesitutkimus Oy 2007: Kolarin ja Pajalan kaivoshankkeiden kalastoselvitykset. Northland Mines Oy. 67 s. Lapin Vesitutkimus Oy 2008a: Stora Sahavaaran, Tapulin, Hannukaisen, Rautuvaaran ja Äkäsjokisuun alueiden vesistöjen perustilaselvitys. Northland Resources Inc. 121 s. Lapin Vesitutkimus Oy 2008b: Tutkimus Kolarin alueen vesiselkärangattomista. Northland Mines Oy. Lapin Vesitutkimus Oy 2011: Kolarin ja Pajalan kaivoshankealueiden saukkokartoitus 2011. Northland Resources SA.

59 Lapin Vesitutkimus Oy 2011: Äkäsjoen vesistön raakkuselvitys 2011. Northland Resources SA. Lapin Vesitutkimus Oy 2012: Kolarin kaivoshankkeen kalastoselvityksiä vuodelta 2011. Northland Mines Oy. 18 s. Lapin Vesitutkimus Oy 2012: Kolarin kaivosalueiden pohjaeläinselvitys 2011. Northland Mines Oy. Lauhanen, R. & Ahti, E. 2000: Kunnostusojituksella kestävään suometsien kasvatukseen. Metsätieteen aikakauskirja 2:308-315. Louhi, P. & Mäki-Petäys, A. 2003: Elämää soraikon ulkopuolella ja sisällä - lohen ja taimenen kutupaikan valinta sekä mädin elinympäristövaatimukset. Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitos. Kalatutkimuksia 191. 23 s. Forststyrelsen 2008: Raakun esiintyminen Tornionjoen vesistössä. Kärkipaino Oy, Helsinki. Forststyrelsen 2011: Biotooppi-, kuvio- ja puustoaineisto. Plock ur databasen 28.3.2011. Mitikka, S. 2013: Pintavesien yleinen käyttökelpoisuusluokitus. SYKE. 17 s. Mähönen, O. 2002: AMAP II - Lapin ympäristön tila ja ihmisen terveys. Suomen ympäristö 581. 139 s.nedwell et al 2004: Fish and Marine Mammal Audiograms: A summary of available information. Subacoustech Report ref: 534R0214, http://www.subacoustech.com/information/downloads/reports/534r0214.pdf OIVA 2014. Miljö- och geoinformationstjänsten OIVA. Miljöförvaltningen. Pöyry 2013: Hannukaisen kaivoksen ympäristölupahakemus, luonnos. Northland Mines Oy. 125 s. Pöyry Environment Oy 2008: Pajalan ja Kolarin rautakaivoshankkeet. Maaperän ja pohjaveden perustilaselvitys, Lopullinen raportti. Northland Exploration Finland. Pöyry Environment Oy 2008: Pajalan ja Kolarin rautamalmihankkeet, Ilman ja ilmaston perustilaselvitys. Northland Exploration Finland Oy. Pöyry Finland Oy 2010: Hannukaisen rautakaivoshanke. Ympäristövaikutusten arviointiohjelma. Northland Mines Oy. Pöyry Finland Oy 2013: Hannukaisen kaivoshanke luvitusvaihe, vesienhallinta ja käsittely. Northland Mines Oy. 92 s. Pöyry 2014: Kaunisvaaran ja Hannukaisen kaivoshankkeen kumulatiiviset vaikutukset. Northland Mines Oy. 10 s. Ramboll Finland Oy 2011: Pohjavesialueluokitusten tarkistus. Hannukaisen kaivoshanke, Kolari. Ramboll Finland Oy 2012: Valkeajoen ja Niesajoen ekologinen luokitus. Northland Mines Oy. Ramboll Finland Oy 2012: Hannukainen iron mine project. Dust dispersion modelling. Norhland mines Oy. 12 s. Ramboll Finland Oy 2013: Noise dispersion modelling. Hannukainen iron mine project Environmental impact assessment. Ramboll Finland Oy 2013: Vibration study. Hannukainen iron mine project Environmental impact assessment. Ramboll Finland Oy 2013: Kaivoksen sulkemissuunnitelma. Northland Mines Oy. Ramboll Finland Oy 2013: Hannukaisen kaivoshanke. Ympäristövaikutusten arviointiselostus. Northland Mines Oy. 689 s. Rassi, P., Hyvärinen, E., Juslén, A. & Mannerkoski, I. (toim./eds.) 2010: Suomen lajien uhanalaisuus Punainen kirja 2010. Ympäristöministeriö & Suomen ympäristökeskus, Helsinki. 685 s.

60 Rikki, http://www.metla.fi/metinfo/metsienterveys/lajit_kansi/abrikk-n.htm SRK Consulting (UK) Limited 2013: Hydrological Impact Assessment for the Hannukainen Iron Ore-Copper-Gold Project, Phase 2. Prepared fro Northland Mines Oy. UK4970. SRK Consulting (UK) Limited 2013: Hannukainen impact mitigation. Northland Mines Oy. 108 s. Suomen raportti EU:n komissiolle luontodirektiivin toimeenpanosta kaudelta 2001 2006, Fennoskandian luonnontilaiset jokireitit (3210). Suomen raportti EU:n komissiolle luontodirektiivin toimeenpanosta kaudelta 2001 2006, Saukko (1355). SYKE 2012: Vesistömallijärjestelmä. Suomen ympäristökeskus. Tahvanainen-Puro, A., L. Viitala, D. Lundvall, G. Brännström & L. Lundstedt (2001). Tornionjoki vesistön tila ja kuormitus. Alueelliset ympäristöjulkaisut 95. Lapin ympäristökeskus. Typpidioksidi, http://www.metla.fi/metinfo/metsienterveys/lajit_kansi/abtypp-n.htm

Bilaga 1 Genomsnittlig kvalitet på vattnet som avleds till Muonio älv under olika verksamhetsår. 61

UK5511_HANNUKAINEN IMPACT MITIGATION Uppdragsgivare Northland Mining Oy DETTA ÄR EN AVSKRIFT KOPIA AV ORIGINALRAPPORTEN: UK5511_HANNUKAINEN IMPACT MITIGATION Rapporten har gjorts av SRK Consulting (UK) Limited UK5511 changed the report name to work with the local application script 03.06.13

Detaljer UPPHOVSRÄTT OCH ANSVARSFRIHETSKLAUSUL Upphovsrätten (och övriga tillämpade immaterialrättigheter) till detta dokument och de uppgifter och modeller som bolaget SRK Consulting (UK) skapat tillhör bolaget SRK Consulting (UK) Limited ( SRK ) och de skyddas av lagarna som gäller internationell upphovsrätt och andra lagar. Upphovsrätten till dokumentets delar, som till bilder, ägs och reserveras av upphovsrättsägaren så som det meddelas i dokumentet. Detta dokument får inte användas eller hänvisas till i något annat syfte än det som det gjorts upp för, och SRK ansvarar inte för några förluster eller skador som en sådan användning eller ett hänvisande kan orsaka. Om den som fått detta dokument vill använda innehållet i detta dokument i något annat syfte än för vilket dokumentet gjorts upp, eller för att skaffa finansiering från tredje part, så ska mottagaren i det fall att dokumentet inte används för detta syfte i sin helhet innan användning presentera en skiss på alla sina rapporter eller dokument som kan inkludera något av innehållet i detta dokument för granskning av SRK så att SRK kan kontrollera att saken presenteras på ett sätt som korrekt och rimligt beskriver resultaten SRK fått eller de slutsatser som dragits. Användningen av detta dokument regleras strikt av de villkor som SRK ställt upp för sin kund som mottagare av detta dokument, och ifall SRK inte separat överenskommit annat, så ges inga rättigheter åt tredje part. Detta dokument kan förmedlas åt tredje part endast i sin helhet sådant som SRK har producerat det, och det får inte kopieras eller spridas offentligt (i helhet eller i delar) eller i någon redigerad, förkortad eller i övrigt förändrad form utan SRK:s uttryckliga skriftliga tillåtelse. Inga arbeten av andra upphovsrättsägare kan separeras från detta dokument, användas eller kopieras för något annat syfte än som delar av det hela dokumentet så som SRK har licensierat det. Om detta dokument avslöjas eller förmedlas åt någon tredje part har denna tredje part ingen rätt att lita på någon information, några garantier eller presentationer som detta dokument kan innehålla och dokumentmottagaren bör ersätta SRK alla krav, förluster och kostnader som SRK kan orsakas i förhållande till dessa tredje parter. SRK Consulting (UK) Limited 2013 SRK Legal Entity: SRK adress: SRK Consulting (UK) Limited 5 th Floor Churchill House 17 Churchill Way City and County of Cardiff, CF10 2HH Wales, Storbritannien. Datering: December, 2013 Projektnummer: UK5511 SRK:s Projektchef: Rob Bowell Företagskonsult, Geokemi SRK:s Projektchef: Andrew Barnes Äldre konsult, Geokemi Kundens juridiska Northland Mining Oy person: Kundens adress: Northland Resources Oy, Asematie 4, UK5511- Kolari FI-95900, Finland. HANNUKAINEN_IMPACT_MITIGATION_FINAL_REPORT_VERSION_15_SVE VERSION 060313 JOULUKUU, 2013

Innehållsförteckning Huvudrapport Innehållsförteckning 1 INLEDNING...1 1.1 Tillämpningsområde... 1 1.2 Tidigare arbeten... 1 2 BAKGRUNDSUPPGIFTER...2 2.1 Förekomstens läge... 2 2.2 Klimat... 3 2.3 Geologi... 4 2.3.1 Regional Geologi... 4 2.3.2 Lokal geologi... 5 2.4 Mineralisering... 6 2.5 Förändring... 6 2.6 Geokemisk beskrivning... 8 2.7 Hanteringsstrategi för gråberget... 9 2.8 Hydrologi... 11 2.9 Lokala dränerings- och avrinningsegenskaper... 11 2.10 Bedömning av de hydrologiska konsekvenserna och målsättningen för vattenkvalitetens utveckling... 11 3 FÖRORENINGENS OBJEKT OCH TRANSPORT OCH DEN NUVARANDE BASNIVÅNS LINDRING...14 3.1 Hannukainen... 14 3.1.1 Gruvans livscykel (LOM)... 14 3.1.2 Efter stängning... 15 3.2 Rautuvaara... 16 4 NUMERISK MODELLERING...18 4.1 Presentation... 18 4.2 WRD och dagbrottsjöarna efter att Hannukainen stängs... 18 4.2.1 Konceptuell modell... 18 4.2.2 Modelleringens faser... 20 4.2.3 Kemikalisk belastning från gråberget... 21 4.2.4 Användning av resultaten från NAG-testerna... 21 4.2.5 Gråbergets massa i ton... 22 4.2.6 Dimensioneringskoefficienter... 23 4.2.7 Kemiska dimensioneringskoefficienter... 23 4.2.8 Fysiska dimensioneringskoefficienter... 25 4.2.9 Modellering av WRD:n för lös jord... 28 4.3 Infiltration på deponiområdet... 28 4.4 Modelleringens metodologi... 29 4.4.1 Mineralogisk kontroll av lösningarnas frigörning... 29 SIDA I / II

Innehållsförteckning Huvudrapport 4.4.2 Källtermer för Hannukainens WRD och dagbrottsjön... 31 4.5 Modellering för Rautuvaaras anrikningssandsbassänger... 32 4.6 Utspädningskalkyler för floderna... 33 4.6.1 Hannukainen... 33 4.6.2 Rautuvaara... 33 5 JÄMFÖRELSE AV LINDRINGSMODELLENS RESULTAT...35 5.1 Äkäsjoki Konsekvenser från Hannukainens gruvobjekt... 35 5.2 Niesajoki Konsekvenser från anrikningssandbassängen i Rautuvaara... 42 6 BEHANDLING AV LINDRINGSALTERNATIVEN...45 6.1 Neutralisering av sura lakvatten... 45 6.2 Användning av geosyntetiskt/planerat tätskikt... 46 6.2.1 Neutralisering av Hannukainens dagbrottsjö / behandling av utsläppsvattnet från dagbrottsjön... 46 6.2.2 Tillägg av kalksten i deponiområdet... 47 6.3 Fortsatt (evig) aktiv behandling... 48 6.4 Alternativa koncept och lindringsalternativ... 48 6.5 Dagbrottsjöns sedimentering... 48 7 SAMMANDRAG OCH SLUTSATSER...49 7.1 Konsekvenser på Äkäsjoki... 49 7.2 Konsekvenser på Niesajoki... 50 8 REKOMMENDATIONER...53 9 KÄLLFÖRTECKNING...54 SIDA II / II

UK5511_HANNUKAINENS KONSEKVENSLINDRING 1 INLEDNING SRK Consulting (UK) Limited ( SRK ) är intressebolaget i koncernens internationella holdingbolag SRK Consulting (Global) Limited ( SRK Group ). Northland Mines Oy ( Northland, senare Bolaget eller Kunden ) har bett SRK att förbereda en kvantitativ bedömning av möjliga åtgärder som förminskar konsekvenserna på vattenkvaliteten som produceras då den föreslagna järnmalmsgruvan i Hannukainen ( Hannukainens projekt ) som ligger i republiken Finland ( Finland ) utvecklas. 1.1 Tillämpningsområde Under utvecklandet av detta projekt har följande tillämpningsområden konstaterats, Identifierande av möjliga lindringsalternativ för de förutsedda vattenkvalitetskonsekvenserna i Hannukainens gruvområde och i Rautuvaaras anrikningssandsområde. För att förutse hur effektiva de föreslagna lindringsalternativen kan vara har man gjort en numerisk modellering genom att jämföra dagbrottssjöns och vattendragens kalkylerade vattenkvalitet med ett utsett objekts särskilda Vattenkvalitetsmål (WQO) som man planerat i den tidigare Hydrologiska konsekvensbedömningen (HKB) som utförts av SRK (SRK, 2013). Att dokumentera undersökningarnas fynd i förhållande till använda lindringsmetoder, de använda modelleringsmetoderna och forskningsresultaten. Att ge slutsatser och instruktioner för att uppnå en förenlig/anpassbar vattenkvalitet. 1.2 Tidigare arbeten Dokument uppgjorda av SRK som gäller detta arbete: SRK 2011. Hannukainen historic waste rock dump sampling report. SRK Consulting (UK) Ltd. August 2011. SRK 2012. Rautuvaara historic tailings and waste rock sampling report. SRK Consulting (UK) Ltd. July 2012. SRK 2013. Hannukainen DFS waste rock Acid Rock Drainage and Metal Leaching Characterisation Report. SRK Consulting (UK) Ltd. December 2013. SRK 2013. Hannukainen and Rautuvaara Hydrological Impact Assessment Report. SRK Consulting (UK) Ltd. SRK 2013. Rautuvaara Historic tailings and waste rock ARDML geochemical Characterisation Report. SRK Consulting (UK) Ltd SRK 2013. Hannukainen DFS hydrogeological report. SRK Consulting (UK) Ltd. SRK 2013. Hannukainen DFS waste rock dump design report. SRK Consulting (UK) Ltd. I detta arbete hänvisas dessutom till följande: Eriksson, N 2012. Hannukainen DFS tailings geochemical characterisation report. 1 Registered Address: 21 Gold Tops, City and County of Newport, NP20 4PG, Wales, United Kingdom. SRK Consulting (UK) Limited Reg No 01575403 (England and Wales) Group Offices: Africa Asia Australia Europe North America South America

Huvudrapport 2 BAKGRUNDSUPPGIFTER 2.1 Förekomstens läge Hannukainens förekomst av järnoxid-koppar-guld (IOCG) ligger i norra Finland cirka 100 km norr om polcirkeln och cirka 25 km nordost om Kolari. Förekomsten består av Hannukainens huvudförekomst och dess nordliga utvidgning, Kuervitikkos förekomst. Båda är delar av ett kluster på två långformade magnetitförekomster som ligger i Pajala och Kolari malmområden, dvs. i Sverige respektive i Finland (Bild 2-1). Hannukainen projektets sammanlagda uppmätta och påvisade dagbrottsresurs är 133 Mt till sin storlek varav 31,7 % är järn, 0,18 % koppar och 104 ppb guld (i huvudsak som inklusion i kopparkiset). Projektområdet ligger i ett böljande område med låga ytformationer. Detta landskap i området i norra Finland har frusit under den senaste istiden och bildat grunda sjöar och omfattande lågland med myrar. Glaciärerna nötte breda dalar i marken i den riktning de rörde sig och lämnade låga kullar efter sig som består av de hållbaraste stenarna och som innehåller järnmineraliserade litologier. Största delen av området täcks av istidens morän och sandar, de lägre områdena har ett varierande torvtäcke. Kullarna och delar av dalarna är förskogade, det växer mest björkar, tallar och granar. SIDA 2 / 56

