estlink 2 meretrassi keskkonnamõju...

EstLink 2 meretrassi keskkonnamõju eksperthinnang

Keskkonnaekspert Hendrikson&Ko OÜ Raekoja plats 8, Tartu Pärnu mnt 27, Tallinn

Töö nr 1274/09 Kuido Kartau (litsents KMH0034)

.............................


Lõpparuanne

Keskkonnaekspert Tellija

Elering OÜ Kadaka tee 42 Tallinn

(litsents KMH0034)

.............................

Tallinn – Tartu, 1. märts 2010

EstLink 2 meretrassi keskkonnamõju


Töö nr 1274/09 Lõpparuanne 1.03.2010

Sisukord

1 TÖÖ OLEMUS JA PROTSESS ................................................................ 4

1.1 KOOSTÖÖ ASJASSE PUUTUVATE OSAPOOLTEGA .............................................. 5

1.2 KAVANDATAVA TEGEVUSE JA SELLE REAALSETE ALTERNATIIVSETE VÕIMALUSTEGA EELDATAVALT KAASNEVA KESKKONNAMÕJU PROGNOOSIMEETODITE KIRJELDUSED ............. 6

2 KAVANDATAV TEGEVUS, SELLE EESMÄRK JA VAJADUS ...................... 8

3 KAVANDATAVA TEGEVUSE ISELOOMUSTUS. REAALSED ALTERNATIIVSED LAHENDUSED ...................................................... 10

3.1 ASUKOHA ALTERNATIIVID ..................................................................... 12

3.2 ÜLEKANDESÜSTEEMI JA KAABLI TÜÜBID .................................................... 13

3.2.1 Monopolaarne või bipolaarne ülekanne ...................................... 17

3.3 KAABLI PAIGALDAMISE (SH PINNASESSE MATMISE) MEETODID ......................... 19

3.3.1 Kündmine .............................................................................. 20

3.3.2 Veejoaga uhtumine (Water jetting) ........................................... 23

3.3.3 Kaabli paigaldamine kõva pinnasega madalmeres ....................... 24

3.3.4 Lõhkamine ............................................................................. 25

4 KAABLI KAITSE ................................................................................ 26

5 KAVANDATAVA TEGEVUSE VASTAMINE PLANEERINGUTELE JA ARENGUDOKUMENTIDELE ................................................................ 31

6 MEREPÕHJA UURINGUTE ANALÜÜS JA KOKKUVÕTTED .................... 34

6.1 MEREPÕHJA AKUSTILISED UURINGUD ....................................................... 34

6.2 MEREPÕHJA GEOTEHNILISED UURINGUD .................................................... 37

6.2.1 Akustiliste ja geotehniliste uuringute tulemuste kokkuvõte ........... 39

6.3 KESKKONNAALASED UURINGUD JA NENDE ANALÜÜS ...................................... 43

6.3.1 Põhjasetete reostatuse analüüsitulemuste kokkuvõte .................. 62

7 POTENTSIAALSE MÕJUPIIRKONNA KESKKONNASEISUNDI KIRJELDUS66

7.1 KAVANDATAVA TEGEVUSE MÕJUPIIRKONNA GEOLOOGILINE ISELOOMUSTUS .......... 66

7.1.1 Kaabli maaletoomise piirkonna ranniku iseloomustus .................. 66

7.2 MEREPÕHJAGEOLOOGIAST RANNAVÖÖNDIST KAUGEMAL NING KAVANDATAVA

TEGEVUSEGA MÕJUTATAVATE PÕHJASETETE KOOSTIS JA LÕIMISELINE STRUKTUUR .......... 76

7.3 VÕIMALIKUD ANTROPOGEENSED OBJEKTID JA INFRASTRUKTUURID KAVANDATAVA TEGEVUSE PIIRKONNAS ............................................................................... 79

7.4 HÜDROMETEOROLOOGILINE JA HÜDRODÜNAAMILINE ISELOOMUSTUS NING VEE KVALITEET............................................................................................... 81

7.5 KAITSTAVAD LOODUSOBJEKTID .............................................................. 89

7.5.1 Natura 2000 .......................................................................... 91

7.6 PÕHJAELUSTIK .................................................................................. 91

7.7 KALASTIK JA KALAPÜÜK ....................................................................... 99

7.8 LINNUSTIK ..................................................................................... 102

7.9 MEREIMETAJAD ................................................................................ 105

EstLink 2 meretrassi keskkonnamõju eksperthinnang 2


8 KAVANDATAVA TEGEVUSE JA SELLE REAALSETE ALTERNATIIVSETE LAHENDUSTE RAKENDUMISEL EELDATAVALT KAASNEV KESKKONNAMÕJU .......................................................................... 111

8.1 EHITUSAEGNE MÕJU .......................................................................... 111

8.1.1 Rannaprotsessid (kaabli rajamise mõju rannaprotsessidele ja rannaprotsesside mõju kaablile) ........................................................... 111

8.1.2 Merepõhja geoloogilise ehituse ja setetega seonduv võimalik mõju kaabli paigaldamisel ........................................................................... 112

8.2 EKSPLUATATSIOONIAEGNE MÕJU ............................................................ 125

8.2.1 Kaablite tekitatav soojus ........................................................ 125

8.2.2 Elektromagnetväli .................................................................. 127

8.3 MÕJU ERINEVATE TEEMADE LÕIKES ......................................................... 128

8.3.1 Mõju kaitstavatele loodusobjektidele ........................................ 128

8.3.2 Natura hindamine .................................................................. 129

8.3.3 Mõju põhjaelustikule .............................................................. 137

8.3.4 Mõju kalastikule .................................................................... 138

8.3.5 Mõju kalapüügile ................................................................... 141

8.3.6 Mõju linnustikule ................................................................... 145

8.3.7 Mõju mereimetajatele ............................................................ 146

8.3.8 Sotsiaalmajanduslikud mõjud .................................................. 147

9 NEGATIIVSET KESKKONNAMÕJU LEEVANDAVAD MEETMED, SOOVITUSED/ETTEPANEKUD KESKKONNASEIREKS JA NÕUETE SEADMISEKS TÖÖDE TEOSTAMISEL ............................................... 149

10 TEGEVUSE VASTAVUS PARIMALE VÕIMALIKULE TEHNOLOOGIALE JA ALTERNATIIVIDE VÕRDLEMINE ..................................................... 152

10.1 LOODUSVARA KASUTAMISE OTSTARBEKUS NING KAVANDATAVA TEGEVUSE JA SELLE REAALSETE ALTERNATIIVSETE VÕIMALUSTE VASTAVUS SÄÄSTVA ARENGU PÕHIMÕTETELE . 155

11 RASKUSED, MIS ILMNESID KESKKONNAMÕJU HINDAMISEL .......... 156

12 KESKKONNAMÕJU HINDAMISTULEMUSTE KOKKUVÕTE JA LÕPPJÄRELDUS .............................................................................. 157

KASUTATUD MATERJALID .................................................................... 158

LISAD .................................................................................................. 162

Lisa I Vee erikasutusloa taotlus Lisa II Keskkonnamõju hindamise algatamata jätmine Lisa III Vabariigi Valitsuse nõusolek Läänemere koormamiseks

veekaabelliiniga Lisa IV EstLink 2 reostusuuring Eesti ranniku madalmeres Lisa V Tartu ülikooli Eesti Mereinstituudi ekspertarvamus Lisa VI Merepõhja geoloogia ja antropogeensete objektide kaart EstLink 2

kaablitrassil Eesti territoriaalmeres (asub kaarditaskus)



Mõisted ja lühendid BALTSO – Baltic Transmission System Operators association, Balti energiasüsteemi süsteemihaldurite organisatsioon. Box core - reostusproovide võitmine. CPT - cone penetration test, merepõhja setete geotehniliste omaduste (tihedus, survetugevus jms) määramine surupenetratsiooni meetodi abil. Fugro OSAE GmbH - EstLink 2 kaablitrassi geofüüsililised, geotehnilised ja keskkonnauuringud läbiviinud ettevõte (Töös kasutatud ka lihtsalt nime Fugro). HVDC cable - high voltage direct current cable, alalisvoolu kõrgepingekaabel. HVAC cable - high voltage alternating current cable, vahelduvvoolu kõrgepingekaabel. ITP Projektijuhtimine OÜ - Eesti ranniku madalmere osas goeloogilisi uuringuid läbi viinud ettevõte. ICES - The International Council of Exploration of the Sea, Rahvusvahelise Mereuurimise Nõukogu. LCC - line commuted converter, LCC converter. MBES - multibeam echosounder, mitmikkiir-kajalood. MI cable - mass-impregnated cable, õliga immutatud paberisolatsiooniga kaabel NORDEL - Union for the Coordination of Production and Transport of Electricity for Nordic Countries, Põhjamaade Elektrienergia Tootmise ja Edastuse Koordineerimise Liit. PAH - Polycyclic aromatic hydrocarbon, polüaromaatsed süsivesinikud. PCB – polychlorinated phenyls, polükloreeritud fenüülid. Ploughing - kündmine, kaabli paigaldamise meetod, mille pille puhul kaabel viiakse merepõhja setetesse selleks välja töötatud kaabliadra abil. POPs - persistent organic pollutants, püsivad orgaanilised saasteained. ROV - Remotely operated vechicle, kaugjuhitav sõiduk. Seismoakustiline profileerija - aparaat setete profiili kindlakstegemiseks SSS - side scan sonar, külgskaneerimissonar. UCTE - Union for the Co-ordination of Transmission of Electricity, Lääne-Euroopa elektrisüsteemide ühendus. VC test - vibrocore, setendite geotehniliste omaduste kindlakstegemine vibropuuriga. VSC - voltage source converter, VSC koverter. Water jetting - Survelise veejoaga uhtmine, kaabli paigaldamise meetod, mille pille puhul kaabel viiakse merepõhja setetesse aparaadi abil, mis tekitab kaablikanali survelist veejuga kasutades. XLPE insulation – cross-linked polyethylene insulation, põiksidestuses polüeteen isolatsiooniga kaabel.



1 Töö olemus ja protsess Eesti elektrisüsteemi toimimiseks ja arenguks on vaja luua täiendavaid rahvusvahelisi ühendusi. Üheks olulisimaks suunaks on Eesti ja Soome vahelise ülekandevõime suurendamine, milleks soovitakse rajada EstLink 2. EstLink 2 on Eestis Püssi alajaama ja Soomes Anttila alajaama vahele rajatav elektriülekandesüsteem, mille üheks oluliseks elemendiks on merre paigutatav kõrgepingekaabel. Käesoleva töö eesmärgiks on hinnata EstLink 2 merre paigaldatava merekaabliga kaasnevat keskkonnamõju. OÜ Elering (varem OÜ Põhivõrk) on Keskkonnaministeeriumile esitanud taotluse vee erikasutusloa saamiseks EstLink 2 merekaabli paigaldamiseks Soome lahte (19.05.2009, Vt Lisa I). Taotluse kohaselt on eesmärgiks paigaldada kuni 550 kV alalisvoolukaabel Soome lahe põhja Püssi 330 kV alajaamast Eestis kuni Anttila 400 kV alajaamani Soomes. Arvestades Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemi seaduse § 6 lg 1 ja lg 2 p 18 ja Vabariigi Valitsuse 29. 08. 2005. a välja antud määruse nr 224 “Tegevusvaldkondade, mille korral tuleb kaaluda keskkonnamõju hindamise algatamise vajalikkust, täpsustatud loetelu” § 11 p 6 sätestatut ning koostatud ekspertarvamust mõjust merekeskkonnale on Keskkonnaministeerium otsustanud, et antud juhul ei ole keskkonnamõju hindamine vajalik ja tegevus ei avalda ümbritsevale keskkonnale olulist negatiivset mõju. Keskkonnamõju hindamise algatamata jätmise otsuse ja vastava argumentatsiooniga on võimalik tutvuda käesoleva aruande Lisas II. Hoolimata sellest, et Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemi seaduse kohast keskkonnamõju hindamise protsessi ei ole vaja läbi viia tahetakse käesoleva ekspertarvamuse abil detailsemalt ja põhjalikumalt määratleda kavandatava tegevusega kaasnevad võimalikud keskkonnamõjud ning teada saada leevendusmeetmed ja parimad võimalikud tehnoloogiad, et neid rakendades ümbritsevat keskkonda minimaalselt kahjustada. Sisuliselt järgib käesolev töö Keskkonnamõju hindamise ja keskkonnajuhtimissüsteemi seaduses ettenähtut ning töö koostatakse vastavalt keskkonnamõju hindamise heale tavale saavutamaks parimad võimalikud lahendused. Protsessi erisus seisneb selles, et see toimub ilma tavapäraste täismahus protseduurideta (nt programmi koostamine, avalikustamised jm). Käesolevaks ajaks on Vabariigi Valitsus andnud nõusoleku Elering OÜ-le Läänemere koormamiseks rajatava merepõhjale toetuva EstLink 2 veekaabelliiniga (Vabariigi Valitsuse 27. augusti 2009. a korraldus nr. 365 „Veekaabelliiniga koormamiseks nõusoleku andmine“), mis on lisatud ka käesoleva aruande Lisasse III.



Käesoleva keskkonnamõju eksperthinnangu koostamisel kuulusid Hendrikson&Ko poolsesse töörühma alljärgnevad eksperdid ja spetsialistid:

• Kuido Kartau- juhtekspert (litsents KMH0034, muuhulgas veeteede ja sadamate ehituse, veekogu süvendamise ning veekogu tahkete ainete kaadamise keskkonnamõju ning energeetika tegevusvaldkonnas);

• Märt Öövel (keskkonnaspetsialist- veekaitse); • Kaile Peet (keskkonnaspetsialist- Natura 2000, zooloogia, linnustik,

põhjaelustik, mereimetajad, kalastik); • Tiit Oidjärv (planeerimisspetsialist- sotsiaalsete mõjude hindamine); • Veiko Kärbla (keskkonnaspetsialist- müra); • Epp Zirk (keskkonnaspetsialist – geoloogia, geoloogia, rannaprotsessid); • Heikki Kalle (litsentseeritud keskkonnaekspert – ökosüsteemid); • Juhan Ruut (litsentseeritud keskkonnaekspert – kemikaalid, reostus); • Kätlin Veber (kartograafia ja geoinformaatika).

Lisaks on kavandatava kaabli piirkonna loodusväärtuste välja selgitamiseks ja võimaliku mõju hindamiseks kaasatud erinevate valdkondade eksperte ka väljastpoolt Hendrikson&Ko meeskonda:

• Kaarel Orviku (AS Merin, litsents KMH0021) - geoloogia ja rannaprotsessid;

• Georg Martin (TÜ Eesti Mereinstituut)- põhjaelustik; • Redik Eschbaum (TÜ Eesti Mereinstituut)- kalastik ja kalandus; • Ivar Jüssi (Keskkonnaamet, ELF)- mereimetajad; • Raul Järvlepp (Eldeco Inseneribüroo OÜ)- elektriala ekspert; • Arles Taal (AS Raunistal)- elektriala ekspert.

Informeeritud on ka Eesti Ornitoloogiaühingut (EOÜ).

1.1 Koostöö asjasse puutuvate osapooltega Käesolev töö on valminud koostöös mitmete asjakohaste osapooltega. Kuna käesolev töö on mõnevõrra erinev tavapärasest keskkonnamõju hindamisest (nagu selgitati eelmises peatükis), siis on osutunud vajalikuks koostöö Keskkonnaministeeriumiga lisaks sisulistele küsimustele ka protsessi osas. Käesoleva töö koostamise raames toimus esimene kohtumine Keskkonnaministeeriumi esindajatega 10.11.2009 Eleringis, kus tutvustati kogu EstLink 2 projekti ja käesoleva ekspertarvamuse koostamise hetkeseisu ning diskuteeriti edasiste tegevuste osas. Leiti, et käesoleva ekspertarvamuse koostamise pingelise ajagraafiku järgimiseks (sh Keskkonnaministeeriumi poolse ametliku seisukoha andmiseks) on mõistlik teha piisavalt „jooksvat“ koostööd ka



Keskkonnaministeeriumiga. Detsembris 2009 koostatud vahearuanne edastati jaanuaris 2010 tutvumiseks ka Keskkonnaministeeriumile. Teine kohtumine Keskkonnaministeeriumi esindajatega toimus 27.01.2010. Sellel koosolekul olid peamisteks arutlusteemadeks töö senised tulemused ja vajalikud täiendused jms. Sisulise poole pealt on töö koostamisel kaasatud erinevaid asutusi ja erialaeksperte. Näiteks sai juba käesoleva töö algfaasis (oktoobris 2009) selgeks, et Fugro OSAE GmbH1 poolt põhimahus kuni alates sügavusest 10 meetrit teostatud merepõhja uuringud ei ole piisavad madalmere osas vajalike insenertehniliste otsuste tegemiseks. Mõningal määral oli madalmere osa uuringuid vaja ka keskkonna-aspektide käsitlemiseks. Arvestades aastaajalisi olusid leiti olevat otstarbekaim teostada operatiivselt suhteliselt väikesemahulised välitööd (1 päev kaatriga/paadiga merel) täiendavate keskkonnaproovide kogumiseks/analüüsimiseks ning rannalähedase merepõhjageoloogia täpsustamiseks. Tööd teostas 2009 aasta detsembris Hendrikson&Ko allhankijana ITP Projektijuhtimine. Aruanne on esitatud Lisas IV. Täiendavad geotehnilised uuringud (mis on vajalikud eeskätt insenertehnilisteks otsusteks, mitte keskkonnamõjude hindamiseks) viidi läbi 2010 aasta veebruaris IPT Projektijuhtimise poolt. Vastavate uuringute tulemusi käesolevaks ajaks veel laekunud ei ole.

1.2 Kavandatava tegevuse ja selle reaalsete alternatiivsete võimalustega eeldatavalt kaasneva keskkonnamõju prognoosimeetodite kirjeldused

Käesoleva keskkonnamõju eksperthinnangu koostamisel võeti arvesse olemasolevaid teadmisi ja üldtunnustatud hindamismetoodikat. Töö käigus valiti/täpsustati sobivaimad hindamismeetodid ja tehnikad vastavalt kerkinud vajadustele. Hindamismeetodeid ja tehnikaid on sel juhul täpsemalt tutvustatud mõjutatavate keskkonnameediumite/elementide kaupa mõjude hindamise peatükkides. Käesolevas peatükis antakse koondülevaade töö käigus kasutatud metoodikatest ja rakendatud tehnikatest. Olemasolevate teadmiste ja avalike materjalide kõrval baseerub käesolev töö ja siin antud hinnangud merepõhja uuringutel, mis viidi läbi konkreetselt EstLink 2 rajamiseks vajalike keskkonnaolude väljaselgitamiseks kaablitrassil. Merepõhjauuringud hõlmasid mitmeid erinevaid aspekte, mis lahendasid küsimusi mitmetes valdkondades – sh. võimalike antropogeensete objektide (n. miiniväljad, laevavrakid, ristumised teiste kaablite-torujuhtmetega) esinemine trassil ning neist tulenevad asjaolud, geoloogilised olud ning sette lõimiseline 1 Fugro OSAE GmbH - EstLink 2 kaablitrassi geofüüsililised, geotehnilised ja keskkonnauuringud läbiviinud ettevõte, edaspidi töös lühendina nimetatud ka Fugro.



struktuur, saasteinete sisaldused setetes. Põhjasetete reostussituatsiooni hindamisel ning sette häirimisega kaasneva keskkonnamõju prognoosimisel kasutati eelkõige kaablitrassilt võetud proovide analüüsimisel saadud tulemusi, saadud laboritulemusi võrreldi vastatavate Eestis praktikas rakendatavate normidega, teatud keskkonnakaitseliselt oluliste ühendite osas kasutati sette seisundi hindamisel ka sellekohast Soome metoodikat ja standardeid. Elusloodusega seonduvate keskkonna-aspektide väljaselgitamisel kasutati peamise hindamismeetodina koostööd vastavate erialaekspertidega ja nende poolt antavaid eksperthinnanguid. Olulise osana kasutatakse geograafilisel infosüsteemil (GIS) baseeruvaid analüüsmeetodeid ja muid kartograafilisi lahendusi. Kavandatava tegevuse võimalike (ka hüpoteetiliste) alternatiivide ja lahenduste kirjeldamine ja võrdlemine toimus erinevate aspektide osas mõnevõrra erineval moel tagamaks alternatiivide sisuline piisav võrdlus ja ekspertarvamuse loogilisus.



2 Kavandatav tegevus, selle eesmärk ja vajadus

Kavandatavaks tegevuseks on Eesti ja Soome vahelise elektriülekandevõimsuse suurendamine EstLink 2 rajamise abil. Alalisvoolu ülekandevõimsuseks kavandatakse 650 MW ning pingeks 450 kV (kuni 500 kV). EstLink 2 pikkuseks on kavandatud ca 170 kilomeetrit, sellest ca 12 km Eestis maismaal, ca 145 km meres ja ca 14 km Soomes maismaal. Euroopa elektrisüsteem on jagatud kolmeks sünkroonseks alaks (ühendelektrisüsteemiks) - Põhja-Euroopa, Kesk-Euroopa ja Ida-Euroopa ühendelektrisüsteem. Eesti elektrisüsteem on Venemaa ühendelektrisüsteemi osa. Tagamaks Eesti elektrisüsteemi sõltumatust Venemaast, suurendamaks Eesti ja kogu Balti riikide elektrisüsteemi varustuskindlust ning tagamaks toimiv elektriturg, on vajalik ehitada elektrilisi ühendusi teiste välisriikidega. NORDELi (Põhjamaade Elektrienergia Tootmise ja Edastuse Koordineerimise Liit), BALTSO (Balti energiasüsteemi süsteemihaldurite organisatsioon) ja UCTE (Lääne-Euroopa elektrisüsteemide ühendus) liikmetest Läänemereriikide põhivõrguettevõtted on alates 2007. aasta lõpust arendanud ühtse elektrituru kujundamise vahendit (turumudelit) ja hinnanud selle abil järgmiste uute ühenduste kasutegureid multiregionaalsetel turgudel („Market based analysis of interconnections between Nordic, Baltic and Poland areas in 2025“). Hinnangus leitakse, et sotsiaalmajanduslikult üheks tasuvamaks lahenduseks on elektriühendus Eesti-Soome vahel. See aitaks integreerida Baltimaade energiasüsteeme Põhjamaade ning Kesk-Euroopa turgudega.

Eesti on praegu Põhja-Euroopa elektrisüsteemiga ühendatud EstLink 1 (350MW, +-150 kV) kaudu, kuid arvestades Baltimaade turgude suurust jääb EstLink 1-st toimiva elektrituru tagamiseks selgelt liiga väheseks. Seetõttu kavandavad Eesti ja Soome põhivõrguettevõtted Elering ja Fingrid uut kõrgepinge ühenduse rajamist Eesti ja Soome vahel. Ühendus on kavandatud EstLink 2 abil, mis koosneb merekaablist, maismaaühendustest, konverterjaamadest ja alajaamades maismaal (Vt Joonis 1).



Joonis 1 EstLink 2 merekaabli asukoht (näidatud ka olemasoleva EstLink 1 asukoht).

OÜ Elering tegutseb Eestis põhivõrguettevõttena ning vastavalt Elektrituruseadusele täidab süsteemihalduri kohuseid, milledeks on elektrituru toimimise tagamine ning süsteemi kui terviku varustuskindluse tagamine igal ajahetkel.

Niisiis on EstLink 2 rajamise peamine eesmärk suurendada elektri ülekandevõimsust Baltimaade (s.h. Eesti) ja Põhjamaade vahel selleks, et:

a. Suurendada Läänemere regiooni elektrituru integreeritust;

b. Tõsta Baltimaade elektrituru varustuskindlust;

c. Mitmekesistada elektrivarustuse võimalusi Balti riikides ja integreerida Balti riikide elektrisüsteemi Euroopa ühisesse energiaturgu.



3 Kavandatava tegevuse iseloomustus. Reaalsed alternatiivsed lahendused

Soome ja Eesti kuuluvad erinevatesse ühendelektrisüsteemidesse, mistõttu ei ole neid kahte süsteemi võimalik ühendada vahelduvvoolu kaabliga. Sellel põhjusel on EstLink 2 kaabel kavandatud kõrgepinge alalisvoolu (HVDC) kaablina (Soomes maismaaosas alalisvoolu õhuliin). EstLink 2 Eesti poolseks lähtekohaks on Püssi 330 kV alajaam Ida-Virumaal. Püssi alajaam on üks OÜ Elering tugevamaid sõlmalajaamasid, millega on ühendatud 4 330 kV liini. Püssi alajaama ehitatakse konverter, mis muundab alalisvoolu vahelduvvooluks ja vastupidi. Konverterist lähtub alalisvoolu maakaabel kuni rannani (täpne „kaablivahetuse“ asukoht ja tehnoloogia ei ole lõplikult valitud/projekteeritud, kuid tõenäoliselt toimub see ühendusmuhviga kaldajoone lähedases alas pinnases sellises sügavuses, kus valitsevad merekaabli toimimiseks vajalikud tingimused), kust jätkub veealuse alalisvoolu merekaablina. Soome poolseks EstLink 2 ühenduskohaks on Anttila 400 kV alajaam. Erinevalt Eestist juhitakse Soome maismaa osas elekter alajaama alalisvooluõhuliini kaudu. Õhuliin on ca 14 km pikkune. Konverterjaam ehitatakse olemasoleva Anttila alajaama juurde.

EstLink 2 alalisvooluühenduses on kavas kasutada LCC (line commuted converter) konvertertehnoloogiat. Teine võimalus oleks kasutada VSC (voltage source converter) tehnoloogiat, kuid arendaja on valinud EstLink 2 puhul tarnekindla ja madalamate opereerimiskuludega LCC konverteri. Selgituseks, et LCC ja VSC on erinevad vahelduvvoolu alalisvooluks (ja vastupidi) muutmise/konverteerimise seadmed, mis paiknevad konverteralajaamades maismaal (Eestis Püssi alajaama juures). Kui ülekande võimsus ja pinge on sarnane, siis on mõlemal puhul merekaablis ülekantava elektri omadused ühesugused ja seega ei mõjuta otseselt konvertertehnoloogia valik keskkonnamõju meres.

EstLink 2 on planeeritud ülekandevõimsusega kuni 650 MW. Eesmärgiks on ühenduse valmimine 2013. aasta lõpuks - 2014. aasa alguseks. Kogu investeeringu suuruseks on ca 300 miljonit eurot. EstLink 2 projekti mahus rekonstrueeritakse täielikult Anttila alajaam, ehitatakse täiendav 330 kV lahter Püssi alajaama ja teostatakse rekonstrueerimistöid Püssi alajaamas, ehitatakse konverteralajaamad nii Püssi kui ka Anttila alajaamade lähedusse vahelduvvoolu muundamiseks alalisvooluks (ja vastupidi). Konverteralajaamade vahele ehitatakse elektrienergia ülekandmiseks kõrgepinge alalisvoolu liin.



HVDC liin Anttila ja Püssi konverteralajaamade vahel koosneb kolmest erinevast osast:

1. HVDC maakaabel Eesti maismaaosas (Püssi alajaamast kuni Eesti rannikuni, Aseri alevikust ida pool) – eeldatav pikkus ca 12 km;

2. HVDC merekaabel Eesti rannikult Soome rannikuni – eeldatav pikkus ca 145 km;

3. HVDC õhuliin Soome rannikult (Porvoo linnast ida pool) kuni Anttila alajaamani – eeldatav pikkus ca 14 km.

Käesolev aruanne keskendub punktile 2 - merekaabel Eesti rannikust Soome rannikuni. Täpsemalt käsitletakse aruandes Eesti territoriaalmeres ja majandusvööndis kulgeva kaabli osa (ca 77 km) keskkonnamõju. Eesti maismaaosas kulgeva maakaabli keskkonnamõju hindamine on käesolevaks ajaks juba läbi viidud („EstLink 2 maismaakaabli trassi keskkonnamõju hindamine“ AS Maves, Tallinn 2009). Hinnanguliselt võtab merekaabli paigaldamine süvendisse/pinnasesse aega 1 kuu, täpsemalt sõltub see valitavast tehnoloogiast. Kaabli paigaldamine merepõhjale (kui seda tehakse kaabli matmisest eraldiseisva eelneva tööoperatsioonina) võib toimuda oluliselt kiiremini. Põhialternatiividena on vaatluse all kaks alternatiivi:

o Kavandatud tegevuse elluviimine. o 0-alternatiiv ehk merekaabli rajamisest loobumine.

Kavandatava tegevuse all-alternatiividena kaalutakse ning seniseks tehtud valikute selgitamiseks käsitletakse ka tegevuse erinevaid lahendusi, milleks on:

o Kaabelliini asukohaalternatiivid; o Ülekandesüsteemide alternatiivid; o Kahejuhtmelise variandi puhul (current conductor and return current

conductor) kaablite paigutamine kokkupõimitult ühele trassile või alternatiivse lahendusena kaablite paigutamine erinevatele trassidele (kahe kaabli vahel ca 100…200 m);

o Kaabli kaitsmine antud asukohas kaabli matmisega. Parim võimalik tehnoloogia kaabelliini süvistamiseks merepõhja ca 1 m sügavusele. Alternatiivsed lahendused on kündmise (ploughing) või veejoaga uhtumise2 (water jetting) tehnoloogiat kasutades. Teoreetilise/põhimõttelise võimalusena on käsitletav ka lõhkamine.

o Kaabli antud asukohas kaitsmise muud variandid. Järgnevalt antakse ülevaade kaabelliini asukoha valiku (alternatiivsete asukohtade) protsessist ning tehnilise lahenduse erinevatest aspektidest, nende kasutamise võimalustest ja otstarbekusest EstLink 2 puhul.

2 Inglise keeles kasutatakse erialaterminina enamasti mõistet Water jetting. Eesti keeles ei ole sellekohane erialane terminoloogia üheselt välja kujunenud. Käesolevas töös kasutame eestikeelse vastena teminit veejoaga uhtumine. Selguse huvides lisatakse mõnikord sulgudes ka inglisekeelne vaste.



3.1 Asukoha alternatiivid Käesoleva töö koostamise alguseks oli teostatud mitmeid töid ja EstLink 2 asukoht laiemas kontekstis oli valitud. Laiema konteksti all peame silmas paiknemist:

• Eesti ja Soome vahel (Joonis 2 ). • Eesti põhivõrgu ühenduspunktiga Püssi alajaamas ja Soome põhivõrgu

ühenduspunktiga Anttila alajaamas. • Üldine kulgemine trassil Püssi alajaamast Anttila alajaama. Selles trassis

esineb jätkuvalt trassivariante nii Eesti kui Soome rannikuosas.

Kavandatava merekaabli võimalike asukohtadena vaadeldakse hetkel kokku 6 erinevat asukohaalternatiivi, mis kõik asuvad kas Soome või Eesti rannikualal. Eesti majandusvööndi piiridesse jääv trassiosa jaguneb Eesti rannikul kaheks alternatiiveks trassiks. Nendeks on (Vt Joonis 2):

• Alternatiiv A - Esialgne põhialternatiiv, mille puhul läbiks kaabel maismaaosas Aseri maastikukaitseala Mustmetsa sihtkaitsevööndit.

• Alternatiiv H – Tänane eelistatum alternatiiv, mille puhul kaabel jõuab maale alternatiivist A idapoolt ja ei läbi Aseri maastikukaitseala.

EstLink 2 maismaa osa kohta läbi viidud keskkonnamõju hindamisel jõutakse järeldusele, et alternatiiv A on küll keskkonna seisukohalt sobilik, kuid selle elluviimisel tekiks vastuolu määrusega Aseri maastikukaitseala kaitse alla võtmine ja kaitse-eeskiri, mille kohaselt on Mustmetsa sihtkaitsevööndis keelatud nii majandustegevus kui ka uute ehitiste püstitamine. Eestipoolse maismaatrassi valikul kaaluti alternatiivi A kõrval ka alternatiivi G, mis jõudis maale praeguse A ja H trassi vaheliselt alalt. Selle alternatiivi kaalumisest aga loobuti, kuna sealne ranniku geoloogiline ehitus ei ole kaabli paigaldamiseks tehniliselt sobiv. Alternatiivi G asemel valiti seega uus alternatiivne lahendus, mida maismaa KMH protsessis ei käsitletud - selleks on alternatiiv H, mis ei läbi looduskaitselisi objekte (nagu seda teeb alternatiiv A maismaal) ja selle maale toomise koht on tehniliselt oluliselt sobivam kui alternatiiv G puhul olnuks. Seega, nii looduskaitselistel kui ka tehnilistel põhjustel on praeguseks eelistatumaks alternatiiviks H. Käesoleva töö kontekstis käsitletakse trassi variantide A ja H keskkonna-aspekte. Trassi muudatuse ettepanekud olid käesoleva töö kontekstis võimalikud maksimaalselt vaid merepõhjauuringutega hõlmatud ala ulatuses. Sest ulatuslikuma ala kohta puudus samaväärse täpsusega informatsioon. Juhul kui käesoleva töö alguseks valitud trass oleks (näiteks mingis lõigus) osutunud keskkonna-aspekte arvestades mitteaktsepteeritavaks, siis oleks olnud vajalik teostada täiendavaid uuringuid uute trassivariantide valikuks ja nende samaväärseks uurimiseks.



