EESTI KESKKONNAKASUTUSE VÄLISMÕJUDE RAHASSE HINDAMISE

ANALÜÜS, I ETAPP

LISA 6 Saasteainete heide vette ja mulda, veevõtt – analüüs keskkonnamõjude kujunemisest ja hindamisest DPSIR-kontseptsiooni

arvestava metoodika abil

Autorid:

Karl Kupits, Artto Pello, Madis Osjamets, Madis Metsur

AS Maves

Pille Antons, Katrin Väljataga

Estonian, Latvian & Lithuanian Environment OÜ

Katrin Pihor, Gerli Paat-Ahi, Kaupo Koppel, Bastiaan Meinders, Silja Kralik

SA Poliitikauuringute Keskus Praxis

Aija Kosk

Eesti Maaülikool

Vastutav täitja: Toomas Pallo, Estonian, Latvian & Lithuanian Environment OÜ

KESKKONNAMINISTEERIUM 2018

1. Eesti keskkonnakasutuse välismõjude rahasse hindamise eest vastutav ametnik:

Keskkonnaministeeriumi keskkonnakorralduse osakonna

nõunik Aire Rihe

(tel 626 2983, e-post: aire.rihe@envir.ee)

2. Projektijuht:

Katrin Väljataga, Estonian, Latvian & Lithuanian Environment OÜ

(tel 611 7692, e-post: katrinv@environment.ee)

3. Eesti keskkonnakasutuse välismõjude rahasse hindamise analüüsi I etapi finantseerimine:

KIK 2015. aasta Keskkonnainvesteeringute Keskuse keskkonnaprogrammi keskkonnakorralduse programmi eelarvest, projekti nimetus „Eesti keskkonnakasutuse välismõjude rahasse hindamise analüüs“.

Koostaja ja toimetaja: Anne Aan, Katrin Väljataga, Estonian, Latvian & Lithuanian Environment OÜ

Korrektuur: OÜ Avatar

Lemmikmeedium OÜ

2

SISUKORD

SISUKORD .................................................................................................................................................... 2

SISSEJUHATUS ............................................................................................................................................. 3

SAASTEAINETE HEIDE VETTE JA MULDA, VEEKASUTUS .............................................................................. 4

1 SAASTEAINETE HEIDE VETTE JA MULDA .............................................................................................. 4

1.1a Keskkonnaseisund ja keskkonnaseisundi muutus (S), toitained .................................................. 4

1.2a Keskkonnale avalduv surve ja surve muutus (P), toitained ......................................................... 8

1.3a Keskkonnakasutusest loodusele avalduva mõju hindamine (I), toitained ................................. 10

1.1b Keskkonnaseisund ja keskkonnaseisundi muutus (S), ohtlikud ained ....................................... 11

1.2b Keskkonnale avalduv surve ja surve muutus (P), ohtlikud ained ............................................... 17

1.3b Keskkonnakasutusest loodusele avalduva mõju hindamine (I), ohtlikud ained ........................ 21

1.4 a, b Keskkonnakasutusest inimese tervisele ja inimese heaolule avalduva mõju hindamine (I) . 22

1.5 a, b Saasteainete heide vette ja mulda, toitained ja ohtlikud ained – kokkuvõte hindamisest ... 26

2 VEEKASUTUS (VEEVÕTT) .................................................................................................................... 31

2.1 Keskkonnaseisund ja keskkonnaseisundi muutus (S) .................................................................. 31

2.2 Keskkonnale avalduv surve ja surve muutus (P) ......................................................................... 33

2.3 Keskkonnakasutusest loodusele avalduva mõju hindamine (I) ................................................... 35

2.4 Keskkonnakasutusest inimese tervisele ja inimese heaolule avalduva mõju hindamine (I) ........ 35

2.5 Veekasutus (veevõtt) – kokkuvõte hindamisest .......................................................................... 37

3

SISSEJUHATUS

Käesolev lisa annab tervikliku ülevaate saasteainete vette juhtimise ja veekasutuse (veevõtu)

keskkonnamõjude analüüsist Eesti keskkonnakasutuse välismõjude rahasse hindamise I etapis. Analüüs

teostati DPSIR-kontseptsioonil põhinevat üldist metoodilist lähenemist kasutades.

Lisa on üles ehitatud DPSIR-lähenemisel põhinevalt, mille käigus liigutakse seisundi- ja survenäitajatelt

samm-sammult oluliste keskkonnamõjude identifitseerimise ja nende ulatuse hindamise suunas.

Käesolevas analüüsis mõistetakse keskkonnamõjude all mitte muutust keskkonnakvaliteedis, nagu

defineeritakse keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemi seaduses, vaid samm kõrgemal

tasemel – mõju inimese tervisele, heaolule ja loodusele (elurikkusele ja ökosüsteemide seisundile), mille

on tinginud keskkonnaseisundi ehk keskkonnakvaliteedi muutus.

Kasutatud metoodikate kirjeldused on esitatud lõpparuande põhiosas. Andmetabelid kasutatud seisundi-

, surve- ja mõjunäitajate kirjeldustega ning arvuliste väärtustega on antud aruande lisades 11a, b ja c ning

lisas 12.

4

SAASTEAINETE HEIDE VETTE JA MULDA, VEEKASUTUS

1 SAASTEAINETE HEIDE VETTE JA MULDA Hindamistulemuste koondtabel – surve ja seisundi trend, mõjutatud inimeste arv, mõju

1.1a Keskkonnaseisund ja keskkonnaseisundi muutus (S), toitained

Veekogude seisundile hinnangu andmisel (on oluliselt inimtegevusest mõjutatud / ei ole inimtegevusest mõjutatud) ja nende muutuste väljatoomisel on tuginetud veepoliitika raamdirektiivi (2000/60/EÜ) ja veeseaduse põhimõtetest lähtuvatele veekogumite seisundiklassidele. Pinnaveekogumite seisundi-hinnanguid uuendatakse Eestis iga-aastaste vahehinnangutena, põhjaveekogumite seisundihinnanguid uuendatakse kuueaastase tsükliga. Tegu on kogu Eestit katva süsteemse ja piisava aegreaga andmes-tikuga, mis võimaldab hinnata inimtegevuse mõju veekeskkonnale. Seejuures on seisundi muutusi arvestatud seotuna taimetoitainete sisaldusest sõltuvate indikaatoritega: lämmastikuühendite sisaldust pinnavees arvestatakse üldlämmastikuna (Nüld, mg/l), fosforiühendite sisaldust pinnavees arvestatakse üldfosforina (Püld, mg/l).

Põhjavee seisundit arvestatakse nitraatide (NO3, mg/l) sisalduse või nende kasvutrendide kaudu. Samuti kaalutakse keskkonnaministri määruse 29.12.2009 nr 75 kohaselt põhjavee nitritite ja üldfosfori sisalduse alusel läviväärtuse kehtestamist nendele ainetele põhjaveekogumis. Töö teostajatele teada oleva info kohaselt ei ole ühegi veekogumi puhul seda viimati nimetatud saasteainete osas siiski seni vajalikuks loetud (Hartal Projekt OÜ 2014). Täiendavalt on käesolevas töös arvesse võetud vee vastavust tervisele ohutu joogivee kvaliteedinõuetele (sotsiaalministri määrus 31.07.2001 nr 82).

Seisundinäitajatel on kõrge metoodika usaldusväärsus, kuid keskmine andmete määramatus. Veekogumite seisundiklasside piirid on kalibreeritud kohalikele oludele, samuti interkalibreeritud teiste riikidega. Andmete kogumiseks on koostatud seireprogramm ning toimub pidev seireandmete kogumine riikliku keskkonnaseire võrgustikust. Aegridades leidub üksikuid lünkasid ning aja jooksul on mõnevõrra muudetud metoodikaid, kuid tulemused on üldjoones võrreldavad. Oluline on aga asjaolu, et erinevates andmekogudes olevad ja erinevate seirete raames kogutud andmed ei ole üksteisega vastavuses – nt on märgatavad erinevused käitaja omaseire ja riigi kontrollseire tulemuste vahel.

2015. aasta seisuga oli Eestis 47 pinnaveekogumi seisund toitainete sisaldusega seotavalt mitte-hea (s.t kesine või madalam seisundiklass). See moodustab 6% kõigist määratletud veekogumitest ning 15% mitte-heas seisundis veekogumitest (Keskkonnaagentuur 2016).

Selgeid piirkondlikke erinevusi pinnavee puhul välja tuua ei saa (joonis 1). Oluline on seejuures rannikuvee ja järvede (sh Peipsi) kesine või halb seisund, kuna tähelepanu nõudvate piirkondade ulatuse hindamisel tuleb tervikuna arvestada nende suuri valgalasid (sissekanne jõgedest). Arvestama peab siiski ka kaugkande rolliga nende veekogude seisundi kujunemisel (vt lähemalt ptk 1.2a).

Põhjaveekogumitest oli 2007.–2013. aasta hinnangu põhjal lämmastikuühendite tõttu halvas seisundis 2

põhjaveekogumit: Siluri-Ordoviitsiumi Pandivere põhjaveekogum Ida-Eesti vesikonnas, Siluri-

Ordoviitsiumi Adavere-Põltsamaa põhjaveekogum (Hartal Projekt OÜ 2014). Nimetatud kogumite

pindalaline ulatus on 1919 km2. Põhjavee puhul on toitainete osas peamisteks probleemaladeks seega

Pandivere ja Adavere-Põltsamaa piirkond ehk nitraaditundlik ala. Sellele lisaks on lokaalselt suurenenud

(joogiveele seatud piirväärtusele vastavat või seda ületavat) nitraatide sisaldust tuvastatud ka teistes Eesti

piirkondades (joonis 2).

Valitud seisundinäitajate aegread näitavad riigi tasemel stabiilset või nõrgalt halvenevat seisundit (tabel 1). Nitraaditundliku ala seirekaevudes on märgata lämmastikuühendite teatavat suurenemist (Keskkonnaagentuur, seireandmed). Aegread seisundinäitajate kohta on antud lisas 11b tabelis DPSIR2 töölehel Toitainete heide vette, aegread.

5

Tabel 1. Pinna- ja põhjavee seisundi muutused seisundi (vahe)hinnangute alusel (andmed kättesaadavad alates 2010. aastast)

Seisundit iseloomustav väärtus 2010 2011 2012 2013 2014 2015

Mitte-heas seisundis pinnaveekogumid, N

31 Andmed puuduvad

36 40 42 47

Osakaal kõigist mitte-heas seisundis veekogumitest

14% Andmed puuduvad

14% 14% 14% 15%

Mitte-heas seisundis pinnaveekogumid, P

40 Andmed puuduvad

51 52 58 60

Osakaal kõigist mitte-heas seisundis veekogumitest

18% Andmed puuduvad

20% 18% 19% 19%

Halvas seisundis põhjaveekogumid, N

0 Andmed puuduvad

Andmed puuduvad

Andmed puuduvad

2 2

Ulatus, km2 0 Andmed puuduvad

Andmed puuduvad

Andmed puuduvad

1919 1919

6

Joonis 1. Kõrgenenud toitainete sisaldusega pinnaveekogu(mi)d

7

Joonis 2. Kõrgenenud lämmastikuühendite sisaldusega põhjavee leviala ja potentsiaalselt mõjutatud elanikkond

8

1.2a Keskkonnale avalduv surve ja surve muutus (P), toitained

Survenäitajatena on töösse valitud toitainete heide vette erinevatest surveallikatest, väljendatuna summaarsetes aastastes heitkogustes – tonni aastas (t/a). Heide vette toob kaasa saasteainete kontsentratsiooni suurenemise heite suublaks olevates veekogudes ja seega vee seisundi halvenemise. Saasteainete heide vette toimub seejuures punktkoormusena (nt heitkogused heitvee väljalaskudest) ja hajukoormusena (nt koormus põllumajandusmaadelt). Survenäitajate osakaalu määramise metoodika usaldusväärsus ja andmete määramatus sõltub surveallikast. Punktsurveallikate puhul võib näitajate usaldusväärsust lugeda kõrgeks ja määramatust madalaks, tegu on mõõdetud ja/või arvutuslike objektipõhiste andmetega keskkonnalubadega seotud aastaaruannetest. Märkusena saab siinkohal siiski välja tuua, et kaevandustegevus on arvestatud punktallikateks läbi väljastatud vee-erikasutuslubade ja vastava aastaaruandluse, kuid see ei pruugi kajastada nt kõigi turbatootmisalade kogukoormust. Hajusurveallikate puhul on näitajate usaldusväärsus madal. Laiaulatuslikud mõõtmisandmed puuduvad ning kogused leitakse riigi tasemele üldistatult arvutuslikult, kasutades uuringutes välja toodud lämmastiku ja fosfori keskmisi ärakandekoefitsente pindalaühiku kohta. Sarnast kaardistust on Eestis teostanud näiteks TTÜ Keskkonnatehnika Instituut (TTÜ Keskkonnatehnika Instituut 2010).

Seisundi ja surve seostamise esimeseks sammuks oli selgitamine, kas veekogumite seisundites on täheldatav inimtegevusest tulenev mõju – kõrvalekalle veekogu looduslikust seisundist ehk heast ökoloogilisest seisundist. Kuna vastav probleem on olemas (vt ptk 1.1a), kaardistati järgmise sammuna toitainekoormuse allikad.

Olulisemate surveallikatena saab välja tuua põllumajandusliku hajukoormuse (põllumajanduslik maakasutus) ning heit- ja reovee heite (nii olme kui ka tootmistegevus). Põllumajanduskoormus moodustab seejuures hinnanguliselt 84% lämmastiku ja 57% fosfori inimtekkelisest koormusest, mida oli töös alusallikatele tuginedes võimalik kaardistada. Teiste allikate osakaal on tunduvalt tagasihoidlikum, moodustades eraldivõetuna üldjuhul kuni 5% kogukoormusest. Erandiks on siinjuures heit- ja reoveeväljalasud, mis annavad arvestuslikult 13% fosfori kogukoormusest (lämmastiku osas on punktreostusallikate panus hinnatud tunduvalt madalamaks). Oluline osa on ka sadenemisel välisõhust, sissekandel teistest riikidest. Alates 1994. aastast on reostuskoormus punktallikatest vähenenud (joonis 3). Üldine reostuskoormus on kahanenud eelkõige tööstustootmise vähenemisperioodil 1990. aastatel ning viimase paarikümne aasta jooksul tehtud suurte veemajanduse investeeringute (reoveepuhastuse tõhustamine) tõttu (Keskkonnaagentuur 2014). Paralleelselt punktkoormuse vähenemisega on vähenenud fosfori kontsentratsioon pinnaveekogudes, mis toetab surve- ja seisundinäitajate omavahelist seotust.

Joonis 3. Reostuskoormus punktallikatest. Allikas: Keskkonnaagentuur

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015

ton

ni/

aast

as

Püld kogus Nüld kogus

9

Tulenevalt hajukoormuse hindamisega seotud suhteliselt kõrgest määramatuse astmest, ei ole vastavate survenäitajate aegridade hindamine seotuna seisundi muutustega usaldusväärne. Viimasel kümnendil tähel-dati teatavat väetiste kasutamise tõusu põllumajanduses, mis on kaudselt seotud toitainete potentsiaalse väljaleostumisega mullast, kuid üksühest põhjuslikkust selle alusel otseselt näidata ei saa. Välja saab tuua aga ruumilise jaotumise eripära nitraaditundlikul alal (vt ka joonis 2), kus surve (suhteliselt intensiivne põllumajandustegevus) avaldumist võimendavad keskkonnatingimused (põhjavee nõrk kaitstus).

Piiriveekogude puhul tuleb arvestada ka toitainete piiriülese sissekandega ja vastavate andmete kättesaada-vuse ja usaldusväärsusega. Peipsi järve valgalast tervikuna jääb suurem osa Venemaa territooriumile (58%), 34% jääb Eesti territooriumile ning ülejäänu Läti ja Valgevene territooriumile. Ka järve suurim sissevool tuleb piiri tagant – selleks on Velikaja jõgi, mille valgala moodustab 52% kogu järve valgalast (Jaani 2001). Loigu jt (2008) andmetel läbib Velikaja jõkke suunatav Pihkva linna reovesi vaid bioloogilise puhastuse ning fosforiärastust selle käigus ei toimu, samas kui Tartu linna reovesi puhastatakse keemiliselt ning puhastusefektiivsus on lämmastiku puhul 50 ja fosfori puhul 85–90%. 2015. aastal teostatud uuringu põhjal jõuab Venemaa poolelt Pihkva järve ca 66% selle fosforikoormusest (Piirimäe jt 2015). Velikaja kaudu Pihkva järve jõudev üldfosfor moodustab 54% kogu Peipsi-Pihkva järve koormusest (Blank et al 2017). Seejuures lähtub Piirimäe jt (2015) uuringu järgi Venemaa poolt sisenev fosforikoormus suures osas punktallikatest (heitveeväljalasud), Eesti poolelt aga hajukoormusest. See on üks põhjus, miks Eesti poolelt lähtuva toitainete koormuse muutus on perioodide 2003–2007 ja 2008–2012 võrdluses võrreldes Venemaaga väiksem, samas paneb Venemaalt lähtuv koormus Peipsi järve kui terviku ja eriti Pihkva järve väga suure stressi alla (Blank et al 2017).