Huvudrapport Bild 2-1: Läget för Hannukainens förekomst. 2.2 Klimat Finland hör i sin helhet till en blid zon med barrträd-blandskog, med typiska kalla och våta vintrar där den varmaste månadens medeltemperatur inte är under 10 C och där den kallaste månadens medeltemperatur inte är över -3 C. Finlands medeltemperatur är många grader högre än i andra områden på samma breddgrader, så som Sibirien och södra Grönland. Temperaturhöjningen beror på Östersjön, på inlandets vatten och framför allt på luftströmmarna från Atlanten som värmts upp av Golfströmmen. Regnmängderna är ofta måttliga hela året, och snö täcker landet i medeltal 183 dagar om året. Snöns maximala djup på 0,6 1,2 m nås under mars månad. Ytvattendragen (kärren, sjöarna och floderna) är alla frusna under vintern och är frusna cirka 4-5 månader årligen. Det är typiskt för området att den årliga avdunstningen och den egentliga regnmängden (avrinning och infiltrering) är motsvarande 72 % och 28 % av regnmängden. Den årliga genomsnittliga nederbörden som Sveriges meteorologiska och hydrologiska institut har uppmätt mellan åren 1961 och 2007 på väderstationen nära Kaunisvaara är 530 mm. Nederbördsstatistiken i samma databas innehåller årliga maximi- och minimivärden, 695 mm (1992) och 369 mm (1968). SIDA 3 / 56

Huvudrapport De största regnmängderna faller i juli (67 mm) och i augusti (62 mm) och de mindre regnmängderna faller i februari (23 mm), mars (23 mm) och i april (21 mm). Snödjupet är störst i mars (i genomsnitt 70 cm) och snötäcket varar från oktober/november till april/maj (se Bild 2-2). 80 Temp Precipitation 20 Precipitation and Evaporation (mm) 70 60 50 40 30 20 10 0 15 10 5 0-5 -10-15 Temperature (C) Jan Feb Mar Apr May Jun Jul Aug Sep Oct Nov Dec Bild 2-2: Den årliga variationen i de måntaliga regnmängderna och temperaturerna, som SMHI har definierat för Kaunisvaara (1961-2007). 2.3 Geologi 2.3.1 Regional Geologi Förekomsten i Hannukainen ligger på den Fennoskandiska skölden som är Europas största bara prekambriska jordskorpa och som täcker största delen av Sverige och Finland samt betydande delar av nordvästra Ryssland. Skölden består av tre arkaiska kratoner (Norrbotten, Karelen och Kolahalvön) som bildades genom en kollision i början av den proterozoiska perioden. Förekomstens regionala geologi presenteras i Bild 2-3. SIDA 4 / 56

Huvudrapport Bild 2-3: Kolari-Pajala-områdets regionala geologi (Källa: Northland) 2.3.2 Lokal geologi Hannukainens förekomst påvisar flera typiska egenskaper för järnoxid-koppar-guld (IOCG) - förekomster, som nyligen omfattande erkänts som en malmförekomst i världsklass (Hitzman m.fl. 1992). Mineraliseringens läge har en kraftigt begränsad strukturalitet: järn-koppar-guldmalmlinserna ligger i en kurva på en mineraliserad landhöjningszon (Hitzman m.fl. 1992). Den lokala geologin består i huvudsak av intrusion, metasediment och metavulkanisk sten. Gruvdistriktets östra del består av Karelska kratonens paleoproterozoiska suprakrustala stenar. Dessa består i huvudsak av kvartsit, fyllit och glimmerskiffer som sluttar lätt mot väst och som tillhör Sodankylägruppen, ovanpå vilka ligger yngre amfiboliska metasediment så som dolomitmarmor och svartskiffer som hör till Savukoskigruppen. Gruvdistriktets västra del baseras på Norrbottens kratons yngre Haparandaserie som i huvudsak består av monzonit och dioritintrusioner. Kolari landhöjningszon (KTZ) ligger mellan Norrbotten och Karelens kratoner och består av IOCG-mineraliseringen som ligger inne i de kratoinska stenarna som är belägna ovan och under den. Inne i och nära mineraliseringszonerna är berget kraftigt förskiffrat och skuret. Värdstenens metasomatiska förändring formade skarnsten i närheten av denna skadande kontakt. IOCG-mineraliseringen ligger inuti denna skarnsten. En konceptuell skiss om Hannukainens förekomst presenteras i Bild 2-4. SIDA 5 / 56

Huvudrapport 2.4 Mineralisering De mineraliserade linserna är belägna inuti skarnstenen som bildats genom metasomatisk formation nära kontaktzonens suprakrustala metavulkaniska stenar och mellan monozonitdiorit-intrusioner. Den dominerande värdstenen för järnmineraliseringar är klinopyroxen skarnsten med varierande mängder amfibol, magnetit, biotit, albit, skapolit, granat, kalcit och sulfider. Den primära oxidmineralen är magnetit, medan svavelkis, magnetitkis och kopparkis är de dominerande sulfidmineralerna. Små mängder av molybdenskimmer förekommer ställvis tillsammans med kopparkiset och lokalt guld har iakttagits i silikatgråberget, kopparkiset och magnetiten. Lokalt förekommer det i jordskikten som domineras av amfibolit, skapolit och granat inuti skarnstenen och de magnetitrika linserna, detta hänvisas till som magnetitskarnsten och järnmalm. Koppar-guldmineraliseringen förekommer allmänt i magnetitskarnstenarna samt i mindre omfattning i den omkringliggande lågkarbonatiga klinopyroxena skarnstenarna. 2.5 Förändring Allmänt taget är alla seriens stenar, förutom de yngsta graniterna, kraftigt förändrade. Förändringarna i Hannukainen presenteras i en bild som skalats till förekomstens skala och där man kan avläsa tre olika förändringszoner omkring malmmassorna samt både i takstenens och fotstenens värdsten. Förändringarna i helheterna varierar något beroende på den primära litologin, men de dominerande förändringsmineralerna kan allmänt beskrivas så här: Distala zonerna albit + skapolit Mellanzonerna biotit och K-fältspat Närzonen kännetecknade klinopyroxener, med varierande mängder magnetit, amfibolit och kalcit. Järnmalmen i sig uppvisar liknande förändringshelheter som den närbelägna förändringszonen. Största delen av sulfiderna förekommer i järnmalmen och den närbelägna förändringszonen, men både järn- och kopparsulfiderna finns regionalt i rikligt antal i förändrade stenar oberoende av förändringshelheten. SIDA 6 / 56

Huvudrapport Bild 2-4: Snittbild XS6300 där de geologiska enheterna och mineraliseringarna presenteras (Källa: Northland) SIDA 7 / 56

Huvudrapport 2.6 Geokemisk beskrivning Lakningspotentialen för gråberget från Hannukainens och Kuervitikkos förekomster bestämdes genom följande prover: Analys av flera grundämnen för att bestämma vilka grundämnen som förekommer i proverna i halter som kan visa sig vara potentiellt problematiska (baserat på jämförelse med den genomsnittliga rikligheten i jordskorpan). Avjoniserad vattenurlakning för att identifiera de tillgängliga parametrarna för gråbergsmaterialens omedelbara frigörelse under vittringsförhållanden på kort sikt. Väteperoxidurlakning för att påvisa den tillgängliga maximala frigörningen av potentiellt problematiska grundämnen som beror på sulfidernas oxidering. Testerna med flera grundämnen visade att svavel, koppar, kobolt, molybden, vanadin, nickel och uran är betydligt anrikade i jämförelse med grundämnenas genomsnittliga riklighet i jordskorpan. De största anrikningsnivåerna konstaterades förekomma hos måttligt till stora svavelmaterialarter (>0,1 % svavel) och att det finns en allmän korrelation mellan vissa problematiska grundämnen och svavelhalten i materialet. Å andra sidan betyder monzonitens låga svavelhalt (<0,1 %), den lågsvavliga amfiboliten och de lågsvavliga dioritmaterialen att det i denna typ av material allmänt förekommer liten anrikning av allmänt sett problematiska grundämnen. Undantaget är uran som konstaterats vara något förhöjt i alla material men särskilt i monzonit, och som i övrigt är närvarande i hela förekomsten i pegmatitvallarna och bildar cirka 5 % av helhetsavfallsmassan och separationen som inte noggrant kan definieras. Trots gråbergets förhöjda sulfid- och metallhalter frigjordes en korttidiga urlakning med avjoniserat vatten minimaliska lösningsbelastningar. Detta har att göra med materialets ovittrade karaktär, långsamma reaktivitet och sulfidernas massiva karaktär. Undantaget är uran som påvisats frigöras från materialet genom direkt urlakning. Trots den inledningsvis låga urlakningsfrigörelsen så pekar NAG-testernas resultat (där sulfiderna är helt oxiderade med väteperoxid) för måttligt- till högsvavliga material på att aluminium, kobolt, koppar, järn, mangan, nickel, uran, zink och sulfat har en förhöjd frigörelse. Således kan egenskaperna hos Hannukainens gråberg sammanfattas som följer: högre sulfidhalt högre produktion av sura lakvatten förhöjd urlakning av metaller förhöjd frigörelse av metaller. Urlakningsfrigörelsens potential sammanfattas i Tabell 2-1. Tabell 2-1: Urlakningsfrigörelsen i gråbergets deponeringsområden SIDA 8 / 56

Huvudrapport Typ av material Helhets avfall (Mt) Procentan del (%) PAF 188,9 42 % 2-4 NAF 181,6 41 % 6,5-8,5 Lösjord 75,0 17 % 5-7 Sammanlagt 366,4 100 % ph:s förutspådda variationsinervall Grundämnen som förutspås utlakas i halter som kan leda till negativa miljökonsekvenser Aluminium, kobolt, koppar, järn, mangan, nickel, uran, zink, sulfat Nitrat (endast LOM) Uran, mangan och sulfat Nitrat (endast LOM) 2.7 Hanteringsstrategi för gråberget Lokaliseringen av deponeringsområdena för gråberget från Hannukainen har bestämts utifrån behovet av att isolera de problematiska lakvattnens produktionspotential och det allra problematiska avfallets (dvs. PAF-avfallets) lakvatten för att simplifiera en möjlig behandling och lindringsåtgärder. För att lakvattnen från PAF-deponeringsområdet ska kunna isoleras placerades gråbergsdeponiområdena innanför grundvattnets avrinningsområde efter LOM och att Hannukainens tomma dagbrott stängs. WRD:ns lokalisering presenteras i Bild 2-5. SIDA 9 / 56

Huvudrapport Bild 2-5: Hannukainens WRD:ns lokalisering i förhållande till Hannukainens och Kuervitikkos dagbrott. SIDA 10 / 56

Huvudrapport 2.8 Hydrologi Hannukainen ligger i Torne älvs flodområde som sträcker sig från norra Sveriges och nordvästra Lapplands fjäll till Bottenviken. Dess grundare del utgör den södra delen av gränsen mellan Sverige och Finland. Torne älv är en av de få kvarvarande stora, oreglerade älvarna och den stöder östersjölaxens och havsöringens naturliga stammar (Puro- Tahvanainen m.fl. 2001). 2.9 Lokala dränerings- och avrinningsegenskaper Forskningsområdets största lokala flod är Äkäsjoki, som ligger söder och öster om förekomsten och som rinner sydväst mot Muonio älv. Floden rinner som närmast på cirka 200 meters avstånd från det planerade dagbrottet i Hannukainen. I närheten av objektet ligger även många mindre bifolder till Äkäsjoki, inkluderat Laurinoja direkt i öster och Valkeajoki (med bifloden Kivivuopionoja) och Kylmämaanoja i väster. I närheten av det föreslagna objektet finns dessutom tre sjöar, Hannukaisenjärvi och Pirttijärvi söder om Äkäsjoki och Saivojärvi på norrsidan (SRK, 2011b). 2.10 Bedömning av de hydrologiska konsekvenserna och målsättningen för vattenkvalitetens utveckling Som en del av processen kring de miljö- och sociala tillstånd som krävs av kunden för att utveckla förekomsten i Hannukainen har Northland gett SRK fullmakt att göra en Hydrologisk konsekvensbedömning (HKB) (SRK, 2013) som behandlar vattenkvalitetens konsekvenser i samband med följande gruvinfrastrukturer: Anrikningssandsbassängen samt svavelkis/magnetkis och LIMS-anrikningssandar Gråbergsdeponiområdena (lösjord, icke-syrebildande och möjligen syrebildande) Gruvvatten (både vattenavlägsnande under drift samt bildandet av dagbrottssjöar efter stängning) Allmän torkning av gruvområdet (Bild 2-6) I HKB-dokumentet har förutsetts hur vattenkvaliteten i Muonio älv och des bifolder Äkäsjoki, Kuerjoki, Kylmäjoki och Niesajoki kommer att bli utifrån de kalkylerade kemikaliebelastningarna. Den förutspådda vattenkvaliteten (kemikaliehalterna) i de drabbade floderna har bedömts genom att jämföra objektens Vattenkvalitetmål (WQO) som utvecklats för specifika vattendragsområden och genom att använda den tillämpade metodologi som beskrivs i miljöskyddsmyndigheten i Australien och Nya Zeelands (ANZECC) rekommendationer (ANZECC, 2000). ANZECC metodologin användes i utformandet av objektens vattenkvalitetmål eftersom det inte finns någon modern metodologi i EUlagstiftningen. De använda metoderna och utförda tillämpningarnas detaljer anges i HKBdokumentet (SRK, 2013). Två tröskelkriterier utvecklades: 1) Tröskelvärde (TV) Tröskelvärdena enligt ANZECC:s rekommendationer har ställts upp på 80 procent av uppgifterna om vattenkvalitetens utgångsläge. Att TV överskrids på vattenmedianen anses vara ett tecken på sådana avvikelser i grundnivåns förhållanden som kräver fortsatta undersökningar baserat på möjliga konsekvenser på vattenmiljön. Att TV överskrids anses inte vara en hänvisning på att kroniska eller akuta ekotoxiska konsekvenser kommer att iakttas, utan det är mer ett tecken på en betydande ökning i förhållande till basnivåns förhållanden som kräver fortsatta åtgärder för att definiera om de möjliga toxiska konsekvenserna kan realiseras.. 2) Insatsvärdet (AV) Insatsvärdena ställdes upp enligt Europas rekommendationer för sött ytvatten och om inga parametrar fanns att tillgå SIDA 11 / 56

Huvudrapport användes det strängaste värdet i ANZECC:s, Förenta staternas eller Kanadas vattenkvalitetrekommendationer. Även objektvisa avvikelser i basnivåns vattenkvalitet har beaktats i AV. Till exempel är järnhalterna i Finlands ytvatten ofta förhöjda över rekommendationshalterna på grund av organiska syrakomplex. I dessa fall sänktes AV enligt basnivåns uppgifter till 99 procent med två standardavvikelser. SRK utvecklade denna metodologi för att uttrycka en överskridning av ett specifikt vattenområdes naturliga variation och metoden förklaras i sin helhet i dokumentet SRK (2013). En överskridning av insatsvärdet pekar på att konsekvensen på vattenkvaliteten kan vara ekotoxisk och anses vara olämplig för användningssyftena i denna hydrologiska konsekvensbedömning (SRK, 2013). På grund av tillståndsförfarandet har Northland ombetts bevisa att alla förväntade överskridningar av AV kan lindras/hanteras på ett ändamålsenligt sätt så att de inte längre förväntas överskrida AV-värdena för vattenområdena i fråga. SIDA 12 / 56

Huvudrapport Hannukainens gruvområde och anläggning Rautuvaaras anrikningssandsbassäng Bild 2-6: Objektets detaljritning där vattenområdena och objektens placering syns. SIDA 13 / 56

3 FÖRORENINGENS OBJEKT OCH TRANSPORT OCH DEN NUVARANDE BASNIVÅNS LINDRING 3.1 Hannukainen 3.1.1 Gruvans livscykel (LOM) Föroreningarnas objektundersökningar för Hannukainens deponiområde har utförts baserat på utvärdering av grundvattnets flödesvektorer som definierades i Hannukainens DFS hydrogeologiska rapport (SRK, 2013b). Resultaten från denna analys presenteras i Bild 3-1 för modellerna i slutet av gruvans livscykel och i Bild 3-2 för modellen för ett stabilt läge efter stängning. Modelleringen har visat att under gruvans livscykel (LOM) så kommer allt lakvatten från PAFoch NAF-WRD:na att samlas in i sänkningstrattarna i Hannukainens och Kuervitikkos dagbrott och därifrån pumpas till vattenhanteringsanläggningen vid Rautuvaara. Endast en liten del av deponeringsområdet för lös jord i väster förväntas rinna ut direkt i Äkäsjoki. Därför kommer konsekvenserna på recipienterna under gruvans livscykel att minimeras genom att utföra en insamling och behandling av lakvatten. Basnivån för hanteringsåtgärderna för gruvvattnet under gruvans livscykel (LOM) har inkluderats i den hydrologiska konsekvensbedömningen (HKB; SRK, 2013) och innehåller följande åtgärder: Både potentiellt syrabildande (PAF) och icke-syrabildande (NAF) gråbergsdeponier placeras i dagbrottens grundvattenavrinningsområde. Detta för att samla in lakvattnet från gråbergsdeponierna under gruvans livscykel. Gråbergsdeponierna kräver inte ogenomträngligt tät botten för att samla in lakvattnet, eftersom sänkningstrattarna kommer att samla in vattnet. Att leda Hannukainens gruvobjekts och deponiområdenas kontaktvatten längs rörlinjen till Rautuvaaras objekt där vattnet rengörs från urlakade och suspenderade metallers belastning med aktiv behandling innan de släpps ut i Rautuvaara anrikningssandbassängs klareringsbassäng (Den södra bassängen). Pumpat utsläpp av dekanterat vatten från Rautuvaaras anrikningssandbassäng till Muonio älv genom att helt passera Niesajoki. Halterna i vattendragen nära Muonio älv förväntas inte överskrida AV-värdena under gruvans livscykel. SIDA 14 / 56