Joonis 2 EstLink 2 merekaabli asukohaalternatiivid.

3.2 Ülekandesüsteemi ja kaabli tüübid Ülekandesüsteemi tüübi ja selle olulise elemendina kaabli käsitlemine keskkonnamõju analüüsimisel on oluline, sest erinevad ülekandesüsteemid ja neis kasutatavad kaablid tekitavad kasutusperioodil erinevaid mõjusid (näiteks elektromagnetväli, temperatuur), millel on otsene seos ka keskkonnakaitse ja -hoiu aspektidega. Samuti seab kaabli tehniline lahendus (tulenevalt näiteks kaalust, gabariitidest, painduvus jms) tingimusi paigaldusele ja selle käigus kasutatavale tehnikale, mis omakorda võib avaldada erinevat mõju keskkonnale.



Käesolevaks ajaks on riikide elektrisüsteeme ühendavaid veealuseid ülekandesüsteeme rajatud paljude riikide vahel, Läänemere piirkonnas nt Rootsi-Saksamaa, Taani-Rootsi, Rootsi-Poola, Rootsi-Soome ja Eesti-Soome (Vt Tabel 1). Veealuste kaablite puhul töötatakse kaabli täpne tehniline lahendus välja iga projekti jaoks eraldi lähtudes konkreetsetest nõudmistest ja kitsendustest (kaabli pikkus, taotletav kaabli soone temperatuur, võimsus ja pinge jne). Erinevate ülekandesüsteemide ja kaabli tüüpide mitmesugused tehnilised lahendused võimaldavad neid kasutada erinevatel eesmärkidel - elektriühendused saartele; avamere tuuleparkide ja maismaa vahelised ühendused; jõgede, kanalite ja muude veekogude läbimine jne.



Tabel 1 Olemasolevad ja pla(„Oceans of Opportunity. EWEA, sept 2009).

Üldiselt võib ülekandesüsteemid jaotada alalisvoolu (DCvahelduvvoolu (AC- altering currentmerekaablitel põhinevates ülekandesüsteemides kasutatakse põhiliselt DC

i keskkonnamõju eksperthinnang

Olemasolevad ja plaanitavad elektrikaablid Lääne- Harnessing Europe’s largest domestic energy resource“

Üldiselt võib ülekandesüsteemid jaotada alalisvoolu (DC- direct currentaltering current) ühendusteks. Riikidevahelistes

merekaablitel põhinevates ülekandesüsteemides kasutatakse põhiliselt DC

15

ja Põhjameres Harnessing Europe’s largest domestic energy resource“

direct current) ja ) ühendusteks. Riikidevahelistes

merekaablitel põhinevates ülekandesüsteemides kasutatakse põhiliselt DC



lahendusi. Ka EstLink 2 puhul on plaanitavaks ülekandesüsteemiks kõrgepinge alalisvool - HVDC (high voltage direct current) ühendus. Kasutatakse õlis immutatud paberisolatsiooniga (MI-mass-impregnated) kaablit. EstLink 2 merekaabli kogupikkuseks on ca 145 kilomeetrit, võimsuseks kuni 650 MW ja pingeks 450kV (kuni 500 kV). Tabelis 2 on esitatud võrdlev ülevaade erinevatest kaablitest ja nende tehnilistest võimalustest (st millistes ülekandesüsteemides milliseid kaableid kasutatakse). Esitatud klassifikatsioon ei ole lõplik ja detailides kõikehõlmav, kuid mõnevõrra lihtsustatud käsitlusena sobib põhimõtteliselt iseloomustama kõiki teoreetiliste valikutena kõne alla tulla võivaid ülekandesüsteeme ja kaabli tüüpe. Tabelis 2 toodud AC lahendused (nr 1 ja 2) ei võimalda vajaminevaid võimsusi ja ka pikkust. AC kaabelühenduste puhul muutub probleemiks kaabli enda mahtuvuses genereeritud reaktiivvõimsus (mida pikem kaabel, seda suurem on reaktiivvõimsuse genereerimise probleem). Hinnanguliselt ei ole üle 40 km AC kaabelliini ehitamine majanduslikult ega tehniliselt otstarbekas. Samuti ei ole EstLink 2 pikkusega ühenduse korral arukas kasutada DC ühenduse tüüpi nr 3. Selliste ühenduste kasutamisel ei oleks sisulist mõtet, kuna selliselt ei täidaks EstLink 2 talle pandud eesmärke Eesti elektrisüsteemi toimimise edendamisel. DC kaabli nr 4 näol on tegemist kaabliga, mida kasutati näiteks EstLink 1 puhul. EstLink 1 on 350 MW ülekandevõimsuse ja ± 150 kV pingega ülekandesüsteem, mille pikkus on 148 km. Seesama kaabli tüüp võiks teoreetiliselt tehnoloogiliselt sobida ka EstLink 2 puhul, kuid selliste kaablite tööpinge ei ole sobiv EstLink 2’le seatud eesmärkide täitmiseks. EstLink 1 puhul kasutatud XLPE isolatsiooniga (nn plastkaabel) võimaldab maksimaalset pinget 320 kV (± 320 kV maismaakaablites ja ± 200 kV merekaablites) ei ole piisav EstLink 2 seatud eesmärkide täitmiseks. EstLink 1 ühenduse puhul on konverteerimine lahendatud VSC tehnoloogial, kuid EstLink 2 on kavandatud LCC konverteritele. Seega on tüüp 5 (HVDC mass-impregneted) tehniliselt võimsaim ja kaasaegne toimiv lahendus, mis vastab kõige paremini EstLink 2 ühendusega saavutada soovitavatele eesmärkidele. Sisuliselt on tegemist ainukese tehnoloogilise lahendusega, mis võimaldab selles konkreetses situatsioonis soovitud ja vajalikku võimusust (selleks vajalikul pingel) üle kanda.



Tabel 2 Viis peamist merekaabli tüüpi (Worzyc, Springer 2009)

3.2.1 Monopolaarne või bipolaarne Kasutusel on erinevad kõrgepinge alaliSkeem 1):

1. Monopolaarne ühendus, milles FennoSkan ja ka ehitatav FennoS

2. Monopolaarne ühendus, milles metalliline ühendus (näiteks eraldi kaabel või kaablid samas kestas)(kavandatav EstL

3. Monopolaarne ühendus, mille keskkoht on maandatud (näiteks NorNed HVDC ühendus).

4. Bipolaarne ühendus.5. Back-to-back ühendus (erinevate AC võrkude kokku ühendamiseks

ilma DC liinideta).


Viis peamist merekaabli tüüpi (allikas:„Submarine Power Cables“ T.

Monopolaarne või bipolaarne ülekanne

Kasutusel on erinevad kõrgepinge alalisvoolu (HVDC) ülekande tüübid (V

Monopolaarne ühendus, milles tagasivoolujuhiksFennoSkan ja ka ehitatav FennoSkan 2). Monopolaarne ühendus, milles tagasivoolujuhiks on isoleeritud eraldi metalliline ühendus (näiteks eraldi kaabel või kaablid samas kestas)

tav EstLink 2). Monopolaarne ühendus, mille keskkoht on maandatud (näiteks NorNed HVDC ühendus). Bipolaarne ühendus.

back ühendus (erinevate AC võrkude kokku ühendamiseks ilma DC liinideta).

17

allikas:„Submarine Power Cables“ T.

svoolu (HVDC) ülekande tüübid (Vt ka

hiks on maa (nt

on isoleeritud eraldi metalliline ühendus (näiteks eraldi kaabel või kaablid samas kestas)

Monopolaarne ühendus, mille keskkoht on maandatud (näiteks

back ühendus (erinevate AC võrkude kokku ühendamiseks



Skeem 1 Erinevad HVDC ülekandesüsteemide lahendused. Monopolaarne ühendus, mille tagasivoolujuhiks on maa/vesi on lihtsam ja odavam kui metallilise tagasivoolujuhiga monopolaarne või bipolaarne ühendus. Samuti ei ole monopolaarse ühenduse, milles tagasivoolujuhiks on maa/vesi kasutamine alati võimalik (mageda vee puhul) ning see on viimasel ajal vähem eelistatud, kuna ei täida paljude riikide keskkonnanõudeid (nt tekitavad liiga suurt elektromagnetvälja) („Backround Document on potential problems associated with power cables ohter than Athose for oil and gas activities“ OSPAR Commision 2008). Bipolaarse ja monopolaarse ülekande, milles tagasivoolujuht on isoleeritud eraldi metalliline ühendus, puhul on kaks võimalust. Lisaks peavoolu juhile installeeritakse tagasivoolujuht kas koos peavoolujuhiga või sellest eraldi. Kaablite (peavoolujuhi ja tagasivoolujuhi) paigaldamine eraldi kaablitrassidele on oluliselt kulukam kui paigutada need kokku. Eraldi paigutatud kaablite tehnilis-majanduslikuks plussiks on suurema läbilaskevõime võimaldamine („Backround Document on potential problems associated with power cables ohter than Athose



for oil and gas activities“ OSPAR Commision 2008). Kokku paigaldatud kaablite puhul on nende jahutustingimused halvemad, mis vähendab läbilaskevõimet.

Foto 1 EstLink 1 kaabli maismaaotsa paigaldamine ujukite abil. http://www.nordicenergylink.com/index.php?id=23 EstLink 2 puhul kasutatakse metallilise tagasivoolujuhiga monopolaarset ülekandesüsteemi. Peavoolujuht ja tagasivoolujuht asetatakse samale trassile, kas ühe kesta sisse või eraldi kestadesse, kuid kokkuseotuna.

3.3 Kaabli paigaldamise (sh pinnasesse matmise) meetodid Merekaablite paigaldamiseks kasutatakse vastavaid kaablipaigaldusaluseid, millel olevatele hiiglaslikele poolidele keritakse kaabli valmistaja juures vastava ühenduse tarbeks valmistatud kaabel. Välja valitud kaabli trassile tõmmatakse kaabel piki trassi aeglaselt liikuvalt laevalt. Sõltuvalt ühenduse pikkusest ja muudest tehnilistest asjaoludest paigaldatakse kaabel merepõhjale kogu pikkuses ühes tükis või vajadusel jätkates mitmest lõigust. Varasemal ajal võiski



nii elektri- kui sidekaablite paigaldamiseks pidada kaabli uputamist merepõhjale (ning vajadusel rannikuäärsete lõikude kindlustamist). Tänapäeval on kaablipaigaldustehnoloogia arenemas üha enam suunas, kus kaabli merepõhjale laskmisele lisandub selle kogu pikkuses kaitsmine võimalike vigastuste eest. Üheks enampraktiseeritavaks meetodiks kaabli kaitsmisel on selle matmine merepõhja setetesse, millega tagatakse ohutus ja majandusliku kahju vältimine, aga ka osade keskkonnamõjude (magnetväli, soojus) leevendamine. Seega saab tänapäeval kaabli paigaldamise jagada kaheks etapiks – kaabli uputamine merepõhjale ja kaabli kaitsmine süvistades see merepõhja seteteisse. Nimetatud kaks etappi võivad toimuda üheaegselt – kaablipaigaldusaluse abil maetakse kaabel samaaegselt setetesse selle merepõhjale laskmisega. Kuid kaabli laskmine merepõhja ning selle süvistamine setetesse võib toimuda ka ajaliselt eraldatud tööetappidena – kaabel lastakse merepõhja, millele järgneb selle süvistamine setteisse või esmalt kaevatakse põhjasetteisse kraav või vagumus, millesse järgnevalt paigaldatakse kaabel. EstLink2 ühenduse puhul kavandatakse kaabli merre paigaldamist eraldi tööetappidena – esmalt paigaldatakse kaabel merepõhjale ning sellele järgneb kaabli süvistamine setetesse – eesmärgiks on matta kaabel kogu ulatuses kuni 1 m sügavusele põhjasetetesse. Keskkonnamõju seisukohast tuleb pidada olulisemaks mitte kaabli merepõhjale laskmist, vaid süvistamisperioodi. Järgnevalt antakse ülevaade kaabli merepõhja süvistamise võimalikest tehnoloogiatest ja hinnatakse nende kasutusvõimalust EstLink 2 puhul. Kaabli matmiseks on põhimeetoditena kasutusel nö kündmine (ploughing) ja kõrgsurvelise veejoaga uhtmine (water jetting), mida käesolevas töös vaadeldakse kui alternatiivseid meetodeid. Madalas rannikuvees kuid kõvade setete korral on võimalik kasutada ka ekskavaatoriga kaevamist või muud neis tingimustes toimivat tehnoloogiat (frees vms), mida järgnevalt samuti käsitletakse. Lisaks on hüpoteetilise alternatiivina käsitletud ka lõhkamist, mis tuleks kõne alla piirkondades, kus põhjasetted on sedavõrd tugevad, et lihtsamate meetoditega kaablit sisse süvistada ei ole võimalik, kuid erinevatel põhjustel on seda siiski vajalik teha (nt madala vee piirkondades, kus on võimalik jää oht vms).

3.3.1 Kündmine Kaablite merepõhja paigaldamiseks kasutatakse laeva taga lohistatavat nn atra (tulenevalt mõningasest põhimõttelisest sarnasusest põllumajandusatradega), mis liigub merepõhjas jalastel, roomikutel või ratastel (Joonis 3, Foto 2 - 3). Aparaadi ülesanne on tekitada merepõhja piisav lõhe, et kaabel sinna sisse lasta. Adra ehitus on selline, et võimalikult väikese takistuse juures saavutada kaablile piisav vagu. Mõnikord paigaldab kaabli vakku sama aparaat samaaegselt vao tõmbamisega. Sealjuures on kaabli paigaldamise adral võrreldes põllumajandusadraga väga oluline põhimõtteline eesmärgi erinevus. Nimelt on enamike põllumajandusatrade eesmärgiks kasvupinnase ümberpööramine ja



sisuliselt selle segamine/kobestamine. Kaabli paigaldamise adra puhul on eesmärgiks kaabli paigaldamine kaablit kaitsvasse pinnasesse selliselt, et seesama pinnas jääks võimalikult suures osas kaabli kohale alles ja seda ei pööratakse ega kobestataks (kuna seeläbi võib pinnas minema kanduda ja kaablit kaitsev efekt sellevõrra väheneda). Sisuliselt soovitakse kaabli paigaldamisel merepõhja pinnast vaid korraks ja minimaalses ulatuses kergitada ning kaabel tekkivasse tühemikku suunata. Selleks otstarbeks ongi spetsiifilised kaabli paigaldamise adrad. Tegevuse tõhustamiseks on osadele atradele lisatud veejoa pead ja/või vibratsiooni tekitavad lisaseadmed (saavutamaks parem pinnase läbitavus) ning kõvemat pinnast purustavad n.ö hambad. Problemaatiline võib adra kasutamine olla kivise merepõhja puhul, kuna kivid võivad atra kavandatavast trassist kõrvale juhtida. Samuti on suurem oht paigaldatava kaabli vigastamiseks. Pehme merepõhja puhul (liiv, savi, muda) tekitab ader vaid ajutise vao ja setted langevad paigaldatud kaabli peale. Adra kasutamine, olenevalt selle täpsemast ehitusest, on sobilik paljude eri pinnasetüüpide puhul- s.h. ka moreenid, kõvemad savid jms. Ühtlasi on see meetod kaabli paigaldamise üks ökonoomsemaid variante („Submarine Power Cables“ Worzyck 2009).

Joonis 3 Illustreeriv skeem adrast, mida on võimalik kasutada kaabli süvistamiseks merepõhja (Berr 2008).



Foto 2 Illustreeriv foto adrast, mida on võimalik kasutada kaabli süvistamiseks merepõhja (Berr 2008).



Foto 3 Illustreeriv foto adrast, mida on võimalik kasutada kaabli süvistamiseks merepõhja (Berr 2008).

3.3.2 Veejoaga uhtumine (Water jetting) Kaabli paigaldamine merepõhja võib toimuda ka mitmete välja töötatud nö „puhumise“ meetoditega. Üldiselt kirjeldatuna on selle meetodi puhul tegu tugeva survega veejugade suunamisega vajaliku kaablitrassi asukohta, kus veejoad lagundavad merepõhja kaabli paigaldamiseks vajaliku süvendi. Kaabel vajub lagundatud pinnasesse ja mattub selle alla. Water jet’id on kõige lihtsamal juhul (sarnaselt eelpool kirjeldatud adrale) paigutatud jalastele ja seda tõmmatakse soovitud marsruudil mööda merepõhja laevaga. On ka teisi võimalusi, nt kui water jet liigub mööda merepõhja selleks valmistatud nö robotil (Vt Foto 4). Meetod on kasutatav pehmete ja pudedate setete puhul nagu seda on liivad, kruusad ja pehmemad, kuni keskmise tugevusega savid. “Puhumine“ võrreldes kaabli kündmisega paiskab veemassiivi enamasti rohkem põhjasetteid, mille settimine ja nähtavuse taastumine vees võib võtta aega mitmeid tunde (Berr 2008).



Võimalikud on aga ka kaabli merepõhja süvistamise võimalused, kus ühes aparaadis on ühendatud mõlemad nimetatud tehnoloogiad (puhumine ja kündmine).

Foto 4 Illustreeriv foto Water jet’ist mida on võimalik kasutada kaabli süvistamiseks merepõhja (Berr 2008).

3.3.3 Kaabli paigaldamine kõva pinnasega madalmeres Kaabli veestamise Eesti rannalähedases tsoonis on tegemist kulutusliku kõva pinnaga merepõhjaga, kus domineerivad sinisavid ning moreeni raskemad ja tugevamad osad (rahnud). Sellistes tingimustes on saha ja/või veejoaga uhtumise tehnoloogia kasutamine raskendatud ning see ei pruugi anda vajalikku kaabli kaitse tulemust. Samas on kaabli kaitsmine rannalähedases madalas ning seetõttu jää ja tormide tugeva mõjuga tsoonis vältimatult vajalik (soovitame sügavust ca 1,5 meetrit). Seetõttu võib kõva merepõhjaga ja suhteliselt madalas vees osutuda vajalikuks kaablile kraavi rajamine mõnda muud (mitte sahk ega veejoaga uhtumine) tehnikat kasutades – näiteks spetsiaalsed ekskavaatorid (näiteks üles seatuna vastavale merepõhjale toetuvale või kinnitatud alusele), pinnasefreesid vms.



Selliselt mehaanilisel moel merepõhja kraavi kaevates ei kaasne eeldatavalt oluliselt heljumi teket, sest kaevatav materjal ei ole heljumi tekkeks soodne (kõva sinisavi, rahnud jms). Kuna tegemist on setetega, mis ei ole reostunud, siis ei ole ka siiski mõnevõrra tekkiv heljum allikaks reoainete mobiliseerumisele. Samuti on lokaalselt keskkonnaseisundi hea kvaliteedi tagamise jaoks soodne rannavööndi avatus, mis aitab kaasa heale veevahetusele. Seetõttu hindame, et rannalähedases vööndis mehhaaniliselt toimuv kraavi kaevamine ei tekita olulist keskkonnamõju. Esitatud järeldused ei kehti lõhkamise abil teostatavate tööde korral.

3.3.4 Lõhkamine Lõhkamine on üheks võimalikuks variandiks, mida kasutada kaabli põhjasetetesse viimise meetodina. Seda võimalust on siiski mõttekas kaaluda vaid juhul kui mere põhjasetted on sellise tugevusega, et muude ja enamlevinud (eelpool kirjeldatud lahendused, mis töötavad pehmemate setete korral) meetoditega ei ole võimalik süvendit tekitada, puuduvad võimalused rakendada muid kaablikaitse meetodeid (matmine betoonmadratsite või pinnase alla) ning kui kaabli matmine merepõhja on kindlasti vajalik kaabli kaitse vms eesmärgil. EstLink 2 puhul võib lõhkamise vajadus tekkida eelkõige Soome vetes, kus mitmel pool paljandub merepõhjas graniit, kuid graniidipaljandeid leidub ka rahvusvahelistes vetes ning väheses ulatuses ka Eesti territoriaalvetes vahetult piirilähedasel alal. Lõhkamine ei ole aga enamasti just keskkonnakaitseliselt seisukohalt eelistatuim valik. Plahvatusest tulenev kõrge helirõhk ja lööklaineid võivad põhjustada raskeid vigastusi mereelustikule (nt kalad ja hülged). Plahvatuste tagajärjed võivad olla letaalsed või tekkida võivad kesk- ja sisekõrva kahjustused. Kahjustuste täpne olulisus sõltub sellest, kui suur on plahvatuse laeng ja kui lähedal on isend plahvatusele. Samuti kasutatavast tehnoloogiast ja rakendatavatest leevendusmeetmetest. Viimastena võib kasutada näiteks päris plahvatusele eelnevaid väikese laenguga plahvatusi, mis peletavad kalad ja hülged eemale, aga on ka muid meetodeid. Kuna EstLink 2 merekaabli trass ei läbi ulatuslikke aluspõhja või muude väga kõvade kivimite paljandeid, siis ei ole ka tungivat vajadust lõhkamise metoodika kasutamiseks. Pigem, lähtudes keskkonnakaitselistest kaalutlustest, ei ole see meetod soovitatav ja vajab lisa leevendavate meetmete rakendamist. Eesti rannalähedases madalmeres paljanduvad küll Kambriumi sinisavid, mis ei ole aga nii tugevad, et seal ei saaks kasutada teisi, lõhkamisest keskkonnaaspekti arvestades paremaid meetodeid.



4 Kaabli kaitse Merekaablite kasutuse juures on väga oluline kaabli kaitse väliste vigastuste eest, millega tagatakse ohutus ja majandusliku kahju vältimine. Kuna kaabli kaitse on nii tehnoloogiliselt kui keskkonnakaitseliselt olulise tähtsusega, antakse järgnevalt ülevaade esineda võivatest kaablikahjustustest. Eelnevas punktis kirjeldati tänapäevase kaablipaigalduse (mida kavatsetakse rakendada ka EstLink2 ühenduse puhul) üht olulisemat ning tihtipeale ka tehnoloogiliselt kulukat ja keerukat aspekti – kaabli matmist pinnasesse, järgnevalt on toodud välja ülevaade matmise kõrval ka teistest meetoditest kaablikahjustuste ärahoidmiseks. Kaablit võivad ohustada mitmed välised tegurid - näiteks kalapüük (traalimine), laevade ankurdamine jms. Telekommunikatsioonikaablite kahjustuste põhjused on välja toodud Joonisel 4. Kahjustuste osakaal võib eri piirkondades ja eri tüüpi kaablite puhul küll varieeruda, kuid kaks olulisemat põhjust (kalastamise ja ankurdamisega seotud) on kindlasti oluliseks teemaks ka EstLink 2 puhul.

Joonis 4 Kaabli kahjustuste põhjused (“Submarine power cables” 2009 põhjal).

others

18%

fish bite

2%

suspensions

5%

cableship

activities

1%

earthquake or

sediment

movements

3%

anchor

18%

dredging/drilling

1%

fishing activity

52%



Kaabli kahjustuste vältimiseks on mitmeid võimalusi, mida on tihtipeale arukas rakendada kas kombineerituna ja/või komplektselt (mitmed meetmed samaaegselt). Riske kaabli vigastamiseks aitab vähendada juba sobiva kaablitrassi valik, millega välistatakse võimalikult palju riskifaktoreid. Soovitatav on vältida näiteks laevateid, intensiivse kalastuse alasid, tugevate hoovuste alasid, alasid, kus merepõhjas paljanduvad aluspõhja kivimid ja kivikülvid, mis võivad kaablit vigastada. Toome välja põhilised kaabli kaitse meetodid:

• Kaabli matmine põhjasetetesse. Üheks olulisemaks kaabli kaitsmise meetodiks on kaabli matmine merepõhja. Kaabli võimaliku paigaldamise seadmega toimuvaid kaabli matmise tehnoloogiaid käsitlesime täpsemalt Ptk 3.3. Kaabli matmise piisavaks sügavuseks, mis kaitseb kaablit põhiliste väliste mõjude (kalastusvahendid, ankrud jms) eest peetakse üldjuhul 1- 1,5 m. Põhjasetetesse matmise edukus ja meetodid sõltuvad suuresti merepõhja geoloogiast.

• Süvistamata kaabli kaitsmine kõva substraadi alla matmisega (Foto 5) (erinevad võimalused nagu betoonmadratsid, liiva/kruusakotid või kivid vms). Seda meetodit kasutatakse nii esmase kaablikaitse meetodina riskantsemates piirkondades kui ka näiteks teiste kaablitega ristumisel. Viimasel juhul asetatakse betoonmadrats olemasolevale kaablile, selle peale uus kaabel, millele omakorda asetatakse peale teine betoonmadrats. Selline lahendus tagab kaablite vahel piisava eraldatuse ja tagab samal ajal kaablite füüsilise kaitse (Joonis 5)(Berr 2008). Samamoodi võib ristuvate kaablite puhul kasutada ka muid meetodeid nagu kivide uputamine jne. Merekeskkonnale avaldatava keskkonnamõju seisukohalt ei ole nendel tegevustel olulist vahet, kuna tegemist on kõigil juhtudel uue kõva substraadi paigaldamisega merepõhja sarnasel viisil. Uue kõva substraadi lisamist kaablitrassile vajalikesse kohtadesse võib pidada väheolulise keskkonnamõjuga tegevuseks.

• Meetodid pärast kaabli paigaldamist, milleks on näiteks hoiatavad märgid rannas maetud kaabli asukohas; seadusandluse kohane kaabli kandmine merekaartidele (Veeteede ametiga koostöös), võimalike piirkonnas tegutsevate huvigruppide teavitamine ja teadvustamine kaabli olemasolust.

EstLink 2 puhul on eesmärgiks süvistada kaabel 1 m sügavusele põhjasetetesse kogu trassi ulatuses, v.a. need lõigud, kus see on tehniliselt piisavalt keerukas (merepõhjas paljanduvad aluspõhja kivimid nt). Enamasti on see meetod piisavaks kaabli kaitse meetodiks, seda eriti mere sügavamas osas. Erilist tähelepanu on kaabli kaitse seisukohalt otstarbekas siiski pöörata riskantsemates piirkondades nagu näiteks laevateed, teiste kaablitega ristumised jne.



Keskkonnakaitseliselt on kogu kaabli kaitse temaatika juures peamiseks tähelepanuväärseks aspektiks kaabli süvistamine ja sellega seoses põhjasetete ning seal ladestunud ainete veemassiivi paiskamine. Seda problemaatikat ja seonduvaid keskkonnariske on täpsemalt käsitletud käesoleva aruande Ptk. 3.3. Ülejäänud, kaabli kaitsmise meetodid (erinevate kõvade substraatidega kaabli katmine, kaitsvate kaablikatete/kestade lisamine jms) on ebaolulise keskkonnamõjuga. Erinevad meetodid ja tehnoloogiad on keskkonnakaitseliselt väheolulise erinevusega ja ei saa välja tuua konkreetset eelistatumat või ebasobivamat meetodit. Seega täpsema meetodi kaabli kaitsmiseks peab valima kaabli arendaja ise (arvestades eeskätt majanduslikke ja tehnoloogilisi kaalutlusi). Küll aga võime välja tuua EstLink 2 puhul võimalikud riskipiirkonnad, kus oleks kasulik kaaluda lisa kaitsemeetmete rakendamist:

1. Madalmere osas (eriti juhul kui kaabli kaitset ei tagata kaabli matmisega);

2. Rahvusvahelisel laevateel; 3. Kaablite/torujuhtmete ristumisel.



Foto 5 Kaabli kaitsmine betoonblokkidega (Berr 2008).



Joonis 5 Betoonmattide kasutamine ristuva kaabli eraldamiseks ja kaitseks (Berr 2008).



5 Kavandatava tegevuse vastamine planeeringutele ja arengudokumentidele

Üleriigiline planeering Eesti 2010

Üleriigiline planeering “Eesti 2010” on heaks kiidetud ja selle elluviimise tegevuskava kinnitatud Vabariigi valitsuse 19. septembri 2000.a. korraldusega nr 770-k. Üheks keskseks planeeringus seatud eesmärgiks teiste seas on Eesti tasakaalustatud ja tugev sidumine transpordiühenduste ja energiavõrkude kaudu nii Ida- kui Lääne-Euroopaga, mis parandab omakorda Eesti positsiooni rahvusvahelises tööjaotuses ja kiirendab majanduskasvu.

Sihiks võetud Läänemerepiirkonna energiaturu säästlikumaks ja stabiilsemaks muutmise eesmärgil ühtsete elektri- ja gaasivarustusringide loomine. Projekti "Agenda 21 – Energia" raames on välja töötatud Läänemerepiirkonna energeetika säästva arengu stsenaarium. Stsenaariumi üheks oluliseks ideeks on ühtse elektrivarustussüsteemi raames kasutada ära elektri ja soojuse koostootmisjaamade ja Skandinaavia hüdrojaamade vastastikku asendava sesoonse koormamise võimalus. Sellega kahaneks vähemökonoomsete kondensatsioonijaamade vajadus oluliselt.

Planeering näeb ette ka Eesti koormamata elektrienergia tootmisvõimsuste kasutusele võtmise ekspordiks, mille tarbeks kavandatakse Eesti ja Soome vahele merekaabli paigaldamist. Kaabel on oluline lüli tulevase Balti elektriringi kujundamisel. Tänaseks päevaks on EstLink I näol merekaabel Eesti ja Soome vahel olemas, kuid see ei kata täielikult praegusi vajadusi elektrituru efektiivseks toimimiseks. Käesoleval ajal on alustatud üleriigilise planeeringu uuendamisega – koostatakse planeeringut „Eesti 2030+“.

Energiamajanduse riiklik arengukava aastani 2020

Eestil on elektriühendused Venemaa ja Lätiga ning alates 2006. aasta lõpust ka alalisvooluühendus (merekaabel) Soomega. Narvast suunduvad Venemaale 330 kV ühendused koguvõimsusega 1050 MW ning Lõuna-Eestist Venemaale 330 kV liin võimsusega 500 MW, sama liini Venemaa-Eesti suunal on läbilaskevõime 400 MW. Lõuna-Eestist suunduvad Lätisse samuti 330 kV liinid võimsusega 750 MW.

Kõigis kolmes Balti riigis on äärmiselt tugev elektrienergia ülekande infrastruktuur, mis on ainus EL piirkond, kus puudub ühendusvõimsuse defitsiit. Samas on Balti riikide elektriühendused teiste EL riikidega suhteliselt tagasihoidlikud (ainus ühendus on 350 MW EstLink Soome ja Eesti vahel). Kuna muud ühendused turuga sisuliselt puuduvad, saab eelkõige vaadelda piirkonda kui Balti elektriturgu, kus saab osaleda EL mittekuuluv Venemaa ning teatud määral ka Soome.



Euroopa Liidu 2. strateegilises energiaülevaates, mille Euroopa Komisjon avaldas 13.11.2008, on esile toodud vajadus arendada liikmesriikide vahelist energia infrastruktuuri, et parandada liikmesriikide energia varustuskindlust ja energia julgeoleku olukorda. Piiriülese infrastruktuuri arendamise prioriteetide hulgas on Euroopa Komisjon esitanud ettepaneku Läänemere energiaühenduste tegevuskava (Baltic Interconnection Plan – BIP) loomiseks, mille üks eesmärk on ühendada Balti riigid kui isoleeritud energiaturg ülejäänud Euroopa Liidu elektrituruga.

Energiamajanduse riikliku arengukava eesmärgid on seatud lähtudes (osaliselt eelpool välja toodud) Eesti energiasektori probleemidest ning energiasektori poliitika missioonist ja visioonist. EstLink 2 merekaabli loomisega seonduvaks võib neis pidada eeskätt eesmärki tagada Eesti elanikkonnale pidev energiavarustus, mille saavutamise ühe meetmena on välja toodud energiavarustuse mitmekesistamine läbi uute ühenduste ehitamise ja energiabilansis energiaallikate ühtlasema jaotuse.