On välja toodud ka, et HELCOMile esitatud ametlike andmete järgi oleks Venemaalt lähtuv koormus justkui võrdne Eesti looduslikust foonist tuleva sissekandega ning on alust arvata, et Venemaa-poolse sissekande osakaal on tugevasti alahinnatud (Riigikontroll 2012). Ka riikliku keskkonnaseire tulemused näitavad valdavalt Venemaa territooriumile jäävate valgaladega Pihkva ja Lämmijärve Püld ja Nüld sisalduste märgatavalt kõrgemat taset, võrreldes Peipsi Suurjärve vastavate näitajatega, mis on loomulikult seotud ka nende järveosade väiksuse jt hüdromorfoloogiliste eripäradega1. 2001.–2011. a mõlemale eelnimetatud toitaine sisalduse näitajale on järve eri osades iseloomulik suur muutlikkus, Lämmijärve puhul mõlema näitaja, Peipsi Suurjärve puhul selgemalt üldlämmastiku osas. Lisaks inimtekkelisele sissekandele mõjutavad toitainesisaldust Peipsi järve vees ka muud tegurid – näiteks setetesse akumuleerunud toitainete tagasilahustumine vette ehk isereostumine ja hüdroloogilised tegurid, viimased eriti seoses lämmastikuühendite sisaldusega (Tammeorg ja Haldna (toim) 2017).

Eesti rannikumere veekogumite seisundi hinnanguid tuleb samuti vaadata koos piiriülese saaste mõjuga. Eesti vee kaudu toimuva sissekande osakaal Läänemere eri osadesse (Soome laht, Liivi laht, Läänemere avaosa) on Nüld osas 3% ning Püld osas 2%. Peamisteks Läänemere toitainekoormuse lähteriikideks on Rootsi, Venemaa ja Poola (HELCOM 2015). Kitsasse ja muust Läänemerest tugevasti eraldatud Soome lahte veega sisenev toitainekoormus moodustab Läänemere kogukoormusest alla 20% (14% N kogukoormusest ja 17% P kogukoormusest), millest valdav osa pärineb Venemaalt (HELCOM 2014). Tabelis 6.1 on võrdlevalt välja toodud Eesti ja naaberriikide lämmastiku heitkogused Läänemere Eestiga otseselt seotud mereosadesse (Soome laht, Riia laht). Üldine pika perioodi (1994–2010) vältel jälgitav suundumus Läänemerre veeheite kaudu jõudvate toitainete koguste osas on enamikus mereosades nii lämmastiku kui ka fosfori puhul langev. Seejuures on langev trend lämmastiku puhul vähem märgatav kui fosfori puhul. Tõusev trend on fosfori puhul viidatud perioodil märgatav Liivi lahes, mis on seotud asjaoluga, et Daugava kaudu Liivi lahte jõudev fosforikoormus on (merre suubuvate suurte jõgede võrdluses ainsana) aastatel 1994–2010 samuti suurenenud. Eestist ja naaberriikidest Soome ja Liivi lahte jõudnud lämmastikukoormuse hinnangud aastatel 2000–2008 on toodud tabelis 2 (HELCOM 2014).

HELCOMi ülevaated toitainete sissekande kohta näitavad, et erinevate tegevusvaldkondadega (omavalitsuste ja tööstuseettevõtete reoveepuhastid, kalakasvatused) seotud punktkoormusallikatest on nii lämmastiku kui ka fosfori koormused Läänemerre aastatel 1994–2010 langenud (HELCOM 2015), mis

1 http://seire.keskkonnainfo.ee/index.php?option=com_content&view=article&id=2111&Itemid=424

10

kinnitab hajukoormuse täpsema hindamise vajalikkust, selgitamaks rannikumere veekogumite mitte-hea seisundi põhjuseid ja rakendamaks seisundi parandamiseks tõhusaid meetmeid (HELCOM 2015).

Tabel 2. Summaarne lämmastiku sissekanne vee kaudu Eestist ja naaberriikidest (tonni aastas, normali-seeritud vooluhulga suhtes) Läänemere osadesse aastatel 2000–2008 (HELCOM 2014).

Riik Mereosa 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008

Eesti Soome laht 16 109 19 274

16 972

13 617

15 184

14 587

16 551

19 222 23 929

Eesti Liivi laht 10 335 14 902

14 186

11 234

14 798

11 418

8659 15 476 19 257

Soome Soome laht 17 948 13 553

12 694

15 127

14 623

14 141

15 780

14 488 14 654

Läti Liivi laht 58 895 78 297

59 014

42 252

58 999

53 316

52 059

101 623

85 508

Venemaa Soome laht 57 345 64 060

73 128

63 536

79 867

70 446

85 389

73 590 61 206

1.3a Keskkonnakasutusest loodusele avalduva mõju hindamine (I), toitained

Mõju elusloodusele saab hinnata selle alusel, kas ja kuivõrd põhjustavad toitained elupaikade ja liikide ebasoodsat seisundit. Toitainete sissekanne pinnaveekogudesse põhjustab veekogude toitelisuse suurenemise (eutrofeerumise) kiirenemist, millega kaasnevad muutused veekogude liigilises koosseisus (vähetoitelistest veekogudest kaovad spetsiifilisi keskkonnatingimusi vajavad liigid), veekogu bioproduktsioonis (suureneb), liikide dominantsuses (domineerima hakkavad rohketoitelistele veekogudele iseloomulikud liigid), liigirikkuses (kokkuvõttes väheneb, kuigi ajutiselt võib suureneda). Rohketoitelistes veekogudes muutuvad sageli probleemiks toksilised või potentsiaalselt toksilised sinivetikad, kuna suure bioproduktsiooniga veekogus saavad nemad tänu võimele siduda atmosfäärilämmastikku eelise teiste fotosünteesijate ees, kes konkureerivad vees lahustunud lämmastikule (Laugaste, 1982). Sellel on potentsiaalne mõju nii veekogu elustikule kui ka inimese tervisele ja heaolule. Kirjeldatud protsessid toimuvad vee füüsikaliste (läbipaistvus) ja keemiliste (pH, toitainete sisaldus) muutuste ning väliste tegurite (nt ilmastikutingimused) taustal ja vastastikmõjus. Kokkuvõttes muutuvad toitelisuse suurenedes nii veekogude toiduahelad, aineringed kui ka nende poolt võimaldatavad ökosüsteemiteenused ja teenuste kvaliteet (Loigu ja Hannus 1982).

Käesoleva projekti teostamise ajal on üle Eesti ja erinevate veekogude hindamiseks elustiku seisundi vaatenurgast võimalik kasutada vee raamdirektiivist lähtuva metoodika abil antud ökoloogilise seisundi hinnanguid. Millised muutused toitelisuse suurenemisel täpselt konkreetses veekogus toimuvad, sõltub veekogu lähtetingimustest – milline on veekogu tüüp, millised on seal valitsevad teised keskkonna-tingimused (lisaks toitainesisaldusele) ja milline on veekogu elustiku koosseis ja seisund. Sellele lisanduvad muud survetegurid – ümbritseva maastiku ja maakasutuse eripärad, meteoroloogilised ja hüdroloogilised tegurid jne (Mäemets 1982). Seega vajaks selle keskkonnakasutuse vormi loodusele avaldatava täpse mõju kirjeldamine kitsamat lähenemist kui käesoleva projekti eesmärgid ja detailsusaste võimaldavad. Toitainete sissekandest põhjustatud loodusele avalduva mõju detailne kirjeldamine ning välismõjude hindamine vajalike andmete koondamine nõuab valitud veekogude või veekogu tüüpide põhist analüüsi ehk konkreetse objekti põhist lähenemist. Seejuures saab tugineda arvukatele ja pikaajalistele Eestis läbi viidud teadusuuringutele. Riikliku keskkonnaseire raames siseveekogudel ja mere veekogumitel teostatav keskkonnaseire, mille andmed on avalikult kättesaadavad riikliku keskkonnaseire aruannetest2, 3 ja infosüsteemist KESE, ei võimalda välja selgitada veekogude ökoloogilise seisundi halvenemise täpseid põhjuseid, vaid pigem viidata neile. (Ott ja Kõiv 1999; Wetzel 2001; Ott 2015)

2 http://seire.keskkonnainfo.ee/index.php?option=com_content&view=article&id=643&Itemid=182 3 http://seire.keskkonnainfo.ee/index.php?option=com_content&view=article&id=2097&Itemid=5796

11

Põhjavee toitelisuse suurenemisel loodusele olulist mõju Eestis olemasolevate teadmiste põhjal välja tuua ei saa, kuid seda ei tohi mõista mõju puudumisena. Põhjavee toitelisuse taseme mõju hindamiseks põhjavee sissekandega seisuveekogudele, vooluveekogudele ja maismaaökosüsteemidele (soodele, eelkõige allikasoodele) puuduvad käesoleval ajal piisavad andmed ning neid on vaja hakata süstemaatiliselt koguma (TLÜ Ökoloogia Instituut 2015).

1.1b Keskkonnaseisund ja keskkonnaseisundi muutus (S), ohtlikud ained

Keskkonnasaaste ohtlike ainetega pärineb Eestis suures osas minevikust. Reostatud maismaa-alad on uuritud jääkreostuse uurimistööde raames. Saastunud aladelt jätkub senini ohtlike ainete väljakanne veekeskkonda, seda eelkõige saastunud jõesängidest (Kohtla, Erra, Purtse jõed ja Kroodi oja) ja vähemal määral saastunud põhjaveega aladelt (Tapa, Moonaküla). Lisaks pärandsaastele on veekeskkonnale koormuseks heitvee väljalaskude punktreostusallikad, millest tuleneva ohtlike ainete surve kohta on teavet vähe. Siseveekogude vees on ohtlike ainetega seotud keskkonnakvaliteedi piirnormide ületamised olnud ebareeglipärased üksikjuhtumid. Läänemeres teeb samas muret elavhõbeda, kaadmiumi ja kloororgaaniliste ainete bioakumulatsioon merekaladesse. Ohuks on taimekaitsevahendite, edaspidi (kitsamas mõttes) – kahjuritõrjemürkide, suurenev kasutus, nende jäägid püsivad põhjavees kaua ning sisaldus põllumajandusalade maapinnalähedases põhjavees pigem tõuseb.

Saasteainete heidet vette ja mulda kirjeldaval töölehel failis DPSIR2 (vt lisa 11b) on ohtlike ainete heitest tulenevat seisundit iseloomustavateks näitajateks valitud ohtlike ainete tõttu ebasoodsas seisundis olevad pinnaveekogumid (peamiselt rannikuveekogumid) ning inimeste arv, kes võivad veetarbimisel ohtlike ainetega kokku puutuda. Vette või pinnasesse heidetavate ohtlike ainete puhul arvestatakse eelkõige keskkonnaministri määruses nr 77 nimetatud saasteainetega (keskkonnaministri määrus nr 77, 2015 „Prioriteetsete ainete ja …“). Ülevaade veekeskkonna seisundist ja seda mõjutavatest koormustest on esitatud Eesti vesikondade veemajanduskavades, mille leiab Keskkonnaministeeriumi kodulehelt4, ja neid ettevalmistavates töödes. Kahjuritõrjemürkide heide vette hinnati eri surveteguritega võrreldes kõrge olulisusega keskkonnakasutuseks. Ohtlike ainete analüüsi käigust annab detailse ülevaate lisas 3 esitatud koondkirjeldus.

Töösse hõlmati olulised punktreostusallikad, st vee-erikasutusloa või keskkonnakompleksloa kohuslasest objektidega seotud heitvee väljalasud, sh reoveepuhastid. Tegu on veekasutusega, millest tulenev heide on juba käesoleval ajal õigusaktide abil reguleeritud ning millele on saastetasumäärad rakendatud. Punktreostusobjektide puhul on keskkonnale avalduv koormus teoreetiliselt kvantifitseeritav – aastane heide väljendatuna massiühikutes. Heitvee väljalaskude andmestik on koondatud Keskkonnaregistrisse ja Keskkonnalubade Infosüsteemi, lisaks on läbi viidud inventuure ja uuringuid. Ohtlike ainete heidete osas on andmed üksikute heitveelaskude kohta. Töös kasutati järgmiseid andmeid:

• ohtlike ainete lubatud heitkogused (kg/aastas; t/aastas) veekeskkonda ettevõtete omaseire ja riikliku kontrollseire (järelevalve) andmetel;

• riikliku seire andmed ohtlike ainete sisalduste kohta vees;

• piirväärtuste ületamise sagedus heitvees, pinnavees ja veekogude põhjasetetes, põhjavees, pinnases ja vee-elustikus.

Keskkonnakasutuse seose hindamisel lähtutakse nn kombineeritud lähenemisviisist – mõõdetud ja hinnatud saasteainete heitkoguste ja kontsentratsioonide võrdlemisest veekeskkonnas ning, kus võimalik, ka kogu aineringe ahelas. Kriteeriumiks on ohtlike ainete õigusaktidega määratud piirväärtused keskkonnas, saastunud veekeskkonna ulatus ning mõjutatud inimeste hinnanguline arv.

Ohtlike ainete esinemist vees, veekogu põhjasetetes ja vee-elustikus ohtlike ainete nüüdisaegsete heidete andmetega kvantitatiivselt siduda ei õnnestunud. Sellise suunitlusega uurimistöid on tehtud, kuid nende tulemused tõendavad probleemi keerukust. Arvestades käesoleva projekti mahukust ja hõlmatud ala (kogu Eesti), nõuaks see suuri kulutusi. Viimane ohtlike ainete koormuse allikate selgitamisele keskendunud uurimistöö on Eestis tehtud Pärnu jõe kohta (Nurk jt 2015). Frankfurdi linnas uuriti hiljuti põhjalikult

4 http://www.envir.ee/et/vmk2015-2021

12

elavhõbeda koormuse allikaid. Tuvastada õnnestus ainult 30% elavhõbeda kogukoormusest. Elavhõbeda kontsentratsioon pinnavees oli vahemikus 0,8–27 ng/l (Fricke et al. 2015).

Selleks, et saada ohtlike ainete bilansi teaduslikult põhjendatud andmeid veeringes, peaksime kasutama näiteks elavhõbeda puhul suurusjärkude võrra madalamat määramispiiri (ka kvantifitseerimispiir, limit of quantitation, LoQ) tagavaid seadmeid ja metoodikat, kui seda võimaldab senine veeseire pinnavee piirväärtusest lähtuv metoodika. Teisisõnu – määrata tuleb elustikus akumuleeruvate ohtlike ainete sisaldus pinnavees foonilisel tasemel. Ohtlike ainete piirväärtusi ületav sisaldus toiduahela tipu kalades (kuhu osa püsivaid ohtlikke aineid bioloogiliselt kuhjub) näitab keskkonnariski, kuid ei võimalda välja tuua allikaid ja kvantifitseerida survet. Pikaajalisi muutusi saab hinnata tippkiskjate populatsiooni seisundi järgi, mis on 50 aasta taguse saastamise kõrgajaga võrreldes selgelt paranenud. Tõenäoliselt tuleb ohtlike ainete heite piiramisel lähitulevikus jätkuvalt lähtuda ettevaatusprintsiibist ning võimalust mööda piirata keskkonnas püsivate ohtlike ainete kasutamist.

Võimalik on välja tuua põhjaveekihid ja piirkonnad, kus põhjavee seisund ei vasta joogiveeallikale seatud normidele (sotsiaalministri määrus nr 1, 2003, „Joogivee tootmiseks kasutatava …“). Põhjavee kvaliteet ühisveehaaretes vastab valdavalt joogiveeallikale seatud normidele (sotsiaalministri määrus nr 1, 2003, „Joogivee tootmiseks kasutatava …“). Suuremaid asumeid varustatakse kinnitatud põhjaveevarudega põhjaveekihtidele rajatud veehaaretest. Ühisveehaarete vee kvaliteeti kontrollib regulaarselt Terviseamet. Kui nende saastumine ohtlike ainetega on üksikjuhtudel aset leidnud, siis on leitud uus veeallikas (põhjaveevaru sügavamast või väljaspool saastunud ala paiknevast veekihist).

Veekeskkonna keemilise seisundi hinnang kehtivates veemajanduskavades

Pinnaveekogumid: halvas keemilises seisundis on järgmised maismaa pinnaveekogumid: Purtse_3, Kohtla, Kroodi, Narva_1 ja Narva VH (leitud DEPH). Võttes arvesse elavhõbeda sisaldust elustikus, on Lääne-Eesti vesikonna 14 ranniku-veekogumist 7 keemiline seisund halb. Teiste rannikuveekogumite keemiline seisund oli 2013. aastal hindamata. Võttes arvesse elavhõbeda sisaldust elustikus, on Ida-Eesti vesikonna kahest rannikuveekogumist ühe (Narva-Kunda lahe rannikuveekogum) keemiline seisund halb.

Põhjaveekogumid: kõik Koiva vesikonna põhjaveekogumid on heas keemilises seisundis.

Halvas keemilises seisundis on 1 Lääne-Eesti vesikonna põhjaveekogum (Kvaternaari Männiku-Pelguranna põhjaveekogum). Lisaks on 1 põhjaveekogum hinnatud ohustatuks (Kambriumi-Vendi põhjaveekogum).

Halvas keemilises seisundis on 7 Ida-Eesti vesikonna põhjaveekogumit: Ordoviitsiumi Ida-Viru põhjavee-kogum, Ordoviitsiumi Ida-Viru põlevkivibasseini põhjaveekogum, Kvaternaari Vasavere põhjaveekogum, Siluri-Ordoviitsiumi Pandivere põhjaveekogum Ida-Eesti vesikonnas, Siluri-Ordoviitsiumi Adavere-Põltsamaa põhjaveekogum, Kvaternaari Meltsiveski põhjaveekogum, Kvaternaari Võru põhjaveekogum.

Ohtlike ainete osas on Ida-Virumaal peamiseks põhjuseks jääkreostus. Nitraaditundlikul alal (ja võimalik, et ka muudel vähemuuritud põllumajandusaladel) on probleemiks kahjuritõrjemürkide jääkide leiud. Mujal on tegemist ohtlike ainete üksikleidudega.