To Akasjoki Catchment PAF WRD Seepage NAF WRD Seepage Overburden dump Seepage Bild 3-1: Fördelning/spridning av urlakad belastning från Hannukainens gruvområde i slutfasen av gruvans livcykel. 3.1.2 Efter stängning Efter att gruvan i Hannukainen stängs är det tänkt att rörlinjen för kontaktvatten från Hannukainen till Rautuvaara ska tas ur bruk. Deponiområdena för gråberg i Hannukainenobjektet kommer att täckas över och ny vegetation planteras på dem för att förminska urlakning som beror på regn och för att begränsa gråbergets vittrande. Dagbrotten låter man vattenfyllas. Eftersom dagbrottssjön förväntas vara ett genomflödande system kommer utsläppsvattnet från sjön att rinna rakt ut i Äkäsjoki. Kuervitikko dagbrottsjö förväntas inte motta lakvatten från något avfallsområde. Endast luktvattnen från de östra och västra deponeringsområdena för lösjord förväntas rinna rakt ut i vattendragen (antingen till Kuervaara i öst eller till Äkäsjoki i väster). PAF och NAF WRD:nas alla lakvatten förväntas rinna naturligt till Hannukainens dagbrottsjö och därifrån vidare till Äkäsjoki och bildar källpunkten för föroreningarna. SIDA 15 / 56

To Akasjoki Catchment PAF WRD Seepage NAF WRD Seepage Overburden dump Seepage Pit lake Discharge Bild 3-2: Fördelning/spridning av urlakad belastning från Hannukainens gruvområde efter gruvans stängning. Enligt HKB-undersökningen (SRK, 2013) av Hannukainens objekt så är lindringsstrategin för basnivån efter stängning följande: 3.2 Rautuvaara Täcka och plantera ny vegetation på gråbergsdeponierna för att minimera de visuella konsekvenserna, för att minska infiltration och för att förminska överföringen av advektiva gaser. Lokalisering av Hannukainens WRD för att hindra lakvatten från att sprida sig i lokala vattenområden och garantera att alla lakvatten från PAF-deponiområdet och största delen av lakvattnet från NAF-deponiområdena samlas in i grundvattenavrinningsområdet för Hannukainens dagbrottsjö. Detta möjliggör en enkel uppföljning av belastningen som sker i floden och en enkel uppföljning och genomföring av lindringsåtgärder så som vattenhantering som möjligen krävs efter stängning. Efter att Rautuvaaras anrikningssandområde stängs kommer vattenhanteringsanläggningen och Muonios rörlinje att förbli på sitt ställe under tiden anrikningssandsbassängen för svavelkis/magnetkis töms. Under denna fas är det avsett att den högsvavliga bassängen täcks med ett täcksystem som har låg genomtränglighet och som innehåller ett geomembran för att filtrera regnvattnet och för att begränsa syretillgången i bassängen och därmed minimera sulfidernas oxidering och föroreningarnas urlakning. HKB:n (SRK, 2013) innehåll följande lindringsåtgärder efter stängning: Ett täcksystem med låg genomtränglighet som inkluderar ett geomembran för att filtrera regnvatten och för att begränsa syretillgången i anrikningsbassängerna med svavelkis/magnetkis. SIDA 16 / 56

Insamling och behandling av lakvattnet från svavelkis/magnetkis-anrikningssandarna under tömningsfasen. Man fortsätter pumpa vatten från Rautuvaaras södra bassäng (inklusive behandlade vatten från svavelkis/magnetkis-anrikningssandarna) till Muonio älv under tiden svavelkiset/magnetkiset töms. LIMS-anrikningssanden täcks och ny vegetation planteras för att främja avrinning och för att begränsa regnvattnet från att nå anrikningssanden. Rörlinjen mellan Rautuvaara-Muonio älv och Rautuvaara vattenhanteringsanläggning rivs slutligen och Rautuvaaras västra klareringsbassäng för anrikningssand tillåts tömmas ut direkt i Niesajoki. Generaliserade flödesrutter för Rautuvaaraobjektet presenteras i Bild 3-3. Det är klart att största delen av lakvattnet från Hannukainens LIMS- och svavelkis/magnetkisanrikningssandar kommer att rinna söderut mot Niesajoki. Catchment divide Pyrite / pyrrhotite seepage LIMS tailings Seepage North pond seepage Bild 3-3. Fördelningen av löslig belastning från Rautuvaaras anrikningssandsområde. SIDA 17 / 56

4 NUMERISK MODELLERING 4.1 Presentation Gruvans gråberg har potential att frigöra lösningar och syror i kontaktvattnet som sipprar genom gråbergsdeponierna. Allmänt taget hänger frigörningen av problematiska lösningar ihop med oxideringen av gruvavfall med sulfit: sulfidmineralerna oxideras i närvaro av syre och vattnen, genom katalysering av mikrobisk aktivitet och frigör sulfater, metaller och surhet. De rinnande kontaktlösningarna kan således producera en ökad metallfrigörning genom upplösning av mineraler och/eller upplösning av basmetallsorter. Gråbergsdeponiernas hydrogeokemiska modellering har konstaterats ge en uppskattning av lakvattnets kvalitet där man kan identifiera möjliga orosmoment för vattenkvaliteten samt flödets konsekvenser och därmed identifiera var en lindring och/eller behandling kan vara på sin plats för att man ska kunna förhindra en försämring i recipienterna. Lösningens frigörningsproces och mobilisering i omättad heterogen stenmassa är en mycket invecklad process som beror på flera faktorer som påverkar både lösningens frigörningshastighet och den urlakning som sker i gråberget. Dessa faktorer inkluderar gråbergets mineralogi och sammasättning, kornstorlek, syretillgång, temperatur och vittringen av ytan på stenen som sköljs med omättat flöde. Kinetiska laboratorietester, så som stapeltest och fuktkammartest är vida använda för att bedöma gråbergets uppförande och hur hastigt lakvatten löses ut ur stenprover. Dessa laboratorieprover som oftast görs för prover på 1 kg använder dock en standardprocedur som i många fall inte exakt påminner om fältförhållandena. Flera undersökningar har utförts med avsikt att beskriva de viktigaste faktorerna som påverkar deponiområdenas lakvattenkvalitet och därmed möjliggöra en förutsägande bedömning av gråbergets lakvatten. Målsättningen är att utveckla ett tillvägagångssätt där man kan använda laboratorietester eller fältprov i liten skala för att beskriva de viktigaste parametrarana som påverkar lösningarnas frigörningshastigheter och kunna tillämpa dessa mätningar i liten skala på gråbergsdeponier i full skala genom att använda koefficienter. Det krävs dock flera förenklande antaganden för att kunna ställa upp parametrar för dessa invecklade system utifrån relativt begränsade objektsvisa uppgifter. Syftet med de använda antagandena är att försöka beakta objektens förhållanden, på ett konservativt sätt, och inte underskatta lakvattnets sammansättning, och därmed presentera en mycket mer försiktig bedömning av den kommande vattenkvaliteten. De modellerade förutsägningarna borde på grund av deras komplexa och naturligt osäkra natur anses vara semikvantitativa och användas som sållningsverktyg för att bedöma risker, för att planera gråbergshanteringen och lindringsåtgärderna. Insamlingen av uppgifter om lakvattenkvaliteten och gråbergets sammansättning borde fortsätta under verksamheten och periodiska undersökningar borde utföras för att man ska kunna precisera prognoserna om lakvattenkvaliteten vid stängning. 4.2 WRD och dagbrottsjöarna efter att Hannukainen stängs Prognoser utfördes för vattenkvaliteten i Hannukainens och Kuervitikkos dagbrott efter stängning då grundvattnet återhämtat sig och dagbrottsjöarna bildats. Detaljerna för modellerna för dagbrottsjöarna anges i Bilaga D och de sammanfattas i följande avsnitt. 4.2.1 Konceptuell modell En konceptuell modell för hur dagbrottsjöarna i Hannukainen och Kuervitikko kommer att bildas precenteras i Bild 4-1. Den hydrogeologiska modelleringen (SRK, 2013a) har påvisat SIDA 18 / 56

att dessa dagbrottsjöar kommer att vara genomströmmade som innebär att de rinner ut nedförs och ut i grundvattnet. I planeringen av Hannukainens gruvas lokalisering har platserna för WRD:na valts särskilt så att alla lakvatten från WRD:n för PAF kommer att samlas i Hannukainens dagbrottsjöar efter att gruvan stängs och dagbrottsjöarna bildats samt under vattenavlägsningen under gruvans livscykel (LOM). Detta skapar effektivt en avslutningspunkt för belastningen från PAF-WRD:n till dagbrottsjöarna och därifrån ut i Äkäsjoki och förenklar därmed möjliga lindringsåtgärder. Natural run-off and post closure clean WRD run-off Direct precipitation and evaporation PAF WRD Overburden/ bedrock contact Bild 4-1: Konceptuell modell över WRD:ns lakvattens flöde till Hannukainens dagbrottsjö och vidare till floden Bildandet av ARDML-lakvatten från Hannukainens WRD precenteras konceptuellt i Bild 4-2. SIDA 19 / 56

PAF NAF OB WRD Glacial till Bedrock Source term Evaporation Gas transfer Precipitation Infiltration / leaching Bild 4-2: Konceptuell modell för hur lakvatten bildas från WRD:n Efter stängningen kommer WRD:na för PAF och NAF att täckas med morän och ett organiskt skikt för att främja tillväxten av ny vegetation. Deponiområdena för lös jord kommer dessutom att täckas endast med ett organiskt skikt. I båda fallen kommer deponiområdena att utformas för att främja avrinning och det har planerats att avrinningen efter stängning kommer att förminskas till samma nivå som avrinningsområdets avrinning varit innan gruvan, 74 mm/år (SRK, 2013c). Helhetsförhållningssättet som använts för gråbergsdeponierna för att förutsäga lakvattenkvaliteten kan sammanfattas enligt följande: 4.2.2 Modelleringens faser 1. Utförande av gråbergsmaterialens statiska och kinetiska undersökningar för att bestämma deras grundämnes- och mineralogiska sammansättning och för att förstå varje deltagande stenarts lösningsbeteende. 2. Beskrivning av gråbergsarterna och deras tonmängder och andelar som når gråbergsdeponierna. 3. Förenande av uppgifterna i punkterna 1 och 2 för att beskriva helhetslösningsbeteendet som en frigörningssnabbhet som representeras av den kinetiska kammaren som representerar motsvarande WRD:ns sammansättning. 4. Bedömning av uppgifterna om det lokala klimatet (bl.a. regnmängder och avdunstningshastigheter) och planerna för gråbergsdeponierna (fotspår, täckningsmaterial, mängder, kornstorlekens förmodade fördelning) för att kunna förutse vattnets filtreringshastighet genom gråbergsdeponierna. 5. Användning av dimensioneringskoefficienten (se Del 4.2.6) på lösningarnas urlakningshastigheter som fåtts i laboratoriet för att man ska kunna förutspå lösningens frigörningshastighet inom hela gråbergsdeponin. SIDA 20 / 56

6. Delning av lösningens frigörningshastighet med WRD:ns lakvattens flödeshastighet för att kalkylera lakvattnets sammansättning. 7. Bedömning av mineralernas impregneringsindex för den förväntade lösningssammansättningen med geokemiskt program (t.ex. PHREEQC), för att utreda möjliga löslighetskontroller för lösningens sammansättning. 8. Tillåta en utförbar och kinetisk möjlig sedimentering av mineralerna och därmed bestämma den slutliga kvaliteten på WRD:ns lakvatten. 9. Jämförande av förväntade vattensammansättningar med sammansättningen på prov tagna i objektet och definiera om objektet pekar på nya kontroller av vattenkvaliteten och lösningshalterna. Om svaret är ja, inkluderas lösningarnas iakttagna beteende i prognoserna för kontaktvattenkvaliteten. Ovan nämnda tillvägagångssätt borde förverkligas med en ändamålsenlig noggrannhet på kort tid med beaktande av den periodiska variationen och för att bedöma lösningarnas belastningshastigheters toppvärden som motsvarar högre lösta halter. 4.2.3 Kemikalisk belastning från gråberget 1. Utförande av gråbergsmaterialens statiska och kinetiska undersökningar för att bestämma deras grundämnes- och mineralogiska sammansättning och för att förstå varje deltagande stenarts lösningsbeteende. 2. Förenande av uppgifterna i punkterna 1 och 2 för att beskriva helhetslösningsbeteendet som en frigörningssnabbhet som representeras av den kinetiska kammaren som representerar motsvarande WRD:ns sammansättning. 4.2.4 Användning av resultaten från NAG-testerna Användning av resultaten från NAG-testerna Lösningskemin för gråbergets vittring definierades genom att använda kvaliteten på lakvattnet i nettosyrabildningstestet (NAG) (AMIRA, 2002). Ur lösningsprovens uppgifter togs varje materials genomsnittsvärde som omvandlades till massafrigörning mg/kg. Utifrån analys mellan sandarden ASTM D 5744-13 (ASTM, 2013) för frigörning av sulfater i fuktkammartester och resultatet från motsvarande NAG-tester (se Bild 4-3) var det möjligt att använda den empiriskt härledda koefficienten 1500 för att NAG-uppgifterna skulle kunna omvandlas till hastigheten mg/kg/vecka som motsvarar fuktkammaren, som kunde användas för att simulera gruvavfallsmaterialets lösningsegenskaper. SIDA 21 / 56

60 NAG SO4 release (mg/kg) 50 40 30 20 10 y = 0.001x - 16.031 R² = 0.8924 y = 0.0007x - 3E-14 R² = 1 Raw NAG Data Adjusted NAG data Linear (Raw NAG Data) Linear (Adjusted NAG data) 0 0 10,000 20,000 30,000 40,000 50,000 60,000 70,000 Average Week 111-120 HCT SO4 release (mg/kg/week) Bild 4-3: Skalning av uppgifterna från NAG-testerna 4.2.5 Gråbergets massa i ton Gråbergets massa i ton har bestämts utgående från materialens svavelhalter och litologi. I varje fall utfördes den visuella modelleringen (grade shell) av svavelhalten för material vars svavelhalt var under 0,1 %, 0,1 1 % och större än 1 % (SRK, 2013b). Svavelhalternas visuella modelleringar lades sedan tillbaka i gruvans skiftesmodell för att materialens tonmängder skulle kunna produceras och läggas till gruvans schema. Sammansättningen för gråbergsdeponierna för PAF, NAF och lösjord presenteras i Tabell 5-1. Tabell 4-1: Sammansättningen av gråbergens tonmängder som används i kalkyleringen av modellen Year 5 (Tonnes) Year 10 (Tonnes) End Of Mine Life (Tonnes) East West East West East West Material type Tonnes (PEG norm) Tonnes (PEG norm) Tonnes (PEG norm) Tonnes (PEG norm) Tonnes (PEG norm) Tonnes (PEG norm) AMPHIBOLITE-LOW S 1,839,877 4,654,489 4,437,351 10,757,042 15,213,774 10,757,042 DIORITE-LOW S 4,265,395 9,438,156 10,287,128 21,812,627 35,270,155 21,812,627 NAF MONZONITE-LOW S 5,271,589 20,324,749 12,713,832 46,972,754 43,590,282 46,972,754 PEGMATITE - LOW S 523,139 1,582,606 1,261,688 3,657,577 4,325,789 3,657,577 Sum 11,900,000 36,000,000 28,700,000 83,200,000 98,400,000 83,200,000 AMPHIBOLITE-Moderate S 2,994,446 1,963,588 13,372,714 2,249,778 29,870,067 2,249,778 DIORITE-Moderate S 805,349.46 1,341,384 3,596,561 1,536,889 8,033,486 1,536,889 AMPHIBOLITE-HIGH S 4,970,492.62 5,865,806 22,197,417 6,720,742 49,581,436 6,720,742 DIORITE-HIGH S 5,983,819.83 14,144,922 26,722,773 16,206,530 59,689,532 16,206,530 PAF Schist - High S 116,630.23 37 520,852 43 1,163,405 43 SKARN - High S 521,485.13 298,420 2,328,868 341,915 5,201,895 341,915 PEGMATITE - High S 707,776.41 1,085,843 3,160,815 1,244,104 7,060,180 1,244,104 Sum 16,100,000 24,700,000 71,900,000 28,300,000 160,600,000 28,300,000 OVERBURDEN 12,700,000 22,100,000 13,000,000 36,800,000 34,900,000 40,100,000 OVB Sum 12,700,000 22,100,000 13,000,000 36,800,000 34,900,000 40,100,000 Grand Total 40,700,000 82,800,000 113,600,000 148,300,000 293,900,000 151,600,000 SIDA 22 / 56