Elektrimajanduse arengukava aastani 2018

Elektrimajanduse arengukava visiooniks on, et Eesti elektrisüsteem on mitmekesise ja säästliku elektritootmisega ning väga hästi naaberriikidega ühendatud süsteem, mis tagab igal ajahetkel tarbijatele elektrivarustuse põhjendatud elektri hinnaga. Eesti elektrisektori missiooniks on tagada Eesti elanikele pidev, säästlik ja põhjendatud hinnaga elektrivarustus. Konkreetsemate eesmärkidena on elektrimajanduse arengukavas toodud näiteks Eestis asuvatele tarbijatele pideva elektrivarustuse tagamine, mille saavutamise meetmeteks on muuhulgas ka uute rahvusvaheliste ühenduste rajamiseks eelduste loomine ja võrguteenuste kvaliteedi nõuete analüüs ja arendamine; võrguteenuste kvaliteedi parandamine. ……………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………………

Lähtudes kirjeldatud strateegilistest dokumentidest ja nendes seatud eesmärkidest Eesti energiamajanduse ja elektrisüsteemi parendamiseks on selge, et EstLink 2 merekaabli kavandamine on kooskõlas kehtivate strateegiliste arengudokumentidega ja aitab neis seatud eesmärkide saavutamisele kaasa.

NORDELi (Põhjamaade Elektrienergia Tootmise ja Edastuse Koordineerimise Liit), BALTSO (Balti energiasüsteemi süsteemihaldurite organisatsioon) ja UCTE (Lääne-Euroopa elektrisüsteemide ühendus) liikmetest Läänemereriikide põhivõrguettevõtted on alates 2007. aasta lõpust arendanud ühtse elektrituru kujundamise vahendit (turumudelit) ja hinnanud selle abil järgmiste uute ühenduste kasutegureid multiregionaalsetel turgudel: Eesti-Soome, Leedu-Poola ja Rootsi-Baltimaad. 2009. a. alguseks valminud analüüsiva töö „Market based analysis of interconnections between Nordic, Baltic and Poland areas in 2025“ tulemustes leitakse, et sotsiaalmajanduslikust aspektist on kõige kulutõhusamateks objektideks Eesti-Soome ning Leedu-Poola vahelise



elektriühenduse rajamine, mis integreeriks Baltimaade energiasüsteeme Põhjamaade ning Kesk-Euroopa turgudesse. Parimale lahendusele järgnesid alanevas järjekorras ainult Leedu-Poola ühenduse loomine, siis Leedu-Poola ja Rootsi-Baltimaad ühenduste loomine ning seejärel kõigi kolme viimatinimetatud ühenduse koos loomine.



6 Merepõhja uuringute analüüs ja kokkuvõtted Kaablitrassi täpsema valiku ja parima asukoha määramiseks viidi alternatiivsetel kaablitrassidel läbi põhjalikud merepõhjauuringud, mida võib jagada järgmiselt: 1. Akustilised uuringud, mille käigus kaardistati merepõhja täpsed sügavused;

setete iseloom, kihtide paksus jne; trassile jäävad objektid nagu olemasolevad kaablid, vrakid, laskemoon jne.

2. Geotehnilised uuringud, mis hõlmasid merepõhja setete proovide võtmist ja analüüsimist, setete tugevusparameetrite kindlakstegemist kogu trassil.

3. Keskkonnauuringud, mis hõlmavad ohtlike ainete esinemise kindlakstegemist trassile jäävates põhjasetetes.

4. Objektide videouuring (target inspection) - akustiliste uuringute käigus tuvastatud võimalike merepõhjas lebavate ja sinna mattunud objektide kindlaksmääramine video abil.

6.1 Merepõhja akustilised uuringud Merepõhja geofüüsikalised uuringud viidi OÜ Elering tellimusel Fugro OSAE GmbH poolt läbi eesmärgiga saada kaabli paigaldamiseks vajalikku täpset infot merepõhja batümeetria, reljeefi, antropogeensete objektide jms kohta, mis on tähtis kaabli ohutu paigaldamise, aga ka keskkonna-aspektidega arvestamise seisukohast. Uuring hõlmas järgnevaid osi:

• Merepõhja batümeetriline kaardistamine mitmikkiir-kajaloodiga (MBES- multibeam echo sounder);

• merepõhja pinnavormide kindlakstegemine külgskaneerimissonari (side scan sonar e SSS) abil;

• Merepõhja setete profiili kindlakstegemine kasutades seismoakustilist profileerijat;

• Magnetiliste anomaaliate tuvastamine kasutades magnetomeetrit. Kõrvalekalded võivad viidata rauda sisaldavate objektide olemasolule (nt leavavrakid, meremiinid); Olemasolevate ristuvate kaablite „jälitamine“ ca 100 m ulatuses;

• ROV (kaugjuhitav sõiduk) videokaameraga ja pulssinduktsiooni detektoriga maetud või lahtise nö kahtlaste objektide tuvastamine (target inspection). Objektide ja nende liigi (laskemoon jms) tuvastamine kohtades, kus külgskaneerimisssonar ja magnteomeeter olid kindlaks teinud objektide esinemise (10- 20 m laiuses koridoris piki kaablitrassi);

• Merepõhja pinnaseproovide võtmine ja analüüs jne. Geofüüsikaliste uuringute eri osade tulemustest on antud kokkuvõte järgnevalt.



Batümeetria Soome laht on Läänemere idapoolseim laht. Lahte ümbritsevad Soome, Venemaa ja Eesti. Ida-lääne suunaliselt välja venitatud suhteliselt kitsa lahe sügavaimad osad (80-100 m) jäävad lahe lääneossa, kus maksimaalne sügavus ulatub kuni 123 m. EstLink 2 kaablitrassi koridor lõikab Soome lahte ligikaudu loode-kagu suunaliselt. Kaablitassi algust Eesti rannikul (paaril esimesel kilomeetril) iseloomustab suhteliselt järsk merepõhja langus ja vee sügavuse kiire kasv. Batümeetriliste uuringute läbiviimist alustati ca 1,6 km kauguselt Eesti rannikust, seal ulatus vee sügavus 6 meetrini (alternatiiv A puhul). Seda põhjusel, et laeva süvis ei võimaldanud madalamasse vette liikuda. Alternatiivi H puhul oli aga rannikul merepõhi veelgi järsem ja juba ca 0,5 kilomeetri kaugusel rannajoonest oli vee sügavus 6 m. Liikudes piki trassi edasi (A trassi 4. kilomeetril ühineb sellega ka H trass) suureneb vee sügavus suhteliselt ühtlaselt jõudes trassi 48. kilomeetril 83 meetrini, mis on maksimaalne sügavus kogu trassil. Kohati esineb merepõhja künklikuks muutvaid moreenpaljandeid, kus esineb järske nõlvu ja vagusid setetes. Kilomeetrite vahemikul 30-113 varieerub vee sügavus 50-80 vahel ja leidub palju merepõhjast kõrgemale ulatuvaid moreenpaljandeid. Üks kõige ulatuslikumaid paljandeid asub näiteks trassi kilomeetritel 57-60,5, mis on ülejäänud merepõhjast ca 5 m kõrgemal ja seal leidub sadu rahne (mis ulatuvad läbimõõdult kuni 6 meetrini). Soome rannikut iseloomustab suhteliselt lauge merepõhja tõus, kus kaabel kulgeb pikalt madalas vees (20-50m) ja äärmiselt ebakorrapärane rannajoon. Merepõhja setted Piki kaablitrassi domineerivad valdavalt erineva suurusega osakestest koosnevad pudedad setted (savist kruusani), moreen ja kivi. Uuringust selgusid ka veealuste rahnude, kaljupaljandite jms asukohad, mille olemasoluga tuleb arvestada kaabli paigaldamisel ja tehnoloogia valikul. Merepõhjas leiduvad kvaternaarsed setted koosnevad enamasti liustikusetetest, mis on keskmiselt 10 m paksused ja maksimaalselt 100 m paksused. Peamiselt leidus uuritud merealal moreeni, merelisi setteid, suure veesisaldusega orgaanilist ainet ja Eesti rannikuvees ka Kambriumi sinisavi. Antropogeensed objektid Külgskaneerimissonari (SSS) ja magnetomeetri kasutamisel merepõhja geofüüsikaliste uuringute käigus tuvastati mere põhjas objekte, mis vajasid täpsemat kindlakstegemist, kas tegu on kaabli paigaldamise seisukohalt ohtlike objektidega (miinid, olemasolevad kaablid, vrakid jms). Kaugjuhitava sõiduki



(ROV- remotely operated vechicel) abil tehti videosalvestis või foto kõikidest nö kahtlastest objektidest 10-20 m laiuses kaablitrassi koridoris.

Laskemoon SSS ja magnetomeetri uuringutest selgunud võimalike ohtlikke objektide iseloomu uuriti täpsemalt ROV videokaameraga. Videouuring teostati 20 m laiuses koridoris (±10 m kaablitrassist, vaid Soome saartevahelisel alal 10 laiuses koridoris). Sealjuures läbis kaablitrass kolme teadaolevat miinivälja. Miiniväljad asusid alternatiivi A järgmistel kilomeetritel.

miiniväli C kilomeetritel 9-14; miiniväli B kilomeetritel 35-54,5 ja miiniväli A kilomeetritel 90,5-110.

Esialgsed potentsiaalsed ohtlikud objektid, mida tuvastati kogu uuringu käigus kokku ca 1500, osutusid enamasti erineva suurusega kivideks ja rahnudeks, vahel ka puitobjektideks jms. Trassil ei leitud ühtegi miini ega muud lõhkemata lahingumoona. Oli ka neid kohti, kus magnetiline anomaalia esines, kuid merepõhjast ei leitud nähtavaid objekte. Sellisel juhul võiks olla tegu näiteks mattunud ohtliku objektiga. Uuringu raportis tuuakse välja, et need anomaaliad võivad olla põhjustatud looduslikest geoloogilistest tingimustest selles piirkonnas. Nimelt võivad looduslikke magnetilisi anomaaliad (mitmesaja nT ulatuses) põhjustada ka osad kivimid, näiteks kristalsed metamorfsed aluspõhja kivimid, mis sisaldavad gneissi, graniiti jne. Geotehniliste uuringute tulemused tuvastasidki enamasti magnetilise anomaalia kohtades mattunud või paljandunud aluspõhjakivimeid või kivimiosakesi. Samas ei saa täielikult välistada trassile jääva laskemoona tuvastata jäämist.

Laevavrakid Kavandatava EstLink 2 kaablitrassi lähedusest tuvastati 2 laevavrakki. Mõlemad leiti kaablitrassi alternatiivi A lähistelt.

Olemasolevad merekaablid EstLink 2 kõigil alternatiivsetel kaablitrassidel tuvastati mõne teise kaabli ristumine kokku 23 korral, mõnel juhul oli tegu ühe ja sama kaabliga, mis ristus kavandatava kaablitrassiga mitmel korral. Enamik ristuvatest kaablitest ei olnud põhjasetetesse maetud ja tuvastati külgskaneerimissonari abil (SSS). Enamik ristuvatest kaablitest asub Soome territoriaalvees ja on Soome saartevahelised ühendused, Eesti vetes leidus vaid kaks ristuvat kaablit. Need mõlemad leidusid alternatiivil A. Alternatiivil H, mis on samuti Eesti vetes kaablite ristumisi ei leitud.

Alternatiiv A - olemasolevad kaablid lõikuvad 8 korral, sealjuures sellest üks ja sama kaabel lõikab trassi näiteks kolmel korral (123. km). A trassil



lõikuvad ka ainsad 2 Eesti vetest tuvastatud kaablit. Need asuvad trassi 36,7 ja 70,9 kilomeetril. Alternatiiv B- olemasolevad kaablid lõikuvad 4 korral, sealjuures 3 korral trassi 7 kilomeetril ühe ja sama kaabli poolt. Alternatiiv C- lõikub vaid üks kaabel (km 0,07). Alternatiiv D - olemasolevad kaablid lõikuvad 8 korral, sealjuures sellest neljal korral asetsevad ristumised 12. kilomeetril. Alternatiiv F - olemasolev kaabel kulgeb mitme kilomeetri ulatuses kavandatava EstLink 2 kaabliga paralleelselt ja ristub kavandatava kaabliga 2 korral.

6.2 Merepõhja geotehnilised uuringud Merepõhja geotehnilised uuringud viidi OÜ Elering tellimusel Fugro poolt läbi saamaks teada merepõhja setete iseloomu kaablitrassil, mis on eeskätt vajalik kaabli eduka paigaldamise ja paigaldamiseks vajamineva parima tehnoloogia väljavalimise seisukohalt. Geotehnilised uuringud hõlmasid

• CPT test (cone penatration tests -CPT) 60 punktis; • Vibrocore- 60 punktis; • Boxcore- 39 punktis.

Merepõhja geotehniliste uuringute käigus mõõdeti ja arvutati erinevaid parameetreid nagu setete soojusjuhtivus, plastilisus, veesisaldus, survetugevus jne. Ilmselt olulisemaks parameetriks, mis saab määravaks kaabli matmise täpsema tehnoloogia valikul, on setete kõvadus. Geotehnilise uuringu aruandes on setted jaotatud kõvaduse järgi seitsmesse eri kategooriasse. Neist neli esimest on erineva kõvadusega savi jaoks ja üks kategooria liiva, muda ning aluspõhja kivimite jaoks (Vt Tabel 3). Tabel 3 Setete kategooriad (cable soil units).



Uuringute ja merepõhja setete kategooriate põhjal koostati iga alternatiivse kaablitrassi geotehniline iseloomustus, mis järgnevalt ka esitatud on. Kaablitrass A Kaablitrass A on kulgeb Eesti rannikult Soomeni välja (145 km), mis ongi suurel osal trassist ainukeseks alternatiiviks. Ülejäänud alternatiivsed lahendused hõlmavad vaid Soome (B-F) ja Eesti (H) rannikulähedast ala. Kogu A trassil tehti 42 kohas merepõhja setendite uurimisi vibropuuriga (VC - vibrocore) ja 43 punktis tehti setendite survetugevuse uuringuid penetratsiooni meetodil (CPT - cone penetration test). Suuremal osal trassil leidus väga pehme ja pehme savi (cable soil unit 1-2), mitmete moreenpaljanditega. Kogu trassi uuritud alal (kilomeetritel 2,7-145, v.a. madalmeres ranniku ääres) oli setete survetugevus vahemikus 1-16 kPa (cable soil unit 1 ja 2, Vt Tabel 3 ja 4). Eesti ranniku madalmere osas (km 1,5-2,7) esines väga kõva savi (very stiff), mille survetugevus on vahemikus 250 – 362 kPa (cable soil unit 4). Kogu trassil leidub mitmetes kohtades õhukesi tolmse saviliiva ja saviliiva (cable soil unit 5) ning liivsavi (cable soil unit 6) läätsesid, mille paksus jääb vahemikku 0,1- 0,5 m. Trassile jääb mitmeid kivikülvidega moreenpaljandeid. Kaablitrass B Kaablitrassi Soomepoolses otsas on põhialternatiivile A veel lisaks mitmeid teisi alternatiive, üheks on alternatiiv B, mis lahkneb kaablitrassist A selle 110. kilomeetril ja jõuab sellele tagasi 126. kilomeetri lõpuosas. Sellel ca 16 km pikkusel lõigul tehti 4 CPT ja 4 VC testi ning koostati merepõhja setete läbilõige kuni 2,9 m sügavuseni. Geotehnilised uuringud tuvastasid, et trassil domineerisid väga pehmed liivsavid (cable soil unit 1/2), kohati leidus ka mitmeid paljanduvaid kivikülve. Pehmete savikihtide all leidub aga kõva kuni väga kõva savi. Ka geofüüsikaliste uuringute tulemused näitasid, et trassil on paljanduvat moreenpinda ja kaljusid mitmetel kilomeetritel. Vibrocore proovis 56 ja 19 leidus pehme savikihi all 1,6-2,3 m sügavusel kruusliiva. Kaablitrass C See ca 4 km pikkune kaablitrass hargneb alternatiivist B (13. km-l) ja jõuab sellele tagasi 16. km lõpuosas. Trassil C puuriti 1 puurauk (vibrocore) ja tehti 1 setendite penetratsiooni katse (CPT test), mille andmete põhjal koostati põhjasette läbilõik kuni 2,56 m sügavuseni. Trassil domineerisid väga pehmed liivsavid (cable soil unit 1) ja üks pea kilomeetri pikkune moreensette ala (km 1.66 – 2.81). Savi survetugevus trassil ei olnud suurem kui 10 KPa. Kaablitrass D Trassi alternatiiv D hargneb alternatiivist A selle 126. kilomeetril ja kulgeb eraldiseisvalt Soome rannikuni välja. Trassi D 16 km pikkusel osal tehti 8 puurauku ja setete survetugevuse uuringuid (CPT ja VC test), mille käigus uuriti setteid kuni 2,99 m sügavuseni. Trassil domineerisid peamiselt väga pehmed liivsavid (cable soil unit 1), millega vaheldusid kivikülvid. Trassi setete



survetugevuseks oli maksimaalselt 12 kPa ja keskmiselt ainult 5 kPa. Geofüüsikalised uuringud näitasid, et pehme savi all sügavamal leidub kõva kuni väga kõva savi (very stiff to hard clay). Kaablitrass F Trass F hargneb trassialternatiivi A 130. kilomeetril ja kulgeb ca 5,5 km pikkusena trassile D selle 7. kilomeetril. Trassilt F võeti 2 kohas proove vibropuuriga (VC) ja tehti 2 setete survetugevuse katset (CPT) ning tõlgendati setete profiili kuni 2,7 m sügavuseni. Sellel lõigul domineerivad väga pehmed liivsavid (cable soil unit 1) ja kaks paljanduvat kivikülvi ala. Setete survetugevus on trassil maksimaalselt 9 kPa ja keskmiselt 5 kPa. Väga pehme sette all leidub kõva kuni väga kõva savi. Kaablitrass H See trassialternatiiv ASUB Eesti rannikuvees ja on teiseks ning ainukeseks võimalikuks alternatiivseks lahenduseks alternatiivile A Eesti vetes. Ca 6 km pikkune trass H saab alguse Eesti rannikult ja jõuab trassile A selle 4,7. km. Trassivariandi H esimesel 1,6 kilomeetril geoloogilisi uuringuid läbi ei viidud. Ülejäänud trassi osal tehti 1 VC ja 1 CPT test ning tõlgendati erinevate setete esinemist kuni 3,1 m sügavuseni. Trassil domineerib peamiselt pude saviliiv (ca 0,09 m), mille katab pehme kuni keskmise kõvadusega liivsavi (cable soil unit 2/3). Trassi setete survetugevus oli keskmiselt 50 kPa ja maksimaalselt 77kPa. Nende pehmete ja keskmise tugevusega savikihtide all on aga kõva kuni väga kõva savi.

6.2.1 Akustiliste ja geotehniliste uuringute tulemuste kokkuvõte Kaablitrassi akustiliste ja geotehniliste uuringute käigus leidud informatsioon, mis hõlmab merepõhja geoloogilisi iseärasusi (vee sügavused, setendite tüübid, kihtide paksused, tihedused jms), kaablitrassile jäävaid võimalikke takistavaid objekte (laevavrakid, olemasolevad kaablid jms) on suures osas aluseks täpsele kaablitrassi ja leevendavate meetmete valikule. Seega on need uuringud eeskätt tähtsad just ühenduse tehnilise lahenduse väljatöötamise jaoks. Järgnevalt ongi antud ülevaade kaabli paigaldamise tehnoloogia valiku võimalustest merepõhja uuringute tulemuste valguses. Lisaks tehnilistele küsimustele tuleb akustiliste ja geotehniliste uuringute tulemusi vaadelda ka võimaliku tekitatava keskkonnamõju aspektist. Kuna peamisteks võimalikeks keskkonnaaspektideks, mis kavandatava kaabli paigaldamisega kaasnevad, on heljumi teke ja levik ning sellega seonduv võimalik ohtlike ainete vabanemine veemassiivi, siis on neid teemasid ja võimalikku keskkonnamõju käsitletud uuringutulemuste valguses peatükkides 6.3. Keskkonnaalased uuringud ja nende analüüs; 7.2. Merepõhjageoloogiast rannavööndist kaugemal…; 8.1.2 Hinnang heljumi levikule ja mõju vee kvaliteedile.



Kaabli paigaldamise tehnoloogia valik sõltuvalt merepõhja uuringute tulemustest Kaabli paigaldamise metoodikat valides on oluline tähelepanu pöörata merepõhja setete tugevusele ja iseloomule. Kogu trassil domineerivad peamiselt pehmed savid ja arvukad kivikülvid. Savidest esinesid enam eelpool toodud klassifitseerimise (Vt Tabel 3) kohaselt savi tüübid 1, 2 ja 3. Lisaks tuleb mainida, et Eesti madalamas rannikuvees esineb ka pinnase tüüpi 3-4, mis on väga kõva savi. Soomepoolses rannikuvees jääb trassile ulatuslik kivikülv, kus leidub palju väga erineva suurusega moreeni (rahne, munakaid jms). Lisaks leidub trassil ohtralt ka väiksemaid kivikülve. Kaabli paigaldamise seisukohalt tuleb igale kivikülvile läheneda eraldi. Iga kategooria kohta on toodud ära kommentaarid ja tähelepanekud justnimelt merekaabli rajamise seisukohalt (vt Tabel 4). Kuna EstLink 2 kaabli uuritud trassivariantidel domineerivad enamasti madala kuni keskmise tugevusega savid, mille survetugevus varieerus 1 – 25.4 kPa, siis suurel osal trassist on võimalikuks kaabli merepõhja süvistamine meetodina välja toodud (Tabel 4 põhjal) hüdraulilise adra või ka survelise veejoa kasutamist. Need töötavad ka isegi väga kõva savi puhul (nagu seda leidub) Eesti madalas rannikumere osas. Nimetatud meetodid võivad osutuda problemaatiliseks väga pehmete merepõhja setete korral (survetugevus jääb alla 5 kPa). Sel juhul on oht, et ader vajub sügavale setetesse ja ei ole juhitav. Samuti võib väga pehmete setete puhul juhtuda, et merepõhja tõmmatud süvend ei ole väga stabiilne ning juhul kui see tõmmatakse enne kaabli paigaldamist võivad selle servad laguneda selleks ajaks kui kaablit ennast paigaldama hakatakse. Sellisel juhul ei saavutata plaanitud kaabli matmise sügavust. EstLink 2 puhul on plaanitud süvistada merepõhjale eelnevalt paigaldatud kaabel süvendisse süvendi rajamisega samaaegselt. Selline lahendus aitab vältida problemaatikat, mis tuleneks kaablipaigaldusele eelnevalt rajatud kaablikanali kinnivajumisest, samuti tagab maksimaalse kaabli kaitse ning minimaalse settekao.



Tabel 4 Erinevate merepõhja tüüpide iseloomustus kaabli paigaldamise seisukohalt



6.3 Keskkonnaalased uuringud ja nende analüüs Fugro poolt läbi viidud keskkonnauuringute käigus analüüsiti põhjasetete reostatust kogu trassil kokku 33 proovivõtukohas. Proovipunktid on esitatud Joonisel 6. Joonisel on märgitud proovivõtukohti 39, kuid kõikidest neist proove ei võetud, Eesti vetes puuduvad analüüsitulemused proovivõtukohtadest BC33 ja BC34. Proove võeti enamasti (kuid mitte igas proovipunktis) nii pindmistest kui sügavamatest (kuni 0,8 m sügavuselt) kihtidest, kokku analüüsiti 63 setteproovi. Proovid põhjasetete reostatuse tuvastamiseks võeti eelkõige pehmetest setetest (savid, liivad), millistes toimub valdavalt ohtlike ainete kuhjumine. Setteproovides määrati raskmetallide ning erinevate keskkonnaohtlike orgaaniliste ühendite (PCD-d, pestitsiidid, PAH-id jt) sisaldus, samuti määrati ka sette orgaanilise aine sisaldust (analüüsitud parameetrid, Vt. Tabel 5). Kokku analüüsiti setteproovides 95 parameetrit.

Joonis 6 EstLink 2 trassikoridori erinevad lõigud ning sette reostatuse proovide võtmiskohad.



Tabel 5 Setteproovides analüüsitud parameetrid.

Metallid Kloororgaanilised pestitsiidid

Fosfororgaanilised pestitsiidid

PAH

Arsenic alpha-BHC Tetraethylpyrophosphate Naphthalene

Cadium beta-BHC Monocrotophos Acenaphthylene

Chromium delta-BHC Dimethoate Acenaphthene

Copper gamma-BHC (Lindane) Malathion Flourene

Lead Heptachlor Ethyl Parathion Phenanthrene

Mercury Aldrin Phenylphosphonothioic Acid

Anthracene

Nickel Heptachlor Epoxide Dichlorvos Flouranthene

Zinc Endosulfan I Mevinphos Pyrene

p,p-DDE Demeton-O Benzo (a)fluoranthene

Dieldrin Ethoprop Chrysene

Methoxychlor Naled Benzo (b)fluoranthene

Endrin Phorate Benzo (k) fluoranthene

Endosulfan II Demeton-S Benzo (a)pyrene

p,p-DDD (TDE) Diazinon Dibenz(a,h)anthracene

Endrin Aldehyde Disulfoton Benzo (g,h,i)perylene

Endosulfan sulfate Methyl Parathion Indeno (1,2,3- c,d) pyrene

p,p-DDT Fenchlorphos PAH, Total of 16 EPA

Chlorpyrifos

Fenthion

Trichloronate

Merphos

Tetrachlorovinphos

Tokuthion

Fensulfothion

Bolstar

Guthion

Coumaphos

Herbitsiidid triasiinide baasil

PCB Nafta-produktid Tina-orgaanilised ühendid

Muud

Simazine PCB 28 TPH> C6- C10 Monobutytin EOX

Prometon PCB 52 TPH> C10-C20 Dibutyltin Dioxins and Furans

Atrazine PCB 101 TPH> C20-C40 Tributyltin Asbestos Identification

Propazine PCB 118 TPH>C20-C40, Total Tetrabutyltin Loss on ignition, dried solids

Ametryn PCB 138 Monooctyltin Organic Matter

Terbutryn PCB 153 Dioctyltin Organic Carbon,Fraction

PCB 180 Tricyclohexyltin

Triphenyltin



Lisaks vaadeldi ITP Projektijuhtimise OÜ poolt põhjasetteid Eesti ranniku lähedasel alal, kust Fugro poolsete uuringute käigus proove ei võetud. Antud töö raames tuvastati, et Eesti ranniku lähedal allub merepõhi kulutusele, põhjas paljanduvad sinisavid ja moreenid, pehmed setted sisuliselt puuduvad. Kuna pehmed setted, mis võiksid olla potentsiaalselt reostunud, rannikulähedastes lõikudes puudusid, ei ole eeldada setete reostumist, mistõttu analüüsimisele saadetud proove ei võetud. Ohtlikest ühenditest ja sette ohtlikkuse määramise põhimõtetest Veepoliitika raamdirektiivi (Euroopa Parlamendi ja Nõukogu Direktiiv 2000/60/EÜ, millega kehtestatakse ühenduse veepoliitika alane tegevusraamistik) järgi on ohtlikud ained — ained või ainerühmad, mis on toksilised, püsivad ja võivad bioakumuleeruda ning muud ained või ainerühmad, mis annavad alust samal määral muret tunda. Ohtlike ainete hulka kuuluvad nii looduslikud ühendid, mida esineb looduslikus keskkonnas vähesel määral, kuid mis leiavad kasutust erinevates tööstusprotsessides, nende hulka kuuluvad näiteks erinevad raskemetallid. Tööstusliku arengu käigus on inimese poolt loodud või on need tekkinud inimtegevuse kaasproduktina palju erinevaid, eelkõige orgaanilisi, ühendeid, mille ohtlikkust keskkonnale varasemal ajal ei osatud tuvastada, kuid mis on tänapäevaste teadmiste alusel osutunud keskkonnaohtlikeks. Nendeks on näiteks erinevad pestitsiidid, PCB-d jne. Erilist keskkonnaohtu kujutavate või tähelepanu väärivate ühendite nimistuid on mitmeid, paljud erinevad organisatsioonid on vastu võtnud otsuseid erinevate keskkonnaohtlike ühendite kasutamise keelustamiseks või heidete vähendamiseks. Lähtudes nii Veepoliitika raamdirektiivist kui mitmest teisest asjakohasest Euroopa Liidu direktiivist on Eesti seadusandluses ohtlike ainete määratlus antud Veeseaduses. Veeseaduse tähenduses on ohtlik aine element või ühend, mis mürgisuse, püsivuse või bioakumulatsiooni tõttu põhjustab või võib põhjustada ohtu inimese tervisele ning kahjustab või võib kahjustada teisi elusorganisme või ökosüsteeme. Ohtlikud ained jaotatakse ohtlikkuse järgi kahte nimistusse. Nimistusse 1 kantakse ained, mille veeheidet või sattumist vette muul viisil peab vältima, ning nimistusse 2 ained, mille veeheidet või sattumist vette muul viisil peab piirama. Ohtlike ainete nimistud 1 ja 2 kinnitas keskkonnaminister oma määrusega Veekeskkonnale ohtlike ainete nimistud 1 ja 2. Lisaks või täiendusena Veepoliitika raamdirektiivi ja teiste asjakohaste Euroopa Liidu direktiivide alusel koostatud veekeskkonnale ohtlike ainete nimestikule omavad tähtsust ka Stockholmi konventsioonis ning Helsinki konventsioonis (HELCOM) märgitud ohtlike ainete nimestikud.

Esimene neist konventsioonidest on suunatud püsivatele orgaanilistele saasteainetele, konventsioonis on määratud 12 kloororgaanilist pestitsiidi,



tööstuskemikaali ning tööstuslikku kõrvalprodukti, mille kasutamine on keelatud või piiratud. Vastu on võetud otsus veel 9 kemikaali lisamise kohta.

Läänemere kaitsele suunatud Helsinki konventsiooni (HELCOM) kohased ohtlikud ühendid on nimetatud Helcomi soovituse 19/5 lisas 3. Läänemere jaoks prioriteetsed ohtlikud ained on määratletud HELCOM HAZARDOUS projekti raames (HELCOM, 2009). Prioriteetsete ohtlike aineteks on:

1. Dioksiinid (PCDD), furaanid (PCDF) & dioksiinilaadsed polüklooritud bifenüülid (dilPCB) 2a. Tributüültinaühendid (TBT) 2b. Trifenüültinaühendid (TPhT) 3a. Pentabromodifenüüleeter (pentaBDPE) 3b. Oktabromodifenüüleeter (octaBDPE) 3c. Dekabromodifenüüleeter (decaBDPE) 4a. Perfluorooktaansulfonaat (PFOS) 4b. Perfluorooktaanhape (PFOA) 5. Heksabromotsüklododekaan (HBCDD) 6a. Nonüülfenoolid (NP) 6b. Nonüülfenooletoksülaadid (NPE) 7a. Oktüülfenoolid (OP) 7b. Oktüülfenooletoksülaadid (OPE) 8a. Lühikese ahelaga klooritud parafiinid (SCCP või kloroalkaanid, C10-13) 8b. Keskmise ahelaga klooritud parafiinid (MCCP või kloroalkaanid, C14-17) 9. Endosulfaan 10. Elavhõbe 11. Kaadmium

Kavandatava kaabli merre paigaldamisega häiritakse pindmisi settekihte, mille tulemusel teatav osa settest ning selles sisalduvatest saasteainetest paisatakse veekihti. Erinevad organisatsioonid on koostanud väga mitmeid klassifikatsioone pinnase või sette reostatuse hindamiseks, peamiselt on sette reostatust käsitletud merepõhja süvendamise kontekstis. Ehkki antud juhul ei ole tegemist otseselt süvendamisega, on antud juhul mõistlik neid seisukohti jälgida. Meresetetes leiduvate ohtlike ühendite uurimist, keskendudes süvendamis- ja kaadamistöödele, on Läänemere kontekstis lähemalt käsitletud Helsinki Komissioni vastavas juhendmaterjalis (HELCOM, 2007). Vastavalt antud juhendile tuleb iga juhul uurida järgmisi raskmetalle: kaadmium, kroom, vask, plii, elavhõbe, nikkel ja tsink. Põhinimekirja kuuluvad veel polüklooritud bifenüülide (PCB) ühendid no. 28, 52, 101, 118, 138, 153 ja 180, polütsüklilistest aromaatsetest hüsivesinikest (PAH-id) antratseen, benso(a)antratseen, benso(ghi)perüleen, benso(s)püree, krüseen, fluoranteen, ideno(1,2,3-cd)püree, püreen ja fenantreen ning nende summaarne sisaldus ning arseen. Siiski nimetatud PCB-de, PAH-ide ja arseeni sisalduse määramine ei ole kohustuslik, kui varasemate uuringutega on tõestatud nende ühenditega reostatuse puudumist või on muud tõendid, mis lubavad eeldada reostatuse puudumist (puuduvad teadaolevad olulised reostusallikad, sete on jämedateraline ja vähese orgaanilise aine sisaldusega). Lisaks eelnimetatule on



koostatud ka sekundaarne nimekiri, millesse kuuluvate saasteainete sisalduse uurimine võib konkreetsetest asukohtadest lähtudes olla vajalik. Sekundaarsesse nimekirja kuuluvad: teised klorobifenüülid, kloororgaanilised pestitsiidid, fosfororgaanilised pestitsiidid, tributüültina ühendid, selle laguproduktid ja muud tinaorgaanilised ühendid, muud kasvutõrjevahendid, naftasüsivesinikud ning polükloreeritud dibensodioksiinid (PCDD)/polüklooritud dibensofuraanid (PCDF). Euroopa Liidu direktiivides ei ole üheselt merepõhjasetete reostatuse klassifikatsioone välja toodud, kuid mitmed riigid on töötanud välja oma siseriiklikud klassifikatsioonid. Samuti ei ole otsest klassifikatsiooni välja töötatud Helsinki komisjoni kaudu. Ka Eestis ei ole seni siseriiklikke otseselt põhjasetete reostatusele suunatud klassifikatsioone välja töötatud. Praktikas on merepõhjasetete reostatust hinnatud lähtudes keskkonnaministri 2. aprilli 2004. a määrusest nr 12 „Pinnases ja põhjavees ohtlike ainete sisalduse piirnormid“. Antud määruse kohaselt eristatakse sisuliselt kaht taset:

• Sihtarv on tase, millest madalama saasteainete kontsentratsiooni puhul loetakse pinnas ehk antud juhul põhjasetted heas seisundis olevaks ehk mittereostunuks. Sihtarvu puhul ei eristata maakasutusest lähtudes erinevaid tasemeid.