Veekeskkonna seisund varasemate uuringute ja seire alusel

Jääkreostus Naftasaadustest ja põlevkiviõlist tulenev keskkonnasaaste pärineb suures osas minevikust. Reostatud pinnase ja põhjaveega maismaa alasid on uuritud jääkreostuse uurimistööde raames. Varasema ülevaatliku uuringute nimekirja leiab Keskkonnaministeeriumi kodulehelt5. Viimase ülevaatliku seisu jääkreostusobjektide kohta saab EKUK tööst (Salu jt 2015), kus 84 Keskkonnaregistrisse kantud üleriigilise tähtsusega jääkreostusobjektist (JRO) on hinnangud antud 47 kohta. 21 objekti puhul on hinnatud, et OA kokkupuute oht inimesele puudub ja JRO ei mõjuta kaitstavaid liike/elupaiku (tase 4, 5 ja A), 37 objekti on hinnanguta.

5 http://www.envir.ee/et/tellitud-uuringud

13

Ülevaade 2015. aastal tehtud ettevalmistavate projektide kohta Purtse jõe valgala, Kroodi oja valgala, endise Maadevahe asfaltbetoonitehase ja endise Priimetsa asfaltbetoonitehase JROde ohutustamiseks on Keskkonnaministeeriumi kodulehel6.

Lisaks saastunud pinnasele on mitmetel jääkreostusobjektidel saastunud ka põhjavesi. Suuremad saastu-nud põhjaveega alad asuvad lõheliste karbonaatkivimitega seotud põhjaveekihtides Virumaal. Sajandi algul olid suuremate reostunud põhjaveega alade suurused järgmised – vaata tabel 3.

Tabel 3. Suuremad saastunud põhjaveega alad jääkreostusobjektidel

Nimetus Vald/linn Reostunud põhjaveega ala (ha)

Kiviõli poolkoksi ladestus Kiviõli linn, Sonda vald 50 Kohtla-Järve poolkoksi ladestus Kohtla-Järve linn, Lüganuse vald 200 Balti EJ tuhaväljak 1 ja 2 Narva linn 400 Sillamäe setteväljak Sillamäe linn 40 Eesti SEJ tuhaväljak Vaivara vald 500 Tapa sõjaväelennuväli Tapa linn 1600

Mitmeid ulatuslikke põhjavee kütteõliga saastumise juhte oli eelmise sajandi lõpukümnenditel ka mujal Eestis, sh Arukülas, Kärdlas, Rakveres (Moonaküla), Kõrgessaares. Neis asulates tuli põhjaveevarustus ümber ehitada. Väiksema ulatusega põhjavee saaste juhte on olnud kogu Eestis. Sealjuures ohustab jääkreostus lohakalt rajatud puurkaevude või kasutuseta puurkaevude kaudu isegi kõige sügavamate kaitstud põhjaveega veekihtide puurkaeve. Selliste saastejuhtude näited on Viimsist (asulat veega varustav puurkaev saastus läbi keermete maapinnalähedasest veekihist kaevu sattunud naftasaadustega (endine NL kütusebaasi saaste Miidurannas)) ja Oru asulast, kus saaste jõudis põhjavette tõenäoliselt nõuetekohaselt sulgemata hävinud puurkaevu kaudu. Tänaseks on suurema osa Põhja- ja Kesk-Eesti maakonnalinnade põhjaveehaarded linnadest välja viidud. Selle põhjuseks on olnud põhjavee saastumine linnade piires. Nüüd on oluline nende põhjaveehaarete kaitse saastumise eest nitraatide ja põllumajandusmürkidega põllumajandusmaalt.

Sisekoormus

Ohtlike ainete seire käigus on Purtse jõe valgalal fikseeritud jõgede põhjasetete saastumine PAH, Hg ja pentaklorofenooliga ning Kroodi oja ja põhjasetete saastumine arseeniga. Arseeni piirväärtuse ületab Kroodi oja nii vee kui ka sette osas: vees on kontsentratsioonid 11–24 µg/l, keskmiselt 17,8 µg/l ja settes aga 90,3–126 mg/kg (Leisk jt 2013). Jõgede põhjasetetes leitud ohtlike ainete suuremad sisaldused on seotud JRO – Purtse jõe ja tema lisajõgede ning Kroodi ojaga. Mõlemaid eelnimetatud jääkreostuse alasid on 2015. aastal uuritud ning koostatud on jääkreostuse ohutustamise eelprojektid ning tehtud keskkonnamõju hindamine (Rüütli jt 2015 ja Metsur jt 2015). Kohtla jõe, Erra jõe ja Purtse jõe põhjasetted ja kaldaalad on saastunud kõikide uuritud lõikude osas põlevkiviõli reostusainetega (PAH, BTEX, 1- ja 2-aluselised fenoolid). Piirväärtusi ületab ka arseeni sisaldus Kohtla-Järve tööstusprügilast lähtuvate kraavide vees. Kuniks selles piirkonnas jätkuv jääkreostuse oluline negatiivne keskkonnamõju pole lokaliseeritud, on praeguse tootmise OA heidet ja selle mõju raske mõõta. Balti Laevaremonditehase dokkidega piirnevalt alalt Tallinna lahes näitasid sõeluuringu tulemused sadama setetesse akumuleerunud tinaorgaaniliste ühendite ülisuuri koguseid. Kui võrrelda tulemusi TBTle VRD faktilehes arvutatud piirväärtusega pinnavee setetes 0,02 μg/kg, siis see väärtus oli ületatud sadades tuhandetes kordades (Roots ja Nõmmsalu 2011).

Kahjuritõrjemürkide sisaldus põhjavees

Taimekaitsevahendite, kitsamas mõttes – kahjuritõrjemürkide sisaldust põhjavees on uuritud nitraaditundlikul alal. Aastatel 2010 kuni 2016 on võetud Pandivere ja Adavere-Põltsamaa nitraaditundliku ala põhjavee seire raames 223 proovi, milles on määratud levinumaid taimemürke. Toimeainetest on maapinnalähedasest põhjaveekihist üle piirväärtuse 0,1 µg/l leitud neljal korral 2.4-D 2-etüülheksüülestrit, kahel korral glüfosaati ja ühel korral MCPAd. Palju on alates 2012. aastast (millal neid hakati rohkem

6 http://www.envir.ee/et/eesmargid-tegevused/vesi/uuringud-ja-aruanded#2015

14

määrama) leitud 0,1 µg/l ületavaid pestitsiidi laguproduktide sisaldusi. Kloridasoon-desfenüüli piirväärtust ületavaid sisaldusi on olnud mitukümmend korda (42), glüfosaadi laguprodukti AMPAd on leitud üle 0,1 µg/l sisalduses 7 korral. Ühel korral on leitud üle 0,1 µg/l sisaldusega ka fungitsiidi tolüülfluaniidi laguprodukti N,N-dimetüülsulfamiidi. Kokku on NTA alal võetud proovidest olnud taimekaitsevahendite või nende jääkidega saastunud 25% võetud proovidest (joonis 4).

Kahjuritõrjemürkide sisaldus põllumullas

Põllumullas on leitud kahjuritõrjemürkidejääke (sh ka mahepõldudelt) (Allik ja Penu 2015). Keskkonna olulist saastumist seeläbi kinnitada ei saa, kuid probleem vajab pidevat tähelepanu. Eestis toodetud toidus on Veterinaar- ja Toiduamet järelevalve käigus leidnud üksikuid ohtlike ainete normide ületamisi. Raskmetallide sisaldus põllumullas meil probleemiks ei ole (Põllumajandusuuringute Keskus 2016).

Ohtlike ainete sisaldus mereelustikus

Mereelustikus on 2015. a riiklikus seires keskkonna kvaliteedi piirväärtusi ületanud kaadmiumi ja heksaklorotsükloheksaani sisaldused räimes. Nii räimes kui ka ahvenas on piirväärtusest kõrgem heptakloori ja heptakloorepoksiidi sisaldus. Elavhõbeda sisaldus ületab piirväärtuse kõigis ahvena ja neljandikus räime proovides. Seega vajavad ohtlikest ainetest enim tähelepanu elavhõbe, kaadmium, heksaklorotsükloheksaan, heptakloor ja heptakloorepoksiid. Seiretulemuste alusel ei ole ohtlike ainete sisaldus kalade kudedes ajas oluliselt suurenenud. Heptakloori ja heptakloorepoksiidi ning elavhõbeda sisalduse alusel kalades on kõigi Eesti rannikumeres piiritletud pinnaveekogumite keemiline seisund halb (Martin jt 2016). Kuigi ohtlike ainete sisaldus pinnavees on reeglina madal ja keskkonna kvaliteedi piirväärtuste ületamised üksikjuhtumid, näitavad Läänemeres kaladest seire raames tehtud analüüsid, et (kuna raskmetallid ja kloororgaanilised ühendid bioakumuleeruvad) ületavad nende sisaldused merekalade kudedes vastavaid keskkonna kvaliteedi piirväärtusi.

Põhjavee kvaliteet

Põhjavee ohtlike ainete sisalduste seiretulemuste analüüsis keskenduti viiele ainele (Hg, Cd, heksaklorotsükloheksaan, heptakloor ja heptakloorepoksiid), mille sisaldus ületab keskkonna kvaliteedi piirväärtusi merekalades. Keskkonnaagentuuri andmebaaside põhjal pole vahemikus 2006 kuni 2015 põhjavees nende ainete piirnormide ületamisi esinenud.

Pinnavee kvaliteet

Jõgede vee kvaliteedi seire süsteemseid ohtlike ainete piirväärtuste ületamisi tuvastanud ei ole. Fenoole on üle täpsustatud piirväärtuse (7 µg/l) viimastel aastatel saadud ainult Purtse jõe suudmes, naftasaadusi on üle määramispiiri (10 µg/l) leitud üksikjuhtudel. Naftasaadused (täpsustatud piirväärtus 100 µg/l) kujutavad ohtu ulatusliku avariilise saaste puhul. Väga keskkonnaohtlikud võivad olla õlis lahustunud ohtlikud ained (nt PAHd). Raskmetallide piirväärtusi ületavad leiud on juhuslikud ning neist ei saa teha järeldusi tänapäeva koormusallikate kohta (Loigu ja Roosalu 2015). Prioriteetsete ohtlike ainete sisaldused pinnavees on aastatel 2010–2015 reeglina jäänud allapoole määramispiiri täpsuse. Osade ühendite puhul (taimekaitsevahendid, diklorometaan, pentaklorobenseen, diklorofoss, tributüültina ühendid, dikofool ja vanemate analüüside puhul ka elavhõbe) on probleemiks keskkonna kvaliteedi piirväärtusest madalam määramistäpsus. Ftalaatidest on pinnavees 2013. aastal neljal korral leitud di(2-etüül-heksüül)ftalaadi aasta keskmist kvaliteedi piirnormi ületavas sisalduses, kuid võttes arvesse samadest punktidest ülejäänud sama aasta proove, siis keskmine sisaldus on jäänud alla vastava piirväärtuse (1,3 µg/l).

Kohtla jõest on leitud kahel korral üle piirväärtuse pentaklorofenooli sisaldus. Elavhõbeda keskkonna kvaliteedi piirväärtust pinnavees on vaatlusperioodil (2006–2015) üle Eesti ületanud kokku 13 pinnaveeproovi, nendest 4 proovi Oorelt ja 5 Peipsi järve piiriäärsetelt aladelt, ülejäänud ületamised on olnud üksikjuhtumid. Elavhõbeda proove on pinnavees võrreldes muude ohtlike ainetega määratud rohkem, aastast 2006 kuni aastani 2015 on andmebaasides 1087 määrangut, millest vaid 54 proovis on sisaldus ületanud määramistäpsust. Pooltel määramispiiri ületamise juhtudel on tegu olnud Pärnu jõel asuva Oore seirepunkti proovidega. Vaata joonised 5 ja 6 2011–2016. a seirepunktidest võetud proovide tulemustega ja Oore seirepunktis määratud sisaldustega.

15

Joonis 4. Taimekaitsevahendite määrangud Eestis perioodil 2011 kuni 2016

16

Joonis 5. Keskkonna kvaliteedi piirväärtuste ületamised pinnavees aastatel 2006 kuni 2015

17

Oore seirepunkt Pärnu jõel on Eestis ainus seirepunkt, mille puhul on elavhõbeda sisaldused pinnavees korduvalt ületanud keskkonna kvaliteedi piirväärtust. Aastatel 2006–2015 üle Eesti võetud pinnavee-proovides on elavhõbeda sisaldus ületanud määramistäpsuse 54 juhul, sellest 26 juhul Oorel (joonis 6.).

Joonis 6. Elavhõbeda sisaldus Pärnu jõe vees, Oore seirepunktis aastatel 2010–2015 Keskkonna-agentuuri andmetel

Oluliseks seisundinäitajaks on JRO mõjualasse jäävate eraveevarustusega inimeste arv. Taimekaitsevahendite, sh kahjuritõrjemürkide müügil põhinev statistika näitab kasvutrendi, samas puudub pea poole müüdud koguste kasutuse kohta teave. Senine nitraaditundliku ala seire näitab, et maapinnalähedases põhjavees ületavad 25% proovide puhul taimekaitsevahendite ja nende laguproduktide sisaldused kehtestatud piirväärtust. Praeguste teadmiste alusel võib pestitsiididega saastunud erakaeve Eestis kasutada suurusjärgus 1000–10 000 inimest (hinnangu aluseks eksperdihinnang, väga madal usaldusväärsus). Pestitsiidide jääke ühisveehaarete vees on seni vähe määratud, põllumajanduspiirkondades maapinnalähedaste põhjaveekihtide puhul võivad edaspidi ohtu sattuda ka neid põhjaveekihte kasutavad ühisveehaarded.

1.2b Keskkonnale avalduv surve ja surve muutus (P), ohtlikud ained

Oluliste survenäitajatena on ohtlike ainete sattumisel keskkonda DPSIR2 töölehe Saasteainete heide vette ja mulda veergudes 2 ja 3 välja toodud pärandsaaste ehk jääkreostus – ohtlikud ja ilma hinnanguta Keskkonnaregistris olevad jääkreostusobjektid, sealhulgas reostunud põhjasetetega jõed (vt lisa 11b). Lisaks on survenäitajatena kirjeldatud ohtlike ainete heitkoguseid – Cd, Hg ja kahjuritõrjemürkide kohta. Lisaks on surve indikaatorina pakutud välja kasutatud kahjuritõrjemürkide kogus.

Paljud ohtlikud ained, nagu raskmetallid, fenoolid, orgaanilise aine põlemisel (metsatulekahjud) tekkivad PAHd, esinevad mõõdukas koguses ka looduslikus aineringes. Nende kontsentratsioonid ei ole enamasti õhus ega vees inimese tervisele ohtlikud. Sügavate veekihtide põhjavesi võib looduslikult sisaldada inimese tervist kahjustavas koguses radooni, radionukliide, raskmetalle, fluori, boori.

Näiteks osaleb elavhõbe globaalses aineringes, kuid inimõju on koormust oluliselt suurendanud. Looduslikeks allikateks on vulkaanid, elavhõbedat sisaldavad kivimid, ookeanidest lenduv elavhõbe.

18

(Krabbenhoft et al. 2013). Kõrged ajaloolised sisaldused järvesetetes korreleeruvad suuremate vulkaanipursete ja metsapõlengutega (Guevara et al. 2010). Eestis on sademetega kaasnev elavhõbeda koormus suurusjärgus 0,3 kg/ha, samas suurusjärgus viidi väetistega 1985. aastal elavhõbedat mulda põllumajanduslikult kasutatavatel aladel (Kärblane ja Kevvai 1995, Tilk 2013). Paiksetest saasteallikatest heideti Eestis 2012. aastal elavhõbedat välisõhku 535 kg (Kohv jt 2014). Suurem osa sellest (aruandluses käsitletud kogusest) Ida-Virumaa elektrijaamadest. Heitvee puhul on Hg sisaldused jäänud enamasti allapoole laborite määramispiire (< 0,05 µg /l ja < 0,1 µg /l) või üksikutel juhtudel olid sisaldused määramispiiriga võrdsed. Seetõttu pole võimalik usaldusväärselt hinnata Hg reostuskoormust heitveelaskmetest. Eesti OA allikate ja heite ning kadude ülevaatlik aruanne on kättesaadav 2008–2010 perioodi kohta (Keskkonnaagentuur 2014). Eestis on maismaa veekogumite halb keemiline seisund tingitud pigem jääkreostuse survest (reostus veekogude põhjasetetes ja Ida-Virumaa tööstusprügilate sulgemise järelmõju). Juhul kui ohtlikke aineid veekeskkonnast leiti, siis oli tegemist üksikleidudega konkreetsest seirekohast või piirkonnast (nt Kirde-Eesti tööstuspiirkonnas on mitmete ohtlike ainetega probleeme) ning vesikonna territooriumil tervikuna aine kõrgemat sisaldust ei esinenud.

Saastunud aladelt (jääkreostusobjektid) lähtuv koormus veekeskkonda on käesoleval sajandil oluliselt vähenenud jääkreostusobjektide korrastamise, saaste hajumise ning osalise loodusliku lagunemise ning setetesse kinnistumise mõjul. Saastunud aladelt jätkub siiski senini ohtlike ainete (eelkõige põlevkiviõli ja naftasaadused, sh fenoolid ja PAHd, arseen) väljakanne veekeskkonda, seda eelkõige saastunud märgaladelt, jõesängidest (Kohtla-Järve tööstusprügila ümbruse fenoolisoo, Kohtla, Erra, Purtse jõed ja Kroodi oja). Kõigist jääkreostuskolletest ei ole senini koristatud vedeljäätmeid. Sealjuures asuvad vedeljäätmed amortiseerunud mahutites, mille lekkimisel on võimalik pinnase ja põhjavee täiendav saastumine. Jääkreostuse uuringu metoodika usaldusväärsus on keskmine, jääkreostusalade piiritlemine ja nende kategooriad põhinevad tunnustatud riiklikel uuringutel. Andmete määramatus on JRO territooriumite piires keskmine, reostunud jõgede põhjasetteid on uuritud vähem ja sealt pärinev OA koormuse kohta on andmete määramatus väga kõrge.