4.2.6 Dimensioneringskoefficienter Dimensioneringskoefficienterna som presenteras här baserar sig på metoderna presenterade av Kempton (2012). Kempton (2012) erbjuder en detaljerad allmän bild av typiska faktorer för ökning av skalan som användes då fältskalans lakvattenkvaliteter förutsågs genom laboratorieprov. Den prognostiserade totala hastigheten för lösningarnas frigörelse i alla gråbergsmassor (R field ) har beräknats från laboratoriets lösningshastigheter som sedan multiplicerats med en kumulativ dimensioneringskoefficient som härletts från flera olika koefficienter. Förhållandet mellan R fiel och hastigheterna i laboratoriet kan presenteras med följande dimensioneringskoefficient (källa: Kempton, 2012): R field = R lab x SF moist x SF size x SF contact x SF temp x SF O2 Där komponenterna definieras enligt följande: R field R lab SF moist SF size SF contact SF temp = beräknad lösningshastighet på fältet = lösningshastighet definierad i laboratoriet = förminskad oxidering på grund av låg fukt (beaktas inte) = förminskad reaktivitet på grund av HCT vs fält-psd = förminskning beroende på omättade massor (absorberade lösningar) = hastighetens förhållande till temperaturen: Arrhenius SF O2 = den reaktiva massans förminskning beroende på gränserna för O 2 diffusionen Varje dimensioneringskoefficient beskrivs nedan. I beskrivningen framkommer hur väsentliga de är för lösningens frigörning och för dimensioneringsprocessen och värdenas typiska variation/skala som kanske tillämpas. Man kan ändå hävda att ovan presenterade dimensioneringskoefficienter borde indelas i kemiska dimensioneringskoefficienter som direkt omvandlar reaktionens hastighet (bl.a. temperatur och syrehalt) och i fysiska dimensioneringskoefficienter som förändrar antingen det tillgängliga materialets reaktiva massa eller förändrar urlakningen av frigjorda lösningar. SF size och SF contact utgör de senast nämnda. De kemiska och fysiska dimensioneringskoefficienterna som används i modelleringen för Hannukainen behandlas i Delarna 4.2.7 respektive 4.2.8. 4.2.7 Kemiska dimensioneringskoefficienter Fukthalt Dimensioneringskoefficienten för fukthalten baserar sig på den iakttagelsen att bristen på fukt blir en begränsad faktor för sulfidernas oxidering vid väldigt låga fukthalter. Kempton (2012) konstaterar dock att fukthalten bör vara under 1 % för att den ska kunna begränsa sulfidernas oxideringshastigheter och att endast mycket få deponiområden antagligen är tillräckligt torra tillräckligt djupt ner för att uppfylla detta kriterium. Utifrån analysen av fukthalten i Hannukainens och Rautuvaaras gråbergsdeponiområden antas denna dimensioneringskoefficient vara ett. SIDA 23 / 56

Temperatur Oxideringshastigheten förväntas vara beroende av temperaturen, som beskrivs i Arrhenius ekvation: k = Ae [-Ea/RT] Där K = reaktionshastigheten (l/s eller samma enheter som i A) A = empirisk konstant, definieras i den givna temperaturen (l/s) E a = reaktionens aktiveringsenergi (kj/mol) R = den allmänna gaskonstanten (0,008314 kj/mol/k) T = temperaturen (Kelvin) Temperaturens dimensioneringskoefficient strävar alltså efter att beakta skillnaden mellan laboratorieförhållandets temperatur och den förväntade temperaturen inne i WRD:n. Skillnaden i temperatur kommer att vara faktorn för fältets klimat och värmen som frigörs då sulfiderna oxiderar. WRD:ns temperatur är därmed en faktor för sulfidhalterna och den naturliga oxideringshastigheten som med höga svavelhalter föder höga temperaturer och därmed bildar en högre oxideringshastighet för sulfiderna. På grund av låg svavelhalt och sulfidernas därpå flöjande långsamma oxideringshastighet förväntas temperaturerna i Hannukainens deponier för NAF-gråberg motsvara markens genomsnittliga temperatur i området, cirka 5 C. Detta baserar sig på Arrhenius ekvation och på laboratoriets temperatur cirka 20 C SF temp som motsvarar koefficienten 0,25 för NAFgråberget. Inom deponiområdena för PAF-gråberg förväntas temperaturen som produceras av sulfidoxideringen att höja temperaturen inuti deponiområdet med cirka 15 C jämfört med den omkringliggande temperaturen, baserat på reaktivitetsvärdena som fåtts i de kinetiska testerna av PAF-materialet. Den genomsnittliga temperaturen i PAF-WRD:n förväntas därmed motsvara laboratoriets temperatur vilket ger dimensioneringskoefficienten SF temp = 1. Detta är antagligen en försiktig bedömning eftersom syretillgången kan begränsas till endast till en del av deponiområdet, vilket behandlas i nästa avsnitt. Syre Sulfidernas oxidering förutsägs på basis av närvaron av en tillräcklig syremängd. I deponiområdena som innehåller måttliga till höga sulfidhalter kan det att syret tar slut på grund av att spridd belastning tar sig till övre delarna av deponiområdet leda till syrefria förhållanden djupare ner och därmed förhindra sulfidernas oxidering. Det är dock allmänt känt att temperaturen som produceras då sulfiderna oxiderar i sig själv kan leda till ett konvektivt luftflöde som höjer syremassornas genomströmningshastighet märkbart inuti WRD:n, vilket leder till att sulfiderna oxideras även djupt nere. Av denna orsak är en av de viktigaste sakerna i planen för gråbergsdeponierna är att förhindra en konvektiv luftström genom att täta ytorna och täcka dem. I fall där sulfidhalterna är låga och därmed även sulfidernas oxideringshastigheter låga, kan syre finnas helt tillgängligt i alla gråbergsdeponier. Detta förväntas ske inom Hannukainens deponiområden för NAF-gråberg, vilket leder till dimensioneringskoefficienten SF O2 = 1. I deponierna för PAF-gråberget definierades syrets flöde genom WRD:n (under antagandet att det endast förekommer diffusionsflöde) genom att använda följande ekvation (Bennet m.fl. 2000): SIDA 24 / 56

Där D är avfallsmaterialets diffusionskoefficient (typiskt 3,6x10-5 m2 s-1, MEND,1997b) C är porgasens syrehalt X är djupet från jordytan IOR är den naturliga oxideringshastigheten i enheten Kg(O 2 )/m 3 /s Baserat på sulfaternas frigörning i Hannukainens fuktkammartester kan man definiera ett IOR värde på 5x10-9 kg(o 2 )/m 3 /s för Hannukainens PAF-material. Baserat på lösningen av ekvationen ovan leder detta till att syre tränger sig ner på 20 m:s djup genom PAFgråbergsmaterialet (Bild 4-4). Baserat på djupen i det Östra och det Västra PAFdeponiområdena som är 65 respektive 100 m kan detta omvandlas till en dimensioneringskoefficient baserat på den andel stenmassa där syre finns tillgängligt. Detta motsvarar dimensioneringskoefficienten SF O2 = 0,2 för det västra deponiområdet och SF O2 = 0 för det östra deponiområdet. För att värdet ska vara konservativt användes värdet 0,3 för båda PAF-deponierna. Inom NAF-WRD:n antogs syre finnas i obegränsade mängder. Calculated Oxygen Concentration Profile 25 Oxygen Concentration (%vol) 20 15 10 5 0 0 20 40 60 80 100 120 Depth (m) Bild 4-4: Den förväntade syreprofilen i Hannukainens deponiområden för PAF-gråberg 4.2.8 Fysiska dimensioneringskoefficienter Koefficienter för ytarealen Hastigheterna för mineralernas vittringsreaktioner inklusive oxideringen av sulfidmineraler är som bekant beroende på arealen. Mineralernas lösningshastighet är alltså direkt proportionell till den mineralyta som utsätts för luft och vatten. Den blottade mineralytan behandlas oftast i samband med kornstorleken. Detta beror på det att då kornstorleken minskar så ökar ytan exponentiellt i förhållande till volymen. Således kan en viss massa med partiklar stora som sandkorn ha en flera storleksklasser snabbare vittringshastighet än en massa av samma material som är i ett stort block. Därför är finmalen anrikningssand oftast så reaktiv. Även om vittringsreaktionernas hastighet direkt hänger samman med den blottade mineralens yta är det i praktiken mycket svårt att mäta denna parameter direkt. Därför görs jämförelser av SIDA 25 / 56

hur kornstorleken fördelas oftast med antagandet att ytan kan användas för att beräkna fördelningen av kornstorleken (PSD) genom att anta att vissa partiklar har en viss form och grovhet. Då det gäller anrikningssandsmaterial är PSD:n oftast mycket väl beskriven och relativt homogen. Gråbergsmaterial å sin del är ofta mycket heterogent och kornstorleken varierar från stora block ända till fin silt och lera. Även om alla utsatta mineralytor på gråbergen kommer att uppleva vittring i WRD:n så är de blottade mineralytornas relativa andel störst bland de fina materialen. Kempton (2012) visar att material i WRD:n som har en större kornstorlek än cirka 30 mm deltar väldigt lite i den totala lösningsfrigöringen på de flesta deponiområden (deltagandet under 1 %). Bedömningen av de fina ämnenas volym som gjordes enligt iakttagelser från försöksbrytningarna vid Hannukainens och Rautuvaaras deponiområden ger som resultat att andelen fina material kommer att vara cirka 10 30 %, i medeltal cirka 20 % (SRK, fältrapporter 2011 och 2012). Stenarterna i den existerande WRD:n är likadana som de stenarter som kommer att blottas i den föreslagna WRD:n vid Hannukainen, därför är det troligt att sprängningarna kommer att producera avfallsmaterial som har en likadan PSD och att den genomsnittliga andelen reaktiva fina ämnen är cirka 20 % (dvs. 20 % av materialet i WRD:n har en kornstorlek på 30 mm eller mindre). Det är skäl att märka att PSD:n i HCT-testerna är lite mer finkorning än 30 mm, som fastställts som fint för WRD:n. Detta bör beaktas (Kempton, 2012) för att fuktkammartesterna ska kunna dimensioneras korrekt för fältförhållandena. För att skillnaden mellan HCT:n och finmaterialets fälthalter ska kunna definieras i Hannukainen utfördes en serie tester för pastans elledningsförmåga hos enskilda delar av kornstorleken i Hannukaninens WRD. Dessa tester visade att över 85 % lösningarna som frigörs från finmaterialet hänger ihop med delen som är <5 mm till kornostorleken (samma del användes i laboratoriets HCT) som utgör endast 50 % av massan (se Bild 4-5). Det är klart att det vore en alltför konservativ bedömning att tillämpa fuktkammarens frigörningshastighet på allt finmaterial i WRD:n, därför har gråberbets reaktiva massa räknats ut enligt ekvationen nedan: Ekvation 1 Där M R är den reaktiva massan och M T helhetsmassan. SIDA 26 / 56

Cumulative percent passing Hannukainen HCT and WRD PSD analysis 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 0.001 0.01 0.1 1 10 Sieve diameter (mm) SRK2057 SRK2061 SRK2074 SRK2077 SRK2079 SRK2086 SRK2087 SRK2097 Trial Pit 1 Trial Pit 2 Trial Pit 3 Bild 4-5: Jämförelse av hur kornstorleken fördelat sig i Hannukainens fuktkammartester och i provbrytningarna vid de existerande deponiområdena. 100% Cumulative Electrical Conductivity contribution 90% 80% 70% 60% 50% 40% 30% 20% 10% 80-90 % of solute load from fine from sub 5mm Trial Pit 1 Trial Pit 2 Trial Pit 3 0% <125 μm >125 μm >250 μm >500 μm >1.18 mm >2 mm >5 mm Size Fraction Bild 4-6: Den kumulativa elledningsförmågans andel för WRD:ns finmaterial (under 30 mm). Kontakt Gråbergsdeponierna bildar okonsoliderade gråbergshögar vars kornstorlekar kan variera från lera till klippblock. Det är allmänt känt att vattnet under oimpregnerade förhållanden som är typiska för gråbergsdeponierna kommer att med hjälp av tyngdkraften flöda genom materialets finmaterialdelar som leder el. (< 30 mm, Kempton, 2012). Det är ändå allmänt SIDA 27 / 56

konstaterat att de populära flödeskanalerna som bildas i det fina materialet endast motsvarar en del av det reaktiva finmaterialets urlakning och frigörning av lösningsbelastningen. Undersökningar utförda av Eriksson (1997) som Malmstrom m.fl. (2000) och Linklater m.fl. (2004) senare tolkade baserade sig på märkesämnesprover i Bolidens Aitik gruva i norra Sverige, proverna visade att andelen vatten som rör sig bland det reaktiva finmaterialet är cirka 55 70 % och resten var orörligt (alltså inte urlakat). Eriksson (1997) erkänner dock att man var tvungen att lämna gråbergspartiklar med stor diameter och som kan irritera populära flöden utanför testerna. Därmed kan man anta att andelen flödande vatten inom ett mycket heterogent WRD, som innehåller stora block, kommer att vara i lägsta laget, och att det är troligt att värdena är mycket lägre än de värden som Eriksson (1997) förutspådde. Därför har man här använt koefficienten 0,55 för att representera andelen rörligt vatten i fint material (dvs. andelen urlakat finmaterial). I fall där en alternativ täckning utförs för att särskilt hindra kontakten mellan infiltrerande regnvatten och avfallsmaterialet kan kontaktkoefficienten märkbart förminskas. I alla undersökningens avsikter har man antagit att installeringen av en geosyntetisk tätning (så som LLPDE, HDPE) effektivt förhindrar urlakning av gråberget, utom i områden som ligger direkt under strukturella fel. I den nuvarande bedömningen där man använt geosyntetisk tätning har antalet fel antagits vara 10 hål/ hektar. För att kunna räkna ut gråbergsområdet under felet som kommer att urlakas har man antagit att gråbergskolonner med 1 m i diameter under felet effektivt kommer att urlakas på grund av det infiltrerande lakvattnet. Detta ger endast 1 %:s urlakning från det planerade gråbergsdeponiområdet och inte 100 % så som är fallet i basnivåns alternativ. 4.2.9 Modellering av WRD:n för lös jord Lösjorden vid Hannukainens objekt består i huvudsak av tjocka (10 30 m) serier med transporterad sand, grus och silt bildade av glaciärflodarna. Ingen betydande järnhätta har rapporterats eller identifierats. På grund av den lösa jordens låga, oxiderade och genomträngliga natur förväntas detta materials egenskaper i deponin inte förändras från det läge som naturligt förekommer i jorden. För att kunna simulera kvaliteten på den lösa jordens lakvatten har den övre 75:e procentpunkten av det låga grundvattnets kvalitet tagits från portrycksmätarna inom Hannukainens och Kuervitikkos gruvzon. Dessa uppgifters dimensionering ökas enkelt för att beakta skillnaden i tjocklek mellan lösjord i naturligt läge och deponerad lösjord. För detta delades höjden på den föreslagna lösjords WRD:n med den naturliga lösjordens uppskattade genomsnittliga tjocklek 5 m, vilket gav respektive områdes egentliga massa, som sedan multiplicerades med lösjordsdeponins tjocklek (70 m). Att använda detta ger en skalningsfaktor på 14 som tillämpades på det 75:e procentpunkten av andelarna med lågt grundvatten. Den uppgraderade dimensioneringens halter ansågs vara en försiktig representation av kvaliteten på lakvattnet från deponierna för lös jord. Det är skäl att minnas att det för närvarande finns begränsat med lämpliga uppgifter för att definiera deponiområdets egentliga lakvatten. 4.3 Infiltration på deponiområdet Den kalkylerade infiltreringen till Hannukainens WRD presenteras i Tabell 4-2. Tabell 4-2: Jämförelse av de genomsnittliga årliga infiltrationshastigheterna som använts i denna undersökning med olika täckningsalternativ och växelverkan mellan infiltrerad vätska och fasta ämnen. Typ av täckning Nettoinfiltra tion (mm) Infiltrationens källa Morän 74 Motsvarar avrinningsområdets basflöde HKB (SRK, SIDA 28 / 56