• Piirarv on tase, mille ületamisel loetakse pinnas reostunuks ning tervisele ja keskkonnale ohtlikuks. Tulenevalt maakasutuse iseloomust arvestatakse kaht kategooriat – elamumaa ja tööstusmaa. Mere puhul lähtutakse praktikas enamasti elamumaa normist, mis on tööstusmaadele määratud normist rangem.

• Juhul kui pinnase saasteainete sisaldus jääb sihtarvu ja piirarvu vahele, loetakse pinnase seisundit rahuldavaks.

Valdavalt on Eestis keskkonnamõju hindamiste info alusel sadamate akvatooriumites tuvastatud raskmetallide sisaldus, mis jääb alla sihtarvu, kuid mõnel juhul on tuvastatud ka sette reostatust raskmetallidega. Vaadeldes seni Eestis läbi viidud merepõhja setteid käsitlevaid keskkonnamõju hindamisi (eelkõige Muuga, Paldiski ja Tallinna sadamate arendamise või süvendamisega seotud projektid) on jõutud järeldusele, et sadamate põhjasetete eemaldamine ja hilisem kaadamine ei too kaasa reostusohtu kui sette reostusainete sisaldus on jäänud alla elutsooni piirarvu. Vastavalt Vabariigi Valitsuse 06.04.2004. a. määrusele nr 103 „Jäätmete ohtlike jäätmete hulka liigitamise kord” loetakse pinnast ja süvenduspinnast ohtlikuks jäätmeks, kui selle ohtliku aine sisaldus ületab eelpoolnimetatud määruse alusel pinnase kohta kehtestatud vastava ohtliku aine piirnormi suurimat väärtust (st. tööstustsooni piirarvu). Lisaks Eesti seadusandluses määratule on käesolevas töös vaadeldud Soome vastavat klassifikatsiooni, seda eelkõige nende ohtlike ühendite osas, mille kohta piirarvud Eesti seadusandluses puuduvad (n. tinaorgaanilised ühendid, dioksiinid ja furaanid). Teiste riikide klassifikatsioone, mis on koostatud lähtudes Läänemerest või Soome lahest erinevatest tingimustest, ei ole mõistlik otseselt üle võtta. Tabelis 6 on esitatud Soome klassifikatsioon (teadaolevalt soovituslikud, mitte kohustuslikud piirväärtused). Selle kohaselt kontsentratsioonidel alla taset 1 on sette merre paigaldamine lubatud ja mõju



keemilise kvaliteedi osas merekeskkonnale on ebaoluline, kontsentratsioonidel taseme 1 ja 2 vahemikus on sette kaadamine lubatud teatud kitsendustega (n. täiendavad uuringud, vastav seire), taset 2 ületavate kontsentratsioonide esinemisel settes on sellise sette merre paigutamine merekeskkonnale ohtlik, kaadamine on lubatud üksnes juhul kui see on maismaal käitlemisega võrreldes vähem ohtlik. Saastatuse tasemed on antud normaliseeritud setteproovide kohta (savisisaldus 25%, orgaanilise aine sisaldus 10%), seega ei ole need otseselt kasutatavad in situ tulemustega võrdlemiseks, analüüsitud tulemused peavad enne normidega võrdlemist läbima normaliseerimise (Ympäristöopas, 2004). Tabel 6 Soomes rakendatavad süvendatava ja kaadatava sette saastatuse tasemed normaliseeritud proovide puhul (Ympäristöopas, 2004).

Komponent Tase 1 Tase 2 Raskmetallid mg/kg d.w. (ppm) mg/kg d.w. (ppm) Hg 0,1 1 Cd 0,5 2,5 Cr 65 270 Pb 40 200 Ni 45 60 Zn 170 500 As 15 60 PAH-id mg/kg d.w. (ppm) mg/kg d.w. (ppm) Naftaleen 0,01 0,1 Antratseen 0,01 0,1 Fenantreen 0,05 0,5 Fluoranteen 0,3 3 Benso(a)antratseen 0,03 0,4 Krüseen 1,1 11 Benso(k)fluoranteen 0,2 2 Benso(a)püreen 0,3 3 Benso(ghi)perüleen 0,8 8 Ideno(123-cd)püreen 0,6 6 Naftasaadused 500 1500 DDT+DDE+DDD 0,01 0,03 PCB-d µg/kg d.w. (ppb) µg/kg d.w. (ppb) 28 1 30 52 1 30 101 4 30 118 4 30 138 4 30 153 4 30 180 4 30 Tributüültina (TBT) 3 200 ng WHO-TEQ/kg ng WHO-TEQ/kg Dioksiinid ja furaanid (PCDD ja PCDF)

20 500

Järgnevalt on kirjeldatud EstLink2 arendamise projekti raames teostatud (Fugro poolt 2009) keskkonnauuringute tulemusi ainerühmade kaupa. Sette seisundit on



hinnatud eelkõige lähtudes Eesti keskkonnaministri määrusega (2004, nr 12) kinnitatud ohtlike ainete sisalduse piirmääradest pinnases ja põhjavees. Vajadusel on kasutatud ka Soome süvendamissette piirväärtusi, seda aga eelkõige nende prioriteetsete ohtlike ühendite osas, mille kohta Eesti piirväärtused puuduvad. Metallid Peamised merekeskkonda sattuvate raskmetallide allikaks on põllumajandusest ja metsandusest, aga ka tööstusest ja olmest tulenev hajureostus, mis juhitakse kas otse merre või satub sinna läbi jõgede või atmosfääri. Hajureostus tuleneb tihti ka järk-järgulisest reoainete vabanemisest vanadest reostusallikatest. Tööstusest vabaneb reoained kõikides tootmisahela tsüklites - toormaterjalist, materjali töötlusest, kasutamisest ja ka hilisemas jäätmekäitluses. Raskmetallid akumuleeruvad mere toiduahela eri taseme organismidesse ja võivad saavutada taseme, mis on organismidele ohtlik. See risk on kõrgem toiduahela tipus olevatel organismidel, kiskjatel, mis omakorda tähendab terviseriski ka inimestele. Raskmetallide sattumisel merevette jäävad nad sinna pikaks ajaks kogunedes põhjasetetesse. Läänemeres näiteks on raskmetallide kontsentratsioon umbes 20 korda suurem kui Atlandi ookeani põhjaosa rannikuvetes. Tabelis 7 on toodud EstLink2 projekti käigus uuritud põhjasetete raskmetalli ja arseeni analüüside keskmised väärtused, miinimum ja maksimumväärtused ning sihtarvud ja piirarvud elutsoonis. Sihtarv on ohtliku aine sisaldus pinnases, millega võrdse või väiksema väärtuse puhul on pinnase seisund hea ehk inimesele ja keskkonnale ohutu. Piirarv on ohtliku aine sisaldus pinnases, millest suurema väärtuse puhul on pinnas reostunud ning inimese tervisele ja keskkonnale ohtlik. Vastavalt maa kasutamise otstarbele rakendatakse piirarve tööstus- ja elutsoonile. EstLink 2 puhul käsitletakse merekeskkonda kui elutsooni, millele on kehtestatud tööstustsoonist rangemad piirarvud. Tabel 7 Raskmetallide sisaldus EstLink 2 trassi merepõhja setetes

Metall Raskmetallide sisaldus proovides, mg/kg

Raskmetallide piirväärtused pinnases, mg/kg*

Keskmine Min Max Sihtarv Piirarv elutsoonis

Piirarv tööstustsoonis

Arseen 10,5 1,7 47 20 30 50 Kaadmium <0,5 <0,2 2,6 1 5 20 Kroom 44,3 1,8 79 100 300 800 Vask 31,5 <5 57 100 150 500 Plii 23,5 2,9 56 50 300 600 Elavhõbe <0,36 <0,35 0,61 0,5 2 10 Nikkel 28,9 1 44 50 150 500 Tsink 118,4 6,5 290 200 500 1500

* - vastavalt keskkonnaministri 2. aprilli 2004. a määrusele nr 12 „Pinnases ja põhjavees ohtlike ainete sisalduse piirnormid“.



Arseeni sisaldus jäi enamike proovipunktides aviis proovipunkti, kus arseeni sisaldus ületas määratud sihtarvu, kahel juhul jäi sisaldus elutsooni piirarvust allapoole ja kolmel juhul ületas selle, kuid jäi tööstustsooni piirarvust madalamaks. Neil juhtudel esinesid sisaldused sette pindmises (0sügavamates kihtides (valdavalt proovid vahemikus 0,2sisaldus oluliselt madalam (alla 15 mg/kg). Valdavalt tuvastati kõrgendatud arseenisisaldus Soome ranniku lähistel proovi (BC09) lõigul A1 ja 1 proov (BC012) lõigul D2. Eesti territoriaalvees paiknevas proovivõtukohas BC038 tuvastati sügavamas settekihis arseeni sisaldus 25 mg/kg, antud väärtus ületab küll jääb allapoole elutsooni piirarvu väärtust, sama proovipunkti pindmises kihis oli arseeni sisaldus minimaalne. a)

Joonis 7 Arseeni sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A117…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elupinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Prooviputerritoriaalvetes. Kaadmiumi (kui Läänemere seisukohalt prioriteetsete ohtlike ainete nimistusse kuuluva ühendi) sisaldus jäi 54 juhul 63st alla määrarud sihtarvu, sellest kümnes proovipunktis isegi alla määramisväärtuse (<0,2 mg/kg)kaadmiumi sisaldus küll sihtarvu, kuid jäi siiski elutsooni piirarvust madalamale tasemele. Valdavalt tuvastati kõrgendatud kaadmiumi sisaldus pindmisest settekihist (0-0,2 m) võetud proovides, sügavamalt võetud proovides olid kaadmiumisisaldused väiksemad. Kõrgendatud kaadmiumisisaldusega proovipunktid paiknesid Soome ranniku lähedal lõigul A1 (BC06, BC010, BC021 ja BC037), rannast eemal Soome territoriaalvetes (BC024rahvusvahelistes vetes (BC026Eesti territoriaalvetes tuvastati sihtarvu ületav kaadmiumisisaldus (2,1 mg/kg) rannikust eemal paikneva proovipunkti BC028 pindmises settekihis.


sisaldus jäi enamike proovipunktides alla määratud sihtarvu, kuid leidus viis proovipunkti, kus arseeni sisaldus ületas määratud sihtarvu, kahel juhul jäi sisaldus elutsooni piirarvust allapoole ja kolmel juhul ületas selle, kuid jäi tööstustsooni piirarvust madalamaks. Neil juhtudel esinesid sisaldused sette pindmises (0-0,1 m paksuses) kihis, samade proovipunktide sügavamates kihtides (valdavalt proovid vahemikus 0,2-0,4 m) oli arseeni sisaldus oluliselt madalam (alla 15 mg/kg). Valdavalt tuvastati kõrgendatud

oome ranniku lähistel – 2 proovi (BC019 ja BC020) lõigul B, 1 proovi (BC09) lõigul A1 ja 1 proov (BC012) lõigul D2. Eesti territoriaalvees paiknevas proovivõtukohas BC038 tuvastati sügavamas settekihis arseeni sisaldus 25 mg/kg, antud väärtus ületab küll jääb allapoole elutsooni piirarvu väärtust, sama proovipunkti pindmises kihis oli arseeni sisaldus minimaalne.

b)

Arseeni sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elu- ja tööstustsooni piirarvud pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja - Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a

(kui Läänemere seisukohalt prioriteetsete ohtlike ainete nimistusse kuuluva ühendi) sisaldus jäi 54 juhul 63st alla määrarud sihtarvu, sellest kümnes proovipunktis isegi alla määramisväärtuse (<0,2 mg/kg). Üheksal juhul ületas kaadmiumi sisaldus küll sihtarvu, kuid jäi siiski elutsooni piirarvust madalamale tasemele. Valdavalt tuvastati kõrgendatud kaadmiumi sisaldus pindmisest

0,2 m) võetud proovides, sügavamalt võetud proovides olid umisisaldused väiksemad. Kõrgendatud kaadmiumisisaldusega

proovipunktid paiknesid Soome ranniku lähedal lõigul A1 (BC06, BC010, BC021 ja BC037), rannast eemal Soome territoriaalvetes (BC024rahvusvahelistes vetes (BC026-27).

es tuvastati sihtarvu ületav kaadmiumisisaldus (2,1 mg/kg) rannikust eemal paikneva proovipunkti BC028 pindmises settekihis.

50

lla määratud sihtarvu, kuid leidus viis proovipunkti, kus arseeni sisaldus ületas määratud sihtarvu, kahel juhul jäi sisaldus elutsooni piirarvust allapoole ja kolmel juhul ületas selle, kuid jäi tööstustsooni piirarvust madalamaks. Neil juhtudel esinesid kõrged arseeni

0,1 m paksuses) kihis, samade proovipunktide 0,4 m) oli arseeni

sisaldus oluliselt madalam (alla 15 mg/kg). Valdavalt tuvastati kõrgendatud 2 proovi (BC019 ja BC020) lõigul B, 1

Eesti territoriaalvees paiknevas proovivõtukohas BC038 tuvastati sügavamas settekihis arseeni sisaldus 25 mg/kg, antud väärtus ületab küll sihtarvu, kuid jääb allapoole elutsooni piirarvu väärtust, sama proovipunkti pindmises kihis oli

Arseeni sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H

+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid ja tööstustsooni piirarvud

proovipunkt 36a nktid 36a-28 on Eesti

(kui Läänemere seisukohalt prioriteetsete ohtlike ainete nimistusse kuuluva ühendi) sisaldus jäi 54 juhul 63st alla määrarud sihtarvu, sellest kümnes

. Üheksal juhul ületas kaadmiumi sisaldus küll sihtarvu, kuid jäi siiski elutsooni piirarvust madalamale tasemele. Valdavalt tuvastati kõrgendatud kaadmiumi sisaldus pindmisest

0,2 m) võetud proovides, sügavamalt võetud proovides olid umisisaldused väiksemad. Kõrgendatud kaadmiumisisaldusega

proovipunktid paiknesid Soome ranniku lähedal lõigul A1 (BC06, BC010, BC021 ja BC037), rannast eemal Soome territoriaalvetes (BC024-25) ning

es tuvastati sihtarvu ületav kaadmiumisisaldus (2,1 mg/kg) rannikust eemal paikneva proovipunkti BC028 pindmises settekihis.



a)

Joonis 8 Kaadmiumi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A117…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarvud pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36aterritoriaalvetes. Plii sisaldus oli 63st proovist 58s alla määratud sihtarvu pinnases. Viies proovis ületas plii tase põhjasetetes napilt sihtarvu. Neist nelja puhul oli pliid enam sette pinnakihis, kuid ühel juhul (BC010) oli reostunud sette sKõrgendatud pliisisaldusega proovivõtukohtadest 2 paiknesid lõigul A1 (BC010 ja BC021) ning 3 rannast eemal Soome territoriaalvetes või rahvusvahelistes vetes (BC025-27). Eesti territoriaalvetes sihtväärtust ületavat plii kontsentratsiooni ei a)

Joonis 9 Plii sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarv pinnasejärjestatud suunal lõunast põhja Soome rannikul. Proovipunktid 36a Tsingi sisaldus jäi 63st proovist 59s alla määratud sihtarvu ja 4s proovi ületas selle, kuid jäi oluliselt allapoole määratud elutsooni piirarvu. Kõrgendatud tsingisisaldus tuvastati lahe keskosas laevateel (üks proovipunkt (BC025) Soome vetes, 2 rahvusvahelistes vetes (BC026 ja 27) ning 1 Eesti vetes (BC028)).


b)

Kaadmiumi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarvud pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja - proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a

sisaldus oli 63st proovist 58s alla määratud sihtarvu pinnases. Viies proovis ületas plii tase põhjasetetes napilt sihtarvu. Neist nelja puhul oli pliid enam sette pinnakihis, kuid ühel juhul (BC010) oli reostunud sette sKõrgendatud pliisisaldusega proovivõtukohtadest 2 paiknesid lõigul A1 (BC010 ja BC021) ning 3 rannast eemal Soome territoriaalvetes või rahvusvahelistes vetes

Eesti territoriaalvetes sihtväärtust ületavat plii kontsentratsiooni ei

b)

Plii sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja - proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a-28 on Eesti territoriaalvetes.

sisaldus jäi 63st proovist 59s alla määratud sihtarvu ja 4s proovi ületas uid jäi oluliselt allapoole määratud elutsooni piirarvu. Kõrgendatud

tsingisisaldus tuvastati lahe keskosas laevateel (üks proovipunkt (BC025) Soome vetes, 2 rahvusvahelistes vetes (BC026 ja 27) ning 1 Eesti vetes (BC028)).

51

Kaadmiumi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H

+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarvud pinnases.

proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a-28 on Eesti

sisaldus oli 63st proovist 58s alla määratud sihtarvu pinnases. Viies proovis ületas plii tase põhjasetetes napilt sihtarvu. Neist nelja puhul oli pliid enam sette pinnakihis, kuid ühel juhul (BC010) oli reostunud sette sügavam kiht. Kõrgendatud pliisisaldusega proovivõtukohtadest 2 paiknesid lõigul A1 (BC010 ja BC021) ning 3 rannast eemal Soome territoriaalvetes või rahvusvahelistes vetes

Eesti territoriaalvetes sihtväärtust ületavat plii kontsentratsiooni ei tuvastatud.

Plii sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt

36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning s. Proovipunktid on

proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1

sisaldus jäi 63st proovist 59s alla määratud sihtarvu ja 4s proovi ületas uid jäi oluliselt allapoole määratud elutsooni piirarvu. Kõrgendatud

tsingisisaldus tuvastati lahe keskosas laevateel (üks proovipunkt (BC025) Soome vetes, 2 rahvusvahelistes vetes (BC026 ja 27) ning 1 Eesti vetes (BC028)).



a)

Joonis 10 Tsingi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõurannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36aterritoriaalvetes. Elavhõbeda (kui Läänemere seisukohalt prioriteetsete ohtlike ainete nimistusse kuuluva ühendi) sisaldus settes jäi valdavalt (va. 4määramispiiri (0,35 mg/kg). Kolmes proovis tuvastati elavhõbeda sisaldus, mis ületas sihtarvu, kuid jäi oluliselt allapoole elutsooni piirarvu. Üks kohtadest paiknes Eesti ranniku lähedal (BC038 pindmisest settekihist) ning 2 Soome territoriaalvetes üks lõigul A2 (BC001). a)

Joonis 11 Elavhõbeda sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b)17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36aterritoriaalvetes. Kroomi, nikli ja vase sisaldus jäi kõikides analüüsides allapoole sihtarvu.


b)

Tsingi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja - proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a

(kui Läänemere seisukohalt prioriteetsete ohtlike ainete nimistusse kuuluva ühendi) sisaldus settes jäi valdavalt (va. 4 proovi) allapoole labori määramispiiri (0,35 mg/kg). Kolmes proovis tuvastati elavhõbeda sisaldus, mis ületas sihtarvu, kuid jäi oluliselt allapoole elutsooni piirarvu. Üks kohtadest paiknes Eesti ranniku lähedal (BC038 – kontsentratsioon 0,58 mg/kg tuvaspindmisest settekihist) ning 2 Soome territoriaalvetes - üks lõigul B (BC019) ning

b)

Elavhõbeda sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja - proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a

sisaldus jäi kõikides analüüsides allapoole sihtarvu.

52

Tsingi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H

(proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarv pinnases.


(kui Läänemere seisukohalt prioriteetsete ohtlike ainete nimistusse proovi) allapoole labori

määramispiiri (0,35 mg/kg). Kolmes proovis tuvastati elavhõbeda sisaldus, mis ületas sihtarvu, kuid jäi oluliselt allapoole elutsooni piirarvu. Üks kohtadest

kontsentratsioon 0,58 mg/kg tuvastati üks lõigul B (BC019) ning

Elavhõbeda sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H

trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv ning elutsooni piirarv pinnases.


sisaldus jäi kõikides analüüsides allapoole sihtarvu.



a)

Joonis 12 Kroomi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja Soome rannikul. Proovipunktid 36a a)

Joonis 13 Nikli sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja Soome rannikul. Proovipunktid 36a


b)

Kroomi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja - proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a-28 on Eesti territoriaalvetes.

b)

Nikli sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja - proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a-28 on Eesti territoriaalvetes.

53

Kroomi sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H

(proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on


Nikli sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H

(proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on

punkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1



a)

Joonis 14 Vase sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõiku17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja Soome rannikul. Proovipunktid 36a Orgaanilised saasteained Püsivad orgaanilised saasteained (Pollutants) on keemilised ühendid, mis jäävad keskkonda väga pikaks ajaks muutumatul kujul, akumuleeruvad peamiselt elusorganismide rasvkudedes, muldades ja veekogudes ning oõhu, vee ja rändloomade ning ka toidu kaudu levida üle riigipiiride saasteallikast suurtesse kaugustesse, põhjustades, sõltuvalt nende liikumise teekonnast ka globaalseid kahjustusi. Eriti ohtlikud on POPid “organismidele, kelle hulka kuulub ka inimene. Püsivate orgaaniliste saastkaheteistkümne keskkonnale, sealhulgas inimese tervisele enim ohtliku püsiva toksilise kloororgaanilise ühendi kasutamist. Eesti on konventsiooniga ühinenud (Vabariigi Valitsuse 31. juuli 2008. Konventsioonis nimetatud POPid jagunevad järgmistesse gruppidesse: kloororgaanilised taimekaitsevahendid (aldriin, klordaan, Djne), tööstuskemikaalid (PCBd) ja keemiatööstuse ebasoovitavad kõrvalproduktid (polüklooritud dibenso(p)dioksiinid (PCDD) ja käsitletaksegi. Kloororgaanilised pestitsiidid (OC Pesticides) Kloororgaanilised pestitsiidid (s.h. nt DDT) on pika poolestusajaga äärmiselt püsivad ühendid, mis bioakumuleeruvad loomades, eriti toitumisahela kõrgematel tasemetel. Kõikide kloororgaaniliste pestitsiidide sisaldus põhjasetetest võetud proovides jäi alla laborAntud ühendite sihtarv pinnases on minimaalselt 0,05 mg/kg (neil analüüsitud ühenditest, millele sihtarv on määratud), seega tuvastatud.


b)

Vase sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) ning b) trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja - proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a-28 on Eesti territoriaalvetes.

ained

Püsivad orgaanilised saasteained (inglise keeles POPs – Persistent Organic ) on keemilised ühendid, mis jäävad keskkonda väga pikaks ajaks

muutumatul kujul, akumuleeruvad peamiselt elusorganismide rasvkudedes, muldades ja veekogudes ning on mürgised inimesele ja loodusele. POPid võivad õhu, vee ja rändloomade ning ka toidu kaudu levida üle riigipiiride saasteallikast suurtesse kaugustesse, põhjustades, sõltuvalt nende liikumise teekonnast ka globaalseid kahjustusi. Eriti ohtlikud on POPid “toiteahela tipus” olevatele organismidele, kelle hulka kuulub ka inimene.

Püsivate orgaaniliste saasteainete Stockholmi konventsioon keelustab või piirab kaheteistkümne keskkonnale, sealhulgas inimese tervisele enim ohtliku püsiva

ise ühendi kasutamist. Eesti on konventsiooniga ühinenud juuli 2008. a korraldus nr 346) 2008. aastal.

Konventsioonis nimetatud POPid jagunevad järgmistesse gruppidesse: kloororgaanilised taimekaitsevahendid (aldriin, klordaan, DDT, dieldriin, endriin jne), tööstuskemikaalid (PCBd) ja keemiatööstuse ebasoovitavad kõrvalproduktid (polüklooritud dibenso(p)dioksiinid (PCDD) ja – furaanid (PCDF), mida järgnevalt

Kloororgaanilised pestitsiidid (OC Pesticides)

rgaanilised pestitsiidid (s.h. nt DDT) on pika poolestusajaga äärmiselt püsivad ühendid, mis bioakumuleeruvad loomades, eriti toitumisahela kõrgematel tasemetel. Kõikide kloororgaaniliste pestitsiidide sisaldus põhjasetetest võetud proovides jäi alla labori määramisväärtuse (0,05 mg/kg). Antud ühendite sihtarv pinnases on minimaalselt 0,05 mg/kg (neil analüüsitud ühenditest, millele sihtarv on määratud), seega ühelgi juhul sihtarvu ületamist ei

54

Vase sisaldus (mg/kg dw) põhjasette proovides: a) trass H

del B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) ning sihtarv pinnases. Proovipunktid on


Persistent Organic ) on keemilised ühendid, mis jäävad keskkonda väga pikaks ajaks

muutumatul kujul, akumuleeruvad peamiselt elusorganismide rasvkudedes, n mürgised inimesele ja loodusele. POPid võivad

õhu, vee ja rändloomade ning ka toidu kaudu levida üle riigipiiride saasteallikast suurtesse kaugustesse, põhjustades, sõltuvalt nende liikumise teekonnast ka

toiteahela tipus” olevatele

keelustab või piirab kaheteistkümne keskkonnale, sealhulgas inimese tervisele enim ohtliku püsiva

ise ühendi kasutamist. Eesti on konventsiooniga ühinenud 2008. aastal.

Konventsioonis nimetatud POPid jagunevad järgmistesse gruppidesse: DT, dieldriin, endriin

jne), tööstuskemikaalid (PCBd) ja keemiatööstuse ebasoovitavad kõrvalproduktid furaanid (PCDF), mida järgnevalt

rgaanilised pestitsiidid (s.h. nt DDT) on pika poolestusajaga äärmiselt püsivad ühendid, mis bioakumuleeruvad loomades, eriti toitumisahela kõrgematel tasemetel. Kõikide kloororgaaniliste pestitsiidide sisaldus

i määramisväärtuse (0,05 mg/kg). Antud ühendite sihtarv pinnases on minimaalselt 0,05 mg/kg (neil analüüsitud

juhul sihtarvu ületamist ei



Polüklooritud bifenüülid (PCB) PCB-d (polüklooritud bifenüülid) on inimese poolt leiutatud kemikaalid, mis on tuntud kui püsivad läbipaistva kuni kollase värvusega ja tugeva lõhnaga veest raskemad orgaanilised reostusained. Nad on tulekindlad ega lahustu vees. PCB-sid toodeti maailmas laialdaselt 1930. kuni 1980. aastatel ning tänu erakordsele keemilisele stabiilsusele ja kuumataluvusele olid need laialdaselt kasutusel elektri- ja hüdraulikaseadmetes ning määrdeainetes. PCB-sid sisaldavad seadmed ja tooted on siia imporditud peamiselt endisest NSVL-st. 1992. aasta Helsingi konventsiooni artiklit 5 ja I lisa, milles keelatakse igasugune polüklooritud bifenüülide (PCBde) ja polüklooritud terfenüülide (PCTde) kasutamine, välja arvatud olemasolevates suletud süsteemiga seadmetes kuni nende kasutuskestuse lõpuni, või kui seda tehakse uurimise, arendamise ja analüüsimise eesmärgil. Vastavalt Helcomi soovitusele 19/5 (vastu võetud 26. märtsil 1998) on PCB-d kantud nende ohtlike ainete nimekirja, mille suhtes tuleb rakendada prioriteetseid meetmeid. Helcomi soovitus 25/1 (vastu võetud 2. märtsil 2004) keelustab PCBde ning neid aineid sisaldavate seadmete/toodete tootmise ja turustamise Läänemere riikides. Samuti tuleb PCBde ja nende aseainete, mida peetakse sama ohtlikuks või ohtlikumaks, kasutuselevõtt keelustada ning juba kasutusel olevad ained võimalikult kiiresti asendada vähemohtlike või ohutute ainetega. Keskkonnauuringute käigus võeti EstLink 2 kaablitrassil 63 punktist põhjasetete proovid, kus analüüsiti seitsme erineva PCB (PCB 180, PCB 153, PCB 138, PCB 118, PCB 101, PCB 52, PCB 28) kontsentratsioonid. Kõikides proovipunktides ja kõikide ainete puhul jäid nimetatud PCB kontsentratsioonid alla määramispiiri 0,001 mg/kg. Keskkonnaministri määruses ette nähtud sihtarv, millest madalamal tasemel on PCB ühendid pinnases keskkonnale ja inimesele ohutud on aga 0,1 mg/kg kohta. Fosfororgaanilised-pestitsiidid (OP pesticides) Kõikide organofosfaat-pestitsiidide sisaldus põhjasetetest võetud proovides jäi alla määramisväärtuse (0,1 mg/kg), neile ühenditele ei ole Eesti seadusandluses sihtarvu määratud. Herbitsiidid triasiinide baasil (Triazine Herbs) Kõikide triasiinide baasil toodetud herbitsiidide sisaldus põhjasetetest võetud proovides jäi alla määramisväärtuse (0,1 mg/kg), neile ühenditele ei ole Eesti seadusandluses sihtarvu määratud.