Punktkoormus. Heitvee HEIAN andmebaas koondab ettevõtte omaseire ja riigi tellitud suublate kontrollseire tulemusi. Vahemikus 2006 kuni 2015 määratud ohtlikest ainetest on heitveenormi 100 µg/l ületamisi olnud ühealuseliste fenoolide puhul 6 korral, nendest 5 aastatel 2008 kuni 2009 Kohtla-Järvel. Kahealuseliste fenoolide heitvee norm on 15 000 µg/l, nii kõrgeid sisaldusi pole heitvees leitud. Naftasaaduste heitveenormi 1000 µg/l ületamist on esinenud 6 juhul – 2006. ja 2007. a Lihula õlipüüduri ja 2015. a Maardu ja Kroodi terminalide puhasti väljavooludes. Üle heitvee normi on olnud 7 tsingi proovi, mis kõik võetud enne viimast puhastusetappi. Iru elektrijaamas enne järelpuhastit on 2015. a leitud kõrge 12 300 µg/l tsingisisaldus, ülejäänud sisaldused on olnud suurusjärkude võrra väiksemad. Ettevõtte omaseire tulemustele põhinedes on kalades bioakumuleeruvatest probleemsetest OAdest määratud üksikute ettevõtete poolt vaid elavhõbedat ja kaadmiumi. Elavhõbeda heitekoguseid on olenevalt aastast esitanud 1 kuni 4 ettevõtet, kogu Eesti kohta on nende proovide põhjal arvutatud heitvette minevad kogused vahemikus 0,2 kuni 0,7 kg aastas. Kaadmiumi heidet on aastatel 2008 kuni 2014 esitanud 3 kuni 9 ettevõtet, kõige suurem on olnud omaseire andmete järgi heide 2008. aastal – 80 kg kaadmiumi.

Ettevõtte omaseire andmed pärinevad perioodi 2013 kuni 2016 kohta kahest allikast, Keskkonnaagentuuri VEKA andmebaasist ning elavhõbeda ja kaadmiumi heidete kohta eraldi väljavõttena Keskkonnaametist. Tabelites 4 ja 5 on toodud keskkonnalubadega ettevõtetele eraldatud maksimaalsed heitekogused ning võrreldud deklareeritud aastaheiteid kahe kasutada olnud andmekogu põhjal. Tabelist on näha, et VEKA andmebaas ei ole täielik, aastatel 2013 kuni 2014 on kaadmiumi osas võrreldes KKA andmetega puudu enamus väljalaskude heitekogused. Suured lubatud heitekogused ja 2013. kuni 2014. a suur kaadmiumiheide on seotud Ida-Virumaa elektrijaamade jahutusvee suurte vooluhulkadega. Keskkonnalubades on elektrijaamade maksimaalne kaadmiumi heide leitud sisalduse 0,2 mg/l korrutamisel maksimaalse aastase vooluhulgaga 40 miljonit m3.

Omaseire andmete põhjal on viimastel aastatel heitvee väljalaskude kaudu veekeskkonda juhitud alla 1 kg elavhõbedat ning alla 3 kg kaadmiumi aastas. Olemasoleva metoodika usaldusväärsus on madal,

19

probleemiks on see, et veeloas on kohustus määrata OA üksikutel vee-erikasutajatel, seire toimub vee-erikasutaja tellimusel ning pole kindel, et proov võetakse esinduslikul ajal. Kasutatavate andmete määramatus on väga kõrge, veelubades kalades probleemsete ohtlikke ainete heksaklorotsükloheksaani, heptakloori ja heptakloorepoksiidi kohustust heitvees määrata pole.

Tabel 4. Kaadmiumi (Cd) lubatud ja ettevõtte omaseirega deklareeritud kogused heitvees

Aasta Lubatud keskkonnalubadega Deklareeritud KKA andmed Deklareeritud VEKA

andmed 2016 136 t/a 2,8 kg/a - 2015 90 t/a 2,6 kg/a (13 väljalasku) 2,2 kg/a (3 väljalasku) 2014 195 t/a 326 kg/a (30 väljalasku) 11 kg/a (8 väljalasku) 2013 195 t/a 661 kg/a (22 väljalasku) 17 kg/a (3 väljalasku)

Tabel 5. Elavhõbeda (Hg) lubatud ja ettevõtte omaseirega deklareeritud kogused heitvees

Aasta Lubatud keskkonnalubadega Deklareeritud KKA andmed Deklareeritud VEKA

andmed 2016 0,1 kg/a - - 2015 1,1 kg/a 0,015 kg/a 0,015 kg/a 2014 2,47 t/a 0,6 kg/a 0,47 kg/a 2013 2,63 t/a 0,24 kg/a 0,2 kg/a

Hajukoormus. Inimtekkelise hajukoormuse peamine teadaolev allikas on kahjuritõrjemürkide kasutamine. Statistikaameti andmetel on Eestis taimekaitsevahendite, sh kahjuritõrjemürkide turustamine toimeainete kogustena ajavahemikus 2011–2015 suurenenud 460 tonnilt 690 tonnini aastas, sealhulgas glüfosaadi turustamine 230 tonnilt 280 tonnini aastas. Mürkide kasutamise kohta on Statistikaametis andmed vaid põllumajandusettevõtete kohta, 2015. a kasutati nende poolt toimeainepõhiselt mürke 346 tonni, kasutatud preparaadi kogus põllumajandusmaa hektari kohta oli neil aastatel 0,7–1 kg, olles mõnevõrra kõrgem viimasel kahel aastal (statistika andmebaas: Keskkond). Raudteedel kasutati Eesti Raudtee andmeil 2015. aastal mürke toimeainepõhiselt 2,8 tonni, mis tähendab, et ligi poole turustatud mürkide kasutuse kohta puudub teave (puudulik metoodika ja väga kõrge määramatus). Mürkkemikaalid levivad keskkonnas nii veeringe kui ka atmosfääriõhu, sh kaugkande kaudu.

Kuigi taimekaitsevahendid lagunevad suures osas mullas, tuleb ohu hinnangul arvestada, et isegi juhul, kui põhjaveekihti jõuab 1/1000 pestitsiidist, mida on kasutatud toimeainena 0,1 kg/ha kohta, on juba tekkinud oht põhjavee keskkonna kvaliteedi piirväärtuse ületamiseks. Oluliseks koormuseks põhjaveele on ka erinevad pestitsiidide laguained, mida on meie põhjavees leitud juba kuni 7 µg/l.

Õige on agrokeemikute väide, et enamus kahjuritõrjemürke laguneb mullas, ning tõendamist on leidnud keskkonnakaitsjate seisukoht, et pestitsiidid saastavad keskkonda. Mürkide jääkide mõju keskkonnale ilmneb lihtsalt ka väikeste kontsentratsioonide korral.

Keskkonnaregistris olevate JROde pindala, mille ohtlikkus on hinnatud kategoorias 1–3 või on hinnang andmata (Salu jt 2015), on 2015. aasta seisuga 60 km2. Viidatud survenäitaja ulatuse hindamise metoodika usaldusväärsus on keskmine, kuna jääkreostusalade piiritlemine ja nende kategooriad põhinevad tunnustatud riiklikel uuringutel. Ka andmete määramatus on keskmine, arvestades, et üksikute uuringute tulemus sõltub uurija kompetentsist ja uuringu eelarvest.

Keskkonnaregistris olevatest jääkreostusaladest, kus põhjavesi teatakse olevat saastunud, jäeti käesoleva analüüsi valimist välja reoveekogumisaladel asuvad objektid (seal tagab puhta põhjavee kättesaadavuse vee-ettevõtja). Ülejäänud 21 JROle lisati 500 m puhvertsoon ehk ala, kus saastus võib veekeskkonnas liikuda, ning rahvastikuregistri andmeid kõrvutades hinnati seal elavate inimeste arvuks 500 kuni 1000. Metoodika põhineb ekspertarvamusel ja selle usaldusväärsus on puudulik. Reostunud

20

põhjaveega ala piire on raske määrata ja need on ajas muutuvad, rahvastiku ruudud ei kattu JRO mõjualaga, trassiveega võivad olla varustatud ka osad väljaspool reoveekogumisalade elanikke. Hinnangulisel OAga saastunud põhjavett tarbivate elanike arvul on väga kõrge määramatus.

Pinnaveekogumite seisundi määramiseks on olemas riiklikult heakskiidetud usaldusväärne metoodika (Keskkonnaministri määrus nr 44, 2009 „Pinnaveekogumite moodustamise kord …“). Andmete määramatus on väga madal, OA sisaldusi pinnavees määratakse riikliku seire käigus, proovid võetakse atesteeritud veeproovivõtjate poolt ja analüüsitakse akrediteeritud laborites.

Rannikuveekogumite seisundi määramiseks on olemas riiklikult heakskiidetud usaldusväärne metoodika (Keskkonnaministri määrus nr 44, 2009 „Pinnaveekogumite moodustamise kord …“). OA sisaldusi mere elustiku kudedes määratakse riikliku seire käigus, viimastel aastatel kogutud andmete määramatus on madal, kohati on probleemiks andmete omavaheline võrreldavus, nt on sisaldused kudedes toodud vaheldumisi lipiidide ja märgkaalu kohta.

Kahjuritõrjemürkidega saastunud põhjavee tarbimisega ohustatud inimeste arv – taimekaitsevahendite müügil põhinev statistika näitab kasvutrendi, samas puudub pea poole müüdud koguste kasutuse kohta teave. Senine nitraaditundliku ala seire näitab, et maapinnalähedases põhjavees 25% proovide puhul ületavad taimekaitsevahendite ja nende laguproduktide sisaldused keskkonna kvaliteedi piirväärtust. Praeguste teadmiste alusel võib saastunud erakaeve Eestis kasutada suurusjärgus 1000–10 000 inimest. Hinnangu metoodika põhineb ekspertarvamusel, selle usaldusväärsus on puudulik. Põllumajandusmaa suurus, 6000 km2 on korrutatud keskmise rahvastikutihedusega väljaspool asulaid (8 inimest km2 kohta), tulemus on korrutatud 0,03 (hinnanguline saastunud kaevude osa). Kahjuritõrjemürkide jääke ühisveehaarete vees on seni vähe määratud, põllumajanduspiirkondades maapinnalähedaste põhjaveekihtide puhul võivad edaspidi ohtu sattuda ka neid põhjaveekihte kasutavad ühisveehaarded.

21

1.3b Keskkonnakasutusest loodusele avalduva mõju hindamine (I), ohtlikud ained

Läänemere vähese veevahetuse ning suure inimkoormuse tõttu on ohtlike ainete koormuse mõju Läänemere ökosüsteemile oluline. Sealjuures on Läänemere koormuses lisaks jõgedega sissekantavale koormusele oluline osa nii pärandsaastel kui ka atmosfääri kaudu sadestuval koormusel. Läänemere saastamine ohtlike ainetega on 50 aasta taguse olukorraga võrreldes järsult vähenenud. Rannikuveekogumite kalad on ohtlike ainete sisaldusele kehtestatud piirväärtuste alusel halvas seisundis. See ei ohusta otseselt liikide arvukust, pigem kalade väärtust toiduna.

Kloororgaaniliste ainete suurema sisalduse tõttu oli alles hiljuti (eelmisel sajandil) kahjustatud toiduahela tipus olevate, peamiselt kaladest toituvate röövtoiduliste loomade paljunemine. Näiteks I kaitsekategooria ja HELCOMi indikaatorliigil merikotkal ilmnes munakoore õhenemine kaltsiumi ainevahetuse häirete tõttu ja vanalinnud tallasid munad katki. Merikotka tegevuskavas7 nimetatakse keskkonnamürke ajalooliselt liigile kõige suuremaks ohuteguriks ning merikotka sigimisedukuse langus võib olla tulevikus esimeseks indikaatoriks mõne „uue“ kasutuselevõetud kemikaali senitundmata mõjust. Teine näide on lõhevastsete varane ja massiline suremine B1 vitamiini (tiamiini) ainevahetushäire tõttu (M74 sündroom). Ka Läänemere hüljeste paljunemisel on olnud nende elukeskkonnaks oleva vee suure toksiliste ainete sisalduse tõttu häireid.

Õnneks on nimetatud Läänemere toiduahela tippkiskjatel tänu toksiliste ainete vähenemisele hakanud minema hulga paremini. Tänapäeval on kala oluliselt vähem saastunud kui 1970. aastatel ja ka terviseriskid inimesele on vähenenud. Kuigi teada-tuntud toksiliste ainete sisaldused Läänemeres näitavad enamasti vähenemistrendi, võetakse pidevalt kasutusele uusi aineid, mis varem või hiljem satuvad aineringega Läänemerre ja siinsetesse kaladesse. On juba tõendeid, et mitmed uued laialdast kasutamist leidvad ained (nanoosakesed, mikroplastid) võivad Läänemere elustikule, sh kaladele kahjulikult mõjuda (Tuvikene 2014). Viimastel aastatel on tõstatunud ka ravimijääkide mõju vee-elustikule. Näiteks on teada, et rasestumisvastastest hormoonpreparaatidest pärinev sünteetiline östrogeen mõjub pärssivalt kalade paljunemisvõimele ja muudab nende sugu ning ibuprofeeni, paratsetamooli ja teiste enamkasutatavate ravimite jäägid mõjutavad merre sattudes koorikloomade käitumist. Enamiku ravimiühendite tegelik ja pikaajaline mõju mereelustikule vajab täiendavat uurimist (Künnis-Beres 2016).

Veekeskkonna saastatus ohtlike ainetega ei mõjuta praegu Eesti maismaa-alal tervikuna oluliselt kaitstavate loodusobjektide, Natura elupaikade või liikide soodsat seisundit. Negatiivne mõju maismaa vee-elupaikadele on tõendatud vaid keemiliselt halvas seisundis Purtse jõe valgalas, kus on oluline pärandsaaste mõju. Saab välja tuua üksikud saastunud aladele määratud või nendega piirnevad Natura alad, nt Uhaku loodusala. Konkreetseid näitajaid mõju hindamiseks loodusele ei ole seetõttu DPSIRi töölehel pakutud.

Keskkonnaoht (keskkonnakahju elustikule) kaasneb õliavariidega. Jälgitav on ka laevateede mõju kalastikule. Uuringud (Räägel 2014; Kreitsberg 2014) näitavad laevateedelt pärinevat reostust kalade biomarkerites nii Sõrve poolsaare tipus, Nõval kui ka Käsmus. Samuti Tallinna lahe Noblessneri piirkond ning Muuga laht – mille puhul on tegemist nii laevaliiklusest kui ka punktallikatest pärineva koormusega (Tuvikene 2016).

Ohtlike ainete heidete mõju kvantifitseerimine Läänemere ökosüsteemile käesoleva töö raames ei ole võimalik. Tegemist on eraldiseisva ulatusliku uuringuga, mis eeldab reaalsete proovide võtmist vee ohtlike ainetega saastatuse taseme kindlaksmääramiseks, samuti sisalduste uuringuid erinevates veeorganismides. Seda tööd tuleb teha HELCOMi koostöö raames.

7 http://www.envir.ee/et/liigikaitse-tegevuskavad

22

1.4 a, b Keskkonnakasutusest inimese tervisele ja inimese heaolule avalduva mõju hindamine

(I)

Saasteainete heite korral vette ja pinnasesse jõuab kahjulik toime elusorganismi vee ja toidu kaudu. Vee saasteinete puhul räägitakse lämmastiku- ja nitraadisaastest põhja- ning pinnavees ja muude ohtlike ainete heitest veekeskkonda (heitvesi, kahjuritõrjemürgid, jääkreostus). Teadusuuringutes on välja toodud vähki haigestumise ja mulla- ning veesaaste seoseid. Neil inimestel, kes elavad keemiatööstuste lähedal, on suurem tõenäosus saada rinnavähk (OR 1,87; 95 korda CI 0,12–30,06) ja maovähk (OR 1,87; 95 korda CI 0,26–13,41) (Li et al. 2011).

Mulla- ja veesaaste mõju tervisele on kirjeldatud üldise tervisemõju kaudu, haigestumise kaudu (vähk, polüskleroos (Multiple sclerosis), hingemisteede haigused). Hinnatud on ka veesaastega seotud DALYid populatsioonipõhiselt (vt tabel 6).

Tabel 6. Saasteainete heide vette ja mulda: mõju tervisele

Surve-tegur

Kontsent- ratsioon

Tervisetulem RR Suremuse/ haigestumuse riski suurenemine

Allikas

Heide mulda

Foon Sclerosis multiplex

0,385 (SD) (P < 0,0001)

0,38 korda Etemadifar et al. 2016)

NO3 vees 25 mg/L NO3

Vähk 1,70 (1,13–2,57; p = 0,011

1,7 korda Nawrot et al. 2006

Kaad-mium pinnases

0,8 –17,0 mg/kg

Kopsuvähk 1,70 (1,13–2,57)

1,7 korda Nawrot et al. 2006

Ohtlike ainete puhul on mõõdetavad näitajad eelkõige keskkonna kvaliteedi piirväärtus ja heite piirväärtus, seisundi kirjeldus on sarnane mõjuga. Võimalik mõju heaolule (heaolu, mis ei sisalda mõjusid tervisele) avaldub saasteainete heite puhul vette ja mulda eelkõige ohtlike ainete leostumisega pinna- ning põhjavette.