2013) Geosyntetisk 2.9 Baserar sig på 10 fel per hektar där varje fel mottar den egentliga regnmängden inom en diameter på 1 m då minimaliska hydrostatiska fallhöjdsförhållanden råder. Obs: Nettoinfiltrationen basererar sig på en genomsnittlig årlig regnmängd på 530 mm. 4.4 Modelleringens metodologi I modelleringens metodologi användes en tabellkalkylering av massabalansen i Microsoft Excel där källtermens dimensionering utfördes med ovan nämnda algoritmer. Detta följdes av den termodynamiska stabiliteten där USGS termodynamiska stabilitetskodning användes med programmet PhreeqCI, version 3.0.6.7757 (publicerat den 3.6.2013) (Parkhurst och Appelo, 2013). Den termodynamiska databasen som använts i denna modell var en tillämpad version av Minteq.v4 termodynamiska databas, som följde med programmet PhreeqC. Databasen innehåller följande tillämpningar och tillägg: Korrigering av anjonernas adsorptionsparamter till adsorption endast vid adsorption hos ferrihydrit svaga objekt (som definierat av Dzombak och Morel, 1999) Tillägg av uranets adsorptionsuppgifter (Waite m.fl. 1994) Tillägg av manganets adsorptionsuppgifter (PhreeqC.dat databasen) Tillägg av karbonaternas adsorptionsuppgifter (PhreeqC.dat databasen) 4.4.1 Mineralogisk kontroll av lösningarnas frigörning Metallernas frigörningshastighet i lösningarna beror oftast på ph:t i lösningen som reagerar med stenen, på den reaktiva ytan och på temperaturen där reaktionen sker. Lösningens ph kommer dessutom att bestämma de sekundära fasernas egenskaper och sedimenteringshastigheten, metallansamlingen orsakad av gemensam sedimentering och adsorption på mineralernas yta (så som på ferrohydriten). WRD:ns temperatur domineras av exotermiska reaktioner inne i den: detta bestäms oftast av sulfidernas oxidering inne i deponin. Deponiområdet för lågsulfitigt icke-syrabildande gråberg förväntas ha samma temperatur som marken omkring det (5 C i Hannukainens fall). ph:t hos lösningen som infiltrerar gråbergsområdet domineras av: 1. Sulfidoxidationen som orsakar surhet 2. Urlakningen av de primära mineralerna: till exempel kommer urlakningen av silikater och karbonater att höja ph:t men frigöra lösningar. 3. Urlakningen av sekundära mineraler, där metaller och surhet deltar. 4. Balansläget i de sekundära faserna (sedimentering och urlakning) Det är ändå skäl att beakta att tillfälliga konsekvenser kommer att förekomma då vissa mineraler tar slut. Karbonater > Al-hydroxider > Fe-hydroxider > snabbreagerande silikater. Det minimi-ph som uppnås beror till störst del på att de tillgängliga sulfiderna tar slut. Till exempel om alla sulfider tar slut samtidigt som det ännu finns karbonater uppstår knappast sura förhållanden. Men om karbonaterna tar slut innan sulfiderna helt vittrat sönder blir lakvattnet antagligen surt. Detta illustreras nedan i Bild 4-7, där de viktigaste utvecklingsfaserna för syrans buffring presenteras i gruvans avrinning enligt Broughton och Robertson (1992). Fuktkammarprovet (ASTM D5574-13) som utförs för gråbergsprovet från Hannukainens gruvobjekt har pågått i 120 veckor vid skrivandets stund. I fuktkammaren SIDA 29 / 56

pågår just nu urlakning i fas 1 och 2 i Bild 4-8, och därför representerar de inte fullt upplösningsförhållandena vid stabil fas, och därför krävs användning av uppgifterna från NAG-testerna i de numeriska prognoserna. Bild 4-7: Konceptuellt schema av ARD:ns buffring. Källa: Broughton och Robertson (1992) ph (Lab) S.U 10 9 8 7 6 5 4 3 2 1 0 Carbonate Al-Hydroxide Fe-Hydroxide 0 10 20 30 40 50 60 Week 70 80 90 100 110 120 SRK2057 (Skarn High S) SRK2061 (Schist High S) SRK2074 (Amphibolite Moderate S) SRK2077 (Amphibolite High S) SRK2079 (Diorite High S) SRK2086 (Diorite Moderate S) SRK2087 (Diorite High S) SRK2097 (Amphibolite High S) Bild 4-8: Jämförelse av det ph som uppmätts i Hannukainens kammare och Broughtons och Robertsons (1992) konceptuella schemabild Dessa mekanismerkas inverkningsgrad på hur syra produceras i WRD:n beror i första hand på andelen sulfiter och tillgången på syre i WRD:n. Om vi antar att WRD:n är helt oxiderad så kommer endast mängden sulfiter och den mineralogiska buffertförmågan att bestämma lösningens ph. Följande mineraler har konstaterats ligga nära balansläget (mättnadsindex mellan -1 och 1) i det existerande gråberget vid objekten i Hannukainen och Rautuvaara och verkar buffra ph SIDA 30 / 56

under dessa förhållanden. Mineralerna som förekommer i balansläge speglar sig i lösningens kemi och de kan ordnas i flera mineralogiska grupper som systematiskt förekommer. 1. Kiseloxider (kvarts, amorfisk kiseloxid) 2. Sulfater (baryt, alunit, gips, jarosit) 3. Järnoxider och oxidhydroxider (ferrihydrit) 4. Aluminoxider (gibbsit, boehmit) 5. Kopparoxider 6. Fosfater (strengit, MnHPO4, CaHPO4) 7. Uranoxider 8. Karbonater (kalcit) Den mineralogiska sammansättningen vid balansläge lågt eller djupt beror i första hand på vattnets syrehalt. Detaljerna för balanslägets faser ges i helhet i tre skrifter/programkoder från PhreeqC-programmet i Bilagorna D, E och G. 4.4.2 Källtermer för Hannukainens WRD och dagbrottsjön Källtermerna och recipienterna för Hannukainens objekt presenteras i Bild 4-9. Den kalkylerade källtermsbelastningen från deponiområdena till Hannukainens dagbrottsjö och vattenområden inkluderas i Bilaga A. Dessutom inkluderas prognoser för dagbrottsjöns vattenkvalitet vid basnivå och i lindrade fall i Bilaga B. WRD Mass Balance (Excel) WRD Equilibration (PhreeqC) Pit Lake Mass Balance (Excel) Pit Lake Equilibration (PhreeqC) Kuerjoki FS10 Akasjoki FS09 River Mass Balance (Excel) Bild 4-9: Schemabild för komponenterna i Hannukainens numeriska modell SIDA 31 / 56

4.5 Modellering för Rautuvaaras anrikningssandsbassänger I kalkyleringen av de kemiska halterna i Rautuvaaras anrikningssandsbassänger (TSFbassängen) användes numerisk massbalans. Massbalansens kalkylerade halter utsattes sedan för termodynamisk balansering för att kunna definiera om någon komponent mättats för mycket i förhållande till allmänna mineralfaser genom att använda PhreeqC i samband med den bearbetade termodynamiska databasen Minteq.v4, som tidigare behandlats i Avsnitt 4.3. Basegenskaperna för modellen för massbalansen presenteras i Bild 4-10. En beskrivning av modelleringens approach ges i följande avsnitt. Hannukainen Mine site Dirty water from Hannukainen Entrained water from process Groundwater / surface Water divide Diversion of decant from North pond to South pond Lower pond to Muonionjoki or process (LOM) Niesajoki (Close) Treated water to South pond South Pond LIMS Tailings Historic tailings WRD Encapsulated High Sulfur Tailings North Pond seepage to Niesajoki Seepage to south pond Seepage to North pond Seepage to Kylmäoja stream Bild 4-10: Källorna för massbalansen som använts i Rautuvaaras LOM- och stängningsmodeller Massbalansens numeriska modellering utfördes med programmet Microsoft Excel. I prognosmodellen för massbalansens vattenkvalitet har kombinerats de förväntade källflödena från grundvattnets numeriska modell (som beskriven i HKB-rapporten, SRK, 2013) och de kemiska ämnenas halter från flera olika källor, så som beskriv si Bild 4-10. I båda fallen beräknades den kemiska belastningen från respektive källor. TSF-bassängernas halter beräknades som summan av varje kemisk belastning dividerat med grundvattnets totala variation, minus förluster genom avdunstning. Belastningarna från båda LIMS:en i Hannukainen, från anrikningssanden för svavelkis och magnetkis, togs direkt från rapporten Beskrivning av Hannukainens anrikningssand (Eriksson, 2012). Alla källor och deras beskrivningar anges i HKB-rapporten (SRK, 2013). ph:t beräknades som massbalansen av vätejonernas belastning, som beräknats för uppmätt käll-ph. Dessutom definierades källbelastningens förmåga att buffra syra enligt uppmätta, beräknade eller antagna halter alkaliskhet i källornas massbalans. SIDA 32 / 56

Belastningen från svavelkis/magnetkis-källtermerna anses vara en del av den totala belastningen som förutsågs i Erikssons (2012) rapport om anrikningssandens oxidering efter stängning. Två skenarier undersöktes: 1) 100 % frigörning av belastningen både från LIMS- och svavelkis/magnetkisanrikningssanden med antagandet att (Ingen lindring) 2) 10 % frigörning av belastningen från svavelkis/magnetkis-anrikningssanden och 25 % möjlig frigörning av belastningen från LIMS-anrikningssanden. (Lindrat fall) Scenariot 1 är avsett att representera fallet som betonades av Eriksson 2012, där konditionen hos den geosyntetiskt tätade kammaren försvagas med tiden, även om det är en lång tid, och därmed borde man förvänta en total infiltration i omgivningen i de långsiktiga vattenkvalitetprognoserna. Scenariot 2 är inte avsett för att efterlikna något specifikt lindringsscenario, utan att påvisa den prestanda som krävs hos de lindringsalternativ som behövs. Detta skiljer sig från metodologin för Hannukainens WRD, där man presenterade enskilda lindringsalternativ. Dessutom baserar sig den förväntade vattenkvaliteten i Rautuvaaras anrikningssandbassänger delvis på arbete utfört av Eriksson (2012) där man räknat ut källtermernas belastningar. Det är ändå tänkt att man efter att anrikningssandarna med svavelkis/magnetkis stängts kommer att granska lakvattnet och systematiskt underhålla täcksystemet vilket kommer att garantera att täckningen även i fortsättningen fungerar så som krävs. 4.6 Utspädningskalkyler för floderna 4.6.1 Hannukainen En utspädningsmetod med konservativa massor användes för att förutse de valda vattenkvalitetparametrarna i Äkäsjoki och Kuerjoki på basis av belastningen från Hannukainen gruvområdes källterm. Kalkylerna utfördes för två flödesförhållanden: det genomsnittliga flödesförhållandet under 7 dygn och vinterns (oktober-april) genomsnittliga flödesförhållanden, så som presenteras i Tabell 4-3. De årliga låga flödena under 7 dygn och vinterns genomsnittliga flöden antas representera det allra försiktigaste scenariot för fortsatt flöde, där konsekvenserna från Hannukainens gruvobjekt förväntas vara lätta att märka på grund av den låga utspädning som vattenområdet erbjuder. Tabell 4-3: De flodflöden som används i modellen för utspädning av Hannukainens flodmassa Årlig 7 dygns låg Äkäsjoki Vinterns genoms nitt Årligt genoms nitt Årlig 7 dygns låg Kuerjoki Vinterns genoms nitt Årligt genoms nitt Flöde (m 3 /s) 1,00 1,23 4,83 0,27 0,77 1,41 Flödeshastigheterna och vattenkvaliteten i Äkäsjoki baserar sig på en analys av uppgifter om grundnivån med metoder som skissades upp i SRK (2013). Flödeshastigheterna från Hannukainens och Kuervitikkos dagbrottssjöar baserar sig på resultat enligt Goldsimmodellerna för dagbrottsjöarnas vattenbalans, som även beskrivs i SRK (2013). 4.6.2 Rautuvaara SIDA 33 / 56

Precis som i Hannukainen användes en konservativ utspädningsmodell för massorna för att förutse de valda vattenkvalitetsparametrarna i Niesajoki. Beräkningarna utfördes för tre flödesförhållanden: Vinter (lågt flöde), maj/juni (högt flöde då snön smälter och på grund av vårens avrinning) och genomsnittliga årliga flöden. Flödessystemen i modellen för Rautuvaaras gruvobjekt skiljer sig från de som använts i Hannukainens modeller eftersom bedömningen baserar sig på en annan serie hydrologiska och hydrogeologiska modelleringsparametrar som detaljerat beskrivs i HKB-rapporten (SRK, 2013a). Flödeshastigheterna och vattenkvaliteten i Niesajoki baserar sig på en analys av uppgifterna om grundnivån som skissades upp i SRK (2013). Flödeshastigheterna och vattenkvaliteten i Rautuvaaras TMF baserar sig på beräkningar utförda av SRK som rapporterats av SRK 2013, dessa presenteras i Tabell 4-4. Tabell 4-4: De flodflöden som används i modellen för utspädning av Rautuvaaraobjektets flodmassa Niesajoki @ FS12 Flöde m 3 /dag Juni Genomsnitt Vinter 1,10 0,62 0,26 SIDA 34 / 56

5 JÄMFÖRELSE AV LINDRINGSMODELLENS RESULTAT I följande avsnitt presenteras resultaten från de numeriska simuleringarna av de alternativa lindringscenarierna för Äkäsjoki i Hannukainens objekt och för Niesajoki i Rautuvaaras objekt. 5.1 Äkäsjoki Konsekvenser från Hannukainens gruvobjekt Vattenkvaliteten i Äkäsjoki efter drift vid stabila förhållanden presenteras i Tabell 5-3. Det olindrade scenariot visar en klar sänkning av ph:t i floden och förhöjda halter av de viktigaste grundämnena i alla flödessystem. Framför allt förväntas halterna sulfat, aluminium, kobolt, koppar, krom, järn, kvicksilver, mangan, nickel, selen, uran och zink att överskrida AV antingen under vinterns genomsnittliga flödesförhållanden eller under de genomsnittliga årliga flödesförhållandena. I modellen för att lindra de förväntade konsekvenserna i Äkäsjoki har man simulerat följande lindringsåtgärder: 1. Tillägg av tätning med geomembran på PAF-WRD:n Tabell 5-2 2. Behandling av dagbrottsjöns vatten genom att reglera ph:t Tabell 5-2 3. Tillägg av neutraliserande material direkt i PAF-WRD:n genom att blanda kalksten (CaCO 3 ) i deponiområdet i samband med byggfasen Tabell 5-4. 4. Tillägg av geomembrantätning på PAF-WRD:t och reglering av ph:t i Hannukainens dagbrottsjö Tabell 5-5 PAF-WRD:n och särskilt den östra PAF-WRD:n förväntas utgöra över 90 % av sulfaternas sammanlagda surhetsbelastning på Hannukainens dagbrottsjö samt största delen av belastningen av problematiska metaller. Lindringsalternativen har därför fokuserats på denna källa för att minimera lakvattenbelastningen. Man har övervägt tre primära alternativ, det första är en neutralisering av WRD:ns lakvatten genom att lägga till syraneutraliserande ämnen i WRD:n under byggningen och å andra delen täcka WRD:n med ett geosyntetiskt tätskikt efter stängning för att förminska på föroreningarnas rörelse och för att möjligen begränsa oxideringsprocessen och slutligen ändra på ph:t i Hannukainens dagbrottsjö genom att lägga till kalksten och andra ämnen som neutraliserar syra. Alla lindringsstrategier minskar märkbart på helhetsbelastningen från gruvobjektet och minimerar den helhetsbelastning som Äkäsjoki får. Att lägga till kalksten i deponiområdena för PAF-gråberg skulle antagligen ha den största enskilda positiva inverkningen på Äkäsjoki inom alla de viktigaste parametrarna, förutom att sulfiterna och ph:t under lågflöde är mindre än under den representativa AV FS10-vattenkvaliteten. Även om det konceptuellt är gynnsamt att lägga till kalksten i PAF-WRD:n har denna metod i tidigare undersökningar visat sig vara tekniskt utmanande och skulle leda till stora kostnader på grund av att det saknas tillgänglig kalksten. Att endast förändra ph:t i dagbrottsjön har förväntats leda till överskridningar av sulfat, kobolt, nickel och kadmium (se Tabell 5-3) i jämförelse med scenariot där deponiområdet neutraliseras. Att lägga till ett tätskikt av geomembran på PAF-WRD:n förutsägs leda till en märkbar minskning av lösningsbelastningen, vilket presenteras i Tabell 5-2, men ändå leda till att de viktigaste parametrarna, dvs. ph och koppar, överskrids. För att största delen av de viktigaste parametrarna ska sjunka till acceptabla nivåer är det nödvändigt att utföra ph-förändringen i Hannukainens dagbrottsjö enligt Tabell 5-5. Det är skäl att märka att en förändring av SIDA 35 / 56

dagbrottsjöns ph och tillägget av ett geosyntetiskt tätskikt på PAF-WRD:n är det rekommenderade alternativet eftersom det tillåter en fortsatt utveckling och fortsatta undersökningar under gruvans livstid (LOM) utan att förbinda sig vid verksamhetskostnader som beror på tillägget av kalksten i WRD:n. SIDA 36 / 56