Üldnaftaproduktid (TPH) Naftaproduktide sisaldus jäi EstLink 2 merekaabli trassi kõigis 63s proovipunktis alla määruses „Pinnases ja põhjavees ohtlike ainet sisalduse piirnormid“ määratud sihtarvu ja seega leidub naftaprodukte põhjasetetes keskkonnale ja inimesele ohutul määral. 46 proovipunktis jäi naftaproduktide sisaldus alla määramistaseme ja 17 proovipunktis jäid sisaldused vahemikku 50-78 mg/kg. Määruses on sihtarvuks 100 mg/kg. Labori määramispiiri ületav naftasaaduste sisaldus tuvastati sette pindmises kihis (kuni 0,2 m), kõikides sügavamalt võetud proovides oli naftasaaduste sisaldus allpool määramispiiri. Määramispiiri ületavad kontsentratsioonid tuvastati nii Soome lahe keskosas kui Soome ranniku lähedal (trassilõikudel A1, A2 ja B). Kokkuvõtvalt võib öelda, et trassikoridoris analüüsitud setteproovides ei tuvastatud reostatust naftaproduktidega. Polütsüklilised aromaatsed süsivesinikud (PAH) Võetud põhjasete proovides analüüsiti 16 erineva polütsüklilise aromaatse süsivesiniku sisaldust. Analüüsitud PAH-id ning nende piirsisaldused pinnases Eesti seadusandluse kohaselt ning analüüse teostanud labori määramispiir on toodud järgnevas tabelis. Tabel 8 Analüüsitud PAH-id, labori määramispiir, ühendite piirväärtused Eesti seadusandluses (mg/kg). Määramis-piir sihtarv

pinnases piirarv

elutsoonis pinnases

piirarv tööstustsoonis

pinnases mg/kg naftaleen 0,1 1 5 50 atsenaftüleen 0,1 atsenafteen 0,1 1 4 40 fluoreen 0,1 fenantreen 0,1 1 5 50 antratseen 0,1 1 5 50 fluoranteen 0,1 püreen 0,1 1 5 50 benzo(a)antratseen 0,1 krüseen 0,1 0,5 2 20 benso(b)fluoranteen 0,1 Benso(k)fluoranteen 0,1 benso(a)püreen 0,1 0,1 1 10 dibenso(ah)antratseen 0,1 benso(ghi)perüleen 0,1 indeno(1,2,3-cd)püreen 0,1 PAH, Total of 16 EPA 5 20 200 Suurel osal analüüsitud 63-st setteproovist jäi nende ainete sisaldus alla määramise alampiiri (<0,1 mg/kg). Kõikide polütsükliliste aromaatsete süsivesinike kontsentratsioon jäi igas proovis tunduvalt alla kehtestatud sihtarvu



(PAH-ide osas millele on sihtarv määratud). PAHpunktides alla 1 mg/kg, kuid ainult ühes punktis (BC037, trassilõik A1) küündis see sisaldus väärtuseni 2,5 mg/kg, mis on aga siiski veel poole väiksem määratud sihtarvust. Eesti territoriaalvetes olevates uuringupunktides tuvastati PAH– BC035 (atsenaftüleen 0,31 mg/kg ja benso(a)antratseen 0,13 mg/kg) ning BC028 (naftaleen 0,16 mg/kg ja atsenaftüleen 0,32 mg/kg). Neist naftaleeni kontsentratsioon jäi alla sihtarvu. Atsenaftüleenile ning benso(a)antratseenile ei ole Eesti seadusandluses piirarve määratud. Benso(a)antratseeni piirväärtus on antud Soome süvendussette standardis. Lähtudes Soome metoodikast jääb uuringupunkti BC035 õhukese pindmise setkontsentratsiooni 1 ja 2 saastatuse taseme vahele. Atsenaftüleeni piirväärtusi ei ole antud ka Soome standardis. Vastavalt Soomes läbiviidud EstLink 2009) selgus, et tulenevalt Soomesmärkimisväärsed naftaleeni kontsentratsioonid. Naftaleeni sisaldus normaliseeritud setteproovides ületas Soome süvendussette standardi kohase 2. saastatuse taseme uuringupunktides BC002 (A2), BC011 (D), BC018 (B)(C). EOX (Ekstraheeritavad orgaanilised EOX on väärtus, mis näitab kõikide orgaaniliste ühenditega seotud halogeenide koguhulka, mida määratakse halogeenide ekstraheerimise teel. Tegemist on koondväärtusega. Eesti seadusandluses ei ole selle näitaja sisaldust normeeritud, samuti puudub see näitaja Soome settenormides. väärtused proovipunktides.

Joonis 15 EOX väärtus proovipunktides. Paremal proovid trassil H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) pinnases. Proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36aVasemal proovides trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) Proovipunktid on järjestatud


on sihtarv määratud). PAH-ide summa jäi pea kõigis punktides alla 1 mg/kg, kuid ainult ühes punktis (BC037, trassilõik A1) küündis see sisaldus väärtuseni 2,5 mg/kg, mis on aga siiski veel poole väiksem

Eesti territoriaalvetes olevates uuringupunktides tuvastati PAH-e üksnes 2 kohas BC035 (atsenaftüleen 0,31 mg/kg ja benso(a)antratseen 0,13 mg/kg) ning

BC028 (naftaleen 0,16 mg/kg ja atsenaftüleen 0,32 mg/kg). Neist naftaleeni jäi alla sihtarvu. Atsenaftüleenile ning benso(a)antratseenile ei

ole Eesti seadusandluses piirarve määratud. Benso(a)antratseeni piirväärtus on antud Soome süvendussette standardis. Lähtudes Soome metoodikast jääb uuringupunkti BC035 õhukese pindmise settekihi benso(a)antratseeni kontsentratsiooni 1 ja 2 saastatuse taseme vahele. Atsenaftüleeni piirväärtusi ei ole antud ka Soome standardis.

avalt Soomes läbiviidud EstLink 2 trassi setteuuringute analüüsile (Vatanen, 2009) selgus, et tulenevalt Soomes rakendatavast metoodikast tuvastati settes märkimisväärsed naftaleeni kontsentratsioonid. Naftaleeni sisaldus normaliseeritud setteproovides ületas Soome süvendussette standardi kohase 2. saastatuse taseme uuringupunktides BC002 (A2), BC011 (D), BC018 (B)

EOX (Ekstraheeritavad orgaanilised halogeenid, Extractable Organic Halogens)

EOX on väärtus, mis näitab kõikide orgaaniliste ühenditega seotud halogeenide koguhulka, mida määratakse halogeenide ekstraheerimise teel. Tegemist on

ega. Eesti seadusandluses ei ole selle näitaja sisaldust normeeritud, samuti puudub see näitaja Soome settenormides. Joonisel 15 väärtused proovipunktides.

EOX väärtus proovipunktides. Paremal proovid trassil H (proovipunkt a) ning A (lõigud A+A1+A2) pinnases. Proovipunkt 36a Eesti rannikul,

proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a-28 on Eesti territoriaalvetes. Vasemal proovides trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja.

57

ide summa jäi pea kõigis punktides alla 1 mg/kg, kuid ainult ühes punktis (BC037, trassilõik A1) küündis see sisaldus väärtuseni 2,5 mg/kg, mis on aga siiski veel poole väiksem

e üksnes 2 kohas BC035 (atsenaftüleen 0,31 mg/kg ja benso(a)antratseen 0,13 mg/kg) ning

BC028 (naftaleen 0,16 mg/kg ja atsenaftüleen 0,32 mg/kg). Neist naftaleeni jäi alla sihtarvu. Atsenaftüleenile ning benso(a)antratseenile ei

ole Eesti seadusandluses piirarve määratud. Benso(a)antratseeni piirväärtus on antud Soome süvendussette standardis. Lähtudes Soome metoodikast jääb

tekihi benso(a)antratseeni kontsentratsiooni 1 ja 2 saastatuse taseme vahele. Atsenaftüleeni piirväärtusi ei

2 trassi setteuuringute analüüsile (Vatanen, rakendatavast metoodikast tuvastati settes

märkimisväärsed naftaleeni kontsentratsioonid. Naftaleeni sisaldus normaliseeritud setteproovides ületas Soome süvendussette standardi kohase 2. saastatuse taseme uuringupunktides BC002 (A2), BC011 (D), BC018 (B), BC022

halogeenid, Extractable Organic Halogens)

EOX on väärtus, mis näitab kõikide orgaaniliste ühenditega seotud halogeenide koguhulka, mida määratakse halogeenide ekstraheerimise teel. Tegemist on

ega. Eesti seadusandluses ei ole selle näitaja sisaldust normeeritud, on esitatud EOX

EOX väärtus proovipunktides. Paremal proovid trassil H (proovipunkt

a) ning A (lõigud A+A1+A2) pinnases. Proovipunkt 36a Eesti rannikul, 28 on Eesti territoriaalvetes.

Vasemal proovides trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14)



Asbestid (Asbestos) Üheski merepõhja setete proovis ei tuvastatud asbestide jääke. Tinaorgaanilised ühendid (Organotin) Tinaorgaanilised ühendid on Helcomi kohaselt prioriteetseteks ohtlikeks aineteks Läänemeres, mida on kasutatud laevade kaitseks elustiku pealiskasvu eest. Suuremas osas proovides neid ühendeid ei tuvastatud. Siiski 4 proovivõtukohas (5 proovis) tuvastati tributüültina kontsentratsioonid vahemikus 0,3-1,2 µg /kg (neist Eesti territoriaalvetes punktis BC029 settekihis 0-0,2 m sisaldusega 0,6 µg /kg ning punktis BC032 settekihtides 0-0,15 ja 0,15-0,35 m vastavalt 0,6 ja 0,3 µg /kg) ning 4 proovis trifenüültina kontsentratsioonid vahemikus 0,8-1,4 µg /kg (Eesti territoriaalvetes ei tuvastatud). Eesti seadusandluses nende ühendite osas piirarvud pinnase kohta puuduvad. Tributüültina sisalduse piirväärtused on esitatud Soome settestandardis. Lähtudes Soome settestandardi metoodikast ulatus tributüültina maksimaalne sisaldus 2,5 µg/kg (punkt BC009, trassilõik A1). Eesti territoriaalvetest võetud proovides oli tributüültina maksimaalne sisaldus peale normaliseerimist 1,43 ja 1,46 µg/kg (vastavalt BC032 ja BC029). Antud standardi kohaselt on saastatustaseme 1 väärtuseks 3 µg/kg ja taseme 2 väärtuseks 200 µg/kg (kuivaines). Seega võib võetud proovide analüüside alusel järeldada, et setted ei ole reostunud tinaorgaaniliste ühenditega. Dioksiinid ja furaanid Dioksiinid ja furaanid on orgaanilised ühendid, mis tekivad valdavalt kõrvalsaadusena mitmesugustes tööstuslikes protsessides – jäätmete põletamisel, keemia- ja metallitööstuses, paberitootmisel, oma osa mängib ka fosiilkütuste kasutus, transport ja ka looduslikud protsessid (metsapõlengud, vulkaanipursked) (HELCOM, 2004b). Kokku teatakse 75 dioksiini ning 135 furaani neist vastavalt 7 ja 10 on tunnistatud ohtlikeks, ohtlikeimaks dioksiiniks on TCDD (2,3,7,8-tetraklorodibensa-p-dioksiin) (Roots, 2003). Dioksiinide ja furaanide summaarset toksilisust väljendatakse toksilisusekvivalentides. Soome lahe peamiseks dioksiini punktallikaks on olnud Kymijoki. Antud kaablitrass kulgeb Kymijoki suudmest suurusjärgus 50 km kauguselt. Tänapäeval võib hinnata, et valdav osa emissioonidest tuleb läbi atmosfääri, varasemad dioksiinide koormused, mis merre on suunatud, on talletatud peamiselt põhjasetteis. Dioksiinid on vees vähe lahustuvad, lahustuvus vees väheneb ühendi kloori aatomite arvu suurenedes. Settes on dioksiinid tugevalt seotud setteosakestega ning desorbeeruvad väga aeglaselt, desorbeerumine settest ja organismidele bioloogiliselt kättesaadavus väheneb ühendite lipofiilsuse suurenemisel (st. kloori aatomite arvu suurenemisel) (Sormunen, 2008). Ehkki sellele ei ole selget füüsikalis-keemilist seletust, ollakse seisukohal, et mida kauem on sete olnud reostunud, seda tugevamini on saasteained sette orgaanilise ainega seotud ning väiksem oleks resorptsioon (Sormunen, 2008). Erinevate dioksiinide bioakumuleerumine kalades on erinev, bioakumulatsiooni faktor on kõrgem vähemkloreeritud dioksiinide ja furaanide isomeeride puhul, näiteks heptaklorofuraanid (HpCDF) (mis on valdavaiks dioksiinide ja furaanide



ühenditeks Soome lahe põhjasetteis) akumuleeruvad kalas vähesel määral (Tanaka et al., 2009; Nord Stream, 2009). Kaablitrassi põhjasetete reostusuuringu raames analüüsiti ka sette dioksiinide sisaldust. Analüüsitulemused näitasid, et analüüsitud setteproovide dioksiinide maksimaalne sisaldus oli 47,7 ng I-TEQ/kg. Kõrgem dioksiinisisaldus (vahemikus 25,6-47,7 ng I-TEQ/kg) tuvastati 10 uuringupunktis, neist 1 lõikudel A1, A2, C, D1, D2 ja H (proovipunktid vastavalt BC006, BC003, BC022, BC014, BC012 ja BC36a) ning 4 lõigul A (proovipunktid BC021, BC025, BC026 ja BC030). Soome sette normid on antud erinevalt I-TEQ väärtusest WHO-TEQ väärtustena. Selgituseks on järgnevalt lühidalt kirjeldatud dioksiinide sisalduse määramise põhimõtteid. Kuna erinevad ohtlikuks tunnistatud dioksiinid on erineva ohtlikkusega, on erinevatele ühenditele omistatud suhteline toksilisuse faktor (mida tähistatakse sõltuvalt meetodist Nato-TEF (ka I-TEF) või WHO-TEF). Toksilisuse faktorid on I-TEF ja WHO-TEF-ide puhul mõnede ühendite osas erinevad. Proovi dioksiinide sisalduse leidmisel korrutatakse ühendi suhtelise toksilisuse faktor (TEF) ühendi kontsentratsiooniga, saades antud iga ühendi toksilisusekvivalent (Nato-TEQ või WTO-TEQ) proovis, misjärel erinevate dioksiinide ja furaanide toksilisusekvivalendid summeeritakse, saades dioksiinide koondsisaldus toksilisusekvivalentides. Kuna erinevatele dioksiini ja furaani ühenditele on omastatud erinevad toksilisuse faktori suurused, ei ole erinevate meetodite abil leitavad toksilisusekvivalendi väärtused üheselt võrreldavad, kuid erinevused on minimaalsed. Lähtudes Soomes läbiviidud setteproovide normaliseerimisest ja võrdlemisest Soome standardiga, tuvastati Soome majandusvööndis 10 normaliseeritud proovis 1 saastatustaseme ületamine, kuid kõikidel juhtudel jäid tulemused tublisti allapoole 2 saastatustaset (Vatanen, 2009). Kuna Eesti seadusandluses dioksiinide ja furaanide piirmäärad pinnases puuduvad, teostati tulemuste võrdlemiseks, lähtudes Vataneni (2009) poolt kasutatud metoodikast, ka Eesti vetest võetud proovide normaliseerimine. Tulemused on esitatud Joonisel 16. Dioksiinide ja furaanide saastatuse tasemete määramisel on lähtutud Soome Rahvatervise Instituudi (Kansanterveyslaitoksen) 2000. aasta hinnangust – tase 1 (20 ng/kg TEQ) vastab koormuseta piirkondade taustakontsentratsioonile, tase 2 (500 ng/kg TEQ) on kontsentratsioon, mis on hinnatud elanikkonna seisukohalt ohutuks (Ympäristöopas, 2004).



Joonis 16 Dioksiinide ja furaanide sisaldus proovipunktides väljendatuna toksilisusekvivalentides. Paremal proovid trassil H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) pinnases. Proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36aproovides trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja. Selgus, et ka neljas Eesti territoriaalvetes paiknevast proovipunktist võetud analüüsis ületas dioksiinide ja furaanide toksilisusekvivalendi väärtus Soome 1 saastatustaset, kuid jäi tublisti allapoole 2 taset. Kõrgeim väärtus saadi Eesti ranniku lähedalt punktist 36a (trassialternatiiv H) võetud proovist, kus toksilisusekvivalendi normaliseeritud väärtuseks1 saastatuse taset, kuid jääb siiski oluliselt allapoole 2 taset. Antud proov on võetud 5 cm paksusest pindmisest liivakihist, mis katab sügavamal lasuvat pehme kuni tugeva savi kihti. Eraldi tuleb välja tuua proovipunktulemused, kus määratud dioksiinide ja furaanide toksilisusekvivalendi võrdlemisi kõrge - 44,4 ng/kg. Kahjuks ei saa antud proovivõtukoha tulemust vastavalt Soome metoodikale normaliseerida, kuna ilmsorgaanilise aine sisalduse määramisel (andmetabelites on esitatud kuumutuskadu=110%). Vastavalt normaliseerimise metoodikale (Ympäristöopas, 2004), on normaliseeritud proovi ohtlike ainete sisaldus seda suurem, mida väiksem on selle orgaanilise aine sisaldus. Seega, võttes aluseks antud metoodikas toodud väikseimat orgaanilise aine sisaldust (st. halvimat olukorda, kuumutuskadu 2%), saaks antud proovi normaliseeritud tulemus olla maksimaalselt TEQ = 222 ng/kg. See tulemus küll ületab mäfoonilisi tingimusi, kuid jääb olulisel määral allapoole 2. saastatuse taset (500 ng WHO-TEQ/kg). Lähtudes antud proovivõtukoha sette iseloomust (antud proov võeti väga pehmest hallist savist) ja võrreldes teiste sügavamatest kihtidest võetud setteproovide orgaanilise aine sisaldusega, võib eeldada, et sette orgaanilise aine sisaldus on mõnevõrra suurem (külgnevate proovivõtukohtade sügavamate proovide kuumutuskadu on vahemikus 2,5normaliseeritud dioksiinide sisaldus ületaks 1. saastatustaset. Seetõttu ei ole antud proovi tulemust ka joonisel graafiliselt väljendatud.


ioksiinide ja furaanide sisaldus proovipunktides väljendatuna toksilisusekvivalentides. Paremal proovid trassil H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) pinnases. Proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1 Soome rannikul. Proovipunktid 36a-28 on Eesti territoriaalvetes. Vasemal proovides trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14) Proovipunktid on järjestatud suunal lõunast põhja.

Selgus, et ka neljas Eesti territoriaalvetes paiknevast proovipunktist võetud de ja furaanide toksilisusekvivalendi väärtus Soome 1

saastatustaset, kuid jäi tublisti allapoole 2 taset. Kõrgeim väärtus saadi Eesti ranniku lähedalt punktist 36a (trassialternatiiv H) võetud proovist, kus toksilisusekvivalendi normaliseeritud väärtuseks saadi 159 ng/kg, mis ületab küll 1 saastatuse taset, kuid jääb siiski oluliselt allapoole 2 taset. Antud proov on võetud 5 cm paksusest pindmisest liivakihist, mis katab sügavamal lasuvat pehme kuni tugeva savi kihti.

Eraldi tuleb välja tuua proovipunkti BC030 0,1-0,3 m sügavuselt võetud proovi tulemused, kus määratud dioksiinide ja furaanide toksilisusekvivalendi

44,4 ng/kg. Kahjuks ei saa antud proovivõtukoha tulemust vastavalt Soome metoodikale normaliseerida, kuna ilmselt on tekkinud viga orgaanilise aine sisalduse määramisel (andmetabelites on esitatud kuumutuskadu=110%). Vastavalt normaliseerimise metoodikale (Ympäristöopas, 2004), on normaliseeritud proovi ohtlike ainete sisaldus seda suurem, mida

gaanilise aine sisaldus. Seega, võttes aluseks antud metoodikas toodud väikseimat orgaanilise aine sisaldust (st. halvimat olukorda, kuumutuskadu 2%), saaks antud proovi normaliseeritud tulemus olla maksimaalselt TEQ = 222 ng/kg. See tulemus küll ületab mäfoonilisi tingimusi, kuid jääb olulisel määral allapoole 2. saastatuse taset (500 ng

TEQ/kg). Lähtudes antud proovivõtukoha sette iseloomust (antud proov võeti väga pehmest hallist savist) ja võrreldes teiste sügavamatest kihtidest

d setteproovide orgaanilise aine sisaldusega, võib eeldada, et sette orgaanilise aine sisaldus on mõnevõrra suurem (külgnevate proovivõtukohtade sügavamate proovide kuumutuskadu on vahemikus 2,5-6,3%), mis tähendab, et normaliseeritud dioksiinide sisaldus on eeldatavalt eeltoodust väiksem, kuid siiski ületaks 1. saastatustaset. Seetõttu ei ole antud proovi tulemust ka joonisel

60

ioksiinide ja furaanide sisaldus proovipunktides väljendatuna

toksilisusekvivalentides. Paremal proovid trassil H (proovipunkt 36a) ning A (lõigud A+A1+A2) pinnases. Proovipunkt 36a Eesti rannikul, proovipunkt 1

i territoriaalvetes. Vasemal proovides trassilõikudel B ja C (punktid 17…22) ning D (punktid 11…14)

Selgus, et ka neljas Eesti territoriaalvetes paiknevast proovipunktist võetud de ja furaanide toksilisusekvivalendi väärtus Soome 1

saastatustaset, kuid jäi tublisti allapoole 2 taset. Kõrgeim väärtus saadi Eesti ranniku lähedalt punktist 36a (trassialternatiiv H) võetud proovist, kus

saadi 159 ng/kg, mis ületab küll 1 saastatuse taset, kuid jääb siiski oluliselt allapoole 2 taset. Antud proov on võetud 5 cm paksusest pindmisest liivakihist, mis katab sügavamal lasuvat

0,3 m sügavuselt võetud proovi tulemused, kus määratud dioksiinide ja furaanide toksilisusekvivalendi väärtus oli

44,4 ng/kg. Kahjuks ei saa antud proovivõtukoha tulemust elt on tekkinud viga

orgaanilise aine sisalduse määramisel (andmetabelites on esitatud kuumutuskadu=110%). Vastavalt normaliseerimise metoodikale (Ympäristöopas, 2004), on normaliseeritud proovi ohtlike ainete sisaldus seda suurem, mida

gaanilise aine sisaldus. Seega, võttes aluseks antud metoodikas toodud väikseimat orgaanilise aine sisaldust (st. halvimat olukorda, kuumutuskadu 2%), saaks antud proovi normaliseeritud tulemus olla maksimaalselt TEQ = 222 ng/kg. See tulemus küll ületab märkimisväärselt foonilisi tingimusi, kuid jääb olulisel määral allapoole 2. saastatuse taset (500 ng

TEQ/kg). Lähtudes antud proovivõtukoha sette iseloomust (antud proov võeti väga pehmest hallist savist) ja võrreldes teiste sügavamatest kihtidest

d setteproovide orgaanilise aine sisaldusega, võib eeldada, et sette orgaanilise aine sisaldus on mõnevõrra suurem (külgnevate proovivõtukohtade

6,3%), mis tähendab, et on eeldatavalt eeltoodust väiksem, kuid siiski

ületaks 1. saastatustaset. Seetõttu ei ole antud proovi tulemust ka joonisel



Kõrgendatud dioksiinisisaldus tuvastati nii Soome kui Eesti rannikulähedastes proovipunktides peamiselt sette pindmistes kihtides, lahe keskosas tuvastati kõrgendatud dioksiinisisaldus aga sügavamalt võetud proovides. Viimaste aastate uuringud on näidanud, et enim dioksiine sisaldab 8-30 cm sügavusel asuv settekiht, kuhu dioksiinid on settinud 1940-nendatest 1980-nendate aastateni (Verta et al., 2007). Settekihtide sügavus vahemikus 8-30 cm võib antud uuringu proovides langeda nii ülemisse kui alumisse proovivõtuvahemikku. Kõrgema dioksiinide summaarse sisaldusega proovides domineerisid massi poolest ühendid 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF ja OCDF. Suhtelisest ohtlikkusest lähtus domineeris samuti 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF, mille osakaal proovi summaarsest TEQ-st oli vahemikus 40-75%. Teistest enam leidus veel ühendid 2,3,4,7,8-PCDF ja 1,2,3,6,7,8-HxCDD, nende osa proovide summaarsest TEQ-st oli sõltuvalt proovist vahemikus kuni 10-25%. Eesti ranniku lähedal paiknevatest proovivõtukohtadest olulisemate puhul (BC 030 ja 036a) domineeris suhtelises ohtlikkuses samuti suurelt ühend 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF (vastavalt 75 ja 51% kogu TEQ-st). Soome lahe piirkonna peamisteks dioksiinide punktallikateks on vinüülkloriidi tehas Sköldvikis ja klorofenoolide segu (Ky-5) tootmine ja kasutamine Kymijoki kallastel, mõlemad tehased on praeguseks suletud, esimese puhul on tegemist piiratud ulatusega settereostusega tehase lähistel, kuid Kymijoki jõe veega kantakse rannikumerre ka praegu varasemal ajal reostunud setteid ning dioksiinide kõrgendatud sisaldus meres on laialdane (Verta et al., 2007). Kymijoki suudmepiirkond on 12 km ulatuses hinnatud tugevalt dioksiinidega reostunud piirkonnaks, mõjuala on hinnatud ulatuma 75 km kaugusele suudmest (Isosaari, 2004). Mõlema nimetatud punktallika puhul domineerivad tugevalt kloreeritud dibenzofuraanid – OCDF ja 1,2,3,4,6,7,8-HpCDF, Sköldviki tehase puhul on tuvastatud muu hulgas ka 2,3,4,7,8-PCDF emissioone (Verta et al., 2007). Mõlemad olulised dioksiinide punktallikad paiknevad valitud EstLink 2 kaablitrassi läheduses. Ühend 2,3,4,7,8-PCDF koos ühendiga 1,2,3,7,8-PeCDD moodustavad peamise osa Läänemere kala (lõhe, räim) summaarsest TEQ väärtusest (Verta et al., 2007). Ka Eestis läbiviidavad kala dioksiiniseire tulemused näitavad, et räimes domineerib toksilisuse osas dioksiinide ühend 2,3,4,7,8-PCDF, teistest enam leidub ka ühendeid 1,2,3,7,8-PCDD, 1,2,3,7,8-PCDF ja 2,3,7,8-PCDF (Roots ja Simm, 2007; VTA, 2008). Ühend 2,3,4,7,8-PCDF moodustab peamise osa kalast toituvate imetajate, sh. inimese, TEQ-väärtusest (Verta et al., 2007). Kuna antud ühendi kontsentratsioonid settes on kogu Läänemeres võrdlemisi samas suurusjärgus, on jõutud järeldusele, et selle ühendi peamiseks allikaks on eelkõige atmosfääridepositsioon, mitte konkreetsed punktallikad (va. Sköldvik) (Vetra, et al., 2007). Eesti ranniku lähedal paiknevatest proovivõtukohtadest olulisemate puhul (BC 030 ja 036a) moodustas ühendite 2,3,4,7,8-PCDF ja 1,2,3,7,8-PeCDD osakaal kogu proovi TEQ-st vastavalt 0,9 ja 2 % (proovivõtukoht BC030) ning 17 ja 3% (proovivõtukoht BC036a). Viimase puhul tuleb veelkord öelda, et antud proov iseloomustab õhukese (5 cm paksune)



pehmete kuni tugevate savikihtide peal lasuva liivakihi seisundit, on vähetõenäoline et liivakihi all olevad kuni tugevad savid oleksid reostunud. Trassivariantide võrdlus Eesti rannikul Järgnevalt on esitatud Eesti ranniku lähedaste trassivariantide A ja H võrdlus lähtudes sette ohtlike ühendite sisaldusest. Kumbki trassivariant on reostusuuringus esitatud ühe proovivõtukohaga ranniku lähistel – trassikoridoril A proovipunkt BC035a (proov võetud 0,05 m paksusest sinisavi katvast väga pehme liivase savi kihist) ning trassikoridoril H proovipunkt BC036a (proov võetud 0,03 m paksusest sinisavi katvast peenliivakihist). Mõlemas proovipunktis olid analüüsitud raskmetallide ja arseeni kontsentratsioonid madalamad neile kehtestatud sihtarvudest. Keskkonnaohtlike orgaaniliste ühendite osas on erinevus dioksiinide ja furaanide ning PAH-ide osas, teisi orgaanilisi saasteaineid ei tuvastatud (kontsentratsioonid jäid allapoole määramispiiri). Trassilõigule A jäävas proovipunktis tuvastati PAH-e atsenaftüleen ja benso(a)antratseen, kummagile neist ei ole Eesti seadusandluses piirarve määratud, benso(a)antratseeni sisaldus jäi Soomes rakendatavate süvendamisette reostusklassifikatsiooni kohaselt 1 ja 2 saastatustaseme vahele. Dioksiinide ja furaanide sisaldus oli kõrgem trassikoridoril H olevas uuringupunktis (vastavalt 33,7 ja 11,9 ng/kg). Soome metoodika kohaselt normaliseeritud tulemuste järgi ületas trassilt H võetud proovi dioksiinide ja furaanide sisaldus saastatuse 1 taset, kuid jäi ligi 2 korda allapoole saastatuse 2 taset, trassi A proovi normaliseeritud väärtus ületas vähesel määral saastatuse 1 taseme. Seega ei saa üheselt välja tuua eelistust kummagi trassivariandi kasuks – mõlema variandi puhul on tuvastatud looduslikust tasemst kõrgem ohtlike orgaaniliste saasteainete sisaldus, kuid tegemist ei ole oluliselt reostunud settega. Samas tuleb tähelepanu juhtida asjaolule, et antud proovid iseloomustavad üksnes 3-5 cm paksust pehmete setete kihti (sügavamal paiknevas kõvemas settes ei ole reostusaine esinemine tõenäoline).

6.3.1 Põhjasetete reostatuse analüüsitulemuste kokkuvõte

Joonisel 17 on kujutatud proovivõtukohad, millest võetud analüüsides tuvastati pinnasele või settele määratud piirväärtuste (Eesti seadusandluse kohased sihtarv ja elutsooni piirarv ning Soome metoodika kohane 1. ja 2. saastatustase) ületamine. Soome vetes olevate proovipunktide analüüsi Soome metoodika kohaselt on teostanud Vatanen (2009). Eesti vetes on Soome metoodikat kasutatud üksnes nende komponentide osas, mille esinemine tuvastati ja mis Eesti normides puuduvad (osad PAH-idest, tinaorgaanilised ühendid ning dioksiinid ja furaanid).



Joonis 17 Proovivõtupunktid, kus on tuvastatud piirväärtuste ületamine. Eesti territoriaalvesi:

• Üheski analüüsis ei tuvastatud saasteainete sisaldust, mis ületaks Eesti seadusandluse kohase pinnase elutsooni ega tööstustsooni piirarvu.

• Kahes proovipunktis (BC038 ja BC028) tuvastati sihtarvu vähe ületav arseeni ja elavhõbeda (BC038) ning kaadmiumi ja tsingi (BC028) sisaldus – antud kohtades tuleb sette seisundit lugeda rahuldavaks, kuid mitte reostunuks ja keskkonnaohtlikuks.

• Teistes uuringupunktides ja teiste analüüsitud ohtlike ühendite osas oli Eesti seadusandluses määratud ohtlike ühendite puhul pinnas heas seisundis – nende sisaldus jäi kas allapoole määramispiiri või sihtarvu.

• Vastavalt Soome metoodikale nende ühendite osas, mida Eesti seadusandluses ei ole reguleeritud, tuvastati sette rahuldav seisund (st. foonilist taset ületav, kuid mitte reostunud) 3 uuringupunktis võetud 4



proovis dioksiinide sisalduse osas (punktid BC036, BC032 ja BC030) ning 1 proovis (BC035) benso(a)antratseeni sisalduse osas.

Rahvusvahelised veed:

• Üheski analüüsis ei tuvastatud saasteainete sisaldust, mis ületaks Eesti seadusandluse kohase pinnase elutsooni ega tööstustsooni piirarvu.

• Mõlemas antud lõiku jäävas proovivõtupunktis tuvastati sihtarvu ületamine kaadmiumi, tsingi ja plii sisalduse osas, mistõttu tuleb sette seisundit lugeda rahuldavaks, kuid mitte reostunuks ja keskkonnaohtlikuks.

• Vastavalt Soome metoodikale nende ühendite osas, mida Eesti seadusandluses ei ole reguleeritud, tuvastati pinnase rahuldav seisund mõlemas uuringupunktis dioksiinide sisalduse osas.

Soome territoriaalvesi: Soome territoriaalvetesse jäävate uuringupunktide analüüs on teostatud Soomes (Vatanen, 2009), järgnevalt on toodud selle põhiseisukohad:

• 5 normaliseeritud analüüsis tuvastati 2 saastatustaset ületav naftaleeni kontsentratsioon.

• 1 saastatustaseme ületamine tuvastati mitmetes proovides ja erinevate komponentide osas: arseen – 6 proovis, kaadmium – 13 proovis, plii – 5 proovis, tsink – 1 proovis, elavhõbe – 3 proovis, fenantreen – 4 proovis, benso(a)antratseen – 2 proovis, naftaproduktid – 8 proovis, dioksiinide ja furaanide toksilisusekvivalendi osas – 10 proovis.

Lisaks on esitatud ka setteproovide võrdlus Eesti normidega:

• Üheski analüüsis ei tuvastatud saasteainete sisaldust, mis ületaks Eesti seadusandluse kohase pinnase tööstustsooni piirarvu.

• 3 uuringukohas tuvastati Eesti seadusandluse kohane elutsooni piirarvu ületav arseeni sisaldus, mis Eesti seadusandluse kohaselt tähendab reostunud ja keskkonnaohtlikke setteid.

• Eesti seadusandluse kohane pinnase sihtarv ületati elavhõbeda osas 2 uuringupunktis, kaadmiumi osas 6 uuringupunktis, plii osas 3 uuringupunktis ning arseeni osas 1 uuringupunktis.