Mõju inimese tervisele saab hinnata selle alusel, kas ja kui palju inimesi saastunud keskkonnaga kokku puutub, nt jääkreostuse või taimekaitsevahendite kasutuse tõttu saastunud põhjavee tarvitamisel. Saasteainete suhtes, mille puhul saab määrata muutuste trendi, tuleb piirväärtusele lähenemisel rakendada koormust vähendavaid meetmeid. Ohtlike ainete nagu raskmetallide piirväärtuste lähedased leiud veekeskkonnas on väljaspool saastunud alasid (jääkreostus) ebakorrapärase iseloomuga ning trende usaldusväärselt määrata võimalik ei ole.

Mõju inimese heaolule on subjektiivsem, olulise negatiivse keskkonnamõju fikseerimiseks heaolu halvenemise kriteeriumi puhul tuleb piirduda mõjuga, millega inimestel on otsene puutumus (nt täiendavad kulutused saastunud keskkonnaga kokkupuute vältimiseks, joogivee saamiseks, harjumuspäraste puhkeveekogude saastumine elukoha läheduses, piirangud maakasutuses ja kalade toiduks kasutamisel).

Mõju inimesele võib avalduda ka mõju kaudu loodusele, elurikkuse vähenemise, metsade seisundi halvenemise ning põllumuldade seisundi halvenemise tõttu. Kaudsem ning ühtlasi suurema määramatusega mõju võib avalduda piirkonna majandus- ja kinnisvaranäitajates, kui rikutud maa on muutunud inimestele ebaatraktiivseks, vähendades sellega turistide arvu ning majandusaktiivsust piirkonnas. Kui bioloogiline mitmekesisus ja maakasutus on ühe heaolu kirjeldava tegurina usaldusväärsed indikaatorid (Millenium Ecosystem Assessment 2005; Diaz et al. 2006), siis kinnisvara- ja majandusnäitajate puhul tuleb arvestada, et neid mõjutavad pigem muud tegurid kui keskkonnaga seotud mõjud.

23

Ekspertsoovitus keskkonnakasutuse vormi rahaliseks hindamiseks on tingliku hindamise meetodi kasutamine, lisaks väärtuse ülekandele on võimalik ka valikkatse, tulu ülekande, taastamiskulu, kinnisvarahinna ja ennetuskulu meetodid. Rakendatavad ei ole reisikulu ega turuhinna meetodid (vt tabel: Rahalise hindamise metoodikate sobivus keskkonnakasutuse vormi hindamiseks).

Veereostusega seotud heaolu-uuringuid on tehtud kvantifitseeritult ning seoses mõjuga inimtervisele (Schwarzenbach et al. 2010), seosed muu heaoluga on kirjeldava iseloomuga (Millenium Ecosystem Assessment 2005). Transpordivaldkonnas on läbi viidud maismaatranspordi väliskulude rahaline hindamine, kus pinnase- ja veereostuse väliskulude osakaal moodustas 0,06% Eesti 2007. aasta SKTst; see on vaadeldud kululiikidest väikseim leitud osakaal. (Anspal ja Poltimäe 2009).

2015. aastal olid 26 pinnaveekogu Püld alusel mitte-heas seisundis. Nende valgaladel elab ligikaudu 600 000 inimest, sh Ida-Eestis 300 000. Samuti leidus 25 veekogu, mis olid halvas seisukorras Nüld või NH4 alusel ning mille valgalade piirkonnas elavate inimeste arv oli sarnane eelmise näitega.

Toitainete heide vette ja mulda

2015. aastal oli 26 pinnaveekogumit Püld alusel mitte-heas seisundis. Nende valgaladel elab ligikaudu 600 000 inimest, sh Ida-Eestis 300 000. Samuti leidus 25 veekogumit, mis olid mitte-heas seisundis Nüld või NH4 alusel ning mille valgalade piirkonnas elavate inimeste arv oli sarnane eelmise näitega (vt joonis 1). Leidub 2 põhjaveekogumit ja 39 veehaaret, kus on probleeme nitraadiühendite sisaldusega (Hartal Projekt OÜ 2014) (vt joonis 2). Kolmest põhjaveekogumist võivad potentsiaalselt ebakvaliteetset vett võtta kuni 100 000 inimest, vastavatest veehaaretest võib olla mõjutatud kuni 55 000 inimest.

Sellele lisaks analüüsiti käesoleva töö raames veehaarete 2015. a seireandmeid (Terviseameti andmed) ning tuvastati 39 põhjaveehaaret, mis paiknevad väljaspool eelnimetatuid põhjaveekogumeid, kuid kus nitraadiühendite sisaldus ulatus joogiveele seatud piirnormini või ületas seda.

Nitraadiühendite sisalduse osas mitte-heas seisundis põhjaveekogumitest (nitraaditundlik ala) võivad potentsiaalselt ebakvaliteetset joogivett võtta ligikaudu 10 000 inimest (eelduseks on võetud, et ohustatud on eelkõige erakaevude omanikud ehk elanikkond väljaspool reoveekogumisalasid). Siintoodud arv tugineb Statistikaameti andmetele elanike arvu ja paiknemise osas. Vastavatest veehaaretest väljaspool nitraaditundlikku ala võib olla mõjutatud ligikaudu 60 000 inimest (Terviseameti andmed). Siintoodud (püsi)elanikkonnale lisanduvad veehaarete juhutarbijad.

Ohtlike ainete heide vette

Joogivett loetakse tervislikuks ja puhtaks, kui selle mikrobioloogilised ja keemilised kvaliteedinäitajad ei ületa sotsiaalministri määruses nr 82 seatud piirväärtusi (sotsiaalministri määrus nr 82, 2001 „Joogivee kvaliteedi- ja …“). Eelnimetatud tervisele ohtlike ainete piirsisaldused joogivees on toodud eelviidatud määruse §-s 5 „Keemilised kvaliteedinäitajad“. Ühisveevärgi joogiveehaaretes ohtlike ainetega saastunud vee kasutamine lubatud ei ole. Ühisveevärkide vee kvaliteeti kontrollib Terviseamet.

Ohtlike ainetega saastunud vee kasutamisest on ohustatud inimesed, kes kasutavad erakaeve naftasaadustest ja põlevkiviõlist saastunud aladel. Keskkonnaregistris on 84 olulisemat jääkreostusobjekti, kus pinnas on saastunud. Nendest saastunud aladest suurem osa asub alal, mille elanike veevarustus tuleb ühisveevärgist, kus joogivee puhtus on kontrollitud. Eesti Keskkonnauuringute Keskuse 2015. aasta töös (Salu jt 2015) on 84 Keskkonnaregistri objektist hinnatud 21 objekti puhul, et ohtlike ainete kokkupuute oht inimesele puudub ja JRO ei mõjuta oluliselt kaitstavaid liike/elupaiku, 37 objekti puhul pole hinnangut seni antud. Käesolevas töös hinnati, et eraveevarustusega võivad inimesed vett võtta 21 JRO mõjualas olevast põhjaveest. Eestis võib olla ligikaudu 500–1000 elanikku, kes jääkreostuse alal või selle lähiümbruses võivad erakaevudest veevõtul kokku puutuda ohtlike ainetega.

Erakaevude vee kvaliteeti jääkreostusobjektide ümbruses süsteemselt uuritud ei ole. Hinnangu kujundamiseks võrreldi saaste võimalikku mõjuala, Statistikaameti andmeid rahvastiku paiknemise kohta 1 x 1 km ruudustikus 2015. aasta andmetel, Maa-ameti ortofotosid ning kitsenduste ja katastrikaardi kihte. Seejuures on arvestatud, et Ida-Virumaa kaevanduspiirkondades on kaevandaja

24

poolt rajatud ulatuslikud veevarustusvõrgud, mille kaudu inimesed saavad tervisele ohutu joogivee. Joogivee kaudu võimaliku ohtlike ainete mõju riski all olevate inimeste illustratiivne jaotus on toodud joonisel 7.

Lisaks jääkreostusele on risk erakaevude vee saastumiseks mürkkemikaalidega intensiivse taimekasva-tusega aladel, transpordimagistraalide läheduses ja kodumajapidamistes, kus kasutatakse kahjuritõrjemürke. NTA allikatest ja üksikkaevudest võetud proovidest on piirväärtust ületavas koguses leitud kahjuritõrjemürke (3%) ja nende jääke (25%). Analoogne olukord võib olla kõigil Eesti põllumajandusaladel, kus põllumaa osakaal on üle 30%, kusjuures risk suureneb koos põllumaa osakaalu suurenemisega.

Põllumajanduspiirkondade maapinnalähedaste põhjaveekihtide puhul võivad edaspidi ohtu sattuda ka neid põhjaveekihte kasutavaid ühisveehaarded. Taimekaitsevahendite sisaldusi ühisveehaarete vees on seni vähe määratud, ebaselge on ka neid mürke sisaldava joogivee kasutamise terviseohtlikus ja ohustatud inimeste arv. Praeguste teadmiste alusel võib kahjuritõrjemürkidega saastunud erakaeve Eestis kasutada suurusjärgus 1000–10 000 inimest. Üle 0,1 µg/l sisalduses on erakaevudes leitud peamiselt kloridasoon-desfenüüli ja glüfosaadi laguprodukti AMPAd. Põhjavee saastumine raskmetallidega on Eestis lokaalne ja teadaolevalt joogivett ei ohusta. Mõju hindamisel inimeste tervisele tuleb silmas pidada, et põhjavesi võib ka looduslikult sisaldada tervisele ebasoodsalt mõjuvaid aineid, nagu fluoriid, baarium, radoon, radioaktiivsed elemendid (efektiivdoos).

Suplusvesi Eestis reeglina ohtlike ainetega saastunud ei ole ja ohtu inimese tervisele ei kujuta. Saastunud veekogudes ja reovee käitlemise rajatistes suplemine on tervisele ohtlik. Seda ohtu saab minimeerida selliste alade tarastamise ja inimeste teavitamisega.

Söögiks kasutatavate merekalade liha sisaldab ohtlikke aineid (sh raskmetalle ja dioksiine). Nende kalade mõõdukas koguses söömisel olulist terviseriski ei ole (vt Veterinaar- ja Toiduameti kodulehekülg8). Toitumissoovitused koos viidetega uuringutulemustele on andnud ka TÜ Eesti Mereinstituut (Simm jt 2015). Püsivate ohtlike ainete bioloogiline kuhjumine toiduahelas toimub ka ookeanis, seetõttu ei ole sarnaselt Läänemere kalale soovitatav tihti süüa ka näiteks haid ja tuunikala, kuhu on kuhjunud suhteliselt palju elavhõbedat.

Joonis 7. Ohtlike ainete heide vette – hinnanguline eraveevarustusega elanike arv jääkreostuse mõjualas

Ohtlike ainetega on saastunud Purtse, Kohtla ja Erra jõed ning tööstuspiirkonna põhjavesi (allikas endise NL põlevkivitööstus) ning Kroodi oja (allikaks endine Maardu keemiakombinaat). Nende jääkreostusalade saaste lokaliseerimise projektid on töös. Saastunud on Ordoviitsiumi Ida-Viru põlevkivibasseini

8 http://www.vet.agri.ee/?op=body&id=821

25

põhjaveekogum (jääkreostus). Elavhõbeda ning heptakloori ja heptakloorepoksiidi sisalduse alusel ahvenas on kõigi Eesti rannikumeres piiritletud pinnaveekogumite keemiline seisund halb (Martin jt 2016). Olukord vajab põhjalikumat analüüsi. Maapinnalähedase põhjaveekihi kasutavate veehaarete saastumise juhte on esinenud kogu Eestis. Nende sagedus on viimasel aastakümnel vähenenud. Tõsist tähelepanu väärib nitraaditundliku ala ja muude põllumajanduspiirkondade põhjavee saastumine kahjuritõrjemürkide ja nende jääkidega, koosmõjus väetiste koormusega võib põllumajanduspiirkondades saastunud joogivett kasutada suurusjärgus 10 000 inimest. Jääkreostuse mõjul saastunud joogivee kasutamisest võib ohustatud olla kuni tuhat inimest.

Tõenduslikku ja põhjuslikku seost saasteainete heite ulatuse ja keskkonnamõju tekkimise vahel, seda nii toitainete kui ka ohtlike ainete heite puhul, ei ole võimalik inimese heaolu kontekstis olemasolevatele andmetele tuginedes leida. Kui käsitleda heaolu komponendina tervist, siis on usaldusväärne meetod põhjuslike seoste leidmiseks epidemioloogilised uuringud saasteainete mõju kohta. Nende tööde tulemusel saab leida seosed saasteainete kontsentratsiooni suurenemise ning terviseriski vahel. Parim teostatav lahendus teiste heaolu komponentide puhul võimalike põhjuslike seoste esiletoomiseks on:

• objektipõhine mõju järelhindamine, mida oleks võimalik väärtuse ülekande meetodi abil laiendada kogu Eestile;

• rahalise väärtuse hindamise meetodite rakendamine vastavalt objekti- või keskkonnakasutuse vormile koos objektipõhise andmekorjega.

Kõrge määramatuse tõttu ei kasutatud heaolu muutuste hindamisel saasteainete juhtimisest vette kinnisvarahindade ega piirkonna majandusnäitajate analüüsi. Uuringus ei kasutatud valdkonnaüleste küsitlusandmete puudumisel parameetrina heaoluküsitluste tulemusi, mis oleks inimese heaolu võimaliku mõju iseloomustamiseks kõrge usaldusväärsusega ning kajastaks seega inimese poolt tajutud heaolu muutust, ent keskmise või kõrge määramatusega. Sellise küsitluse läbiviimine peaks seejuures olema objekti- või vähemalt omavalitsuspõhine. Saadud tulemusi tuleks tõlgendada kohalikus kontekstis koos lokaalsete keskkonnanäitajatega. Võimalikku muutust saab näidata küsitlusuuringu korduva läbiviimisega sobiva ajavahemiku järel.

26

1.5 a, b Saasteainete heide vette ja mulda, toitained ja ohtlikud ained – kokkuvõte hindamisest

Tabel 7. Saasteainete heide vette ja mulda, toitained, ohtlikud ained (OA) – seisundi-, surve- ja

mõjunäitajad

Surve (keskkonnakasutus)

Seisund (keskkonna-kvaliteet)

Potentsiaalselt mõjutatud inimeste arv (ligikaudne hinnang)

Mõju (IT – inimese tervis, IH – inimese heaolu; L – loodus)

Heide/leostumine pinnavette, Nüld:

• põllumajandus 18 335 t/a (kaudne hinnang)

• heit- ja reovesi punktallikatest (nii olme kui ka tootmis-tegevus) – 1025 t/a ↘

• metsamajandus – 158 t/a (kaudne hinnang)

+ muud allikad, sh looduslik koormus ja kaugkanne

Pinnavee seisund (N sisaldus): Mitte-heas seisundis 47 pinnaveekogumit (6% kõigist veekogumitest) ↔

Nüld järgi mitte-heas seisundis veekogude valgaladel elab ligikaudu 600 000 inimest, sh Ida-Eestis 300 000

IT: Kaudne, kokkupuutel veekogudes vohavate vetikatega (nahaärritused, mürgistused). IH: Rekreatiivse väärtuse langus, vajab objektipõhist mõõtmist. L: Vee-elupaikade seisundi ja liigilise koosseisu muutus (riigi tasemel keeruline eristada muudest teguritest).

Heide/leostumine pinnavette, Püld:

• põllumajandus 242 t/a (kaudne hinnang)

• heit- ja reovesi punktallikatest (nii olme kui ka tootmis-tegevus) – 55 t/a ↘

+ muud allikad, sh looduslik koormus ja kaugkanne

Pinnavee seisund (P sisaldus): mitte-heas seisundis 60 pinnaveekogumit (8% kõigist veekogumitest) ↔

Püld järgi mitte heas seisundis veekogude valgaladel elab ligikaudu 600 000 inimest, sh Ida-Eestis 300 000

IT: Kaudne, kokkupuutel veekogudes vohavate vetikatega (nahaärritused, mürgistused). IH: Rekreatiivse väärtuse langus, vajab objektipõhist hindamist. L: Vee-elupaikade seisundi ja liigilise koosseisu muutus (riigi tasemel keeruline eristada muudest teguritest).

Lämmastikuühendite heide/leostumine põhjavette (kogus teadmata)

Põhjavee seisund (N sisaldus): • Pandivere ja

Adavere-Põltsamaa nitraaditundlik ala (2 põhjaveekogumit) ↗

• Lokaalsed, ajutised probleemid

Potentsiaalselt võivad nõuetele mittevastavat joogivett tarbida 70 000 inimest, sh NTAl 10 000 inimest ja väljaspool 60 000 inimest

IT: vähitekke riski suurenemine IH: Kvaliteedinõuetele vastava joogivee saamiseks lisategevused ja -kulud . L: otsene mõju puudub

Jääkreostus, objektide arv – esmatähtsad 21,

tähtsad 62 ↘

OA joogiks kasutatavas põhjavees

500–1000 inimest IT: Sõltuvalt OAst võib põhjustada kasvajatesse suremuse kasvu, Eestis vähe uuringuid. L: mõõdetavalt puudub

OA tõttu halvas seisundis kogumid (mõjutavad ka muud tegurid)

Ei hinnatud I: kaudne, kala söömisel, otsesed referentsid puuduvad L: Läänemere kalast toituvate kiskjate seisund (paranemas).

OA heide pinnavette, kg/a (teadmata)

16 halvas seisundis rannikuveekogumit (mõjutavad ka muud tegurid)

Ei hinnatud I: kaudne, läbi kala söömise L: Läänemere kalast toituvate kiskjate seisund (paranemas).