Tabell 5-1: Förväntade halter i Äkäsjoki utan lindring Post closure Akasjoki Concentrations (@FS10) - Without Mitigation TV AV Annual 7 day Low Winter Average Annual Average Key Parameters ph n/d 6 4.5 4.6 5.2 Sulfate mg/l 4 65 120 97 27 Aluminium mg/l 0.051 0.1 1.4 1.1 0.31 Arsenic mg/l 0.000091 0.005 0.00012 0.00011 0.000074 Barium mg/l 0.0089 0.018 0.009 0.0089 0.0084 Nitrate mg/l 0.067 20 0.16 0.13 0.04 Cadmium mg/l 2.7E-06 0.00008 0.00021 0.00017 0.000045 Cobalt mg/l 0.00008 0.004 0.13 0.11 0.028 Chromium mg/l 0.00033 0.001 0.0045 0.0037 0.0012 Copper mg/l 0.00055 0.005 1.3 1 0.26 Iron mg/l 0.38 1.1 11 8.7 2.4 Mercury mg/l 2.1E-06 0.00005 0.00004 0.000033 9.1E-06 Manganese mg/l 0.021 0.7 0.39 0.32 0.09 Molybdenum mg/l 0.00021 1 0.0022 0.0018 0.00061 Nickel mg/l 0.00031 0.02 0.16 0.13 0.034 Lead mg/l 0.000054 0.0072 0.0034 0.0028 0.00074 Antimony mg/l^ 0.000012 0.005 0.00027 0.00022 0.000061 Selenium mg/l" n/d 0.001 0.0058 0.0047 0.0012 Uranium mg/l 0.00011 0.015 0.016 0.013 0.0033 Vanadium mg/l~ n/d 0.04 0.0053 0.0043 0.0011 Zinc mg/l 0.0017 0.03 0.067 0.054 0.015 Other Parameters Alkalinity mg/l n/d n/d -3.8-3.1-0.79 Calcium mg/l 4.2 n/d 7.4 6.6 4.2 Chloride mg/l 0.9 150 2.9 2.5 1.2 Phosphate mg/l 0.008 n/d 0.01 0.0095 0.0074 Potassium mg/l 0.58 n/d 16 13 3.7 Magnesium mg/l 1.1 n/d 8.5 7.1 2.5 Silicon mg/l 5.9 n/d 5.5 5.3 4.5 Sodium mg/l 1.9 n/d 8.4 7.1 3 Strontium mg/l 0.02 n/d 0.051 0.045 0.024 " AV set to USEPA freshwater guideline ^ AV taken to be equal to Arsenic ~ AV from Sprague et al 1978 n/d Guideline not determined Predicted exceedence of guideline trigger value Predicted exceedence of guidelines action value SIDA 37 / 56

Tabell 5-2: Förväntade halter i Äkäsjoki med geomembrantätskikt på PAF-WRD:n Post closure Akasjoki Concentrations (@FS10) - Geosynthetic cover on PAF dumps TV AV Annual 7 day Low Winter Average Annual Average Key Parameters ph n/d 6 5.8 5.8 6.3 Sulfate mg/l 4 65 12 10 4.9 Aluminium mg/l 0.051 0.1 0.074 0.064 0.033 Arsenic mg/l 0.000091 0.005 0.00015 0.00013 0.00008 Barium mg/l 0.0089 0.018 0.0093 0.0091 0.0084 Nitrate mg/l 0.067 20 0.1 0.084 0.028 Cadmium mg/l 2.7E-06 0.00008 0.000022 0.000018 6.5E-06 Cobalt mg/l 0.00008 0.004 0.0024 0.002 0.00054 Chromium mg/l 0.00033 0.001 0.0004 0.00038 0.0003 Copper mg/l 0.00055 0.005 0.017 0.014 0.0038 Iron mg/l 0.38 1.1 0.35 0.34 0.3 Mercury mg/l 2.1E-06 0.00005 0.000008 6.7E-06 2.5E-06 Manganese mg/l 0.021 0.7 0.04 0.035 0.017 Molybdenum mg/l 0.00021 1 0.0012 0.001 0.00042 Nickel mg/l 0.00031 0.02 0.0034 0.0028 0.0009 Lead mg/l 0.000054 0.0072 0.00019 0.00016 0.000064 Antimony mg/l^ 0.000012 0.005 0.00015 0.00013 0.000036 Selenium mg/l" n/d 0.001 0.00043 0.00035 0.00009 Uranium mg/l 0.00011 0.015 0.00077 0.00064 0.00024 Vanadium mg/l~ n/d 0.04 0.00032 0.00026 0.000066 Zinc mg/l 0.0017 0.03 0.0032 0.0028 0.0014 Other Parameters Alkalinity mg/l n/d n/d 1.3 1.1 0.28 Calcium mg/l 4.2 n/d 6.4 5.8 4 Chloride mg/l 0.9 150 1.7 1.5 0.9 Phosphate mg/l 0.008 n/d 0.01 0.0094 0.0074 Potassium mg/l 0.58 n/d 2.6 2.2 0.93 Magnesium mg/l 1.1 n/d 1.6 1.5 1 Silicon mg/l 5.9 n/d 5.5 5.2 4.5 Sodium mg/l 1.9 n/d 3.8 3.4 2.1 Strontium mg/l 0.02 n/d 0.03 0.028 0.02 " AV set to USEPA freshwater guideline ^ AV taken to be equal to Arsenic ~ AV from Sprague et al 1978 n/d Guideline not determined Predicted exceedence of guideline trigger value Predicted exceedence of guidelines action value SIDA 38 / 56

Tabell 5-3: Förväntade halter i Äkäsjoki med neutralisering av WRD:n Post closure Akasjoki Concentrations (@FS10) - Lime WRD only TV AV Annual 7 day Low Winter Average Annual Average Key Parameters ph n/d 6 6.3 6.4 6.7 Sulfate mg/l 4 65 68 56 16 Aluminium mg/l 0.051 0.1 0.037 0.034 0.025 Arsenic mg/l 0.000091 0.005 0.00015 0.00013 0.00008 Barium mg/l 0.0089 0.018 0.009 0.0089 0.0084 Nitrate mg/l 0.067 20 0.16 0.13 0.041 Cadmium mg/l 2.7E-06 0.00008 0.000022 0.000019 6.6E-06 Cobalt mg/l 0.00008 0.004 0.0029 0.0024 0.00065 Chromium mg/l 0.00033 0.001 0.00035 0.00033 0.00029 Copper mg/l 0.00055 0.005 0.0033 0.0028 0.001 Iron mg/l 0.38 1.1 0.32 0.32 0.3 Mercury mg/l 2.1E-06 0.00005 8.6E-06 7.2E-06 2.6E-06 Manganese mg/l 0.021 0.7 0.046 0.039 0.018 Molybdenum mg/l 0.00021 1 0.0015 0.0012 0.00046 Nickel mg/l 0.00031 0.02 0.0019 0.0016 0.00059 Lead mg/l 0.000054 0.0072 0.000086 0.000076 0.000042 Antimony mg/l^ 0.000012 0.005 0.00048 0.00039 0.0001 Selenium mg/l" n/d 0.001 0.00038 0.00031 0.000079 Uranium mg/l 0.00011 0.015 0.0045 0.0037 0.001 Vanadium mg/l~ n/d 0.04 0.00027 0.00022 0.000055 Zinc mg/l 0.0017 0.03 0.0025 0.0022 0.0012 Other Parameters Alkalinity mg/l n/d n/d 1.5 1.2 0.3 Calcium mg/l 4.2 n/d 7.6 6.8 4.3 Chloride mg/l 0.9 150 2.9 2.5 1.2 Phosphate mg/l 0.008 n/d 0.011 0.01 0.0076 Potassium mg/l 0.58 n/d 18 14 4 Magnesium mg/l 1.1 n/d 2.6 2.2 1.2 Silicon mg/l 5.9 n/d 5.5 5.3 4.5 Sodium mg/l 1.9 n/d 8.4 7.1 3 Strontium mg/l 0.02 n/d 0.055 0.048 0.025 " AV set to USEPA freshwater guideline ^ AV taken to be equal to Arsenic ~ AV from Sprague et al 1978 n/d Guideline not determined Predicted exceedence of guideline trigger value Predicted exceedence of guidelines action value SIDA 39 / 56

Tabell 5-4: Förväntade halter i Äkäsjoki med neutralisering av endast dagbrottsjön Post closure Akasjoki Concentrations (@FS10) - Lime Lake only TV AV Annual 7 day Low Winter Average Annual Average Key Parameters ph n/d 6 6.4 6.5 6.8 Sulfate mg/l 4 65 120 96 27 Aluminium mg/l 0.051 0.1 0.029 0.027 0.023 Arsenic mg/l 0.000091 0.005 0.000078 0.000075 0.000065 Barium mg/l 0.0089 0.018 0.009 0.0089 0.0084 Nitrate mg/l 0.067 20 0.16 0.13 0.04 Cadmium mg/l 2.7E-06 0.00008 0.000082 0.000067 0.000019 Cobalt mg/l 0.00008 0.004 0.068 0.056 0.014 Chromium mg/l 0.00033 0.001 0.00034 0.00033 0.00029 Copper mg/l 0.00055 0.005 0.00082 0.00074 0.00049 Iron mg/l 0.38 1.1 0.32 0.32 0.3 Mercury mg/l 2.1E-06 0.00005 0.000022 0.000018 5.3E-06 Manganese mg/l 0.021 0.7 0.19 0.16 0.049 Molybdenum mg/l 0.00021 1 0.0017 0.0014 0.00051 Nickel mg/l 0.00031 0.02 0.032 0.026 0.0069 Lead mg/l 0.000054 0.0072 0.000044 0.000041 0.000034 Antimony mg/l^ 0.000012 0.005 0.0003 0.00024 0.000066 Selenium mg/l" n/d 0.001 0.0002 0.00017 0.000042 Uranium mg/l 0.00011 0.015 0.00023 0.0002 0.00013 Vanadium mg/l~ n/d 0.04 0.000069 0.000056 0.000014 Zinc mg/l 0.0017 0.03 0.0064 0.0054 0.002 Other Parameters Alkalinity mg/l n/d n/d 3.6 3 0.75 Calcium mg/l 4.2 n/d 20 17 6.9 Chloride mg/l 0.9 150 2.9 2.5 1.2 Phosphate mg/l 0.008 n/d 0.0079 0.0076 0.0069 Potassium mg/l 0.58 n/d 16 13 3.6 Magnesium mg/l 1.1 n/d 8.3 6.9 2.4 Silicon mg/l 5.9 n/d 5.2 5.1 4.5 Sodium mg/l 1.9 n/d 8.4 7.1 3 Strontium mg/l 0.02 n/d 0.051 0.044 0.024 " AV set to USEPA freshwater guideline ^ AV taken to be equal to Arsenic ~ AV from Sprague et al 1978 n/d Guideline not determined Predicted exceedence of guideline trigger value Predicted exceedence of guidelines action value SIDA 40 / 56

Tabell 5-5: Förväntade halter i Äkäsjoki med geomembrantätskikt på PAF-WRD:n och med förändring av dagbrottsjöns ph Post closure Akasjoki Concentrations (@FS10) - Geosynthetic cover on PAF dump and pit lake ph adjustment AV Annual 7 day Low Winter Average Annual Average Key Parameters ph n/d 6 6.4 6.5 6.8 Sulfate mg/l 4 65 12 10 4.9 Aluminium mg/l 0.051 0.1 0.029 0.027 0.023 Arsenic mg/l 0.000091 0.005 0.000078 0.000075 0.000065 Barium mg/l 0.0089 0.018 0.0093 0.0091 0.0084 Nitrate mg/l 0.067 20 0.1 0.084 0.028 Cadmium mg/l 2.7E-06 0.00008 0.00002 0.000017 6.1E-06 Cobalt mg/l 0.00008 0.004 0.0023 0.0019 0.00052 Chromium mg/l 0.00033 0.001 0.00034 0.00033 0.00029 Copper mg/l 0.00055 0.005 0.00074 0.00067 0.00047 Iron mg/l 0.38 1.1 0.32 0.32 0.3 Mercury mg/l 2.1E-06 0.00005 7.9E-06 6.6E-06 2.4E-06 Manganese mg/l 0.021 0.7 0.032 0.028 0.015 Molybdenum mg/l 0.00021 1 0.0013 0.0011 0.00042 Nickel mg/l 0.00031 0.02 0.0029 0.0024 0.00079 Lead mg/l 0.000054 0.0072 0.000045 0.000042 0.000034 Antimony mg/l^ 0.000012 0.005 0.00015 0.00013 0.000036 Selenium mg/l" n/d 0.001 0.00022 0.00018 0.000046 Uranium mg/l 0.00011 0.015 0.00016 0.00015 0.00011 Vanadium mg/l~ n/d 0.04 0.000069 0.000056 0.000014 Zinc mg/l 0.0017 0.03 0.0024 0.0021 0.0012 Other Parameters Alkalinity mg/l n/d n/d 4 3.3 0.84 Calcium mg/l 4.2 n/d 7.5 6.7 4.2 Chloride mg/l 0.9 150 1.7 1.5 0.9 Phosphate mg/l 0.008 n/d 0.0079 0.0077 0.007 Potassium mg/l 0.58 n/d 2.6 2.2 0.93 Magnesium mg/l 1.1 n/d 1.6 1.5 1 Silicon mg/l 5.9 n/d 5.4 5.2 4.5 Sodium mg/l 1.9 n/d 3.8 3.4 2.1 Strontium mg/l 0.02 n/d 0.03 0.028 0.02 " AV set to USEPA freshwater guideline ^ AV taken to be equal to Arsenic ~ AV from Sprague et al 1978 n/d Guideline not determined Predicted exceedence of guideline trigger value Predicted exceedence of guidelines action value SIDA 41 / 56

5.2 Niesajoki Konsekvenser från anrikningssandbassängen i Rautuvaara Efter att rörlinjen till Muonio älv stängs kommer Niesajoki att ta emot över 95 % av utloppsvatnet från Rautuvaaras anrikningssandsbassänger. Den prognostiserade vattenkvaliteten i Niesajoki efter åtgärderna presenteras för olindrade prognoser i Tabell 5-6. I ett konservativt scenario där en total frigörning av belastningen från svavelkis/magnetkis-anrikningssanden realiseras förutspås att halterna kobolt, kadmium, koppar, kvicksilver och uran kommer att överstiga de fastställda AV-värdena i Niesajoki under genomsnittliga och vintriga flödesförhållanden. Under perioderna då snön smälter under våren (högt flöde) förväntas koppar- och uranhalterna ännu att vara problematiska. I Tabell 5-6 presenteras modeller för ett scenario där belastningarna från svavelkis/magnetkisanrikningssanden begränsats till 10 % av sin potential och lakvattnet från LIMS:en till 25 % av sin potential. Detta har man för avsikt att uppnå med fortsatt övervakning och service av täckkonstruktionerna för anrikningssandsbassängen för svavelkis/magnetkis så att man kan garantera att utvecklingen av läckande lösningar minimeras genom att använda ett geokompositlertäcke för LIMS-anrikningssanden. Till följd av denna lindringsåtgärd ligger alla de viktigaste parametrarna under Niesajokis AV-gränser. Även om AV:na är uppfyllda är det skäl att märka att många TV-värden ändå överskrids. Detta pekar på att en del parametrar märkbart kommer att stiga i förhållande till basnivåns vattenkvalitet, men påvisar inte att några ovillkorliga toxikologiska konsekvenser kommer att ske/realiseras. Därför kommer det att vara nödvändigt att utföra fler diagnostiska/toxikologiska arbeten för dessa parametrar under LOM för att se till att konsekvenserna för vattenorganismer har minimerats. SIDA 42 / 56

Tabell 5-6: Förväntad vattenkvalitet i Niesajoki efter verksamhet utan lindring 100% potential load from the high sulfur tailings basic cover on LIMS Key parameters a WQO mg/l Parameter Unit TV AV June Average Winter Sulfate mg/l 38.8 79.7 55.000 78.000 150.000 Aluminium mg/l 0.0666 0.1 0.039 0.039 0.039 Antinomy mg/l 0.0000142 0.005 0.0000050 0.0000051 0.0000052 Arsenic mg/l 0.000452 0.005 0.00029 0.00029 0.00031 Barium mg/l 0.00774 0.01346 0.0074 0.0075 0.0077 Cadmium mg/l 2.82E-06 0.00008 0.0000560 0.0000990 0.0002300 Chromium mg/l 0.000394 0.001 0.00035 0.00035 0.00035 Cobalt mg/l 0.000423 0.004 0.00340 0.0059000 0.0140000 Copper mg/l 0.00208 0.005 0.02700 0.04700 0.11000 Iron mg/l 0.81 1.868 0.680 0.720 0.850 Lead mg/l 0.0000606 0.0072 0.000033 0.000036 0.000043 Manganese mg/l 0.0381 0.7 0.0530 0.06900 0.12000 Mercury mg/l 2.18E-06 0.00005 0.0000340 0.0000600 0.0001400 Molybdenum mg/l 0.000201 1 0.001400 0.002500 0.005600 Nickel mg/l 0.00244 0.02 0.00550 0.008200 0.017000 Uranium mg/l 0.000227 0.015 0.024000 0.042000 0.099000 Zinc mg/l 0.00221 0.03 0.00280 0.00400 0.00780 Other parameters Predicted concentration Nitrate mg/l 0.146 20 0.0570 0.0730 0.1100 Calcium mg/l 16 n/d 18.0 25.0 45.0 Chloride mg/l 1.96 150 1.300 1.300 1.500 Magnesium mg/l 5.32 n/d 4.10 4.90 7.40 Phosphate mg/l 0.007 n/d 0.0270 0.0460 0.1000 Potassium mg/l 1.78 n/d 4.70 7.40 16.00 Silicon mg/l 6.09 n/d 5.4 5.5 5.7 Sodium mg/l 3.43 n/d 3.10 3.60 5.40 Strontium mg/l 0.0411 n/d 0.0530 0.0730 0.1300 " AV set to USEPA freshwater guideline ^ AV taken to be equal to Arsenic ~ AV from Sprague et al 1978 n/d Guideline not determined Predicted exceedence of guideline trigger value Predicted exceedence of guidelines action value SIDA 43 / 56