Trassialternatiiv H-A-D Arendaja seisukohalt on käesoleva töö koostamise ajal eelistatuimaks trassi variandiks H-A-D (antud töös eraldatud lõikude osas H-A-A1-D). Seega antakse järgnevalt kokkuvõte selle trassivariandi setete reostusnäitajatest – Eesti majandusvetes lähtudes Eesti seadusandluse nõuetest (lisaks saasteained Soome standardist, mida Eesti seadusandluses ei ole välja toodud), Soome majandusvööndis lähtudes Soome nõuetest. Trassi H-A-D Eesti majandusvööndisse jääval osal tuvastati 2 proovis kaadmiumi ja tsingi osas ning 1 proovis plii, arseeni ja elavhõbeda sihtarvu ületav kontsentratsioon ning 4 proovis dioksiinide ja furaanide Soome standardi kohase 1 taseme ületamine, oluliselt reostunud (piirarvu või Soome standardi 2 taset) proove ei tuvastatud. Selle trassialternatiivi Soome majandusvööndis oleval osal



tuvastati 1 proovipunktis (nii pindmine kui sügavam proov) 2 taset ületav naftaleeni sisaldus. 1 saastatuse taseme ületamine tuvastati: kaadmiumi osas 7 proovipunktis, dioksiinide ja furaanide osas 5 kohas, plii ja naftasaaduste osas 4 kohas, arseeni ja fenantreeni osas 3 kohas, benso(a)antratseeni osas 2 kohas ja tsingi ning elavhõbeda osas 1 kohas. Kokkuvõttes: trassialternatiivil H-A-D on ühes proovivõtukohas tuvastatud tugev settereostus (naftaleeniga punktid BC011), sisuliselt kogu ülejäänud osal trassist on setted analüüsitud ohtlike ainete sisalduse osas rahuldavas seisundis (st mõningate saasteainete sisaldused ületavad konkreetses proovis foonilisi näitajaid, kuid jäävad allapoole piiri, millest alates setteid loetakse reostunuiks ja keskkonnale ohtlikeks) või heas seisundis (st enamiku ohtlike ainete sisaldus konkreetses proovis on foonilised). Kaabli maaletoomise koha piirkonnas põhjustas meresetete tugeva reostuse antud töö koostajatele arendaja poolt esitatud informatsiooni kohaselt 1992. aastal Neste Oil Industry's toimunud leke, mille käigus voolas pinnasele 50 t stüreeni. Lekkinud stüreen valgus pinnase ja pinnavete kaudu merre, rakendatud puhastusmeetmetega suudeti koguda 1993. aasta novembriks 7,3 t lekkinud stüreeni, valdav osa aurustus või lagunes looduslikult. Stüreeni sisaldust ei ole Fugro põhjasette reostusuuringute käigus analüüsitud. Vastavalt arendaja poolt esitatud informatsioonile kavandatakse Soome ranniku lähistel stüreeniga reostunud setted kaabli trassikoridorilt eemaldada. Sellega peaks saama lahenduse ka tugevalt nafataleeniga reostunud sette probleem.



7 Potentsiaalse mõjupiirkonna keskkonnaseisundi kirjeldus

Kuna käesoleva keskkonnamõju hindamise eesmärgiks on hinnata keskkonna-aspekte piirdudes kaablitrassi Eesti majandusvööndisse jääva osaga, siis on keskkonnaseisundi kirjelduse peatükis (7) ja mõju hindamise peatükis (8) keskendutud ainult Eesti vetesse jääva trassilosale.

7.1 Kavandatava tegevuse mõjupiirkonna geoloogiline iseloomustus

7.1.1 Kaabli maaletoomise piirkonna ranniku iseloomustus Kaabli maaletoomise piirkond jääb Aseri ja Purtse sadamate vahelise ca 7 km ranna-ala keskossa Eesti põhjarannikul. Selle ranniku piires tuleb eraldi vaadelda 4 arenguliselt ja dünaamiliselt erinevat rannikulõiku (Joonis 18).

Joonis 18 Rannikulõigud kaabli maale tulemise piirkonnas. I rannikulõik on selle vaadeldava piirkonna kõige läänepoolsem ca 1 – 1,5 km pikkune osa ning jääb Aseri tehaste vana savikarjääri piiresse. Mererand selles piirkonnas on väheaktiivne. Vana karjääri, mida on hiljem kasutatud prügilana piirab mere poolt kaitsevall, mis on rajatud vanade karjääride ette. Samalaadne kaitsevall paikneb ka sadamast lääne pool töötava



karjääri merepoolse piirdena. Need kaitsevallid koosnevad valdavalt kohalikust setenditest, milleks on sinisavi ja selle peal paiknenud rahnuline moreen. Viimaste aastatega on selle kaitsevalli merepoolne nõlv kujunenud astangrannaks, mida tugevad tormid on intensiivselt murrutanud. Murrutuse tulemusel on siin varem eksisteerinud taimestunud rusukalle praktiliselt hävitatud ja valli jalamil paljandub looduslikus lasuvuses esinev sinisavi kiht. II rannikulõik on järgmine ca 1,5 km pikkune rannikupiirkond eelmisest ida pool ligikaudu Kõrkküla piirkonnas ning jääb praktiliselt Aseri maastikukaitseala piiresse, mille lääneservas asub kaabli maaletoomise alternatiiv A. Selle rannikulõiku piires esineb nüüdisrandla piires kuni 30 meetri kõrgune vana rannajärsak, mille merepoolsel nõlval esineb metsaga kaetud rusukalle. Rusukalde murrutus selles lõigus, eriti läänepoolses osas on väheaktiivne. See on tüüpiline klindiesine taimestunud rusukalle, mis levib praktiliselt kogu Põhja–Eesti paekalda piires. Selles piirkonnas on nüüdisaegsete rannasetete hulk rannas väga väike ja nende valdav liikumis–suund on läänest itta. III rannikulõik on ca 2 km pikkune, mille piiresse jääb ka kaablitrassi maaletoomise piirkond alternatiivi H puhul (maaletoomise koordinaadid 667090, 6592490). See lõik erineb eelmisest selle poolest, et vahetult randla maapoolsel piiril, esineva aktiivse rannajärsaku kõrgus ei ületa 10 meetrit, jäädes enamikus 4 – 6 meetri vahemikku (Foto 6). Murrutusjärsaku merepoolne nõlv ja jalam on kogu ulatuses kaetud rusukaldega, mis allub aktiivsele tormilainetuse murrutusele. Rusukalde intensiivse murrutuse käigus on kohati järsaku alumises osas ja selle jalamil paljastunud sinisavi tüüpilised sinakad, savised kihid – neisse on murrutatud selga värske murrutusjärsak (Foto 7).



Foto 6 Kaabli maaletoomise piirkonnarannajärsaku kõrgus ei ületa 10 meetrit, jäädes enamikus 4vahemikku.


Kaabli maaletoomise piirkonna (H) vahetus läheduses esineva aktiivse rannajärsaku kõrgus ei ületa 10 meetrit, jäädes enamikus 4

68

vahetus läheduses esineva aktiivse

rannajärsaku kõrgus ei ületa 10 meetrit, jäädes enamikus 4–6 meetri



Foto 7 Rusukalde intensiivse murrutuse käigus on kohati järsaku alumises osja selle jalamil paljastunud sinisavi tüüpilised sinakad, savised kihid murrutatud selge värske murrutusjärsak Rusukalde alumises osas paljanduvad sinisavi kihid ja selle peal kivirikas moreen. Vettpidavate savikihtide peal esineb erinevapõhjustavad tasakaalu kaotanud rusukalde plokilise, pideva libisemise astangu jalamile. Koos pinnase plokkidega libisevad järsaku jalamile ka sellel kasvavad elujõus puud. Tegemist on nn ”purjus metsaga”, milline on veel kasvamaalibisemiste käigus rannaletormide (tõenäoliselt ka 2005 a. jaanuaritormiga) käigus rannale varisenud puud on ranna heakorrastamise käigus likvideeritud ja neist annavad tunnistust järelejäänud kännud.


Rusukalde intensiivse murrutuse käigus on kohati järsaku alumises osja selle jalamil paljastunud sinisavi tüüpilised sinakad, savised kihid

värske murrutusjärsak.

paljanduvad sinisavi kihid ja selle peal kivirikas moreen. Vettpidavate savikihtide peal esineb erinevatel sügavustel veekihte, mis põhjustavad tasakaalu kaotanud rusukalde plokilise, pideva libisemise astangu

Koos pinnase plokkidega libisevad järsaku jalamile ka sellel kasvavad elujõus puud. Tegemist on nn ”purjus metsaga”, milline on veel kasvamaalibisemiste käigus rannale sõitnud pinnaseplokkide peal (Foto tormide (tõenäoliselt ka 2005 a. jaanuaritormiga) käigus rannale varisenud puud on ranna heakorrastamise käigus likvideeritud ja neist annavad tunnistust

69

Rusukalde intensiivse murrutuse käigus on kohati järsaku alumises osas

ja selle jalamil paljastunud sinisavi tüüpilised sinakad, savised kihid – neisse on

paljanduvad sinisavi kihid ja selle peal kivirikas moreen. tel sügavustel veekihte, mis

põhjustavad tasakaalu kaotanud rusukalde plokilise, pideva libisemise astangu

Koos pinnase plokkidega libisevad järsaku jalamile ka sellel kasvavad elujõus puud. Tegemist on nn ”purjus metsaga”, milline on veel kasvama jäänud

oto 8). Varasemate tormide (tõenäoliselt ka 2005 a. jaanuaritormiga) käigus rannale varisenud puud on ranna heakorrastamise käigus likvideeritud ja neist annavad tunnistust



Foto 8 Koos pinnase plokkidega libisevad järsaku jalamile ka sellel kasvavad elujõus puud. Tegemist on nn ”purjus metsaga”, milline on veel kasvama jäänud maalibisemiste käigus rannale sõitnud pinnaseplokkide peal. Kogu see ca 2 kilomeetrinekulutusrand. Murrutusjärsaku esine rand järsaku ees on suhteliselt kitsas ja kohati kaetud väga õhukese rannaliiva kihiga. Rannaliival on tendents liikuda ida suunas. Liivaranna laius suurenebki ida suunPurtse jõe suuet üle kuhjeliseks liivarannaks (IV rannikulõik).


Koos pinnase plokkidega libisevad järsaku jalamile ka sellel kasvavad elujõus puud. Tegemist on nn ”purjus metsaga”, milline on veel kasvama jäänud maalibisemiste käigus rannale sõitnud pinnaseplokkide peal.

Kogu see ca 2 kilomeetrine randla lõik on rannadünaamika seisukohalt aktiivne

Murrutusjärsaku esine rand järsaku ees on suhteliselt kitsas ja kohati kaetud väga õhukese rannaliiva kihiga. Rannaliival on tendents liikuda ida suunas.

a laius suurenebki ida suunas (Foto 9), kus see kulutusrand läheb enne Purtse jõe suuet üle kuhjeliseks liivarannaks (IV rannikulõik).

70

Koos pinnase plokkidega libisevad järsaku jalamile ka sellel kasvavad

elujõus puud. Tegemist on nn ”purjus metsaga”, milline on veel kasvama jäänud

randla lõik on rannadünaamika seisukohalt aktiivne

Murrutusjärsaku esine rand järsaku ees on suhteliselt kitsas ja kohati kaetud väga õhukese rannaliiva kihiga. Rannaliival on tendents liikuda ida suunas.

), kus see kulutusrand läheb enne



Foto 9 Murrutusjärsaku esine rand järsaku ees on suhteliselt kitsas ja kohati kaetud väga õhukese rannaliiva kihiga. Rannaliival on tendents liisuunas. Liivaranna laius suurenebki ida suunas Rannalähedane meri on väga lauge reljeefiga. samasügavusjoon paikneb 200ning 5 meetrine 500-600 meetri kaugusel. Kogu sellel laugel merepõhjal esineb hulgaliselt erineva suurusega rahne, millised tõenäoliselt pärinevad sinisavi peal lasunud kivirikka moreeni selektiivse murrutuse jääkidena. Looduses on need jälgitavad 1,5 200 m kauguseni rannajoonest ((läbimõõt ca 1,5 – 2,0 m.). Selliseid kivirikkast moreenist pärinevaid suuri rahne on avastatud ka külgvaatega sonari uuringutel rannajoonest kaugemal ja suuremal sügavusel. Eriti rohkesti on rahne r


Murrutusjärsaku esine rand järsaku ees on suhteliselt kitsas ja kohati kaetud väga õhukese rannaliiva kihiga. Rannaliival on tendents liisuunas. Liivaranna laius suurenebki ida suunas.

meri on väga lauge reljeefiga. Näiteks 2 meetrine samasügavusjoon paikneb 200-300 meetri kaugusel keskmisest rannajoonest,

600 meetri kaugusel. Kogu sellel laugel merepõhjal esineb hulgaliselt erineva suurusega rahne, millised tõenäoliselt pärinevad sinisavi peal lasunud kivirikka moreeni selektiivse murrutuse jääkidena. Looduses on need jälgitavad 1,5 – 2,0 meetri sügavuseni e. ca kuni

i rannajoonest (Foto 10). Tegemist on suhteliselt suurte 2,0 m.). Selliseid kivirikkast moreenist pärinevaid suuri rahne

on avastatud ka külgvaatega sonari uuringutel rannajoonest kaugemal ja Eriti rohkesti on rahne rannajoone lähemas ümbruses.

71

Murrutusjärsaku esine rand järsaku ees on suhteliselt kitsas ja kohati

kaetud väga õhukese rannaliiva kihiga. Rannaliival on tendents liikuda ida

Näiteks 2 meetrine 300 meetri kaugusel keskmisest rannajoonest,

600 meetri kaugusel. Kogu sellel laugel rannalähedasel merepõhjal esineb hulgaliselt erineva suurusega rahne, millised tõenäoliselt pärinevad sinisavi peal lasunud kivirikka moreeni selektiivse murrutuse

2,0 meetri sügavuseni e. ca kuni ). Tegemist on suhteliselt suurte

2,0 m.). Selliseid kivirikkast moreenist pärinevaid suuri rahne on avastatud ka külgvaatega sonari uuringutel rannajoonest kaugemal ja

annajoone lähemas ümbruses.



Foto 10 Rannajoone ümbruses ja hulgaliselt erineva suurusega rahne. Nagu juba eelpool nimetatud, esineb murrutusastangu jalami ja rannajoone vahelisel alal – rannal õhuke peente setenesineb järsaku jalamil ka rannakrusa ja veeriseid (sattunud sinisavi peal lasuva moreenkihi murrutuse ja lainete kuhjava tegevuse tulemusel.


Rannajoone ümbruses ja laugel rannalähedasel merepõhjal esineb aliselt erineva suurusega rahne.

Nagu juba eelpool nimetatud, esineb murrutusastangu jalami ja rannajoone rannal õhuke peente setendite, peamiselt rannaliiva kiht. Laiguti

il ka rannakrusa ja veeriseid (Foto 11), mis on sinna sattunud sinisavi peal lasuva moreenkihi murrutuse ja lainete kuhjava tegevuse

72

laugel rannalähedasel merepõhjal esineb

Nagu juba eelpool nimetatud, esineb murrutusastangu jalami ja rannajoone dite, peamiselt rannaliiva kiht. Laiguti

), mis on sinna sattunud sinisavi peal lasuva moreenkihi murrutuse ja lainete kuhjava tegevuse



Foto 11 Murrutusastangu jalamil esineb laiguti kviitavad veekihtide väljanõrgumisele vettpidavate savikihtide vahelt. Õhuke liivakiht esineb ka rannalähedases madalas meres kuni ca 1,5 sügkus see moodustab laugeid halvasti väljakujunenud liivaseljandikke, mis madameretasemega võivad maapoesinemine, nagu ka liivaranna esinemine muutub ulatuslikumaks IV rannikulõigu piires lähenedes Purtse jõe suudmele.


Murrutusastangu jalamil esineb laiguti kruusa, veeriseid. Jääpurikad viitavad veekihtide väljanõrgumisele vettpidavate savikihtide vahelt.

Õhuke liivakiht esineb ka rannalähedases madalas meres kuni ca 1,5 sügkus see moodustab laugeid halvasti väljakujunenud liivaseljandikke, mis madameretasemega võivad maapoolses osas kuivaks jääda (Foto 12). Liivaseljandike esinemine, nagu ka liivaranna esinemine muutub ulatuslikumaks IV rannikulõigu piires lähenedes Purtse jõe suudmele.

73

ruusa, veeriseid. Jääpurikad

viitavad veekihtide väljanõrgumisele vettpidavate savikihtide vahelt.

Õhuke liivakiht esineb ka rannalähedases madalas meres kuni ca 1,5 sügavuseni, kus see moodustab laugeid halvasti väljakujunenud liivaseljandikke, mis madala

). Liivaseljandike esinemine, nagu ka liivaranna esinemine muutub ulatuslikumaks IV rannikulõigu



Foto 12 Õhuke liivakiht esineb ka rannalähedases madalas meres kuni ca 1,5 sügavuseni, kus see moodustab laugeid halvasti väljakujunenud liivaseljandikke, mis madala meretasemega võivad maapoolses osas kuivaks jääda. Merepoolse aktiivse murrutusastangu perve ja Tallinn – Narva mnt. vahelise ala piiresse jääb veel paar eri kõrgusega taimestunud, tõenäoliselt avanevate kivimkihtide litoloogilistest erisustest põhjustatud vana rannaastangut. Nende astangute vaheline ala on muutuva laiusega, suhteliselt tasane terrass väikese kallakusega mere poole. Astangutevahelised, suhteliselt liigniiskuse all kannatavad tasandikulised alad on kasutusel peamiselt heina- karjamaadena. Viimase, kõrgeima astangu pervel paikneb Tallinn – Narva maantee, mille kõrgusmärk on juba üle 50. meetri. IV rannikulõik vaadeldavas piirkonnas on kõige idapoolsem ca 1,5 km pikkune ja lõpeb kivimuuliga Purtse jõe suudmes. Selle lõigu läänepoolsem osa on üleminekuline kulutuseliselt kuhjelisele randlale IV rannikulõigu idaosas. Läänest itta liikuvad rannaliivad kuhjuvad siin lõigu idaosas, moodustades selle lõigu piires maa poolt eelluidetega piirneva liivaranna. Eelluidete esinemine viitab rannaprotsesside iseloomu arvestades siin tüüpilisele kuhjelisele rannale. Rannaliivade kuhjumist ja liivaranna laienemist eriti selle lõigu idaosas soodustab rannajoonega risti rajatud Purtse sadamasse sissesõidu teed ummistumise vastu



kaitsev muul, mis lõikab osaliselt läbi lääne poolt liikuva settevoolu tee. Rannaliivade intensiivsest liikumisest läänest itta tõestab ka Sõreda oja suue, mis pidevalt läänest itta liikuvate liivade mõjul on aktiivse liivaranna piires pöördunud ca 100 m ulatuses paralleelselt rannajoonega ida suunas (Foto 13). Selles piirkonnas (IV lõik) rannalähedasel merepõhjal pole märgata rahnude esinemist. On võimalik et see liivaranna piirkond Purtse jõe suudmest lääne pool jääb juba nn Purtse mattunud ürgoru piiresse, milline on täidetud peente setenditega (liivad, kruusad).

Foto 13 Rannaliivade intensiivsest liikumisest läänest itta tõestab Sõreda oja suue, mis pidevalt ida suunas liikuvate liivade mõjul on liivaranna piires pöördunud ca 100 m pikkuselt paralleelselt rannajoonega ida suunas.



7.2 Merepõhjageoloogiast rannavööndist kaugemal ning kavandatava tegevusega mõjutatavate põhjasetete koostis ja lõimiseline struktuur

Soome lahe geoloogilise ehituse praegused iseärasused on peamiselt määranud kvaternaariajastu jääaegade kuhje- ja kulutustegevus, mis on oluliselt kujundanud ümber kvaternaarieelsete suurte jõgede kulutuse tulemusel tekkinud algset Soome lahe nõgu. Tänapäevases merepõhja geoloogilises ehituses on oluline osa pärast viimast mandrijäätumist Soome lahe basseinis eksisteerinud Läänemere erinevatel arengustaadiumitel ja nüüdismeres esinevatel hüdrodünaamilistel protsessidel, kulutus-kuhjelisel tegevusel. Nende protsesside tulemused peegelduvad eeskätt merepõhja setendite levikupildis, sedimentatsioonilistes iseärasustes. Vastavalt domineerivatele setenditele jaotatakse kavandatava EstLink 2 Eesti majandusvööndi piiresse jääv trassiosa kolmeks geoloogiliselt erinevaks vööndiks (Vt Joonis 19):

1. Kõva kuni väga kõva savi – Nii A kui ka H trassialternatiivi puhul paljanduvad Eesti rannikulähedasel kaablitrassi osal esimeste kilomeetrite ulatuses kõvad kuni väga kõvad savid. Need on kambriumi sinisavid, mida kohati katavad väga õhukese kihina erinevad merelised setted (peenliiv, kiviklibu). Kohati leidub merepõhjal moreenist pärinevaid suure läbimõõduga rahne. Lähtudes merepõhja sellisest geoloogilisest ehitusest on antud vööndis ülekaalus kulutusprotsessid. Mere sügavus on selle lõigu osas kuni 10-12 m. Trassi alternatiivil A leidub kõva ja väga kõva savi kihte kilomeetrini 2,7, nende survetugevus varieerub vahemikus 250-362 kPa, mille alusel on nad liigitatavad pinnaseühikusse 4 (cable soil unit 4, Vt Ptk 6.2.). Nii kõva savi puhul võib hüdraulilise adra kui ka survelise veejoa abil kaabli süvistamine merepõhja olla aeglane ja keerukas protsess. Trassi alternatiivil H leiduvad kõvad savid kuni kilomeetrini 6,14, kuid siin on savi alternatiiviga A võrreldes mõnevõrra pehmem: survetugevus varieerub 30-77 kPa, mis on liigitatav pinnaseühikusse 2 ja 3. Kõva savi peal leidub leidub kohati liiva, mille paksus ei ületa 10 cm. Sellise, mitte kõige kõvema savi puhul võib nii hüdraulilise adra kui ka survelise veejoa abil kaabli süvistamine merepõhja olla edukas kuni keskmise edukusega protsess.

2. Väga pehme kuni pehme liivakas savi, mis sisaldab kohati liivaka mölli läätsi. Savikihti katab laiguti 0,1-0,5 m paksuselt kohev tolmliiv. Selliselt võib iseloomustada trassile jäävat merepõhja pärast esimesi kilomeetreid, kus valitsesid kõvemate sinisavide kihid. Need pehmed ja väga pehmed savid jätkuvad alternatiivil A kuni ca 20 kilomeetrini, kus mere sügavus ulatub 35-40 meetrini. Valdavalt on ülekaalus akumulatsiooniprotsessid. Lainetuse tegevuse jälgi (virgmärgid) liivakate setete pinnal tuvastati kuni



kaablitrassi 9. kilomeetrini, kus vee sügavus ulatus u 20 m. Kogu lõigul ei ületa setete survetugevus 16 kPa ja sealne sete kuulub pinnasühikusse 1 ja 2, mille puhul on edukalt rakendatav nii hüdraulilise adra kui ka survelise veejoa meetod. Problemaatiliseks võiks kujuneda eelnevalt valmis kaevatava kaablikanali tehnoloogia valiku puhul kanali püsivus (pehmed setted vajuvad süvendisse tagasi enne kaabli paigaldamist). Arendaja poolt kavandatav kaabli paigaldustehnoloogia näeb ette kõigepealt kaabli paigaldamise merepõhja, mille järel kaevatakse süvend ja (sama-aegselt) teisaldatakse sinna juba merepõhjas olev kaabel. Sellisel juhul ei ole eelpoolmainitud kanali püsivus probleemiks. Teiseks probleemiks madala survetugevusega setete puhul on asjaolu, et raskema tehnika puhul ei pruugi merepõhi paigaldamistehnikat kanda (vastava ohuga tuleb arvestada tehnika valikul).

3. Väga pehme kuni pehme kohati orgaanikarikas nõrgalt liivakas savi moodustab lahe keskosas peamise settetüübi. Oma geotehnilistelt omadustelt kuulub see lõik samuti väga pehmete kuni pehmete setete hulka, kus survetugevus jääb sarnaselt 2. vööndiga alla 16 kPa (pinnaseühik 1-2). See on kõige ulatuslikum vöönd kogu trassil, aga ka Eesti vetes, kus ta hõlmab asukohaalternatiivi A kilomeetritel ca 20-77 (st Eesti majandusvööndi piirini). Uuringud näitasid paljudes kohtades sette pinnal traalimisjälgede olemasolu. Antud vööndi piires leidub mitmel pool erineva suurusega paljanduvaid või mattunud moreenialasid, milliseid iseloomustab merepõhjal hõredamalt või tihedamalt eri suurusega rahnude esinemine. Enamasti jäävad trassiga ristuvad moreenialad/ kivikülvid alla 1 km pikkuseks, kuid kõige ulatuslikum Eesti majandusvööndis kaablitrassiga ristuv paljanduv kivikülv on ca 3 kilomeetri pikkune (kilomeetritel 57-60). Moreenipaljandid koos kivikülvidega moodustavad u 7% kaablitrassi H+A Eesti territoriaalvetesse jääva osa pikkusest. Moreenipaljandeid on oluliselt enam Soome vetes, kus ka paljanduvad või õhukese settekihi alla on maetud kristalsete kivimite kõrgendikke. Selliseid, aluspõhjaliste kristalsete kivimite avamusi leidub alla 1% kaablitrassi H+A Eesti territoriaalvetesse jääva osa pikkusest.



Joonis 19 Kaablitrassi geotehnilised vööndid Eesti majandusvööndis

Keskkonnakaitseliselt omab tähtsust pinnase orgaanilise aine sisaldus ja lõimiseline struktuur (eelkõige peente osakeste – savi ja mölli sisaldus). Neist sõltub nii sette võime akumuleerida saasteaineid (saasteainete kuhjumine toimub eelkõige orgaanilise aine rikastes peeneteralistes (savi)setetes). Teisalt määrab sette lõimiseline struktuur vette paisatavate setete saatuse veesambas – kui kiiresti toimub väljasettimine. Eelnevat silmas pidades on tähelepanuväärivamad suures osas vaadeldavast trassist prevaleerivad pehmed savid. Saasteainete sisalduse osas omavad minimaalset tähtsust kulutusele alluvatel aladel paljanduvad sinisavid ning moreenid. On vähetõenäoline, et nendel kulutusalaedel oleks eeldusi lokaalseteks kuhjepesadeks ja oleks



toimunud keskkonnaohtlike ühendite akumuleerumist. Eesti territoriaalvetest võetud proovides prevalveerisid peeneteralised setted. Savi (osakese läbimõõt kuni 0,002 mm) osakaal proovides ulatus maksimaalselt 99%-ni, peenete osakeste (st. savi+möll, osakesed läbimõõduga alla 0,063 mm) kogusisaldus ulatus 100 %-ni. Üksnes mõnes proovis olid jämedateralised setted ülekaalus, ulatudes möllistes liivades 80%-ni. Valdavalt oli jämedateralisi setteid proovides alla 5%. Eesti territoriaalvetes paiknevatest uuringupunktidest võetud setteanalüüside kohaselt on sette pindmise kihi orgaanilise aine sisaldus (kuumutuskadu) vahemikus 0,53-12%. Sügavamatest kihtidest võetud proovides on orgaanilist ainet märkimisväärselt vähem – kuumutuskadu 1,8-6,3%. Valdavalt on sete hapnikuvaene, mida iseloomustab selle must värvus. Eesti vetesse jäävates proovipunktides tuvastati sette H2S hais (mis näitab väga halbasid hapnikuolusid) üksnes punktis BC28, kuid lahe keskosas võib selle esinemist oodata laiemalt alalt. Eeltoodut kokkuvõttes võib väita, et valitud trassil on sette omadused (eelkõige füüsikalised omadused mitte reostustase) keskkonnakaitselisest seisukohast ebasoodsad - suures ülekaalus on võrdlemisi orgaanikarikkad peeneteralised setted, mis omavad kõrget saasteainete akumuleerimise potentsiaali (kuid põhjalikud teostatud analüüsid ei kinnita õnneks reostuse olemasolu enamus punkides ja ainete osas, seda eriti Eesti osas). Valdav osa merepõhja sügavama ala trassikoridorist kuulub meresetendite akumulatsioonitsooniala piiresse. Rannikulähedasel madalaveelisemal alal, kus on ülekaalus hoovuste ja lainete tegevus, valitsevad merepõhjas setete kulutusalad. Kogu Eesti ja Soome vahelise kaablitrassile jäävate põhjasetete reostatuse ülevaade on esitatud peatükis 6.3. Järgnevalt antakse ülevaade Eesti territoriaalvetesse jääva kaablitrassi osa kohta. Hoolimata akumulatsiooniprotsessidest ja sette valdavalt heast saasteainete adsorptsiooni võimest on kaablitrassi Eesti vetesse jääval lõigul saasteaineid tuvastatud võrdlemisi vähesel määral, sette seisundit võib pidada rahuldavaks (kahes proovivõtupunktis (BC028 ja BC038) tuvastati sihtarvu ületav, kuid oluliselt allapoole elutsooni jääv arseeni ja elavhõbeda ning kaadmiumi ja tsingi sisaldus) või heaks (enamus kohtades enamike ainete osas on olukord fooniline). Üldist laiemat tähelepanu on pälvinud Soome lahe põhjasetete kõrgendatud dioksiinisisaldus. Foonilist taset ületav dioksiinide ja furaanide sisaldus tuvastati ka 4 proovis (punktid BC036, BC032 ja BC030) Eesti territoriaalmeres. 1 proovis (BC035) tuvastati foonilist taset ületav benso(a)antratseeni sisaldus.

7.3 Võimalikud antropogeensed objektid ja infrastruktuurid kavandatava tegevuse piirkonnas



Võimalikud antropogeensed veealused objektid on olulised asjaolud, millega tuleb EstLink 2 merekaabli rajamisel arvestada. Osadel juhtudel on tegemist ka keskkonnakaitseliselt tähelepanu vajavate aspektidega. Ptk-s 6 kirjeldati merepõhjauuringuid, mille käigus tehti kindlaks kõikvõimalike merepõhjas leiduvate nö kahtlaste objektide (meremiinid, laevavrakid, merekaablid/torujuhtmed jms) iseloom. Eesti majandusvööndi ulatuses tuvastati kaks trassiga A ristuvat kaablit (kilomeetritel 36,7 ja 70,9) ning trassi A läheduses ka üks laevavrakk. Muid antropogeenseid objekte (meremiine jms) Eesti majandusvööndisse jääval kaablitrassil ei avastatud. Küll aga on sobilik mainida, et kavandatav kaabel läbib Eesti ranniku läheda kaitsejõudude perspektiivse harjutusala. Vastavalt „Kaitsejõudude perspektiivsete, merele orienteeritud, harjutusalade renguprogrammi (ÕSMAAP) keskkonnamõju strateegilise hindamise aruandele“ on mitmetest Eesti rannikuvees asuvatest perspektiivsetest mereharjutusaladest valitud välja kõige sobilikumad. Üks neist perspektiivsetest aladest – Letipea - hõlmab ka ala, mida kavandatav EstLink 2 merekaabel läbib (Vt Joonis 20). Aseri harjutusala, mis samuti kaablitrassile jäi, ei peetud sobilikuks. Letipea perspektiivne ala on aga heade eeldustega õhutõrjedivisjoni ja suurtükiväe harjutusala. Arvestades võimlaust, et sellesse piirkonda võidakse luua harjutusala (tegemist on ajutise kasutusega õppuste alaga, kus ei rakendata pidevaid piiranguid), on vajalik kaablitrassi rajamisel sellega arvestada (eeldatavasti ametkondade vaheline koostöö). Näiteks vältida kaabli paigaldustööde sattumine militaarharjutuste ajale. Kaitseministeeriumi kinnitusel ei ole harjutusala ja kaablitrassi koos eksisteerimine samal alal iseenesest konfliktne situatsioon ja seega ei ole selle aspektiga seotult põhjust mingeid piiranguid kaabli paigaldamisele seada.



Joonis 20 Rutja (läänepoolne) ja Letipea harjutusala (idapoolne), mereväe harjutusala (punktiiriga) („Kaitsejõudude perspektiivsete, merele orienteeritud, harjutusalade arenguprogrammi (ÕSMAAP) keskkonnamõju strateegilise hindamise aruanne“ TTÜ Eesti Meresüsteemide Instituut 2009).

7.4 Hüdrometeoroloogiline ja hüdrodünaamiline iseloomustus ning vee kvaliteet

Soolsus ja vee temperatuur Soome laht on suure avatud akvatooriumiga estuaarne ökosüsteem, mida iseloomustab suur horisontaalne soolsusgradient - soolsus tõuseb liikudes idast läände ja põhjast lõunasse (Joonis 21). Mageda vee sissevool toimub peamiselt lahe idaosas, sellest suurem osa Neeva jõest. Neeva jõe keskmine aastane sissevool moodustab kogu Läänemere omast ca neljandiku. Soome lahe suue on aga avatud Läänemere avaosa soolase vee juurdevoolule. Nagu Jooniselt 21 näha, esineb lisaks horisontaalsele soolsusgradiendile ka vertikaalne gradient kogu lahe ulatuses v.a. Neeva laht. Vee pinnakihi soolsus varieerub lahes 5-7 promilli juures lahe lääneosas ja 0-3 promilli juures lahe idaosas. Lahe vee põhjakihtides on soolsus isegi kuni 8-9 promilli.