27

Surve (keskkonnakasutus)

Seisund (keskkonna-kvaliteet)

Potentsiaalselt mõjutatud inimeste arv (ligikaudne hinnang)

Mõju (IT – inimese tervis, IH – inimese heaolu; L – loodus)

Kahjuritõrjemürkide kasutus (põllumajandus, raud- ja sõidutee ning eratarbijad), kg/a

(müük suurenenud) ↗

OA sisaldused joogiks kasutatavas põhjavees

Hinnanguliselt kuni 10 000 inimest, väga madal usaldusväärsus

I: Sõltuvalt OAst võib põhjustada kasvajatesse suremuse kasvu, Eestis väga vähe uuringuid. L: mõõdetavalt puudub

Toitainete heide pinna- ja põhjavette on oluline keskkonnakasutus tulenevalt selle tagajärgede (halve-nenud seisundiga veekogude) suhteliselt suurest geograafilisest ulatusest ja potentsiaalsest mõjust elanike heaolule ja tervisele läbi kõrgenenud nitraadisisalduse joogiveehaarete vees (vt tabel 7).

Pinnavees olulisi piirkondlikke erinevusi või selgeid trende seisundihinnangutes välja tuua ei saa. Ligikaudu viiendikus kesises või halvemas seisundis pinnaveekogumitest on aga probleemseks kvaliteedinäitajaks (või üheks neist) toitainete sisaldus. Veekogude suurenenud toitelisus mõjutab otseselt vee-elupaiku (ja seeläbi liike) ning kaudselt inimeste heaolu ja tervise aspekte (nt rekreatsioon, tervisemõjudest silmade ja nahaärritus). Vastavate mõjude usaldusväärset kvantifitseerimist takistab nende tugev sõltuvus ka teistest mõjutavatest aspektidest lisaks toitainete sisaldusele (nt veekogu hüdromorfoloogilised tingimused vms), mis vajaks täpsemaid analüüse lokaalsel tasemel.

Põhjavee puhul on teatavat lämmastikuühendite sisalduse suurenemistrendi märgata Pandivere ja Adavere-Põltsamaa nitraaditundliku ala põhjavee seirekaevudes. Põhjavee puhul vajab esile tõstmist potentsiaalne mõju inimese tervisele ja/või heaolule. Ülemäärase lämmastikuühendite sisaldusega põhjavee tarbimisega joogiveena võivad kaasneda terviseriskid, mille vältimiseks on vajalikud kulutused joogivee puhastamisele. Töö raames teostatud analüüsi põhjal võib joogiveele seatud piirväärtuseni ulatuva või seda ületava lämmastikuühendite sisaldusega põhjaveehaarete püsikasutajaid olla Eestis hinnanguliselt 70 000.

Ohtlike ainete kasutamise mõju on suure ruumilise ulatusega ja pikaajaline – mõjutatud oluline osa pinna- ja põhjaveest, läbi vooluveekogude kanduvad ohtlikud veesaasteained rannikumerre. Mitmed ohtlikud ained on püsivad ning jäävad aineringesse pikaks ajaks. Keskkonnakasutuse tagajärjel saastunud veekeskkond ohustab inimeste tervist ja heaolu.

Ohtlike ainetega on saastunud mitmed Kirde-Eesti tööstuspiirkonna jõed ja Ordoviitsiumi Ida-Viru põlevkivibasseini põhjaveekogum (jääkreostus). Elavhõbeda ning heptakloori ja heptakloorepoksiidi sisalduse alusel ahvenas on kõigi Eesti rannikumeres piiritletud pinnaveekogumite keemiline seisund halb. Maapinnalähedast põhjaveekihi kasutavate veehaarete saastumise juhud on viimasel aastakümnel vähenenud. Tõsist tähelepanu väärib nitraaditundliku ala ja muude põllumajanduspiirkondade põhjavee saastumine Kahjuritõrjemürkide ja nende jääkidega.

Veekeskkonna saastatus halvendab inimeste heaolu kulukamate veevarustuslahenduste, jääkreostusest tulenevate maa- ja veekasutuse ning kalade toiduks kasutamise piirangute kaudu. Jääkreostuse mõjualas tuleb tagada hajaasustuse saastunud kaeve kasutatavatele majapidamistele juurdepääs tervisele ohutule joogiveele (viia joogiveehaarded sügavamasse veekihti või saastatud alast väljapoole). Lõpuni tuleb viia JRO hüljatud vedeljäätmete koristamine ja hinnata inventeerimata riikliku tähtsusega JRO ohtlikkust.

Heitveelaskudest lähtuvate ohtlike ainete kasutamist saab ohjata ja vähendada punktheite minimeerimise kaudu keskkonnalubade ja järelevalve abil. Selleks tuleks tööstusettevõtetes selgitada ohtlike ainete aineringi ning selle alusel seada keskkonnalubadega seirekohustused. Ette tuleks näha nõuded veehaarde toiteala kaitseks. Koostöös naaberriikidega selgitada rannikumere kalastiku OA saasteallikaid

28

ja konkreetsete saasteainete ringide seaduspärasid erinevates kalaliikides. Uurimistööd tuleks alustada enamlevinud saasteainetest (näiteks elavhõbe, kloororgaanilised ühendid).

Kahjuritõrjemürkide süveneva probleemi osas on vajalik nende kasutuse süvendatud uuring, sest ligi poole müüdud mürkide kasutus on praegu ebaselge. Taimekaitsevahendite surve selgitamiseks põhja- ja pinnaveele on vajalik asjakohase seire väljatöötamine. Nende ainete ohjamise ja vähendamise võimalusteks on heite minimeerimine keskkonnalubade ja järelevalve abil ning teatud taimekaitsevahendite eemaldamine jaekäibest. Pestitsiidide mõju tõttu põhjaveele võib tulevikus osutuda vajalikuks kulutuste tegemine tervisliku ja puhta joogivee saamiseks.

Kasutatud taustamaterjalid

1. Allas, A., Leisk. Ü., Nurk, Greta. (2015). Jääkreostusobjektide inventariseerimine 2014–2015 Purtse, Erra ja Kohtla jõgede ning fenoolisoo reostusuuringute aruanne. Eesti Keskkonnauuringute Keskus OÜ. Tallinn

2. Allik, K., Penu, P. (2015). Pesticide Residues in Estonian Arable Soils. Estonian Agricultural Research Centre Soil Monitoring Bureau. 11th Nordic Pesticide Residue Workshop

3. Anspal, S., & Poltimäe, H. (2009). Transpordi ühiskondlike kulude mudel: Metoodika ja arvutuste tulemused. Tallinn.

4. Blank, K., Loigu, E., Laugaste, R., Habermann, J. (2017). The ecological state of Lake Peipsi (Estonia/Russia): improvement, stabilization or deterioration? In: Ecology. Proceedings of the Estonian Academy of Sciences, 2017, 66, 1, 18–28

5. Diaz, S., Farglone, J., Stuart Chapln III, F., & Tilman, D. (2006). Biodiversity Loss Threatens Human Well-Being. PLoS Biol 4(8) e277.

6. Eesti maaelu arengukava 2007-2013 2. telje ning Eesti maaelu arengukava 2014-2020 4. ja 5. prioriteedi püsihindamiseks 2015. aastal läbiviidud uuringute aruanne. (2016). Põllumajandusuuringute Keskus. Saku

7. Etemadifar, M., B. Mehrabi, R. Kiani-Peykani, S.-H. Abtahi, K. Nekouie-Isfahani, S. V. Ramagopalan, and M. Fereidan-Esfahani. (2016). Soil Heavy Metals Are Associated with the Distribution of Multiple Sclerosis in Isfahan, Iran. Acta Neurologica Scandinavica 134 (4): 292–299. doi:10.1111/ane.12543.

8. Euroopa Parlamendi ja Nõukogu direktiiv, millega kehtestatakse ühenduse merekeskkonnapoliitika-alane tegevusraamistik (merestrateegia raamdirektiiv). (2008/56/EÜ)

9. Euroopa Parlamendi ja Nõukogu direktiiv, mis käsitleb põhjavee kaitset reostuse ja seisundi halvenemise eest (2006/118/EÜ)

10. Euroopa Parlamendi ja Nõukogu direktiiv, millega kehtestatakse ühenduse veepoliitika alane tegevusraamistik (veepoliitika raamdirektiiv). (2000/60/EÜ)

11. Fricke, I., Götz, R., Schleyer, R., Püttmann, W. (2015). Analysis of Sources and Sinks of Mercury in the Urban Water Cycle of Frankfurt am Main/Water. Germany

12. Hartal Projekt OÜ. (2014) Põhjaveekogumite seisundi hindamine I etapp. Kuressaare 13. Hartal Projekt OÜ. (2014) Põhjaveekogumite seisundi hindamine II etapp. Kuressaare 14. HELCOM, 2015. Updated Fifth Baltic Sea Pollution Load Compilation (PLC-5.5). Baltic Sea Environment

Proceedings No. 145. Helsinki Commission, 2014. 15. HELCOM, 2014. Fifth Baltic Sea Pollution Load Compilation (PLC-5). Baltic Sea Environment Proceedings

No. 128. Helsinki Commission, 2014. 16. Keskkonnaagentuur. (2016). Eesti pinnaveekogumite seisundi 2015. a ajakohastatud vahehinnang. 17. Keskkonnaagentuur. (2014). Eesti keskkonnaindikaatorid – arendustöö ja tulemused. 18. Keskkonnaagentuur, seireandmed 2006 kuni 2016. 19. Keskkonnaministeeriumi kodulehekülg. Liigikaitse tegevuskavad. Merikotka kaitse tegevuskava 2013-

2017 http://www.envir.ee/sites/default/files/elfinder/article_files/kk_1135_2013_lisa.pdf 20. Keskkonnaministeeriumi kodulehekülg. Tellitud uuringud http://www.envir.ee/et/tellitud-uuringud

(23.02.2017) 21. Keskkonnaministeeriumi kodulehekülg. Veemajanduskavad 2015–2021

(http://www.envir.ee/et/vmk2015-2021 (23.02.2017) 22. Keskkonnaministri määrus 28.07.2009 nr 44 Pinnaveekogumite moodustamise kord ja nende

pinnaveekogumite nimestik, mille seisundiklass tuleb määrata, pinnaveekogumite seisundiklassid ja seisundiklassidele vastavad kvaliteedinäitajate väärtused ning seisundiklasside määramise kord

23. Keskkonnaministri määrus 29.12.2009 nr 75 Põhjaveekogumite moodustamise kord ja nende põhjaveekogumite nimestik, mille seisundiklass tuleb määrata, põhjaveekogumite seisundiklassid,

29

seisundiklassidele vastavad kvaliteedinäitajate väärtused ja koguseliste näitajate tingimused, põhjavett ohustavate saasteainete nimekiri, nende saasteainete sisalduse läviväärtused ja kvaliteedi piirväärtused põhjavees, taustataseme määramise metoodika ning põhjaveekogumite seisundiklasside määramise kord

24. Keskkonnaministri määrus 30.12.2015 nr 77 Prioriteetsete ainete ja prioriteetsete ohtlike ainete nimistu, prioriteetsete ainete, prioriteetsete ohtlike ainete ja teatavate muude saasteainete keskkonna kvaliteedi piirväärtused ning nende kohaldamise meetodid, vesikonnaspetsiifiliste saasteainete keskkonna kvaliteedi piirväärtused

25. Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemi seadus. (2005); Riigi Teataja I osa, nr 15, art 87 26. Keskkonnaseadustiku üldosa seadus. (2011) ); Riigi Teataja I osa, nr 1 27. Keskkonnavastutuse seadus. (2007); Riigi Teataja I osa, nr 62, art 396 28. Kärblane, H. ja Kevvai, L.(1995). Raskmetallide sisaldus Eestis enamkasutatavates väetistes ja nende osa

mulla raskmetallidega saastamisel http://agrt.emu.ee/pdf/1995_4_karblane.pdf (23.02.2017) 29. Keskkonnaministeeriumi kodulehekülg. Vee valdkonna uuringud http://www.envir.ee/et/eesmargid-

tegevused/vesi/uuringud-ja-aruanded#2015 (23.02.2017) 30. Kohv, N. jt. (2014). Eestis välisõhku eraldunud saasteainete heitkogused aastail 1990-2012. Eesti

Keskkond. Keskkonnaagentuur. Tallinn 31. Krabbenhoft, David P., Rickert, David A. (2013) U.S. Geological Survey Fact Sheet 216-95. Mercury

Contamination of Aquatic Ecosystems. http://pubs.usgs.gov/fs/1995/fs216-95/ (23.02.2017) 32. Kreitsberg, R. (2014) Using biomarkers in assessment of environmental contamination in fish – new

perspectives. Tartu Ülikool, PhD thesis. Tartu 33. Künnis-Beres K. (2016). Baltikumi vee-ettevõtete konverents. http://evel.ee/baltikumi-vee-ettevotete-

konverentsil-ules-astunud-tallinna-tehnikaulikooli-merebioloogia-instituudi-teaduri-kai-kunnis-berese-hinnangul-on-ravimijaakide-joudmine-merevette-laanemere-okosusteemile-uha/

34. Laht, M., , Nurk, G., Vooro, K., Allemann, H. (2016). Vesikonnaspetsiifiliste saasteainete keskkonna kvaliteedi piirväärtuste vastavuse hindamine piirväärtuste tuletamist käsitleva juhendiga ning vesikonnaspetsiifiliste saasteainete nimistu ajakohastamine (kommenteeritud versioon). Eesti Keskkonnauuringute Keskus OÜ. Tallinn

35. Laugaste, R (1982). Eesti järvede seisundi hindamisest fütoplanktoni ja primaarse produktsiooni abil. Eesti NSV järvede nüüdisseisund, Eesti NSV Teaduste Akadeemia, 1982. Tartu

36. Leisk, Ü., Vooro, K., Pruul, I., Laht, M., Paasrand, K., Mõts, K. (2013). Ohtlike ainete seire ja uuringud (2012–2013). Eesti Keskkonnauuringute Keskus OÜ. Tallinn

37. Li, J., Lu, Y., Shi,Y., Wang, T., Wang, G., Luo, W., Jiao, W., Chen, C., and Yan, F. (2011). Environmental Pollution by Persistent Toxic Substances and Health Risk in an Industrial Area of China. Journal of Environmental Sciences (China) 23 (8): 1359–1367.

38. Loigu ja Hannus (1982). Ülemikste järve antropogeenne eutrofeerumine. Eesti NSV järvede nüüdisseisund, Eesti NSV Teaduste Akadeemia, 1982. Tartu

39. Loigu ja Roosalu (2015). TTÜ Keskkonnatehnika Instituut. 2015. Eesti riikliku keskkonnaseire Eesti jõgede hüdrokeemiline seire. 2014. a aastaaruanne. TTÜ Keskkonnatehnika Instituut, 2015.

40. Läänemere piirkonna merekeskkonna kaitse konventsioon. (1992); Riigi Teataja II osa, nr 11, art 57 41. Martin, G., Simm, M., Järv, L. (2016). Riikliku keskkonnaseire programmi mereseire allprogramm Ohtlike

ainete seire meres 2015. a TÜ Eesti Mereinstituut 42. Metsur, M., Kupits, K., Tamm, I. (2015). Jääkreostusobjektide inventariseerimine 2014-2015 Purtse, Erra

ja Kohtla jõgedes jääkreostuse ohutustamise eelprojektiga kavandatud tegevuste keskkonnamõju hindamise aruanne. AS Maves

43. Millenium Ecosystem Assessment. (2005). Ecosystems and Human Well-being Synthesis. Washington DC: Island Press.

44. Mäemets, A (1982). Antropogeense eutrofeerumise mõju eri tüüpi järvede suurtaimestikule (makrofloorale). Eesti NSV järvede nüüdisseisund, Eesti NSV Teaduste Akadeemia, 1982. Tartu

45. Nawrot, T., Plusquin, M., Hogervorst, J., Roels, H.A., Celis, H., Thijs, L., Vangronsveld, J., Van Hecke, E., and Staessen, J.A., (2006). Environmental Exposure to Cadmium and Risk of Cancer: A Prospective Population-Based Study. The Lancet. Oncology 7 (2): 119–126. doi:10.1016/S1470-2045(06)70545-9.

46. Nurk, G. (2015). Prioriteetsete ohtlike ainete allikaanalüüs Pärnu jões reostusallika kindlaks määramiseks ning reostuse lõpetamiseks. Eesti Keskkonnauuringute Keskus OÜ

47. Oluliste veemajandusprobleemide ülevaade. Ida-Eesti vesikond. Lääne-Eesti vesikond. Koiva vesikond. (2014). AS Infragate Eesti. Tallinn

30

48. Ott, I., Kõiv, T. 1999. Eesti väikejärvede eripära ja muutused. Estonian small lakes: Special features and Ott, I. 2015. Väikejärvede seire aruanne. EMÜ Põllumajandus- ja Keskkonnainstituut 2015.

49. changes. EV Keskkonnaministeeriumi Info- ja Tehnokeskus, Eesti Teaduste Akadeemia, Eesti Põllumajandusülikooli Zooloogia ja Botaanika Instituut, Tallinn.

50. Ida-Eesti Vesikonna Veemajanduskava. 2016. 51. Koiva Vesikonna Veemajanduskava. 2016. 52. Loigu, E., Leisk, Ü., Iital, A., and Pachel, K. 2008. Peipsi järve valgla reostuskoormus ja jõgede kvaliteet. In

Peipsi (Haberman, J., Timm, T., and Raukas, A., eds), pp. 179–199. Eesti Loodusfoto, Tartu. 53. Lääne-Eesti Vesikonna Veemajanduskava. 2016. 54. Piirimäe, K., Loigu, E., Pachel, K., and Iital, A. 2015. Virtual mapping of reference conditions of pollutant

load in water bodies: phosphorus in the Lake Peipsi basin. Boreal Environ. Res., 20(3), 391–402. 55. Prioriteetsete ainete ja saasteainete heite, keskkonda laskmise ja kadude andmik 2008–2010. ELi

direktiivi 2008/105/EÜ, mis käsitleb keskkonnakvaliteedi standardeid veepoliitika valdkonnas, artikli 5 aruanne. (2014). Keskkonnaagentuur. Tallinn

56. Riigikontroll 2012. Peipsi järve seisundi parandamise meetmete tulemuslikkus. Riigikontrolli aruanne Riigikogule, Tallinn, 26. märts 2012.