Tabell 5-7: Förväntad vattenkvalitet i Niesajoki efter verksamhet då lindringen ger 10 % av den potentiella belastningen från de högsvavliga anrikningssandarna och 25 % av den potentiella belastningen från LIMS-anrikningssanden. 10% potential load from the high sulfur tailings + 25% Load From LIMS Key parameters a WQO mg/l Predicted concentration Parameter Unit TV AV June Average Winter Sulfate mg/l 38.8 79.7 36 41 60.00 Aluminium mg/l 0.0666 0.1 0.039 0.039 0.039 Antinomy mg/l 0.0000142 0.005 0.000005 0.0000051 0.0000052 Arsenic mg/l 0.000452 0.005 0.00028 0.00028 0.00028 Barium mg/l 0.00774 0.01346 0.0076 0.0076 0.0079 Cadmium mg/l 2.82E-06 0.00008 0.0000091 0.000015 0.00003 Chromium mg/l 0.000394 0.001 0.00035 0.00035 0.00035 Cobalt mg/l 0.000423 0.004 0.00097 0.0014 0.0029 Copper mg/l 0.00208 0.005 0.0022 0.0027 0.0042 Iron mg/l 0.81 1.868 0.63 0.64 0.67 Lead mg/l 0.0000606 0.0072 0.00003 0.00003 0.00003 Manganese mg/l 0.0381 0.7 0.046 0.053 0.079 Mercury mg/l 2.18E-06 0.00005 0.0000097 0.0000049 0 Molybdenum mg/l 0.000201 1 0.00051 0.00071 0.0014 Nickel mg/l 0.00244 0.02 0.0027 0.0032 0.0048 Uranium mg/l 0.000227 0.015 0.00023 0.00039 0.00086 Zinc mg/l 0.00221 0.03 0.0014 0.0016 0.002 Other parameters Nitrate mg/l 0.146 20 0.073 0.08 0.11 Calcium mg/l 16 n/d 13 14 20 Chloride mg/l 1.96 150 1.30 1.30 1.40 Magnesium mg/l 5.32 n/d 3.60 3.80 4.70 Phosphate mg/l 0.007 n/d 0.0044 0.0049 0.0063 Potassium mg/l 1.78 n/d 2.40 3.00 4.90 Silicon mg/l 6.09 n/d 6.60 5.50 5.60 Sodium mg/l 3.43 n/d 2.70 2.90 3.50 Strontium mg/l 0.0411 n/d 0.038 0.043 0.06 " AV set to USEPA freshwater guideline ^ AV taken to be equal to Arsenic ~ AV from Sprague et al 1978 n/d Guideline not determined Predicted exceedence of guideline trigger value Predicted exceedence of guidelines action value SIDA 44 / 56

6 BEHANDLING AV LINDRINGSALTERNATIVEN 6.1 Neutralisering av sura lakvatten En neutralisering av sura lakvatten kan uppnås genom att lägga till material som neutraliserar syran, så som till exempel kalksten. Många problematiska grundämnens urlakade halter är till stor del ett resultat av lösningens ph där katjonhalterna oftast sänker ph då förhållandena förändras från sura till neutrala (Stumm och Morgan, 1996). Processerna som hanterar ph:s bundenhet är tudelade. Först och främst så främjar en katjonisk hydrolys med flera katjoner hydroxidernas och mineralernas sedimentering. Å andra sidan främjar den negativa ytspänningen som orsakats av mineralytornas hydrolys, särskilt i sedimenterade järn- och aluminiumhydroxidmineraler (Dzombak och Morel, 1999; Karamalidis och Dzombak, 2010) katjonernas adsorption ur lösningen. Det är viktigt att märka att ph:t endast behöver öka till ph 8 för att de oroväckande grundämnena sedimenteras. Det är ändå viktigt att egentliga laboratorie- och fältundersökningar utförs under gruvans livscykel så att lämpligheten hos olika ph-system och neutraliserande ämnen kan testas. Prognoserna för vattenkvaliteten visar att de sura förhållandena till sist kommer att utvecklas utan lindring i Hannukainens dagbrottsjö då ph är 3 4,5. Detta beror i huvudsak på filtrering av surt lakvatten från PAF-WRD:n i öster. Detta har presenterats i Bild 6-1 som visar nettoalkaliskhetens (alkaliskhet-surhet) belastning på Hannukainens dagbrottsjö. Negativa värden pekar på för hög syrlighet. Dagbrottsjöns och PAF-lakvattnens sura ph leder till odugliga metallbelastningar på Äkäsjoki och till överskridningar av vattenkvalitetens AV. Equivalent load (kg/day) 1,000 0-1,000-2,000-3,000-4,000-5,000-6,000 Bild 6-1: Nettoalkaliskhetens (alkaliskhet-surhet) belastning på Hannukainens dagbrottsjö från de primära kontaktvattenkällorna Ingen lindring I avsikterna för denna rapport har lindringen av surheten i dagbrottsjöarna uppnåtts på två olika sätt: 1) Genom att minska på belastningen från PAF-WRD:ns källterm genom att använda det planerade torra tätskikten som innehåller ett geosyntetiskt skikt med låg genomtränglighet. 2) Genom att neutralisera dagbrottsjöns avloppsvatten antingen i dagbrottsjön SIDA 45 / 56

eller på den plats där dagbrottsjön rinner ut i Äkäsjoki och 3) Genom att blanda syraneutraliserande kalcit/kalksten (CaCO 3 ) i PAF-gråberget under deponering 6.2 Användning av geosyntetiskt/planerat tätskikt En förminskad lösningsbelastning kan uppnås genom att förminska nettoavrinningen och syrets diffusion i WRD:n. Detta förhållningssätt innehåller användning av tätskikt med låg genomtränglighet, så som geosyntetiska eller planerade jordmånstäckningar för att begränsa avrinningen. Den långvariga hållbarheten, dvs. prestandan, har ibland ifrågasatts eftersom tätskikten/vallarna måste hållas på plats i evighet. I den nuvarande undersökningen har man simulerat användning av det planerade geosyntetiska täcket på PAF-WRD:n, på Rautuvaaras svavelkis/magnetkis-anrikningssand och på LIMS-anrikningssandsbassängen. Europeiska kommissionens dokument för bästa tillgängliga teknik (EC BAT) listar torra täcken som det rekommenderade alternativet för gråbergsdeponier och för att lindra anrikningssandar, BATdokumentet fokuserar dock på jordmåner som naturligt har en låg genomtränglighet och inte på geosyntetiska materialer som nivån för låg genomtränglighet. I Hannukainens fall har man inte identifierat en betydlig mängd lämpliga jordmåner med låg genomtränglighet och därmed skulle en användning av naturliga material kräva att jorden hämtas utanför objektet. Till detta skulle tillkomma transport- och inköpskostnader som antagligen kommer att bli mycket högre än olägenheterna som gäller geosyntetiskt tätskikt. 6.2.1 Neutralisering av Hannukainens dagbrottsjö / behandling av utsläppsvattnet från dagbrottsjön Tabell 6-1 och Tabell 6-2 visar det beräknade kravet på adderad kalksten i Hannukainens dagbrottsjöar för att neutralisera vattenkvaliteten. Mängderna som anges här baserar sig på den beräknade tillgången på kalcit som beräknades på basis av den modellering som utfördes i denna undersökning. Även om resultaten är ungefärliga i detta skede visar de ändå att ett geosyntetiskt tätskikt på PAF-WRD:n minskar på kravet på neutralisering till 10 % av grundnivån som ett WRD med tätskikt har. Detta skulle innebära en märkbar kostnadsinbesparing. Möjliga besparingar bör ändå vägas mot de extra kostnader som monteringen av tätningen orsakar. Tabell 6-1: Beräknat krav på kalksten för att neutralisera Hannukainens dagbrottsjö utan geosyntetisk tätning Dagbrottsjöns volym (Mm 3 ) 147.5 Källa: HKB (SRK, 2013) Utlopp från Hannukainens dagbrottsjö (m 3 /dag) 3,300 Källa: HKB (SRK, 2013) Källa: Modell (denna Krav på kalksten (g/m 3 ) 600 undersökning) Utgångskrav på kalksten (ton) 88,849 Beräknat Dagligt behov på kalksten (kg/dag) 1,930 Beräknat Årligt behov på kalksten (ton/år) 700 Beräknat SIDA 46 / 56

Tabell 6-2: Beräknat krav på kalksten för att neutralisera Hannukainens dagbrottsjö med geosyntetisk tätning Dagbrottsjöns volym (Mm 3 ) 147.5 Källa: HKB (SRK, 2013) Utlopp från Hannukainens dagbrottsjö (m 3 /dag) 3,300 Källa: HKB (SRK, 2013) Källa: Modell (denna Krav på kalksten (g/m 3 ) 60 undersökning) Utgångskrav på kalksten (ton) 8,849 Beräknat Dagligt behov på kalksten (kg/dag) 200 Beräknat Årligt behov på kalksten (ton/år) 71 Beräknat 6.2.2 Tillägg av kalksten i deponiområdet Konceptuellt sett är en förbättring av deponiområdet genom att tillägga kalksten eller annat neutraliserande ämne ett lockande alternativ för att hantera gruvans lakvatten. Detta är dock funktionellt en komplex uppgift som visats ha varierande resultat i tidigare undersökningar (se MEND, 1998). EC BAT Europeiska instruktionen för gråberg och anrikningssand beskriver en blandning med kalksten som kostnadssparande, men konstaterar även att det inte är möjligt som en bestående lösning för syrabildandet. Att blanda ett syraneutraliserande ämne i PAF:s WRD kan dock ha flera fördelar så som a) det är en långsiktig lösning till möjligen minimala kostnader efter stängning, b) det har potential att försvaga problematiska lösningar i WRD:n genom att bilda stabila sekundära mineralsediment och c) väldigt höga förhållanden fast ämne/vätska främjar ytornas adsorptionsprocesser i WRD:n. En tät kontakt måste dock uppnås mellan gråberget och kalkstenen för att neutraliseringens målsättning ska uppnås. Konceptuellt är sådana processer möjliga, men kommer att kräva märkbara extra åtgärdskostnader utöver kostnaderna för neutraliseringsämnet, som i Hannukainens fall kommer att behöva hämtas utanför objektet. Kalkstenen behöver dessutom malas tillräckligt liten för att en ändamålsenlig ytkontakt och blandning ska uppnås. Helhetskostnaderna kan därmed under vissa förhållanden bli för höga. Tabell 6-3: Beräkning av kalkstensbehovet för PAF-WRD:n Neutraliseringens helhetspotentials förhållande (NPR) inom PAF-gråbergets deponiområde NPR som krävs för att garantera neutralisering av syran Tillägg av kalksten som krävs per gråbergston (kg) 0.1 PAF-gråbergets totala massa (Mt) 190 Hannukainens BFS-gråbergs geokemiska rapport (SRK, 2013b) 3 MEND (2006) 30 Beräknat Krav på kalksten (Mt) 6 Beräknat Planeringsrapport för Hannukainens BFS-gråberg (SRK, 2013b) Neutralisering av WRD:n vid källan kommer konceptuellt att minimera den extra surhet som frigörs från WRD:n och minskar även på flera av de viktigaste föroreningarna inne i WRD:n både genom sedimentering av mineraler och via adsorptionsprocesserna. Som en del av Undersökningen av gråbergets geokemiska egenskaper (SRK, 2013b) gjordes en ABAkalkylering (Acid Base Accounting) för gråbergsprovet som borrades ur kärnan, enligt kalkylerna skulle det krävas ett tillägg på cirka 6 Mt kalksten (CaCO 3 ) i PAF-WRD:n under LOM för att neutralisera den möjliga syra som de fina ämnena i det deponiområdet producerar (se Tabell 6-3). Det har planerats att en intim kontakt kunde uppnås genom att SIDA 47 / 56

lägga till mald kalksten i enskilda stenlass i ett förhållande på cirka 6 ton kalksten per lass på 200 ton PAF-gråberg. Den exakta mängden som behövs borde dock planeras fall för fall enligt noggranna krav. 6.3 Fortsatt (evig) aktiv behandling Utöver ovan nämnda konceptuella lindringsalternativ skulle SRK även rekommendera att överväga en fortsatt aktiv behandling av gruvobjektets lakvatten. Lokaliseringen/planlösningen för Hannukainen och Rautuvaara har gjort detta relativt enkelt, majoriteten av de problematiska kontaktvattnen hamnar antingen i Hannukainens dagbrottsjö i Hannukainens gruvobjekt eller i Rautuvaaras södra klareringsbassäng för Rautuvaaras anrikningssandsobjekts del. En aktiv behandling har inte simulerats i den nuvarande modelleringsstrategin eftersom SRK anser att det planerade systemet kommer att vara uppnåbart/möjligt. 6.4 Alternativa koncept och lindringsalternativ Det mest troliga scenariot är att det krävs en kombination av ovan nämnda koncept för att bevara den krävda vattenkvaliteten i Hannukainens vattenområde. Utöver ovan nämnda lindringsalternativ är det även troligt att det under gruvans livstid kommer att komma andra kostnadseffektiva teknologier som kan inkluderas i planeringen av stängningen av gruvan. Dessutom kan någon teknologi, så som en tätning av gråberg inne i WRD:n för att förhindra intern avrinning, användas under projektet, men dessa kan kräva fältprover för att definiera deras lämplighet innan ibruktagande. 6.5 Dagbrottsjöns sedimentering Majoriteten av lösningsbelastningen i Hannukainens dagbrottsjö kommer att orsakas av lakvatten från de västra och östra PAF-WRD:na. På grund av skillnaden i täthet mellan PAFlakvattnet och den naturliga avrinningen som har en minimalisk lösningsbelastning kan bestående sedimentering förekomma i dagbrottsjön, där PAF-lakvattnet med hög densitet sjunker neråt och förblir på botten av dagbrottsjön. Icke-kontaktavrinningen med låg densitet och det låga grundvattnet skulle därmed till stor del ligga nära dagbrottsjöns yta. Detta stöds av undersökningen utförd av Woodhouse (2013) där det påvisades att Hannukainens dagbrottsjö har en potential att sedimenteras. Prognoserna för vattenkvaliteten som presenteras i denna Geokemiska modellering baserar sig helt på en blandad dagbrottsjö. Om det förekommer sediment i dagbrottsjön eller om sedimenten kan planeras (dvs. man leder det tätare lakvattnet från WRD:n till sjöns botten) så kan surt ph och förhöjda lösningsbelastningar begränsas från att frigöras i ytvattnen som är kännetecknande i låga ytvatten. I detta fall kunde korrigeringar av ph:t i dagbrottsjön förminskas eller helt avslutas under vissa förhållanden. Med beaktande av att de nuvarande undersökningarna ännu är prelimenära och planerade för behoven för Natura 2000-bedömningen, anses dagbrottsjöarna vara helt blandade. Möjlig nytta från sedimentering av sjön har inte beaktas för att prognoserna för vattenkvaliteten skulle vara mer försiktiga/konservativa. SIDA 48 / 56