Joonis 21 Tüüpiline soolsusjaotus Läänemere põhjaosas ja Soome lahes suvel. Nummerdatud asukohad on järgmised: 81- Gotland; 61-Hanko, 54-Helsingi, 45-Suursaar (Alenius et al. 1998). Aastased merevee pinnatemperatuurid on Soome lahes suhteliselt varieeruvad. Kõrgeim on pinnavee temperatuur juulis-augustis, mil keskmine maksimum on 15 °C lahe lääneosas ja 17 °C idaosas. Üle 20°C ulatuvad rannikulähedase madalmere alad. Vee pinnatemperatuur hakkab tõusma aprilli alguses, kui jää on sulanud ja päikesekiirgus intensiivistub. Enamasti augustis algab vee temperatuuri alanemine. Nii soolsusest kui ka temperatuurist sõltub, milline on täpselt vee tihedus. Nende faktorite muutumine paneb veemassid omavahel liikuma. Kui pinnakiht on ületanud päikesesoojuse mõjul oma maksimumtiheduse temperatuuri, lakkab temperatuurierinevustest tingitud vertikaalne segunemine. Päike soojendab vaid küllalt õhukest pinnakihti, kuid tuul ja lainetus segavad soojuse sügavamale. Nii moodustub suvine soe pinnakiht, mida sügavamale jäävast külmast veest eraldab temperatuuri üleminekukiht ehk termokliin. Termokliini sügavus suve jooksul kasvab ja on augusti lõpus umbes 15-20 m. Talvel vee jahtudes termokliin kaob. Hüdrodünaamika Soome lahe ökosüsteemi mõjutavad oluliselt vee üldised tsirkulatsiooni omadused lahes - süvaveekerked (upwelling) ja veevahetus. Kuna Soome lahe ja Läänemere keskosa vahel on intensiivne veevahetus, siis vesi vahetub Soome lahes suhteliselt kiiresti - kahe aastaga. Kogu Läänemere veevahetus toimub aga ca 25 aasta jooksul („The Baltic Sea fish stocks and fisheries in their ecosystem context“ Heikki Peltonen 2008). Vee liikumiste ja hoovuste tekke peamiseks põhjuseks Soome lahes on tuuled, mis valdavalt puhuvad läänest-edelast. Olulised on ka muud faktorid nagu näiteks magevee sissevool lahte Neeva jõe kaudu ning vee temperatuuri ja soolsuse gradientide tõttu tekkivad liikumised veekihtides. Tulenevalt nendest asjaoludest muutub vee liikumine lahes sesoonselt (Joonis 22). Siiski näitavad hoovuste kaardid (Joonis 22 ja 23) üldist vee liikumise mustrit, mis on ka eri aastaaegadel üldiselt sarnane. Suhteliselt püsivad vee liikumised idast läände toimuvad Soome lahe keskteljest põhjapoole



jääval veemassiivil. Seevastu lahe keskteljest Eest ranniku poole jääval laheosal toimub vee liikumine enamasti läänest idapoole, lahe põhja.

Joonis 22 Soome lahe pinnahoovuste skeemid sesoonide lõikes (Juunis- A, augustis-B, oktoober-C ja juuni-oktoober-D) Numbrid joonisel näitavad hoovuse stabiilust (mida suurem number, seda stabiilsem) (Alenius et al. 1998).

Joonis 23 Soome lahe hoovuste skeem 2,5-7m sügavuses veekihis (Andrejev et al. 2004).



Modelleerimise teel on hinnatud ka Soome lahe keskosa sügavamate veekihtide hoovuste kiirust. Joonisel 24 on toodud 5 aasta pikkuse perioodi modelleerimisel välja joonistunud keskmiste veekihtide hoovuste roos asukohas koordinaatidega 59,8978 / 25,4572 (orienteeruvalt Eesti-Soome majandusvete piiril Juminda poolsaarest põhjas). Nagu näha prevaleerivad keskmistes veekihtides väikesed hoovuste kiirused (Bijker and Nielsen, 2009). Antud allikas toodud andmete alusel on tugevamate hoovuste esinemise tõenäosus suurem Soome lahes läänepoolsemates modelleerimispunktides.

Joonis 24 Modelleeritud Soome lahe keskosa (koordinaadid 59,8978 / 25,4572) keskmiste veekihtide hoovuste roos (Bijker and Nielsen, 2009). Jääolud Jäänähud tekivad Soomes lahes 4-5 kuu kestel igal talvel, detsembrist aprillini. Pehmetel talvedel tekib jää ainult lahe idaossa. Lahe idaosast, Neeva lahest algab ka iga-aastane jäätumise protsess, mis liigub piki rannikut läänepoole, eelkõige Soome rannikut pidi. Eesti rannikut hoiab kauem jäävabana valdavad lõuna ja läänekaarte tuuled ning soojema vee sissevool Läänemere keskosast (Soomere et al. 2009). Aastane jääpäevade arv Soome lahes varieerub keskmiselt 40st lahe suudmealal kuni 130-ni väikestes lahtedes ja lahe idaosas. Jää ulatus Soome lahes sõltub talve karmusest. Joonisel 25 on näidatud jääkatte ulatused Läänemeres üldjoontes väga pehme kuni väga karmi talve korral. Kavandatav EstLink 2 kaablitrass jääb piirkonda, kus meri ei külmu vaid väga



pehmete talvedega. Viimase kümne aasta jooksul on Soome lahe piirkond, kuhu kavandatakse EstLink 2 merekaablit külmunud täielikult või suuremas osas pea alati. Praktiliselt jäävabaks on laht jäänud viimasel ajal esinenud pehmemate talvede puhul, kui jääkate hõlmas vaid lahe idaosa (Neeva laht ja Soome rannikusaarte vaheline ala) (The Baltic Sea Portal). Jääkatte tekkimise ja rüsijää liikumisega seoses on vajalik kavandatav kaabel kindlasti ranniku madalaveelises piirkonnas selliselt kaitsta, et jää ei saaks kaablit lõhkuda.

Joonis 25 Jää maksimaalne ulatus Läänemeres erineva karmusega talvedel (Hansson, D., Omstedt, A., „Have mild ice winters in the Baltic Sea increased during the last century?“ University of Gothenburgh 2009).



Vee kvaliteet Läänemere eutrofeerumine on kestnud mitmeid aastakümneid. Kõrgendatud toitainete koormus on põhjustanud üha intensiivsemaid vetikaõitsenguid, mis on toonud kaasa veesisese valgusolude halvenemise, mis omakorda on vähendanud põhjataimestiku leviku ulatust merepõhjas. Eelkõige halva veevahetusega sügavamates mereosades on põhjalähedastes kihtides hapnikuolud hakanud halvenema, mistõttu teatavad merealad on muutumas elutuks. Eutrofeerumise peamiseks põhjuseks (lisaks Läänemerele looduslikele iseärasustele – vähene veevahetus ookeaniga ning seetõttu pikk vee viibeaega meres, vähene soolsus, stratifikatsiooni esinemine) on otse või kaudselt merre juhitavad toitained. Tabelis 9 on toodud Läänemerre ja selle eri osadesse vee kaudu (heitvee punktallikad otse merre või mere valgala, valgala hajureostuskoormus ja looduslik toitainekoormus) siseneva lämmastiku ja fosfori koormus. Lisaks vee kaudu merre sisenevale koormusele on oluline ka atmosfääridepositsioon. Atmosfääridepositsioon mängib rolli eelkõige lämmastikukoormuse osas, mille suuruseks on 2006. aasta kohta hinnatud 196 000 t kogu Läänemere kohta (Helcom, 2009). Nagu on tabelis toodud andmeist näha on Soome lahe erikoormus (koormus pindala kohta) teiste mereosadega võrreldes märkimisväärselt kõrgem. Peamine osa antropogeensest fosforikoormusest pärineb punktreostusallikatest (reoveepuhastid), lämmastikukoormuse peamiseks allikaks on põllumajanduslik hajureostus. Soome lahe peamiseks toitainete allikaks on Neeva jõe vetega sisenev koormus. Tabel 9 Läänemere ja selle osade toitainekoormus (lämmastik ja fosfor) 2006. a. (vee kaudu sisenev koormus) (Helcom, 2009).

Piirkond TN TN koormus/pindala

TP TP koormus/pindala

t t/km2 t t/km2 Botnia laht 109 069 0,94 4612 0,04 Soome laht 129 671 4,38 5006 0,17 Riia laht 58 417 3,58 2659 0,16 Mere avaosa

227 838 1,03 12875 0,06

Taani väinad

102 395 2,41 2835 0,07

Kokku 627 390 27987 Ehkki viimastel aastakümnetel on Läänemerre sisenev toitainekoormus vähenenud, ei ole see toonud kaasa otsest seisundi paranemist. Selle üheks põhjuseks on mere sisekoormus – pika aja jooksul on mere põhjasetteisse settinud märkimisväärne kogus toitaineid, mis aja jooksul looduslike ja ka antropogeensete tegurite tõttu satuvad uuesti veesambasse, st. ka aineringesse. Eelkõige omab sisekoormuse seisukohalt olulisust fosfori voog. Madalamates Soome lahe piirkondades on settest vabaneva fosfori vooks hinnatud u 79 kg/km2/d, lahe keskosas hapnikuvaestest setetest vabaneb fosforit vähem – 1,3-46 kg/km2/d (Rossi and Tuukanen, 2009 ref. Lukkari et al. 2009). Kogu Soome



lahe kohta kokku on fosfori sisekoormuseks hinnatud minimaalselt 1900 t/a (Lukkari, 2008), ehkki on esitatud ka märgatavalt suuremaid koguseid. Hapnikuvaeses keskkonnas on Soome lahe settest vabaneva ammooniumlämmastiku vooks hinnatud 8-37 kg/km2/d, nitraat- ja nitritlämmastiku vood olid väikesed, hapnikurikkas settes olid ka ammooniumlämmastiku vood settest veesambasse väikesed (Pitkänen et al., 2001). On näha, et lähtudes elustiku seisukohast optimaalsest lämmastiku-fosfori suhtest eraldub põhjasetteist enam fosforit. Fosfori liig vees võib tuua kaasa eelkõige suviste sinivetikaõitsengute sagenemise, kuna viimased on võimelised assimileerima elutegevuseks vajalikku lämmastikku mitte üksnes veest vaid ka õhust. Soome lahe pindmiste veekihtide lämmastiku aastakeskmised kontsentratsioonid suurenesid 1990-nendate aastateni, sellele järgnes kontsentratsioonide langus 1990-nendate aastate teise pooleni. Sellest ajast alates on vee lämmastikusisaldus uuesti aeglaselt suurenenud. Fosforikontsentratsioonid olid 1970-nendatel madalad, kuid järsk tõus toimus 1970-nendatel aastatel. Sisaldus langes aeglaselt 1990-nendate aastateni, millele on järgnenud fosfori kontsentratsioonide uus tõus (Helcom, 2009). Iseloomustades toitainekontsentratsioonide ruumilist varieeruvust Läänemeres aastatel 2001-2006, saab tuua välja et Soome lahe ja ka Riia lahe lämmastiku ja fosfori kontsentratsioonid pinnakihis on oluliselt suuremad võrreldes Läänemere teiste osadega, see tuleneb eelkõige suurte jõgede sissevooludest neisse lahtedesse (Helcom, 2009). Lähtudes nii vee füüsikalis-keemilistest näitajatest kui vee-elustiku näitajatest on hinnatud Läänemere erinevate osade eutrofeerumise seisundit, hinnangu tulemused on toodud Joonisel 26 on näha, et Soome lahe avaosa seisundit on hinnatud eutrofeerumise seisukohalt halvaks.



Joonis 26 Läänemere eutrofeerumine. Roheline – hea seisund, kollane – keskmine seisund, oranž – kesine seisund, punane – halb seisund. Hea seisund märgistab alasid, mis ei ole eutrofeerumise poolt mõjutatud, keskmine, kesine ja halb seisund märgistavad alasid, mis on eutrofeerumise poolt mõjutatud. Suured ringid tähistavad avamerealasid, väikesed rannikualasid või konkreetseid jaamasid (Helcom, 2009).



7.5 Kaitstavad loodusobjektid Kaitstavateks loodusobjektideks Looduskaitseseaduse kontekstis on:

• Kaitsealad; • Hoiualad; • Kaitsealused liigid, kivistised ja mineraalid; • Püsielupaigad; • Kaitstavad looduse üksikobjektid; • Kohaliku omavalitsuse tasandil kaitstavad loodusobjektid.

Kavandatav EstLink 2 merekaabel ei läbi Eesti territoriaalmeres ega majandusvööndis ühtegi kaitstavat loodusobjekti. Eesti maismaaosas oli esialgselt plaanis EstLink 2 maakaabelliin viia läbi Aseri maastikukaitseala (realiseeruks merekaabli alternatiivi A elluviimisel), kuid selle elluviimisel tekiks vastuolu määrusega Aseri maastikukaitseala kaitse alla võtmine ja kaitse-eeskiri, mille kohaselt on Mustmetsa sihtkaitsevööndis keelatud nii majandustegevus kui ka uute ehitiste püstitamine. Järgnevalt on kirjeldatud merekaablile lähimaid ja potentsiaalelt mõjutatavaid meres paiknevaid kaitstavaid loodusobjekte (Joonis 27).

1. Uhtju looduskaitseala asub kavandatavast merekaablist ca 3 km kaugusel läänes ja kattub Natura 2000 Uhtju loodusalaga. Vastavalt Uhtju looduskaitseala kaitse-eeskirjale (Vabariigi Valitsuse 10. jaanuari 2001. a määrus nr 16) on kaitseala kaitse-eesmärk kahe II kategooria kaitsealuse loomaliigi, hall- ja viigerhülge elupaiga kaitse.

2. Vaindloo hoiuala asub kavandatavast merekaablist ca 6 km kaugusel läänes ja kattub Natura 2000 Vaindloo linnualaga. Hoiuala kaitse-eesmärk on EÜ nõukogu direktiivi 79/409/EMÜ loodusliku linnustiku kaitse kohta I lisas nimetatud linnuliikide ja I lisas nimetamata rändlinnuliikide elupaikade kaitse. Liigid, kelle elupaika kaitstakse, on: kivirullija (Arenaria interpres), sooräts (Asio flammeus), krüüsel (Cepphus grylle), tõmmukajakas (Larus fuscus), jõgitiir (Sterna hirundo ) ja randtiir (Sterna paradisaea).



Joonis 27 Kaitstavad loodusobjektid EstLink 2 merekaabli läheduses.



7.5.1 Natura 2000 Kavandatava tegevuse poolt potentsiaalselt mõjutatavatest Natura 2000 aladest ja neil kaitstavatest elupaikadest ja liikidest on käesolevas aruandes käsitletud merekaabelliinile lähimaid Natura alasid Eesti territoriaalmeres. Maismaal paiknevatele Natura aladele (Aseri loodusala) on mõju hinnatud 2009. aasta alguses valminud “EstLink 2 maismaakaabli trassi keskkonnamõju hindamise” aruandes. EstLink 2 merekaabel ei läbi Eesti territoriaalmeres ega majandusvööndis ühtegi Natura 2000 loodus- ega linnuala. Tuleb aga mainida, et trassi alternatiivi A puhul oleks maismaa osas vajalik läbida Aseri maastikukaitseala Mustmetsa sihtkaitsevööndit, kuid selle elluviimisel tekiks vastuolu määrusega Aseri maastikukaitseala kaitse alla võtmine ja kaitse-eeskiri, mille kohaselt on Mustmetsa sihtkaitsevööndis keelatud nii majandustegevus kui ka uute ehitiste püstitamine. Trassi alternatiivi H puhul ei läbiks kaabel ka maismaal ühtegi Natura ala. Lähimate merel paiknevate Natura alade kirjeldus on antud järgnevalt:

1. Kaabelliinist, mis selles piirkonnas asetseb 50-60 m sügavusel merepõhjas, üle 3 km kaugusel asub Uhtju loodusala (EE0060220) Lääne-Viru maakonnas. Ala on loodud loodusdirektiivi I lisas nimetatud elupaigatüüpide karid (1170) ja väikesaared ning laiud (1620) ning II lisas nimetatud liikide isendite elupaikade hallhülge (Halichoerus grypus) ja viigerhülge (Phoca hispida bottnica) kaitseks.

2. Kaabelliinist, mis selles piirkonnas asub ca 60-70 m sügavusel merepõhjas, ca 6 km kaugusel asub Vaindloo linnuala (EE0060270) Lääne-Viru maakonnas. Liigid, mille isendite elupaiku kaitstakse, on kivirullija (Arenaria interpres), sooräts (Asio flammeus), krüüsel (Cepphus grylle), tõmmukajakas (Larus fuscus), jõgitiir (Sterna hirundo) ja randtiir (Sterna paradisaea).

Vt täpsemalt Ptk 8.3.2. Natura hindamine.

7.6 Põhjaelustik Põhjakooslusi on iseloomustatud tuginedes TÜ Eesti Mereinstituudi poolt koostatud ekspertarvamusele „EstLink 2 elektri merekaabli veestamiskoha valik. Võimalik mõju merepõhja elustikule, kalastikule ja kalapüügile“ (Lisa V) ning 2008. ja 2009. aasta rannikumere seire aruannetele. Informatsioon põhjakoosluste kohta on saadud 2001. ja 2003. aastal läbi viidud põhjataimestiku uuringutest Narva lahe piirkonnas, põhjakoosluste seiretöö tulemustest Letipea poolsaare piirkonnas 2007. aastal ning riikliku rannikumere



seire käigus Soome lahe keskosas. Konkreetselt EstLink 2 merekaabli keskkonnamõju hindamise jaoks lisatöid läbi viidud ei ole. Põhjataimestik Narva lahes teostati põhjataimestiku vaatlused kokku neljal transektil. Kolm neist olid liivase põhjaga piirkonnas ning neil transektidel põhjataimestik puudus. Taimestiku levik sõltub suurel määral merepõhja iseloomust ning on tihedas seoses hüdrodünaamiliste teguritega – lainetuse, hoovuste, veetaseme kõikumistega. Kuna vetikad saavad vajalikke toitesooli ümbritsevast veest, on veekogu põhi neile vaid kinnitumise koht. Vetikate eelistatud elupaigaks on kõvad substraadid nagu kivid ja kaljud. Laialdased liivaalad on enamasti ilma taimestikuta, sest lainetuse toimel liigub liiv tugevasti ega paku kindlat kinnituskohta. Sügavamal, kus lainetuse mõju väiksem, takistavad taimestiku levikut kehvad valgustingimused, sest peamised pehmetel põhjadel esinevad taimeliigid – õistaimed ja mändvetikad – on valguse suhtes üsna nõudlikud. Narva lahe transektidelt leiti põhjataimestikus kokku 4 liiki: Cladophora glomerata, Enteromorpha intestinalis, Pilayella littoralis, Ceramium tenuicorne. Niisiis võib praeguste teadmiste juures väita, et Narva lahe piirkonnale on iseloomulik vaid üheaastaste vetikaliikide esinemine. Uuritud Narva lahe alal vetikate vööndeid ei esinenud. Arvukatest teguritest, mis mõjutavad vetikate vööndilisuse puudumist ja vähearvulist liigilist koosseisu piirkonnas, on tõenäoliselt olulisemad sobiva substraadi puudumine, lahe avatus lainetusele, madal soolsus ja vee halb läbipaistvus. Kvantitatiivsete näitajate poolest on uuritud ala kõige vaesem piirkond Eesti rannikumeres. Mitmeaastaste liikide puudumine ja niitjate vormide domineerimine põhjustab madala põhjataimestiku biomassi. Biomass oli madal ka kõige madalamates piirkondades, kus valguse kättesaadavus peab olema piisav vaatamata vee madalale läbipaistvusele. Letipea poolsaare piirkonnas tuvastati 2007. aastal kokku 9 vetikaliiki. Tuvastatud liikide hulgas olid punavetikas Ceramium tenuicorne, rohevetikad Cladophora glomerata ja Cladophora rupestris, pruunvetikad Fucus vesiculosus (põisadru), Pilayella littoralis ning Sphacelaria arctica, ning kõrgemad taimed Potamogeton pectinatus (kamm-penikeel), Zannichellia palustris (suur hanehein) ja Myriophyllum spicatum (tähk-vesikuusk). Võrreldes teiste Soome lahe lõunaranniku piirkondadega on Letipea poolsaare lähedane uuritud mereala põhjataimestiku poolest suhteliselt liigivaene. Kogu Soome lahe keskosa põhjataimestikus on erinevate kirjandusallikate järgi kirjeldatud kuni 50 erinevat liiki. Näiteks Tallinna lahe piirkonnas on põhjataimestiku liikide koguarv 32, Lahemaa rahvuspargi vetest on leitud kuni 25 liiki suurvetikaid ja kõrgemaid taimi. Kunda laht ja Letipea poolsaare rannikumeri asuvad piirkonnas, kust alates toimub väga järsk põhjataimestiku liigilise



mitmekesisuse langus. Letipea poolsaar on ka piirkond, kus on registreeritus seni ka põisadru kõige idapoolsem levikupiir Eesti vetes. Põhjataimestik Letipea poolsaare lähistel oli jaotunud kolme selgelt eristuvasse vööndisse. Kõige madalamas osas, sügavuseni 1 m domineeris põhjataimestikus rohevetikas Cladophora glomerata. Põisadru vöönd ulatus sellel transektil vaid kusagil 2 m sügavuseni. Pärast põisadru kadumist domineerib taimestikus niitjas punavetikas Ceramium tenuicorne. Alates 6 m sügavusest asenduvad kõik senised liigid hõredama katvusega Sphacellaria arctica kooslusega. Selline vertikaalne tsoneering on üsna iseloomulik Soome lahe lõunaranniku piirkondadele. Liikide sügavuslevik viitab suhteliselt rasketele valgustingimustele. Taimestiku maksimaalne sügavuslevik jäi transelktil 10 m piiresse, mis on samuti selle merepiirkonna jaoks iseloomulik. 2009 aasta riikliku rannikumere seire raames tehtud vaatluste tulemused Letipea poolsaare transektil ja kahel Narva lahe transektil Letipea poolsaare transekt Põhjataimestiku üldkatvus oli 2009 aasta suvel kõrge (80-100%) kuni 3,5 m sügavuseni, kus domineeris kivine põhi (Joonis 28). Kividel oli suurema katvusega esinevaks liigiks niitjas rohevetikas Cladophora glomerata (Foto 14). Põisadru esines 1-2 m sügavusel ning moodustas 1 m sügavusel peamise osa põhjataimestiku biomassist (Joonis 29). Üle 5 m sügavusel suurenes punavetikate osakaal, peamisteks liikideks niitjad punavetikad Ceramium tenuicorne ja Polysiphonia fucoides. Põhjataimestiku alumiseks levikupiiriks oli 8,7 m. Narva-Kunda lahe veekogumi transektidest oli Kunda transektil kõrgeim mitmeaastaste liikide osakaal – 52% (Joonis 30) (TÜ Eesti Mereinstituut, 2010. Rannikumere ülevaateseire 2009. Aruanne). Narva-Jõesuu transekt 1 Põhjataimestiku katvus sellel transektil oli otseses seoses kõva substraadi olemasoluga. Kuni 2 m sügavuseni esines kive ning need olid kaetud niitja rohevetikaga Cladophora glomerata (Joonis 28). Liik moodustas 97-100% taimestiku üldbiomassist 0,5-1,9 m sügavusel (Joonis 29). 3-6 m sügavusel liivase põhjaga alal taimestik puudus. Alates 7 m sügavusel esines taas kive, mis olid kaetud vähese hulga niitjate pruun- ja punavetikatega. Mitmeaastaste liikide osakaal oli väga väike, vaid 0,3% (Joonis 30) (TÜ Eesti Mereinstituut, 2010. Rannikumere ülevaateseire 2009. Aruanne). Narva-Jõesuu 2 Põhjataimestik esines vaid 0,5 m sügavusel segapõhjal (Joonis 28). Kivid olid osaliselt kaetud niitja rohevetikaga Cladophora glomerata (Joon 29). Väga väikestes kogustes esines ka teisi niitjaid vetikaid. Mitmeaastaste liikide hulk oli 2009. aastal uuritud transektidest kõige madalam – 0,04% (Joonis 30) (TÜ Eesti Mereinstituut, 2010. Rannikumere ülevaateseire 2009. Aruanne).



Joonis 28 Põhjataimestiku katvus ja sügavuslevik Narva-Kunda lahe veekogumi transektidel 2009. aastal riikliku rannikumere seire andmetel.



Joonis 29 Põhjataimestiku biomassi sügavusjaotus Narva-Kunda lahe veekogumi transektidel 2009. Aastal riikliku rannikumere seire andmetel.



Joonis 30 Ühe- ja mitmeaastaste liikide osakaal Narva-Kunda lahe veekogumi transektidel 2009. Aastal riikliku rannikumere seire andmetel (TÜ Eesti Mereinstituut, 2010).

Foto 14. Niitjas rohevetikas Cladophora glomerata, pruunvetikas Pilayella littoralis ja põisadru Fucus vesiculosus Kunda transektil (2 m) (Foto TÜ Eesti Mereinstituut).

Narva-Kunda lahe veekogum

0%

25%

50%

75%

100%

Kunda Narva-Jõesuu 1 Narva-Jõesuu 2

Kui

vkaa

l, %

Üheaastased

Mitmeaastased



Soome lahe avaosa põhjaloomastik Soome lahe sügavamate avamere osadele on iseloomulik perioodiline hapnikutingimuste halvenemine. Süvavetesse ning süvikute ja vaondite põhja koguneb suurel hulgal orgaanilisi jäänuseid, millest enamuse moodustavad surnud plankterid ning jõgede ja heitveega merre kantud orgaanilised ained. Orgaanika lagundamiseks kulub palju hapnikku, mis põhjustab süvavees sageli hapnikudefitsiiti. Põhjaloomastiku levik suure sügavusega merealadel on eelkõige määratud põhjalähedase vee hapnikusisaldusest. Juhul, kui hapniku kontsentratsioonid püsivad stabiilselt allpool 1,5 mg l-1, siis põhjaloomastik nendes piirkondades hukkub. Joonisel 31 on punaste ringidena välja toodud need seirejaamad, kus põhjaloomastik 2009. aastal hapnikudefitsiidi tõttu puudus. Viimaste aastakümnete ulatuslikum hapnikudefitsiit arenes välja 2003–2005. aastal, mille tulemusel loomastik puudus praktiliselt kõikides Soome lahe süvikutes (Joonis 32). Viimastel aastatel mõnedes Soome lahe süvikupiirkondades hapnikurežiim on veidi paranenud. Aastatel 2006-2007 taastus loomastik Soome lahe idaosas Goglandi piirkonnas, alates 2008 aastast Narva lahe sügavamas osas (40 m). Üle 70 m sügavusi merealasid asustavad viimastel aastatel Soome lahes mitte kohalikud liigid vaid tulnukliik virgiinia keeritsuss Marenzelleria neglecta. Näiteks 2008. aastal levis liik Juminda piirkonna süvikutes 74 m sügavuses, 2009. aastal Osmussaare piirkonnas 72 m sügavuses. See on maksimaalne sügavus Soome lahes, kus viimasel ajal põhjaloomastik esines (TÜ Eesti Mereinstituut 2010).



Joonis 31 Põhjaloomastiku biomass Eesti Riikliku Rannikumere Seire jaamades 2009 aasta suvel (TÜ Eesti Mereinstituut 2010).

Joonis 32 Põhjataimestiku arvukuse muutus Soome lahe süvikute piirkonnas ajavahemikul 1993-2009 (TÜ Eesti Mereinstituut 2010).

0

500

1000

1500

2000

2500

1993

1994

1995

1996

1997

1998

1999

2000

2001

2002

2003

2004

2005

2006

2007

2008

2009

Arv

uku

s (i

s. m

-2)



7.7 Kalastik ja kalapüük3 Merekalad Kavandatava kaablitrassi veeskamise võimalikus mõjupiirkonnas Soome lahes on peamisteks merekaladeks räim, emakala, mudillased, merihärg, lest, ja ogalik. Vähearvukalt on esindatud veel teised Soome lahes elutsevad liigid nagu kilu, tursk, kammeljas, merivarblane, pullukala jt. Majanduslikult olulisemaks ja Soome lahes arvukalt leiduvaks liigiks on räim, mille kohta on antud ka täpsem ülevaade. Räim (Clupea harengus membras) on Eesti kalurite tähtsaim püügiobjekt Soome lahes. Räim on pelaagilise eluviisiga kalaliik, keda leidub Läänemeres pea kõikjal. Veekeskkonna heljumisisalduse muutustega seotud tegevuste puhul (nagu seda on ka EstLink 2 ühenduse rajamine) on eelkõige kohane käsitleda kalaliikide järelkasvu ja neid mõjutavaid tingimusi, kuna kala mari ja noorjärgud on taolistele muutustele keskkonnas kõige vastuvõtlikumad. Seega on oluline hinnata kas ja kui oluliselt mõjutatakse just koelmualasid. Räimekoelmud asuvad pea kõikjal Eesti rannikumeres, Soome lahes sügavustel kuni 15 (20) m (Joonis 33). Räim koeb peamisel mais-juunis kudesubstraadile, milleks valdavalt on pruun- ja punavetikad (Sphacelaria arctica, Pilayella littoralis, Ceramium tenuicorne, Furcellaria lumbricalis jt.). Marjast koorunud räimelarvid triivivad hoovustega koelmute lähikonnas sügavustel tavaliselt kuni 20 m 10 – 14 päeva kestel. Endises Läänemere Kalamajanduse TUI Tallinna osakonnas tehtud katsete käigus selgus, et räimemari hukkub juba 0.2 mm paksuse heljumikihi settimisel temale.

3 Peatükk põhineb Tartu Ülikooli Eesti Mereinstituudi ekspertarvamusel „EstLink 2 elektri merekaabli veestamiskoha valik. Võimalik mõju merepõhja elustikule, kalastikule ja kalapüügile“ G. Martin; A. Järvik, Tallinn 2008



Joonis 33 Peamised räime kudealad Eesti vetes ja lähemates mereosades (1-Kassari laht, 2- Narva laht, 3- Koporje laht, 4- Lavansaari, 5- Viiburi laht)(Raid 1998). Kui räime kudealasid võib kohata kõikjal Eesti rannikumeres, sealhulgas ka kavandatava kaabli piirkonnas, siis oluliste merekalade nagu kilu ja tursk jaoks on Soome lahe idaosa juba piisavalt madala soolsusega, mistõttu siin ei kohta neid liike ega nende liikide kudealasid. Soome lahes kudevad teised merekalaliigid (kammeljas, merihärg, merivarblane jne.) sigivad kevadel ja talvel, kuid Narva lahe lääneosas üldse mitte või vähearvukalt. Nende looduslikku taastootmist kaablipaigaldamine arvestatavalt ei mõjuta. Magevee ja siirdekalad Kaablitrassi rajamise piirkondades võivad esineda kõik Soome lahe lõunaranniku kesk- ja idaosa meres elavad magevee- ning poolsiirde- ja siirdekalad. Need on lõhi, meriforell, vikerforell, merisiig, meritint, haug, angerjas, särg, teib, säinas, lepamaim, roosärg, rünt, viidikas, nurg, latikas, vimb, hõbekoger, luts, koha, ahven, kiisk. Välistada ei saa ka merisuti, harjuse, turva, karpkala jt. esinemist. Narva lahes esineb ka jõesilm, kes sigineb siin peamiselt Narva jões, aga ka lähedalasuvas Purtse, Pada ja mõnes teises väiksemas jões. Jõesilm on Euroopa Liidu Loodusdirektiivi teise lisa liik, kuid Eestis on tema töönduslik püük lubatud.