57. Roots, O., Nõmmsalu, H. (2011) Aruanne veekeskkonnale ohtlike ainete sõeluuringu tulemustest Eestis. BaltActHaz projekt. Tallinn

58. Riiklik nitraaditundliku ala põhjavee seire (aruanded 2010–2016). Eesti Keskkonnauuringute Keskus OÜ. 2010–2016. Tallinn

59. Ribeiro Guevara S., Meili, M., Rizzo, A., Daga, R., and Arribére, M. (2010). Sediment records of highly variable mercury inputs to mountain lakes in Patagonia during the past millennium. Atmos. Chem. Phys., 10, 3443–3453, 2010 www.atmos-chem-phys.net/10/3443/2010/ (23.02.2017)

60. Räägel, A. Kalade toksikoloogiliste biomarkerite võrdlus Eesti rannikumeres. (2014). Tartu Ülikool, Magistritöö. Tartu

61. Rüütli, R., Kõnd, E., Mäger, T., Kull, G., Lehtla, R. (2015). Jääkreostusobjektide inventariseerimine 2014–2015 Kroodi oja jääkreostuse ohutustamisega kavandatud tegevuste keskkonnamõju hindamise aruanne. Eesti Keskkonnauuringute Keskus OÜ. Tallinn

62. Salu, M., Kupits, K., Vreimann, T (2015). Jääkreostusobjektide inventariseerimine 2014–2015 Hinnangute koostamine ja andmete analüüs. Eesti Keskkonnauuringute Keskus OÜ. Tallinn

63. Schwarzenbach, Rene P. ; E. T., Hofstetter, T., Gunten, U. v., & Wehrli, B. (2010). Global water pollution and human health. Annual Review of Environment and Resources.

64. Simm, M., Roots, O., Järv, l. (2015). Saasteainete uuring Läänemere kalas Lõpparuanne. TÜ Eesti Mereinstituut. Tallinn

65. Sotsiaalministri määrus 02.01.2003 nr 1 Joogivee tootmiseks kasutatava või kasutada kavatsetava pinna- ja põhjavee kvaliteedi- ja kontrollinõuded

66. Sotsiaalministri määrus 31.07.2001 nr 82 Joogivee kvaliteedi- ja kontrollinõuded ning analüüsimeetodid 67. Statistikaameti andmebaas: Keskkond http://pub.stat.ee/px-

web.2001/Database/KESKKOND/databasetree.asp (23.02.2017) 68. Tallinna Tehnikaülikooli Keskkonnatehnika Instituut. (2010). Fosfori- ja lämmastikukoormuse uuring

punkt- ja hajureostuse allikatest. Fosforväetistes kaadmiumi reostusohu hindamine. 69. Tammeorg ja Haldna (toim.) (2017). Peipsi järve hüdrobioloogiline seire ja uuringud. Riikliku

keskkonnaseire aruanne 2016. Eesti Maaülikool, 2017. 70. Tilk, M. (2013). Raskmetallide (Cd, Cu, Pb, Hg, Zn) märgsadestumine ja saastekoormus Eesti muldadele

aastatel 2002-2011. Bakalaureusetöö loodusgeograafias. Tartu Ülikool. Tartu 71. TLÜ Ökoloogia Instituut (2015). Põhjaveekogumi veest sõltuvad ökosüsteemid, nende seisundi hindamise

kriteeriumid ja seirevõrk 72. Tuvikene, A. (2014). Toksilised ained Läänemere kalades. Kalale!, 9, 59−63 73. Tuvikene, A., Kreitsberg, R., Raig, R. (2016). Eesti rannikumere reostuse hindamine kalade bioloogiliste

kahjustuste kaudu. KIK projekt nr. 8302. EMÜ Limnoloogiakeskus 74. Veeseadus. (1994); Riigi Teataja I osa, nr 40, art 665 75. Veterinaar- ja Toiduameti kodulehekülg http://www.vet.agri.ee/?op=body&id=821 (23.02.2017) 76. Ülevaade koormusest, mida inimtegevus avaldab pinnaveele Ida-Eesti vesikond. Lääne-Eesti vesikond.

Koiva vesikond. (2014). AS Infragate Eesti. Tallinn

77. Wetzel, R.G., 2001. Limnology: Lake and River Ecosystems, Academic Press, San Diego.

31

2 VEEKASUTUS (VEEVÕTT) Hindamistulemuste koondtabel – surve ja seisundi trend, mõjutatud inimeste arv, mõju

2.1 Keskkonnaseisund ja keskkonnaseisundi muutus (S)

Sademete keskmine aastasumma varieerub Eestis aastate kestel 550–800 mm piires ning aastane sademete hulk ületab ligi kaks korda aastase summaarse auramise. Eesti uuenev pinnaveevaru (jõgede äravool) sõltub sademete hulgast ja muutub aastate jooksul, olles keskmiselt suurusjärgus 12 km3 aastas. Teise osa uuenevast veevarust moodustab põhjavesi. Kinnitatud põhjavee varud on suurusjärgus 500 000 m3 ööpäevas. Põhjaveevaru hindamisel, jaotamisel ja kasutamisel arvestatakse piirkonna veetarbijate huvisid ning välditakse põhjaveest sõltuvate ja kaitset vajavate liikide elupaikade seisundi halvenemist. Enamikus Eesti asulates ja ettevõtetes kasutatakse põhjavett. Pinnavett tarvitatakse Tallinna, Narva ja mõne suurema tööstusettevõtte (Sillamäe, Kohtla-Järve, Kunda) veevarustuses. Veekasutuse indeks Eestis on väike ja püsib mõne protsendi juures. Seega jääb meie veekasutus laias plaanis tublisti alla kriitilise veevaru kasutuspiiri (20% uuenevatest veevarudest) (Hermet jt 2013).

Põhjaveevaru ja veehaarded

Põhjavee kaitse peaeesmärgiks on kvaliteetse veega joogiveeallika (veehaarde) kaitse. Üle 500 m3/ööpäevas tarbivate põhjaveehaarete puhul on vajalik kinnitatud põhjaveevaru olemasolu. Põhjaveevaru all mõistetakse vee kogust, mida lubatakse veehaarete abil kasutusele võtta. Põhjaveevaru hindamisel, jaotamisel ja kasutamisel arvestatakse kõigi piirkonna veetarbijate huvisid ning välditakse põhjaveest sõltuvate ja kaitset vajavate liikide elupaikade seisundi halvenemist.

Põhjavee kasutamise reguleerimine on vajalik eelkõige piirkondades, kus elanike ja tootmise vajaduste rahuldamiseks napib puhast põhjavett. Sellised piirkonnad on Eestis Harjumaa ja Ida-Virumaa. Põhjaveevarude hindamiseks ja jagamiseks tarbijate vahel kasutatakse neis maakondades regionaalseid põhjaveemudeleid, mille alusel on määratud maakonnas kasutatavad põhjaveevarud. Näiteks Harjumaa põhjaveevarud täpsustati viimati 2016 aastal (Tamm ja Pello 2016). Ülejäänud maakondades on kinnitatud põhjaveevaru vajadusest oluliselt suurem (Põhjaveekomisjon 2004, Eesti Põhjavee kasutamine…).

Lisas 11b failis DPSIR2 veekasutust (veevõttu) hõlmaval töölehel on toodud seisundit iseloomustavad näitajad, milleks on veevõtu tõttu ebasoodsas seisundis olevad kogumid ja kogumite eesmärgipärane seisund. Eestis saab eraldi välja tuua üksikud olukorrad, kus veevõtt eraldatud põhjaveevaru (Vasavere veehaarde mõju Kurtna Natura järvedele) või vee-erikasutusloa (Ülemiste veehaarde mõju Pirita jõe veehulgale) piires mõjutab elupaikade või liikide soodsat seisundit.

Veevõtu olulise negatiivse keskkonnamõju määratlus

Veevõtu ja ümbersuunamise keskkonnamõju hindamise aluseks on Eesti ja Euroopa Liidu asjakohane keskkonnaõigus: eelkõige Veeseadus (1994) ja selle alamad õigusaktid, ELi veepoliitika raamdirektiiv (2000/60/EÜ) ja ELi põhjavee direktiiv (2006/118/EÜ). Ülevaade veekeskkonna seisundist on toodud veemajanduskavades 2015–2021 (Pallo jt 2015).

Keskkonnakasutuse (veevõtt) keskkonnamõju hindamisel lähtutakse veekasutuse (veevõtt joogiveeks, vee ära juhtimine kaevandustest ja karjääridest) mõjust põhjaveevarudele (veehaarete jätkusuutlikule kasutamisele), veekogumitele ja veest sõltuvatele elupaikadele (veekogud, sood).

Keeruline on maakasutuse (põllumajandus, metsamajandus, elamuehitus, maavarade kaevandamine) ajalooliste muutustega kaasnenud maaparanduse ja hüdrotehniliste tööde tulemuse (hüdromorfoloogilise seisundi muutus, vee ümbersuunamine) praegust välismõju määratleda. Maakasutuse ulatuslikud muutused algasid koos põlluviljeluse levikuga 4000 aastat tagasi, kuivendussüsteeme rajati hiljemalt 19. sajandi keskpaigast alates. Jõgede ulatuslik sirgeks kaevamine ning järvede alla laskmine põllu- ja metsamajanduse huvides toimus juba 20. sajandi esimesel poolel (Sults ja Rusila 2014). Põldude massiivistamine koos ulatuslike drenaažisüsteemide rajamisega ning

32

metsade kuivendamisega leidis aset nõukogude perioodil. Tänapäevaks on osa maaparandussüsteeme amortiseerunud ning tähelepanu väärib ka maaparandussüsteemide ja nende eesvoolude hooldamata jätmisega kaasnev endise põllumajandusmaa võsastumine, metsastumine ja liigniiskeks muutumine. Oluline osa maatulundusmaast on kasutuseta. Kaovad poollooduslikud kooslused.

Jõgedel on hüdromorfoloogilise seisundi indikaatoriteks veerežiimi mõjutatus, ühendus jõe lammiga, tõkestatus piki jõge, looklevus ja kalda veekaitsevööndi mõjutatus. Peamisteks indikaatoriteks on veerežiim (äravoolu looduslikkus, ühendus lammialadega ja veevõtt) ja tõkestatus.

Jõgede hüdromorfoloogiline ümberkujundamine on veemajanduskavades suures ulatuses aktsepteeritud süvendatud ja sirgeks kaevatud ning paisutatud jõelõikude „looduslikuks vooluveekoguks“ määramisega. Sealhulgas on „loodusliku vooluveekogu“ alamkategooriasse määratud ka palju maaparandussüsteemide eesvoole (peakraave).

Pinnavee ümbersuunamiseks on sageli rajatud ka paise ja veehoidlaid. Seega on ümbersuunamine sageli seotud paisutamisega. Peamiseks kriteeriumiks on elupaiga „Jõed ja ojad“ soodne seisund (lähtudes elupaiga esmase määramise aegsest seisundist). Paisutamise keskkonnamõju käitleme täpsemalt paisutuse peatükis.

Pinnavee veevõtu seisundinäitajad on toodud DPSIRi tabeli töölehel Veekasutus (vt lisa 11b, fail DPSIR2). Seisundinäitajaks on pinnaveekogumite seisundiklass, mis VRD järgi peab olema vähemalt hea. Ida-Eesti vesikonnas mõjutab Venemaal asuva Narva hüdroelektrijaama (HEJ) veevõtt lõheliste elupaigaks oleva Narva jõe veekogumi Narva 3 seisundit (keskkonnaministri 15.06.2004 määruse nr 73 „Lõhe, jõeforelli, meriforelli …“). Olukorra parandamiseks on vajalik saavutada rahvusvaheline kokkulepe Narva jõel lõhelistele sobiva veerežiimi taastamiseks.

Lääne-Eesti vesikonnas mõjutab Pirita jõe pinnaveekogumite seisundit Tallinna pinna-veehaarde veesüsteem. Vee vähenemine seab vee-elupaigad surve alla, nt vähenevad kalade kudemisalad. Veevõtt Pirita jõe veest on sotsiaalmajanduslikult vajalik Tallinna veevarustuseks.

Eestis on praeguseks välja töötatud hüdromorfoloogilise seisundi hindamise metoodika vooluveekogumite jaoks (Loigu jt 2014). Vooluveekogumite hüdromorfoloogilise seisundi hinnang anti halvima kvaliteedielemendi järgi järgmiste kvaliteedielementide alusel:

• veerežiim (kvaliteedinäitajad: äravoolu looduslikkus, ühendus lammialadega ja veevõtt);

• tõkestamatus (sidusus) pikisuunas (kvaliteedinäitaja: tõkestamatus pikisuunas);

• morfoloogia (looklevus ja kalda veekaitsevööndi looduslikkus).

Metoodika usaldusväärsus on kõrge, selle alusel on hinnatud 301 vooluveekogumi seisundit, 340 väikejõe (10 kuni 100 km2 valgalaga) seisund on seni hindamata, hinnatud kogumite puhul on andmete määramatus madal. Järvede ja rannikumere hüdromorfoloogilise seisundi hindamiseks seni metoodika puudub.

Veevõtu osas keskkonnaseisundi mõõdikuks olevat kogumite seisundit on hinnatud alates 2010. aastast veemajanduskavades ja nende vahehinnangutes. Metoodika vooluveekogude hüdromorfoloogilise seisundi hindamiseks töötati välja 2014. aastal. Veevõtu tõttu suuri muutusi viimaste aastate keskkonnaseisundis pole toimunud, objektipõhised seisundimuutused on seotud uuringuandmete täiendamise, aga mitte surve suurenemisega.

Põhjavee koguselise seisundi hinnang kehtivates veemajanduskavades on seotud veevõtuga kaasneva põhjaveetaseme alanemisega. Põhjaveekogumite koguselise seisundi hindamise tulemuste põhjal on 1 Ida-Eesti vesikonna põhjaveekogum (Ordoviitsiumi Ida-Eesti põlevkivibasseini põhjaveekogum) halvas koguselises seisundis. Ohustatud põhjaveekogumeid on 4 (Kambriumi-Vendi Gdovi põhjaveekogum, Ordoviitsiumi-Kambriumi põhjaveekogum Ida-Eesti vesikonnas, Kvaternaari Vasavere põhjaveekogum). Põhjaveekogumite koguselise seisundi hindamise tulemuste põhjal ei ole ükski Lääne-Eesti vesikonna põhjaveekogum halvas koguselises seisundis ega ohustatud. Põhjaveekogumite koguselise seisundi hindamise tulemuste põhjal on kõik Koiva vesikonna põhjaveekogumid heas koguselises seisundis.

33

Ohustatud põhjaveekogumid on veekasutuse (joogiveehaarded) mõju all. Vasavere kvaternaari põhjaveekogum lisaks maavarade (turvas, põlevkivi, liiv) kaevandamise ja maaparanduse mõju all. Ordoviitsiumi Ida-Eesti põlevkivibasseini põhjaveekogum on halvas koguselises seisundis ning ka vee kvaliteedi tõttu joogiveeallikana kasutamiseks perspektiivitu põlevkivitööstuse mõjul. Hea seisundi taastamine reaalses tulevikus võimalik ei ole. Nimetatud põhjaveekogumi alal on oluline negatiivne keskkonnamõju põhjaveele vältimatu, sest põlevkivi ei ole võimalik seda veekihti kuivendamata kasutada.

Seisundinäitajana on DPSIRi tabelis toodud olmeveeks kasutuskõlbmatu põhjaveekogumi ulatus, oluline on vältida selle edasist suurenemist.

Põhjaveekogumite seisundiklasside määramiseks on olemas metoodika (Türk 2013; keskkonnaministri määrus 28.07.2009 nr 44 „Pinnaveekogumite moodustamise kord …“). Olemasolev metoodika on kõrge usaldusväärsusega, andmed on olemas ja nende määramatus on madal.

2.2 Keskkonnale avalduv surve ja surve muutus (P)

Veevõtu osas on eespool viidatud töölehel Veekasutus survenäitajad eraldi välja toodud pinnavee ja põhjavee kohta (vt veerud 2 ja 3), lisaks on koormusallikatena veerus 6 eraldi välja toodud Eesti suurimate veekasutajate – põlevkivikaevanduse ja elektritootmise – surve.

Olulise mõjuga veevõtt pinnaveekogudest toimub Tallinna pinnaveehaardest (joonis 8), see mõjutab süsteemi haaratud pinnaveekogusid. Venemaal paikneva Narva HEJ veevõtu tõttu puudub Narva jõel elektrijaama paisust derivatsioonikanalini pidev vooluhulk, see takistab otseselt Narva 3 vooluveekogumi eesmärgipärast hea seisundi saavutamist.