7 SAMMANDRAG OCH SLUTSATSER Modelleringsarbetet som här presenteras visar att vattenkvaliteten kan uppfylla de uppställda kriterierna under verksamheten beroende främst på vattenbehandlingsanläggningens verksamhet. Efter stängning kommer förhållandena att kräva mer lindring för att de uppställda kriterierna ska uppnås. Modellerna baserar sig dock på begränsade laboratorie- och fältuppgifter och stöder sig i hög grad på provresultat från prover som har laboratoriestorlek, vars skala sedan har förstorats för att motsvara förhållanden i full storlek. Denna undersökning innehåll några konservativa antaganden som ett sätt att beakta den höga nivån på osäkerhetsfaktorerna. Detta betonar hur viktigt ett tillräckligt beskrivnings- och övervakningsarbete är för att stöda vattenhanteringen och i planeringen av lindringsåtgärder. Följande avsnitt drar samman hanteringsalternativen. Varje alternativs risker och möjligheter presenteras i Tabell 7-1. 7.1 Konsekvenser på Äkäsjoki För Hannukainens gruvobjekt har påvisats att över 90 % av gruvans lakvattenbelastning hänger samman med östra och västra PAF-WRD:na. Därför har lindringsmetoderna fokuserat på att förminska lösningsbelastningen från dessa deponier. Att montera ett geosyntetiskt tätskikt på PAF-WRD:n har påvisats att märkbart kunna minska på lösningsbelastningen som når Äkäsjoki. Om detta används självständigt utan phkorrigering förutspås att kopparhalterna överskrider AV:n i Äkäsjoki även i fortsättningen. En av nyttorna med geosyntetiskt tätskikt är en minskning av stora jonlösningsvelastningarna som inte märkbart beaktas genom att endast använda metoder för att korrigera ph. Detta är särskilt uppenbart för sulfatbelastningarna, som märkbart förminskas. Det har påvisats att en korrigering av ph:t kommer att krävas innan vattnet i Hannukainens dagbrottsjö släpps ut. Detta kan utföras i flera olika faser (i PAF-WRD:n, i dagbrottsjön eller vid avloppspunkten). En korrigering av ph:t antingen vid utloppspunkten eller i själva dagbrottsjön är de mest lockande alternativen eftersom de är åtgärder som sker efter stängning och därmed är de de mest flexibla alternativen med tanke på osäkerheten i den nuvarande modellens beräkningar. En behandling i gruvan skulle antingen kräva att fast krossad kalksten eller släckt kalk läggs till antingen direkt i dagbrottsjön eller med reaktorsystem, via vilket dagbrottsjöns vatten skulle pumpas. Prognoserna för vattenkvaliteten visar att en korrigering av dagbrottets ph inte ensamt kommer att räcka för att de krävda lösningshalterna uppnås i Äkäsjoki. Det bör användas samtidigt med antingen kalkning av PAF-WRD:n eller med en täckning av PAF- WRD:n med geomembran (eller motsvarande). Dessutom har det påvisats att täckningen av PAF-deponiområdet kan minska på behovet av kalksten med hela 90 %. Det har bedömts att cirka 6 Mt mald kalksten måste läggas till PAF-gråbergets WRD:n under gruvans livscykel för att en långtida stabilitet ska uppnås. Detta skulle troligtvis kräva ett effektivt system för att dosera en lämplig dos av kalksten i avfallsstenen baserat på den småskaliga undersökningen av svavel och kol som gjordes på sprängda skärvor. Doseringen kunde möjligen utföras genom att använda ett trattsystem och det kunde användas på individuella stenbilar. Det är viktigt att kostnadernas fördelar bedöms i detta alternativ. Alternativt borde man även fundera på kostnaderna för bestående aktiv behandling antingen separat eller i samband med något av ovan nämnda lindringsalternativ. En aktiv behandling vid Hannukainens dagbrottsjös avloppspunkt i Äkäsjoki kan planeras särskilt för att behandla SIDA 49 / 56

lakvattnet efter stängning från objektet till väldigt konkurrenskraftiga kostnader. 7.2 Konsekvenser på Niesajoki För att man ska kunna garantera att de kritiska parametrarnas halter i Niesajoki hålls innanför de nämnda målen för vattenkvaliteten kommer det att vara väsentligt att garantera att en möjlig lösningsbelastning från anrikningssandsbassängen för svavelkis/magnetkis hålls under 10 % av sin potential. Det har förutsetts att detta kan uppnås med ett fortsatt övervakningsoch underhållsprogram för denna helt stängda anläggning. Dessutom kommer det att krävas att belastningen från LIMS-anrikningssanden minskas med 75 % för att lösningshalterna i Niesajoki kan uppnås under lågvattenföring. En minskning med 75 % kunde uppnås med planering av en täckning för LIMS-materialet, som minskar på urlakningen och främjar avrinningen från bassängen. Precis som för avloppsvattnet från Hannukainens dagbrottsjö är en fortsatt aktiv behandling ett möjligt alternativt för utsläppsvattnet från Rautuvaaras södra klareringsbassäng ut i Niesajoki vattendragsområde. SIDA 50 / 56

Tabell 7-1: Ett sammandrag över lindringsalternativ som presenterats i denna rapport Alternativ Beskrivning Risker och möjligheter Hannukainen Omedelbar neutralisering av dagbrottsjön Omedelbar neutralisering av PAF-WRD Torr täckning som innehåller ett tätskikt gjort av jordmaterial som naturligt har låg genomtränglighe t ovanpå PAF- WRD:n. En torr täckning som innehåller ett geosyntetiskt tätskikt ovanpå PAF-WRD:n. Neutraliserande ämne tillsätts direkt i Hannukainens dagbrottsjö och avsättningar begränsas i dagbrottsjöns sediment. Neutraliserande ämne inkluderas i PAF-WRD:n för att neutralisera syraproduktionen och för att förminska frigörelsen av metaller i källan. En planerad täckning som innehåller ett tätskikt gjort av jordmaterial som naturligt har låg genomtränglighet. Den långtida prestandan förväntas vara lika stor jämfört med den planerade täckningen som innehåller ett geosyntetiskt tätskikt med beaktande av det geosyntetiska materialets vittrande. En planerad täckning som innehåller ett geosyntetiskt tätskikt (geomembran och/eller en geosyntetisk lertätning (GCL)) för att förminska inträngandet till under 10 % av helhetsinträngandet. En långvarig pump- och anläggningsaktivitet krävs. Energi- och reagenskostnader. Visuell inverkan. Tillämpningsmetoden svår att hantera. Ingen röjning av slam/dy, teknologin har använts med bra resultat i dagbrottsjöar på andra gruvor. Inget behov av långvarig anläggnings- eller pumpaktivitet efter stängning, avfallet hålls innanför WRD:n. Ingen visuell konsekvens efter stängning. Kalksten finns att hämta nära objektet. Att lägga till kalksten är inte 100 % effektivt så det behövs rikligt med sten, dess effektivitet är svår att bestämma vilket leder till höga LOM-kostnader, materialtransporter. I tätskiktet används naturliga material som inte förväntas vittra med tiden. Inga jordarter med naturligt låg genomtränglighet finns i objektet. Lösjordsmaterialet består alltså av sand, silt och grus. Således skulle man bli tvungen att köpa och transportera tätningsmaterialet till objektet på egen kostnad. Geosynteter är bevisat effektiva särskilt under de egentliga verksamheterna. Geosynteternas långtida hållbarhet har ännu inte helt bevisats även om deras livstid förväntas vara väldigt lång. Installationen av täckningen är inte perfekt och därmed har 10 fel per hektar använts som en försiktig uppskattning. Det geosyntetiska materialet är trots sitt höga pris troligtvis konkurrenskraftigt med alternativa jordmåner med låg genomtränglighet (lera osv.) som inte finns på objektet. SIDA 51 / 56

Alternativ Beskrivning Risker och möjligheter Rautuvaara Bestående behandling av utloppsvatnet från anrikningsbassäng erna för svavelkis/magnetki s Tillämpande av torrtäckning för LIMSanrikningssandarn a inklusive ett geosyntetiskt tätskikt Inkapsling av anrikningssanden med svavelkis och magnetkis samt ett ständigt underhåll av den geosyntetiska täckningen Från anrikningssandarna med svavelkis och magnetkis samlas det extra porvattnet in i torkningscisternerna som användes under gruvans livscykel. Detta tillåter anrikningssandarna att vittra och därmed skulle materialets reaktiva del förminska genom tiden. En planerad täckning som innehåller ett geosyntetiskt tätskikt (geomembran och/eller en geosyntetisk lertätning (GCL)) för att förminska belastningen till under 10 % av den potentiella belastningen. Inträngande från svavelkis/magnetkisanrikningssandarna kan förhindras med perfekt inkapsling. Hanteringsanläggningen kommer att vara på plats efter att gruvans stängs. Därmed är kapitalkostnaderna (CAPEX) minimala. Halterna i utloppsvattnet och den höga nivån av belastningshanteringen. Målsättningarna kan fås genom att bearbeta systemet. Drifts- och underhållskostnader krävs under en lång tid och de bör speglas mot stängningsalternativen (dvs. inkapsling). Tillvaratagandet av resurser, så som koppar, kan vara möjligt från de urlakade lösningarna som delvis kan finansiera hanteringsprocessen. Hanteringen kommer att ge stora mängder slam som måste avlägsnas. Potentiellt kan det placeras i Hannukainens dagbrottsjö. Geosynteter är bevisat effektiva särskilt under de egentliga verksamheterna. Geosynteternas långtida hållbarhet har ännu inte helt bevisats även om deras livstid förväntas vara väldigt lång. Installationen av täckningen är inte perfekt och därmed har 10 fel per hektar använts som en försiktig uppskattning. Det geosyntetiska materialet är trots sitt höga pris troligtvis konkurrenskraftigt med alternativa jordmåner med låg genomtränglighet (lera osv.). Som inte finns på objektet. Inkapslingen av svavelkis- och magnetkisanrikningssandarna förminskar effektivt på utloppsvattnet från anrikningssandsbassängen till en obetydlig mängd och därmed minimeras deltagandet av svavelkis/magnetkis anrikningssandskällan. På grund av de geosyntetiska materialens iakttagna långtida vittring kommer det att vara nödvändigt att utföra underhåll av tätningen och periodvis byta ut det till kostnader. Anrikningssandarna kommer att vara en bestående potentiell ARD-källa. SIDA 52 / 56

8 REKOMMENDATIONER Det rekommenderas att följande arbeten utförs under gruvans utveckling och drift för att förädla och förstå Hannukainen-gruvans stängningsalternativ bättre: Utförande av en detaljerad kostnadsjämförelse för varje lindringsscenarium under stängningsfasen. En detaljerad limnologisk modelleringsundersökning av dagbrottsjön utförs för att konstatera möjliga nyttor en sedimentering av sjön ger för den totala surheten och vattenkvaliteten på ytvattnet i Hannukainens dagbrottsjö och den konsekvens detta kan ha på utloppsvattnets kvalitet. Utförande av funktionella fältundersökningar för att bestämma hur effektiva olika täckningsalternativ är för WRD:n och anrikningssandarna för att den förminskade belastning som krävs ska uppnås i samband med att gruvan stängs. Utförandet av en detaljerad bedömning av den potentiella betydelsen överskridandet av tröskelvärdena (TV) har för de viktigaste parametrarna och andra parametrar i Äkäsjoki, Kaunisjoki, Nieasjoki, Valkeajoki, Kalmanjoya och i Muonio älv. SIDA 53 / 56

9 KÄLLFÖRTECKNING AMIRA. 2002. ARD Test Handbook: Project P387A Prediction & Kinetic Control of Acid Mine Drainage. AMIRA International Ltd; Ian Wark Research Institute; Environmental Geochemistry International Pty Ltd. May 2002. ANZECC. 2000. Australia and New Zealand Guidelines for fresh and marine water quality: Volume 1 The Guidelines. Australian and New Zealand Environmental Conservation Council (ANZECC)/Agriculture and Resource Management Council of Australia and New Zealand (ARMCANZ). October 2000. ASTM. 2013. ASTM D5744-13: Standard Test Method for Laboratory Weathering of Solid Materials Using a Humidity Cell. Available for download: http://www.astm.org/standards/d5744.htm. ASTM International. 23 pages. Baas Becking, L.G.M., Kaplan, I.R., Moore, D. 1960. Limits of the Natural Environment in terms of ph and Oxidation Reduction Potentials. Journal of Geology 68(3). 243-284 Bennett, J.W., Comarmond, M.J., Jeffery, J.J. 2000. Comparison of oxidation rates of sulfidic mine wastes measured in the laboratory and field. Australian Centre for Mining and Environmental Research, Brisbane. Cole, T. M., Wells, S. A. 2013. CE-QUAL-W2: A Two-Dimensional, Laterally Averaged, Hydrodynamic and Water Quality Model, Version 3.71. Department of Civil and Environmental Engineering Portland State University. pp. 777. Dzombak, D.A. Morel, F.M.M. 1990. Surface Complexation Modelling: Hydrous Ferric Oxide. John-Wiley and Sons Inc. Eary, E.L. 1999. Geochemical and equilibrium trends in mine pit lakes. Applied Geochemistry 14. 963-987. EC (2009) Reference Document on Best Available Techniques for Management of Tailings and Waste-Rock in Mining Activities. European Commission. January 2009. Electronic versions of draft and finalised documents are publicly available and can be downloaded from http://eippcb.jrc.ec.europa.eu. Eriksson, N., Gupta, A., Destouni, G. 1997. Comparative analysis of laboratory and field tracer tests for investigating preferential flow and transport in mining waste rock. Journal of Hydrology 194. 143 163 Geller, W., Schultze, M., Kleinmann, R., Wolkersdorfen, C. (Eds.) 2012. Acidic Pit Lakes: The legacy of Coal and Metal Surface Mines. Springer Heidelberg, London. 540 pages. Herbert Jr., R.B. 1999. MiMi Sulfide oxidation in mine waste deposits. The MISTRAprogramme MiMi. Mitigation of the environmental impact from mining waste. Karamalidis, A.K., Dzombak, D.A. 2010. Surface Complexation Modelling: Gibbsite. John Wiley & Sons Inc. Kempton, H. 2012. A Review of Scale Factors for Estimating Waste Rock Weathering from Laboratory Tests. ICARD 2012. Kennedy, C Day, S., MacGregor, D., Pumphrey, J. 2012. Selenium Leaching from Coal Waste Rock in the Elk Valley, B.C. ICARD 2012. SIDA 54 / 56

Lapakko, K., Antonson, D., Folman, J., Johnson, A. 2003. Controlling Mine Drainage Problems New Approaches for Waste Rock Stockpiles. A Final Report to the Mineral Coordinating Committee, Minnesota Department of Natural Resources. Lapakko, K.A., Antonson, D.A. 2006. Pyrite oxidation rates from humidity cell testing of Greenstone rock. 7th ICARD 2006. Linklater, C.M., Sinclair, D.J., Brown, P.L. 2005. Coupled chemistry and transport modelling of sulphidic waste rock dumps at the Aitik mine site, Sweden. Applied Geochemistry 20. 275 293 Malmström, M.E., Destouni, G., Banwart, S.A., Strömberg, B.H.E. 2000. Resolving the Scale- Dependence of Mineral Weathering Rates. Environmental Science & Technology 34(7). 1375-1378 MEND. 1995. Hydrology of waste rock dumps. MEND Associate project PA-1. The Mine Environment Neutral Drainage (MEND) program. July 1995. URL: http://www.mendnedem.org/reports/details-e.aspx?pub_id=1.associate%20project. Accessed 25-Sept-2013. MEND. 1997. Assessment of Gas Transfer ANSTO Model At Heath Steele Mines. MEND Project 1.22.1b. July 1997. MEND. 1999. Blending and layering waste rock to delay, mitigate or prevent acid rock drainage and metal leaching: A case study review. MEND Project 2.37.1. Available for download URL:: http://www.mend-nedem.org/reports/details-e.aspx?pub_id=2.37.1. Accessed 25-Sept-2013. MEND. 2009. Prediction Manual for Drainage Chemistry from Sulphidic Geologic Materials. MEND Report 1.20.1. Müeller, M. 2011. PitLakQ. Available at: http://www.pitlakq.com. Accessed: 2 July 2013. Parkhurst, D.L. Appelo, C.A.J. 2013. Description of Input and Examples for PHREEQC Version 3--A Computer Program for Speciation, Batch-Reaction, One-Dimensional Transport, and Inverse Geochemical Calculations Ramstedt, M., Carlsson, E., Lövgren, L. 2002. MiMi A study of the aqueous geochemistry in the Udden pit lake Complete dataset. The MISTRA-programme MiMi. Mitigation of the environmental impact from mining waste. Smith, L., Beckie, R. 2003. Hydrologic and geochemical transport processes in mine waste rock. SRK. 2011. Hannukainen Waste Rock Dump Geochemical Characterisation site visit report. Report prepared for Northland Mining OY. SRK Consulting (UK) Ltd. August 2011. SRK. 2012. Rautuvaara Waste Rock Dump Geochemical Characterisation site visit report. Report prepared for Northland Mining OY. SRK Consulting (UK) Ltd. June 2012. SRK. 2013a. Hydrological Impact Assessment (HVA) for the Hannukainen mine site. SRK Consulting (UK) Ltd. January 2013. SRK. 2013b. Hannukainen DFS waste rock geochemical characterisation report. Report prepared for Northland Mining OY. SRK Consulting (UK) Ltd SRK. 2013c. Hannukainen DFS Waste rock Dump design report. Report prepared for Northland Mining OY. SRK Consulting (UK) Ltd. SIDA 55 / 56

Strömberg, B., Banwart, S. 1994. Kinetic modelling of geochemical processes at the Aitik mining waste rock site in northern Sweden. Applied Geochemistry 9. 583-595 Stumm, W., Morgan, J.J. 1996. Aquatic Chemistry Chemical Equilibria and Rates in Natural Waters. Third Edition. John Wiley and Sons, New York. Timms, G.P., Hennessy, M.J. 1999. Compilation of measured Oxidation Rates And Thermal Properties of Waste Rock and Soils. Australian Nuclear Science and Technology Organisation. Waite, T.D., Davies, J.A., Payne, T.E., Waychunas, G.A., Xu, N. 1994. Uranium (VI) adsorption to ferrihydrite: Application of a surface complexation model. Geochemica et Cosmochemica Acta 58(24). 5465-5478. Woodhouse, C. 2013. Predicting Pit Flooding, Future Limnology, and Geochemistry of a Planned Open Pit Mine in Finland using Numerical modelling. MSc Thesis. School of Geography, Earth and Environmental Sciences, University of Birmingham, UK. September 2013. På SRK Consulting (UK) Limiteds vägnar Andrew Barnes, Äldre konsult, geokemi SRK Consulting (UK) Limited Rob Bowell, Företagskonsult, geokemi SRK Consulting (UK) Limited SIDA 56 / 56