Väga suur osa (keskmiselt 97%, vt joonis 9) Eesti pinnavee kasutusest toimub Ida-Virumaal, kus vett võetakse peamiselt soojuselektrijaamade jahutusveeks. Neis tõuseb vee temperatuur, vee keemilist koostist ei muudeta ja see juhitakse peale kasutust samas koguses pinnavette tagasi. Veevõtt elektrijaamade jahutuseks on DPSIRi tabelis eraldi välja toodud selle suure osakaalu tõttu kogu Eesti pinnaveekasutusest, kuid see ei põhjusta ebasoodsat seisundit. Veevõtt on olulisuse hindamisel määratud keskkonnale avaldatava surve erinevate hindamisaspektide lõikes järgmiselt: kõrge olulisusega on põlevkivikaevanduste veevõtt põhjaveest, pinnaveevõtt teistest veehaaretest (VA EEJ ja BEJ) ning Narva HEJ pinnaveevõtt; keskmise olulisusega – põhjaveevõtt väljaspool põlevkivikaevandusalasid; madala olulisusega – EEJ ja BEJ elektrijaamade pinnaveevõtt (vt ka aruanne, ptk 1.3 keskkonnakasutuse vormide olulisuse hindamisest ja joonis 7 samas peatükis).

Joonis 8. Pinnavee kasutamine Harjumaal ja Tallinnas (Keskkonnaagentuuri andmetel)

34

Vaadeldaval perioodil on veevõtt jäänud suures plaanis samale tasemele. Oluline põhjavee kasutamise vähenemine toimus enne siinkohal vaadeldavat perioodi Eesti taasiseseisvumise järel. Veevõtu kohta kogub andmeid Keskkonnaagentuur, andmed tuleb esitada, kui päevane veevõtt ületab põhjaveest 5 m3 ja pinnaveest 30 m3 (vee erikasutus). Koguseid mõõdavad ja esitavad veekasutajad ise, praegu toimiv andmete kogumine on enamasti piisav. Juhul kui kasutatakse aasta keskmist kogust, ei pruugi olla võimalik teha järeldusi lühiajalise suure veevõtu mõju kohta. Veevõtu andmed on kogu perioodi vältel võrreldavad, nende määramatus on madal. Joonised 9 ja 10 näitavad võrdluses kogu veevõttu ja suurima veekasutusega tegevusvaldkonna veevõttu. Lähemalt vaata veevõtu kohta kaevandamises lisast 8.

Joonis 9. Pinnavee kasutamine Eestis ja Ida-Virumaal (Keskkonnaagentuuri andmetel)

Joonis 10. Põhjavee kasutamine Eestis (Keskkonnaagentuuri andmetel)

Meetmete ettepanekud on esitatud lisas 11b töölehel Veekasutus, veerus 28. Nendeks on Kurtna järvede veetaseme jälgimise jätkamine ja ökoloogilise vooluhulga tagamine Narva jões allpool hüdroelektrijaama.

35

2.3 Keskkonnakasutusest loodusele avalduva mõju hindamine (I)

Oluline keskkonnamõju ökosüsteemidele kaasneb põlevkivi kaevandamisega mäeeraldiste piires ja nende läheduses (enamasti 0,3–5 km kaugusel mäeeraldise piirist). Vee ära juhtimiseks põlevkivikarjääridest ja kaevandustest kujundatakse ringi veevõrk ja kuivendatakse maapinnalähedane põhjaveekiht. Oluline mõju on siin ka jõgede ülemjooksude hüdromorfoloogilisele seisundile. Veetaseme alandamine mõjutab läheduses asuvaid sooelupaiku. Veevõtt Vasavere põhjaveehaardest mõjutab koosmõjus piirkonna liiva ja turbakarjääridest vee ära juhtimisega Kurtna järvistu Natura järvede veetaset (Metsur ja Tamm 2014). Meetmete ettepanekud on toodud lisas 11b töölehel Veevõtt vastumõju lahtrites. Oluline on tõhustada keskkonnajärelevalvet, regulaarselt vaadata üle ja kaasajastada keskkonnalubade tingimusi. Jätkata tuleb uurimuslikke seireid põlevkivibasseini põhjaveekogumi, maismaa ökosüsteemide ning pinnavee vaheliste seoste täpsustamiseks.

Veevõtt on olulise keskkonnamõjuga ajalooliselt rajatud Tallinna ja Ida-Virumaa pinnaveehaarete süsteemi haaratud jõgede ja ojade elupaikadele veehoidlate ja veehaarete mõjupiirkonnas. Tallinna Ülemiste veehaardel on vee ümberjuhtimise tõttu mõju Pirita 4 kogumi (Pirita Vaskjalalt suudmeni) vooluhulgale, mõju avaldub elupaikade vähenemisena. Veevõtu tõttu Narva HEJs puudub lõhe elupaikade nimistus olevas Narva jõe lõigus elektrijaama paisust derivatsioonikanalini pidev vooluhulk (keskkonnaministri 15.06.2004 määrus nr 73 „Lõhe, jõeforelli, meriforelli …“). Jõelõik ühtib veevõtu tõttu halvas seisus oleva Narva 3 vooluveekogumiga.

Enamusel ühisveehaarete veevõttudest (väljapool Harjumaad ja Ida-Virumaad) negatiivset keskkonnamõju loodusele ei ole, kuna veekasutus on veevarudega võrreldes väike.

Põhjaveevõtuks kasutatakse Eesti suuremates linnades sügavaid veekihte, millest veevõtt kinnitatud põhjaveevarude piires ei põhjusta negatiivset keskkonnamõju. Põhjaveetaseme alandamine ei mõjuta maapinna ökosüsteeme. Väiksemate linnade ja asulate veevõtt maapinnalähedastest veekihtidest on nii tagasihoidliku mahuga, et ei mõjuta ümbruskonna maapinna veerežiimi.

Maavarade kaevandamise ja turba tootmisega kaasneva veevõtu oluline keskkonnamõju välistatakse reeglina keskkonnalubadega ja keskkonnamõju hindamise käigus leitud vältimis- ja leevendusmeetmetega projektipõhiselt. Kaevandatud alad tuleb taastada võimalikult looduslähedaseks või edasist majanduslikku kasutamist võimaldavaks. Olulise negatiivse mõju vältimiseks ja leevendamiseks võimalike meetmete ülevaade on toodud näiteks „Looduslike ehitusmaterjalide kasutamise riikliku arengukava 2010–2020“ keskkonnamõju strateegiline hindamise aruandes. Seejuures peab lähtuma arusaamast, et kaevandamine on uue maastiku ehitamine.

Olulise veemajandusliku ja keskkonnamõjuga maaparandustööd on ellu viidud pika ajaloo jooksul koos maakasutuse muutmisega ning käesoleval ajal hooldatakse maaparandussüsteeme kasutusel oleval põllu- ja metsamaal. Nende hooldustööde täiendav mõju ei ole oluline. Üksikute uute maaparandussüsteemide rajamist tuleb vaadelda projektipõhiselt.

Pärandsurvena võib vaadelda kaitstavatele loodusobjektidele ja Natura aladele jäänud maaparandussüsteeme (Vabariigi Valitsuse 05.08.2004 korraldus nr 615 „Euroopa Komisjonile esitatav Natura …“). Kaitsealadel asuvad mittevajalikud MPS-süsteemid tuleb MPSi registrist kustutada. Need hääbuvad sõltuvalt maastiku tüübist täielikult (tasastel märgaladel) või osaliselt pikapeale ka ise. Vastavalt kaitsealade keskkonnaeesmärkidele võib kraavid projektipõhiselt sulgeda.

Lokaalselt võib veest sõltuvate elupaikade seisund muutuda igasuguse pinnaveevõtu ja ümber suunamise mõjupiirkonnas. Näideteks on siin derivatsioonikanalitega vee-elupaigast vee möödajuhtimine Jägala HEJs, kus Jägala joa alune väärtuslik elupaik jääb seetõttu veevaesemaks. Väiksemate jõgede ja ojade seisundit võib oluliselt vähendada niisutusvee võtt miinimumperioodil. Kui vett ülemäära ära võetakse või pais vee kogumiseks (näiteks HEJ) perioodiliselt suletakse, siis vee-elustik hukkub.

2.4 Keskkonnakasutusest inimese tervisele ja inimese heaolule avalduva mõju hindamine (I)

Veekasutusest teadaolevat tervisemõju inimesele uuringute põhjal tuvastada ei õnnestunud.

36

Võimalikud mõjud heaolule (heaolu, mis ei sisalda mõjusid tervisele) on veevõtu puhul peamiselt kaudsed ja sisaldavad käesolevas projektis järgmisi võimalikke indikaatoreid (vt lisa 11b töölehe Veekasutus tabeli tulbad 14 ja 15):

• bioloogilisuse mitmekesisuse muutus ja sellega seotud muutus eluga rahulolus (Millenium Ecosystem Assessment 2005);

• kalavarude vähenemine; • lisandunud kulud, mida tuleb teha (kvaliteedinõuetele vastava) vee hankimiseks; • turismiga seotud näitajad.

Viimaste indikaatorite puhul võiks potentsiaalne mõju avalduda, kui tasakaalust väljaviidud ökosüsteemide tõttu on maastikud muutunud inimestele ebaatraktiivseks, vähendades sellega turistide arvu ning majanduslikku aktiivsust piirkonnas. Väljendamaks heaolu muutusi, on nimetatud näitajatest kõrgeima usaldusväärsusega elurikkus, rahuloluküsitlused ja lisandunud kulud vee hankimisel seoses võimaliku põhjavee langusega, teised indikaatorid sisaldavad keskkonna olukorraga vähem seotud aspekte.

Eestis viidi läbi Ida-Virumaa elanike küsitlus veekvaliteedi muutuste kohta põlevkivi kaevandamise sotsiaalmajandusliku mõju uuringu raames. Selgus, et kohalikud elanikud hindasid veekvaliteedi muutuste mõju pigem mittehäirivaks (veevarustuse häired / kaevude tühjenemine – keskmine hinne 2,1 ning jõgede/järvede vee kvaliteedi muutused 2,66; skaalal 1 – tegur ei häiri üldse, 6 – vastaja on kaalunud piirkonnast lahkumist) (Pihor jt 2013). Ent võrreldes teiste küsitlusse kaasatud mõjuteguritega tajuti veeprobleeme olulisemana.

Käesolevas uuringus ei kasutatud valdkonnaüleste küsitlusandmete puudumisel parameetrina heaolu-küsitluste tulemusi, mis oleks inimese heaolu võimaliku mõju iseloomustamiseks kõrge usaldusväärsusega ning kajastaks seega inimese poolt tajutud heaolu muutust, ent keskmise või kõrge määramatusega. Küsitluse läbiviimine peaks seejuures olema objekti- või vähemalt omavalitsuspõhine. Küsitlus võtaks otseselt arvesse inimese poolt tajutavat heaolu ja võimaldaks kirjeldada ka võimalikke lisakulutusi, mis on tehtud seoses veetaseme muutusega. Saadud tulemusi tuleks tõlgendada kohalikus kontekstis koos regionaalsete keskkonnanäitajatega. Samuti ei kasutatud kõrge määramatuse tõttu kinnisvarahindade ega regionaalsete majandusnäitajate analüüsi.

Tõenduslikku ja põhjuslikku seost keskkonnakasutuse ulatuse ja keskkonnamõju tekkimise vahel ei ole võimalik inimese heaolu kontekstis olemasolevatele andmetele tuginedes leida. Parimad teostatavad lahendused heaolu puhul (v.a tervis) võimalike põhjuslike seoste esiletoomiseks võiks olla:

• objektipõhiste mõju (järel)hindamiste teostamine, mida oleks võimalik väärtuse ülekande meetodi abil laiendada kogu Eestile;

• rahalise väärtuse hindamise meetodite rakendamine vastavalt objekti- või keskkonnakasutuse vormile koos objektipõhise andmekorjega;

• soovitus rahalise meetodi rakendamiseks veevõtu korral on kasutada turuhinna meetodit. Lisaks tulu ülekandele on võimalik veel ka valikkatse, tingliku hindamise ning taastamiskulu meetod (vt ka aruandes tabel: rahalise hindamise metoodikate sobivus keskkonnakasutuse vormi hindamiseks).

37

2.5 Veekasutus (veevõtt) – kokkuvõte hindamisest

Tabel 8. Veekasutus (veevõtt) – seisundi-, surve- ja mõjunäitajad

Surve (keskkonnakasutus)

Seisund (keskkonnakvaliteet)

Potentsiaalselt mõjutatud inimeste arv (hinnang)

Mõju (IT – inimese tervis, IH – heaolu; L – loodus)

Põhjavee ärajuhtimine kaevandustest ja karjääridest (põlevkivi) vt ptk „Kaevandamine“

Veevõtt põhjaveest (põhjaveehaarded) 50–65 mln m3/a ↔

Põhjavee koguseline seisund (vajaduse korral määratud varu)

Ei hinnatud IH: ohjatud varudega L: mõõdetavalt puudub

Pinnaveevõtt (elektrijaamad) 1020–1550 mln m3/a Pinnaveevõtt Narva HEJ ↔

Pinnaveekogumi seisund (Narva)

Ei hinnatud IT, IH: puudub L: mõõdetavalt puudub, v.a Narva kuiv säng

Pinnaveevõtt (ülejäänud Eesti) 35–40 mln m3/a ↔

Pinnaveekogumi seisund (Pirita)

Ei hinnatud IH: puudub L: kogumite soodne seisund (HEJ pulseerimine)

Veetarbimine ja ümberjuhtimine on olulise keskkonnamõjuga Tallinna pinnaveehaarde puhul. Tallinna linna pinnaveehaare mõjutab süsteemi haaratud pinnaveekogusid, eelkõige Pirita jõe vooluhulka. Veevõtt Vasavere põhjaveehaardest mõjutab koosmõjus kuivendusega Kurtna järvistu Natura järvi. Mujal Eestis on veevõtu mõju veekasutuse iseloomust sõltuvalt piiratud levikuga ning nende mõjude vältimist ja leevendamist tuleb vaadelda projektipõhiselt. Kinnitatud põhjaveevarude piires ei põhjusta veekasutus olulist negatiivset keskkonnamõju. Maaparandussüsteemide hooldustööde keskkonnamõju ei ole üldjuhul oluline. Üksikute uute maaparandussüsteemide rajamist tuleb vaadelda projektipõhiselt.

Kasutatud taustamaterjalid

1. Euroopa Parlamendi ja Nõukogu direktiiv, millega kehtestatakse ühenduse veepoliitika alane tegevusraamistik (veepoliitika raamdirektiiv). (2000/60/EÜ)

2. Euroopa Parlamendi ja Nõukogu direktiiv, mis käsitleb põhjavee kaitset reostuse ja seisundi halvenemise eest (2006/118/EÜ)

3. Hermet, I. jt (2014). Keskkonnaülevaade 2013. Keskkonnaagentuur. Tallinn 4. Keskkonnaministri määrus 15.06.2004 nr 73 Lõhe, jõeforelli, meriforelli ja harjuse kudemis- ja elupaikade

nimistu 5. Keskkonnaministri määrus 28.07.2009 nr 44 Pinnaveekogumite moodustamise kord ja nende

pinnaveekogumite nimestik, mille seisundiklass tuleb määrata, pinnaveekogumite seisundiklassid ja seisundiklassidele vastavad kvaliteedinäitajate väärtused ning seisundiklasside määramise kord

6. Loigu, E., Pachel, K., jt (2014). Oluliste looduslike ning inimtegevuse tulemusena rikutud (tugevasti muudetud või tehislike) vooluveekogude hüdromorfoloogilise seisundi uurimine ning hüdromorfoloogilise seisundi hindamise metoodika väljatöötamine. Tallinn

7. Metsur, M., Tamm, I. (2009) Looduslike ehitusmaterjalide kasutamise riikliku arengukava 2010–2020 keskkonnamõju strateegiline hindamise aruanne. AS Maves. Tallinn

38

8. Metsur, M., Tamm, I. (2014). Põlevkivi kasutamise riikliku arengukava 2016–2030 keskkonnamõju strateegiline hindamise aruanne. AS Maves. Tallinn

9. Pallo, T jt. (2015). Ida-Eesti Vesikonna Veemajanduskava. ELLE OÜ 10. Pallo, T jt. (2015). Koiva Vesikonna Veemajanduskava. ELLE OÜ 11. Pallo, T jt. (2015). Lääne-Eesti Vesikonna Veemajanduskava. ELLE OÜ 12. Pihor, K., Kralik, S., Aolaid-Aas, A., Jürgenson, A., Paat-Ahi, G., Rell, M., & Batueva, V. (2013). Põlevkivi

kaevandamise ja töötlemise sotsiaalmajanduslike mõjude hindamine. Tallinn: Poliitikauuringute Keskus Praxis

13. Põhjaveekomisjon (2004). Eesti põhjavee kasutamine ja kaitse 14. Sengupta, P. (2013). Potential Health Impacts of Hard Water. International Journal of Preventive Medicine

4 (8). https://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC3775162/ (23.02.2017) 15. Sults, Ü., Rusila, S. (2014). Maaparandus mõlemal pool Soome lahte 16. Tamm, I., Pello, A. (2016). Harjumaa Ordoviitsiumi-Kambriumi ja Kambriumi-Vendi veekihtide Harku,

Jõelähtme, Viimsi, Saku valdade ning Tallinna (välja arvatud Nõmme ja Lasnamäe linnaosa) ja Maardu linna põhjaveevarude ümberhindamise uuring. AS Maves. Tallinn

17. Türk, K. jt. (2013). Põhjaveekogumite seisundiklasside määramise kriteeriumite ja metoodika väljatöötamine. AS Infragate Eesti

18. Türk, K. (2014). Põhjaveekogumite seisundi hindamine I etapp. Hartal Projekt OÜ. Kuressaare 19. Türk, K. (2014). Põhjaveekogumite seisundi hindamine II etapp. Hartal Projekt OÜ. Kuressaare 20. Vabariigi Valitsuse korraldus 05.08.2004 nr 615 Euroopa Komisjonile esitatav Natura 2000 võrgustiku

alade nimekiri

21. Veeseadus. (1994); Riigi Teataja I osa, nr 40, art 665