Kalandus Kutseline kalapüük Läänemerel jaguneb avamere- e traalpüügiks ja rannapüügiks. Avamere- e traalpüük Valdav osa, ca 90% Läänemere püügimahust saadakse avamere- ehk traalpüügil, mis toimub 20 meetri sügavusel ja sügavamal. Peamiselt püütakse turska, räime ja kilu, mis on kalamajanduslikult tähtsaimad liigid Läänemeres. Nende liikide püük moodustab püük moodustab ca 95% kogu Läänemere püükidest. Püügivahendina kasutatakse avamerel enamasti traalnootasid, mida veavad suuremad (üle 15 m pikkused) laevad. Teised liigid, nagu lõhe, lest, ahven, kammeljas jne on pigem kohaliku tähtsusega püügikalad. Eesti kaubanduslik kalapüük põhineb peamiselt räime ja kilu traalimisel pelaagiliste traalidega. Nende liikide põhisaagid tulevad suures osas Läänemere avaosast (alampiirkonnad 28 ja 29 Joonis 34), kuid tähtsal kohal on ka Soome laht. Näiteks 2004. a küündis Eesti räimesaak ca 26 600 tonnini ja 2005. a 20 400 tonnini. Sealjuures põhiosa (61%) viimasest tuleneb ICES (The International Council of Exploration of the Sea) alampiirkonnast 28 (1 ja 2, Vaata Joonis 34). Soome lahest (piirkond 32) saadi aga 5 400 tonni räime, mis moodustab kogusaagist ligi veerandi. (ICES 2009). Soome lahe traalpüükides leidub vähesel määral ka näiteks meritinti, merisiiga ja kiiska. Spetsiaalset tursapüüki piirkonnas käesoleval ajal ei toimu, kuna see liik on selles piirkonnas vähearvukas. Rannapüük Läänemeres on suhteliselt suur osa ka rannapüügil, mis toimub kuni 20 m sügavuses rannikumeres. Rannapüügil kasutatakse väiksemaid, enamasti alla 10 m pikkuseid laevu.

Soome lahe rannikumeres püütakse arvukamalt ahvenat, räime ja merisiiga, aga ka jõesilmu ja meritinti. Viimane on selles piirkonnas kõrgelt hinnatud kala, keda kevadisel kuderände perioodil püütakse väikesesilmaliste nakkevõrkudega. Jõesilmu püük toimub põhiliselt jõgedes, kuid vähesel määral ka jõesuudmete vahetus läheduses meres. Teiste Eesti rannamere piirkondadega võrreldes on Soome lahe rannakalanduses märksa olulisemal kohal lõhe ning meriforell.

Ida-Viru maakonnas (EstLink 2 veeskamise piirkond) on kutselisel kalapüügil lubatud püügivahendid ja nende piirarvud 2010. aastal järgmised: kastmõrd ehk seisevnoot (30), avaveemõrd (30), ääremõrd suu kõrgusega 1 kuni 3 m (20), ääremõrd suu kõrgusega kuni 1 m (12), rivimõrd ehk angerjarüsa (3), nakkevõrk (658), 100 õngekonksuga õngejada (2)(Kutselise kalapüügi võimalused 2010. Aastaks Vabariigi Valitsuse 29. oktoobri 2009. a määrus nr 166). Konkreetselt kaabli veeskamise piirkonnas kasutatakse kutselise rannakalanduse peamiste püügivahenditena avavee- ja kastmõrda, mis on peamisteks räime püügivahenditeks. Räim on ka selle piirkonna kõige saagikam töönduskala. Teisel



väga olulisel kohal sealse rannakalanduse püügivahendite hulgas on nakkevõrgud, millega püütakse suurem osa sealset ahvenast, mis on piirkonnas saagikuselt räimele järgnev. Olulisel kohal on nakkevõrkude püükides ka merisiia ja meriforelli osakaal. Nakkevõrkude püügid on ka muude kalaliikide poolest rikkad, näiteks esineb püükides vähesel määral koha, meritinti, lesta, latikat jne. (põhineb Põllumajandusministeeriumi kutselise rannakalanduse püügiandmetel).

Joonis 34 ICES alampiirkonnad.

7.8 Linnustik Soome lahe kavandatava kaabelliini veeskamise piirkonnas ei ole teadaolevalt teostatud ülevaatlikke ja põhjalikke linnustiku-uuringuid, mistõttu on ka käesoleva töö raames avalike kättesaadavate materjalide põhjal tehtud linnustiku ülevaade suhteliselt üldine. Tuleb aga mainida, et arvestades kavandatava tegevuse mõju iseloomu ja ulatust ei ole linnustiku kohta lisainformatsiooni hankimine vajalik ja otstarbekas. Ida-Virumaa osas on ranniku linnurikkamaks piirkonnaks Lääne- ja Ida-Virumaa piiriala Kalvis, kus Lahemaa-laadne sopiline rannajoon läheb üle Ida-Viru sirgeks ja üksluiseks pangaks. Madala ranna roostikud pakuvad siin varju paljudele liikidele nii rändel kui ka pesitsuse ajaks. Ristpardid, luitsnokk-pardid, viupardid,



meriskid ja räusktiirud on siin tavalised, ent ida pool kohtab neid pesitsuse ajal haruharva. Kalvisse satuvad saagijahile ka kalakotkas ja merikotkas. Kavandatav EstLink 2 merekaabel jõuab rannikule kirjeldatud rannalõigust ca 10 km idapool, kus ranniku looduslikud tingimused on oluliselt teistsugused. Selles piirkonnas esineb juba Ida-Virumaale tüüpiline sirge rannajoon, kus paeklindi all kasvav pangamets tuleb merele õige lähedale ning kitsas veererannariba on lainete uhtuda. Pangametsas on ülekaalus laialehised puuliigid segamini harjumatult suurte hallide leppadega. Ka linnustik sarnaneb salumetsa omaga. Klindi uurded ja liivakivi sobivad pesa rajamiseks liiritajatele, räästapääsukestele ja kaldapääsukestele. Puulatvu mööda rändavad kevaditi ja sügiseti värvulised, tähistades oma rändeteed pihlakate, lodjapuude ja sõstrapõõsastega (Zeinet, I. & Pensa, M. 2007).

Avamerel tegutseva linnustiku kohta on hetkel ehk parimaks teabeks esialgsed linnustiku inventuuride andmed, mis koguti käimasoleva “Natura 2000 rakendamine Eesti merealadel: alade valik ja kaitsemeetmed – ESTMAR” projekti raames (uuringute ala on näha Joonisel 35).



Joonis 35 Linnustiku inventuuri ala Vaindloo ja Uhtju saarte juures.

EstLink 2 kaablitrass kulgeb joonisel nähtava kõige kirdepoolsema transektijoonega paralleelselt. Kokku kohati selles piirkonnas 17 linnuliiki. Kõige arvukamalt kohati Tabelis 10 esitatud liike. Tõmmuvaeras on neist ainuke kaitsealune liik (III kategooria).



Tabel 10 Vaindloo-Snegi uurimisalal kohatud arvukamad linnuliigid (Kuus, A. et al. 2009 Sigulda).

LIIK Kohatud isendite arv

peatumas lendamas kormoran Phalacrocorax carbo 808 400

aul Clangula hyemalis 751 261 tõmmuvaeras Melanitta fusca 4994 1726 mustvaeras Melanitta nigra 6590 20628 vaeras Melanitta sp. 800 300

Kirjeldatud uurimisalale jääb ka Vaindloo rahvusvaheliselt tähtis linnuala (IBA), mis meresaarena pakub elupaiku järgmistele haudelindudele:

• jõgitiir (Sterna hirundo)- III kaitsekategooria, • randtiir (Sterna paradisaea)- III kaitsekategooria, • kivirullija (Arenaria interpres)- II kaitsekategooria, • tõmmukajakas (Larus fuscus)- II kaitsekategooria, • krüüsel (Cepphus grylle)- II kaitsekategooria, • sooräts (Asio flammer)- II kaitsekategooria.

7.9 Mereimetajad Mereimetajatest on kavandatava tegevuse mõjupiirkonnas esindatud viigerhülged ja hallhülged, mõlemad on II kaitsekategooria liigid ning loodusdirektiivi II lisa liigid. Järgnevalt toodud informatsioon mõlema liigi kohta põhineb peamiselt kahel dokumendil: „Tegevuskava Läänmere viigerhülge (Phoca hispida potnica) kaitseks Eesti rannikul aastatel 2006-2010“ (M. Jüssi, I. Jüssi, R. Müür, 2004) ning „Tegevuskava hallhüljeste kaitseks Eestis aastatel 2001-2005“ (Jüssi, I., Jüssi, M. 2001). Viigerhüljes Viigerhüljes on ajalooliselt olnud Läänemeres väga arvukas hülgeliik, kes on levinud kogu Läänemere kesk ja põhjaosas, kus meri talviti jäätub. XX sajandil vähenes inimtegevuse tulemusena viigerhüljeste asurkonna suurus meres kuni 95% (Joonis 36) ja vastavalt kahanesid ka levikualad.



Joonis 36 Viigerhülge arvukuse muutused Läänemeres XX saj. Arvutused põhinevad kogu Läänemere jahindusstatistikal. Ülemine joon kujutab populatsiooni arvukuse muutust juhul, kui küttimiskadu oli 30% ning alumine joon kujutab hüpoteetilist olukorda kus küttimiskadu oli 0%. Selgelt on märgatavad kolm järsku arvukuse langust: I (1910 – 1914) on seostatud sõjaväerelvade kasutuselevõtuga kommertspüügil; II (1930 –1940) preemiate mitmekordistamine “kahjurite hävitamise” eest tõi kaasa intensiivse hüljeste tapmise; III (1960 – 1975) küttimine intensiivistub ja samas on piiramatu Läänemere reostus kaasa toonud hüljeste sigimishäired. Tänapäeval on Läänemere viigerhüljes jagunenud kolme põhilisse üksteisest eraldunud asurkonda. Neist üks asub Soome lahe põhjas ja sealse levikuala edelaserv ulatub Narva lahele ja Uhtju saarteni, seega ka kavandatava merekaabli piirkonda. Jäävabal perioodil veedab Soome lahe viigerhülge asurkond valdava osa jäävabast ajast lahe idaosas, Eesti vetesse jääb vaid üks puhkepaik, mida need loomad mõnikord kasutavad. Selleks on Põhja-Uhtju saarest põhjapoole jääv kari. 1980 aastate lõpus olid viigrid Põhja-Uhtjul suhteliselt arvukad, korraga asustas kari kuni 40 isendit. Uhtju saarte looduskaitseala kaitsekord võimaldab tagada piirkonna viigritele häirimatuse (peamiselt läbi liikumispiirangute). Jäätunud merega perioodil jääb viigerhüljes tugeva jääkattega mereosadesse, kuna on võimeline jäässe avausi uuristama ning hangedesse ja jäävallidesse sigimiseks koopaid kaevama. Nii on talvine viigerhülge levik seotud kindlate jäätüüpidega, millesse on võimalik ehitada pesi ja hingamisaukude süsteeme.



Kuna talvel on loomad väga varjulised ei ole talvine levik väga täpselt teada, kuid hülgeküttide kogemuse kohaselt leiti neid loomi valdavalt rüsistunud jääga ja rüsijääga merealadelt rannikust suhteliselt kaugel (Jüssi, M. et al. 2004). Viigerhülge populatsiooni drastilised arvukuse langused on viinud selle liigi siinsed populatsioonid suhteliselt haavatavasse seisu. Viigrite kaitsetegevuse organiseerimisel on seega oluline jälgida liigi elukeskkonda mõjutada võivaid tegevusi ja võimalikku negatiivset mõju minimeerida. Tabelis 11 on esitatud kaitsekorralduskavas välja toodud aspektid, mis võivad viigerhüljest Soome lahe piirkonnas ohustada. Esitatud on ainult käesoleva töö kontekstis asjakohased aspektid. Tabel 11 Viigerhülge soodsat seisundit mõjutavad ohutegurid

Ohutegur piirkond periood Praegune ohustatus

Prognoositav muudatus

Kalapüük: püünised

Soome laht aastaringselt madal Sõltub püügiviisidest

Kalapüük: muutused toidubaasis

Kogu rannikumeri

aastaringselt madal Võib tõusta

Jäämurdumine laevateed kogu jäätuval merealal

dets - apr teadmata Liikluse tihenedes tõuseb

Laevaliiklus Peamised puhkealad

aastaringselt madal Tõuseb

Veeturism Peamised puhkealad

Aprill-november keskmine Tõuseb

Jääliiklus (mootorsõidukid)

sigimisalad Jaanuar-aprill Teadmata tõuseb

Lennuliiklus puhkealad aastaringselt Madal Tõuseb Keskkonnamürgid Rannikumeri ja

toitumisalad aastaringselt kõrge Teadmata

Õlireostus Kogu asustusala

aastaringselt keskmine kasvab

Militaarmürgid Soome laht, Liivi laht

aastaringselt teadmata Teadmata, uputatud keemiarelvade lekke oht suur

Müra- ja valgusreostus

Kogu levila aastaringselt madal Suure väina silla ehitusel ja kasutusel tõuseb

Militaartegevus Puhke- ja toitumisalad

aastaringselt EV vetes madal

teadmata

Kiskjad poegimisalad Veeb-apr madal Jäävaestel talvedel kõrge

Epideemiad Kogu levila Jäävaba periood

teadmata teadmata

Vetikamürgid Soome laht ja kesksuvi madal teadmata





Liivi laht Kliima soojenemine

poegimisalad dets - apr kõrge kasvav

Nagu ka tabelist näha, on peamisteks viigerhüljest ohustavateks teguriteks keskkonnamürgid ning kliima soojenemisest tulenev sigimistingimuste halvenemine. Kuna viigerhüljeste sigimine on seotud avamere jääkattega, siis soojad talved, mil avameri ei jäätu piiravad oluliselt populatsioonide regeneratsiooni. Hallhüljes Hallhüljes asustab kogu Läänemerd, kuid põhilised kogunemis- ja puhkealad jäävad valdavalt mere kesk- ja põhjaossa. Sigimispaigad on seotud Läänemere jääkattega ning asuvad samuti suuresti mere kesk ja põhjaosas. Eesti vetes on hallhüljes peamiselt läänepoolse levikuga ja suuremad lesilad ning poegimisalad jäävad Lääne-Eesti saarestiku vetesse. Lääne-Eesti saarestiku vetes asustab hallhüljes peamiselt avamerelise asendiga alasid Soome Lahe suudmes ja saarestiku läänerannikul ning Liivi lahe põhjaosas (Jüssi et al. 2001). Soome lahes asustavad hülged regulaarselt teadaolevalt kahte piirkonda - Uhtju saari ja Kolga lahes asuvat Vahekari. Uhtju saared, mis on Eesti kõige idapoolsem hallhüljeste koondumisala jäävad kavandatava kaabelliini trassist ca 3 km kaugusele. Põhiliselt on loomi nähtud Põhja-Uhtju kirdeneemel ja seda ümbritsevatel kividel. Trass läbib ka Soome lahe avaosa, mida jää olemasolul kasutavad hallhülged sigimispiirkondadena. Peamine sigimiseks kasutatav ala hõlmab avamere piirkonda Soome lahe suudmest kuni pea Uhtju saarteni välja (Jüssi et al. 2001). Hallhülge Läänemeres populatsiooni arvukust on 20. saj. alguses hinnatud kuni 100 000 isendini. Sajandi jooksul langes arvukus vaid 5-7 protsendini saavutades madalaima seisu 1970ndatel. Käesolevaks ajaks on hallhülge arvukus taas tõusuteel. Viimase kümne aasta hallhüljeste arvukuse trendi võib näha Joonisel 37 (Jüssi & Jüssi 2008). Kuigi hallhüljes on Eestis ja ka Euroopa liidus kaitse all, siis liigi viimasel ajal suhteliselt hea käekäik on andnud alust hallhülge küttimise taastamise võimaluste ja vajaduse üle diskuteerimiseks.



Joonis 37 Hallhüljeste arvukuse trend 1999 - 2008. 2008. aasta kohta on toodud 2 väärtust: lennuloenduse andmed ja horisontaalloenduse käigus vähem nähtud loomadega tulemus (Jüssi & Jüssi 2008). Järgnevalt (Tabel 12) on välja toodud kaitsekorralduskavas toodud ohutegurid, millega on vajalik arvestada tegevuste kavandamisel, mis kattuvad hallhülge levikualaga. Välja on toodud merekaabli paigaldamise keskkonnamõju puudutavad aspektid. Tabel 12 Hallhülge soodsat seisundit mõjutavad ohutegurid



Ebasoodsad sigimistingimused

poegimisalad kevadtalv kõrge Kliima soojenedes tõuseb

Kiskjad (maismaakiskjad)

Kogu rannik ebasoodsate poegimisolude korral

kevadtalv Väga madal teadmata

Epideemiad lesilad Kevadtalv-varasuvi

teadmata

Kalapüünised mh Soome laht

Kevadsuvi ja sügis

keskmine Selgitamisel

Toidubaasi muutused seoses kalapüügiga

Kogu rannikumeri

aastaringne teadmata Teadmata

Laevaliiklus mh Soome laht

poegimisperiood madal Liikluse intensiivistumisel kasvab

Veeturism Kogu leviala suvekuud madal tõuseb Keskkonnamürgid Kogu

läänemeri pidev keskmine PCB, DDT,

langeb, teised selgitamisel

Õlireostus Avamerega aastaringne madal Teadmata

1480 1560

1980 2100

2675 2585 27002390

3020

4127

3705

y = 11,333x2 - 45184x + 5E+07

R² = 0,8225

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

4500

1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010

Hü

lje

ste

arv

Aasta





piirnevad alad Mürkained avameri aastaringne puudub Teadmata

Militaartegevus Kõik mereosad aastaringne puudub teadmata

Peamiseks ja suurima tähtsusega ohuteguriks peetakse hüljeste uppumist kalapüünistes. Samuti võivad sigimisedukust pärssivaks oluliseks faktoriks saada järjestikused soojad ja ebasoodsate jäätingimustega talved. Ohutegurite nagu salaküttimine, kiskjate oht, laevaliiklus ja veeturism, lennuliikluse mõju peetakse pigem väheseks ja ebaoluliseks.



8 Kavandatava tegevuse ja selle reaalsete alternatiivsete lahenduste rakendumisel eeldatavalt kaasnev keskkonnamõju

EstLink 2 ühenduse loomise potentsiaalsed mõjud võib jagada tinglikult kaheks. Ehitusaegsed aspektid, mis on ühekordsed ja ajutised. Nendeks on peamiselt kaabli paigaldustöödega seotult merepõhja setete ning neis leiduvate võimalike ohtlike ainete vabanemisega seonduvad mõjud. Kaabli paigalduse järgselt on tegemist aga teistlaadi, ekspluatatsiooniaegsete mõjudega, mis on püsivad ja pikaajalised. Potentsiaalsed mõjud selles etapis on kaabli poolt toodetav soojus ja elektromagnetväli. Ekspluatatsiooniaegseteks mõjudeks on ka võimalike avariide likvideerimisel toimuvad tegevused (näiteks kaabli purunemise järgselt selle taastamine). Järgnevalt ongi eraldi peatükkides käsitletud potentsiaalseid ehitus- ja ekspluatatsiooniaegseid mõjusid. Lisaks on kolmandas alapeatükis (8.3.) hinnatud mõju erinevate teemade (organismiderühmad jms) lõikes.

8.1 Ehitusaegne mõju

8.1.1 Rannaprotsessid (kaabli rajamise mõju rannaprotsessidele ja rannaprotsesside mõju kaablile)

Kaabli maaletoomise piirkond nii A kui ka H alternatiivi puhul jääb Aseri ja Purtse sadamatevahelisele alale Eesti põhjarannikul. Selles piirkonnas tervikuna valitseb suhteliselt väheaktiivne liivaste rannasetete liikumine valdavate tormituulte mõjul paljuaastase keskmisena läänest itta. Selle loodusliku protsessi tunnistuseks on liivade kuhjumine lääne pool Aseri sadamat, eriti aga Sõreda oja suudmeala pöördumine ida suunas Purtse jõe suudme lähedal, ning liivaranna märgatav laienemine Purtse suudmesse rajatud läänemuuli kõrval. Rannalähedasel merepõhjal aga puuduvad ulatuslikud aktiivsed mere- või rannasetete kuhjealad. Rannajärsakus ja rannalähedasel madalmere põhjal paljanduvad murrutusele suhteliselt vastupidavad sinisavi kihid. Kohati levib nii rannas kui ka rannalähedasel merepõhjal rohkesti sinisavi peal lasuvast moreenist väljapestud erisuurusega rahne, ka vähesel hulgal kruusa ja veeriseid. Eriti rohkesti on rahne rannajoone lähemas ümbruses. Vaatamata sinisavi kihtide suhteliselt heale vastupidavusele erosiooni suhtes, esineb rannajärsakus nende piires veehorisonte, mis põhjustavad ulatuslikul alal intensiivseid maalibisemisi.



Arvestades vaadeldava kaabli maaletoomise piirkonna geoloogilise ehituse ja rannaprotsesside iseloomu saab öelda järgmist: 1. Kaabli maaletoomise koha lähiümbruses on rannaprotsesside intensiivsus:

kulutus, kuhje ja setete ränne suhteliselt tagasihoidlik. 2. Intensiivne rannajärsaku murrutus ja sellega seoses rannaliivade ränne

esineb tugevate tormide ja kõrge meretaseme korral kui murrutusele allub rannajärsaku jalamit kattev ulatuslik rusukalle.

3. Rusukalde murrutamisel esineb selles piirkonnas pidevalt maalibisemisi, mille tulemusel satuvad rannale tormilainete mõjupiirkonda kasvavad ja elujõulised puud.

Rannaprotsesside kokkuvõtteks Kablitrassi rajamisega ja paigaldamisega seotud väheulatuslikud insenerlikud tegevused: trassi süvendi rajamine, kaabli vahetu paigaldamine ja selle katmine peale paigaldamist, ei muuda kogu selle rannikupiirkonna looduskeskkonna, rannaprotsesside iseloomu ei randade ega rannalähedase merepõhja evolutsiooni iseärasusi, seda nii eelistatava H kui ka A trassialternatiivi valimisel. Arvestades piirkonna ranniku kui terviku geoloogilise ehituse ja rannaprotsesside iseloomu, sh ka mere rüsijää võimalikku mõju randadele tuleks kaabli säilimise ohutuse nimel kaablikraav rajada rannalähedasel alal soovitavalt 1,5 meetri sügavune. Murrutusjärsaku läbindamisel peab kaablitrassi süvend paiknema sügavamal ja kaugemal aktiivsest plokilise ehitusega maalibisemise rannalast.

8.1.2 Merepõhja geoloogilise ehituse ja setetega seonduv võimalik mõju kaabli paigaldamisel

Hinnang heljumi levikule ja mõju vee kvaliteedile EstLink2 merealuse kaabli puhul, nagu muude merealuste kaablite puhul, kaasnevad põhjasetetega seotud mõjud sisuliselt üksnes kaabli paigaldamise aegselt. Kaabli toimimise aegsed mõjud on minimaalsed (nt kaabli parandamisega seotud mõju, Vt lk 124). Kaabli paigaldamisel põhjasetetesse kaasneb paratamatult põhjasetete häirimine, mille tõttu teatav osa settest paisatakse veesambasse moodustades settepilve. Veesambasse paistava sette hulk ja nende saatus veesambas sõltub väga mitmetest tegutitest – põhjasetete omadustest, hüdrodünaamilistest tingimustest, kaabli paigaldamisel kasutatavast tehnoloogiast, kui kõrgele merepõhjast setted paisatakse jne. Üldiselt on hinnatud, et kaabli paigaldamine merepõhja setetesse mõjutab setteid vähesel määral ning mõjud on lühiajalised (OSPAR, 2008; BERR, 2008; Worzyck, 2009), Tabelis 13 on toodud erinevate



kaabli paigaldustehnoloogiate ja settetüüpide lõikes kaablipaigaldus ja –matmistööde suhteline põhjasetete häiringu olulisus. Tabel 13 Erinevate kaablipaigaldus ja –matmis tehnoloogiate poolt tekitava merepõhja sette häirituse suhteline olulisus (BERR, 2008). Liiv Möll Kruus Savi Unstruc-

tured Rock – Matrix Material

Weak Rock

(Chalk)

Struc-tured Rock

Sahk/ader Conventional narrow blade

1 1 1 1 N/A N/A -

Advanced with jetting 2 3 2 2 2 N/A - Deep burial 1 1 1 1 1 N/A - Rock ripping 1 1 1 1 1 4 - Vibrating 1 2 1 1 2 6 -

Teised meetodid Jetting - fluidisation 2 2 N/A N/A N/A N/A N/A Jetting - erosion 3 4 3 3 N/A N/A N/A Dredging 4 6 4 N/A N/A N/A N/A Rock Weel 3 4 3 3 3 8 4 Mechanical Chain Excavators

3 4 3 3 3 N/A N/A

Häirituse olulisus – 1=madal, 10 =kõrge, N/A=pole rakendatav Ehkki merealuseid kaableid on paigaldatud mitmeid ning on teostatud kaablite paigaldamiseelseid mõjuhindamisi/prognoose, on siiski vähe informatsiooni nende tööde käigus vette paisatava sette tegelike koguste kohta (BERR, 2008), teostatud mõjuhindamised on viidud läbi võrdlemisi üldisi tehnilisi eeldusi (sh settekao määr, sette vertikaalne ulatus) arvesse võttes ja lähtutud on pigem eeldatavatest ja tavaliselt ülepaisutatud väärtustest. Mitmetes merepõhja paigaldatavate kaablitega seotud keskkonnamõju hindamistes on kaabli matmise sette kao määraks hinnatud suurusjärguks 10-30 % kraavi mahust (URS Corporation, 2006, Galagan et al., 2003, Fissel et al., 2006), kuid neis on lähtutud eelkõige veesurvetehnoloogiast, mille puhul materjali ei suruta kraavi servadele. Teisalt on näiteks Nord Streami gaasitrassi paigaldamise keskkonnamõju hindamises arvestatud, et gaasitorustiku matmisel rajatava kraavi tõmbamisel sahaga on veesambasse paisatava sette kogus kõigest 2% kraavi mahust (Nord Stream AG, 2008). Antud olukorras on kasutatavad kaks reaalset tehnilist võimalust kaabli paigaldamiseks ning kaabli matmiseks. Järgnevalt on neid meetodeid lühidalt kirjeldatud rõhuga setete ümberpaigaldamisele ja heljumi tekke võimalikkusele. Kõige lihtsamaks ja enamasti töökindlaimaks meetodiks kaablite aga ka näiteks torujuhtmete põhjasetetesse paigaldamiseks on kaabliadraga. Selle käigus lõigatakse põhjasetetesse adra abil kraav või vagu, millesse sama seadme abil



suunatakse kaabel või torujuhe. Pehmetesse pinnastesse kaabli paigaldamisel kasutatakse eelkõige kitsast lõiketera, millega sisuliselt lõigatakse settesse mõnekümne sentimeetri laiune lõhe – setted surutakse valdavalt külgedele, mitte ei suruta kraavi pervedele või ei paisata veesambasse (Rinebold, 2003). Kuna setete ruumiline ümberpaigutamine on minimaalne, minimiseerib ka sette ning merevee segunemise. Kitsateralise kaabliadra kasutamist kaablite paigaldamisel on peetud põhjasetete häiringu seisukohalt kõige vähem mõju avaldavaks tehnoloogiaks (BERR, 2008). Kaabliadra kasutamisel on töötsoon suurusjärgus 15-23 m lai, sama lai on ka otsene põhjasetete mõjutamisala, kuhu settib ka peamine osa vette paisatud settest, täielik settimisala on aga mõnevõrra ulatuslikum (Rinebold, 2003), teiste autorite puhul on töötsoon oluliselt kitsam. Peale kaabli juhtimist pinnasesse lõigatud süvendisse vajub see kokku, täites süvendi, kõvade setete (n. kõvad savid) puhul aga võib lõigatud süvend jääda avatuks pikemaks ajaks. Märkida võib veel, et erinevalt kaabli paigaldamisele, on torujuhtmete paigaldamisel kasutusel mõnevõrra erinev tehnoloogiline lahendus – kuna torujuhtmete läbimõõt on kaablitest oluliselt suurem, rajatakse sellisel puhul merepõhja kolmnurkse kujuga reaalne kraav, kusjuures kraavist eemaldatav materjal surutakse kraavi servadele vallidesse. Eelkõige pehmete pinnaste puhul on teiseks levinud võtteks sette veeldamine – pinnasesse juhitakse surve all vett, mis lõhub pinnase struktuuri ja muudab pinnase sisuliselt vedelikuks (nn pulbiks). Avatud kraavi tekitamisel juhitakse pinnasesse piisavas koguses vett, et tekkiv vool kannaks kraavist veeldatud sette välja. Kuna avatud kraavi rajamine ei ole tavaliselt vajalik ja on pigem ebasoovitav (suur settekadu, mis vähendab kaablit kaitsvat efekti ja märkimisväärne heljumi teke) vähendatakse vee hulka selliselt, et piisaks sette veeldamisest, kuid oleks välditud veeldatud sette ärakanne. Veeldatud settesse juhitakse paigaldatav kaabel, peale surve kadu (st. kui seade on liikunud edasi) settib veeldatud sete samale kohale tagasi. Sellest hoolimata teatav osa veeldatud settest paisatakse veesambasse või kantakse hoovuste poolt ära. Antud tehnoloogia on rakendatav eelkõige peeneteraliste mittekohesiivsete setete puhul (liiv, möll), problemaatilisem on selle tehnoloogia kasutus kohesiivsete pinnaste (n. tugev savi) ja tugevate pinnaste puhul (BERR, 2008). Antud tehnoloogia kasutamisega kaasnev heljumi teke sõltub eesmärgist – juhul kui veejoa poolt tekitatav surve toob kaas avatud kraavi tekkimise merepõhja on heljumi teke märkimisväärne, kui aga veesurve ja –kogus hoitakse minimaalsena (st. toimub üksnes sette veeldamine ja ei toimu erosiooni) on settekadu ja seega ka heljumi teke vähene, kuna setteid sisuliselt ei teisaldata. Valdavalt on erinevate kaablite paigaldamisega seotud keskkonnamõju hindamistes lähtutud seisukohast, et sette kadu sellise tehnoloogia korral on suurusjärgus 10-30 % kraavi mahust. Veesurvetehnoloogia puhul on kaablipaigalduse töötsooni ja peamise setete mõjutsooni laiuseks 15-45 m kaablist (Rinebold, 2003). Üheks oluliseks teguriks tulenevalt kasutatavast tehnoloogiast on tööde teostamise kiirus. Kuna kaabli paigaldamisel tekib heljum üksnes tööde teostamisel, on mõju ajaline kestvus seda väiksem, mida kiiremini tööd teostatakse. Teisalt tööde teostamise kiiruse suurenemisel, on vette paisatava sette kogus suurem ja mõju olulisem (Fissel et al., 2006).



Merepõhjatööde teostamisega kaasneva heljumi tekkel ja levikul on teiseks oluliseks faktoriks pinnase omadused. Üldiselt, mida jämedateralisemad on põhjasetted, seda vähem paisatakse neid veesambasse, seda kiiremini need settivad välja ja seda lähemal töötsoonile see toimub. Peeneteralisi setteid paisatakse veesambasse enam, need püsivad vees suspensioonina kauem ja levivad kaugemale. Teisalt aga on välja settiva settekihi paksus väiksem (sete hajub laiemale alale). Üldiselt on hinnatud, et heljumi tekke seisukohalt omab suuremat mõju möll, kuna see on ühest küljest piisavalt väikeseteraline, teisalt on aga tegemist mittekohesiivne pinnasega, mis erodeerib juba väikeste vee liikumiskiiruste puhul (BERR, 2008). Järgnevalt on toodud mõningaid näiteid avameretuuleparkide ja elektriühenduskaablite paigaldamiste keskkonnamõju hindamistel ja seiretel saadud heljumi tekke ja leviku tulemustest. Nysted´i avamere tuulikupargi (Taani rannikul) kaabliühenduste paigaldamisel liiva ja savisetteisse tuvastati töö aegse seire käigus heljumi maksimaalsed kontsentratsioonid 200 m kaugusel töötsoonist tasemel 35 mg/l, keskmised kontsentratsioonid olid aga üksnes suurusjärgus 2 mg/l, antud suurused jäid oluliselt allapoole etteantud piirväärtusi (Cooper et al. 2008). Vancouveri saare energiaühenduse parendamise projekti puhul hinnati kaablite paigaldamisel maksimaalseks heljumi tekkeks u 20 000 mg/l otseselt töötsoonis, kuid hinnati, et kontsentratsioonid alanesid kiirelt ajaliselt peale häiringu lõppu ning ruumilises ulatuses – tund peale tööde lõppemist hinnati ala suuruseks, kus heljumi kontsentratsioon ületas 25 mg/l vähem kui 0,18 km2 ning 4 tundi hiljem oli see ala juba vähem kui 0,05 km2 (Fissel et al., 2006). Merepõhjale tagasisettiva settekihi paksus oli maksimaalselt 6,6 cm, 20 m kaugusel töötsoonist 1cm ning kaugemal veelgi vähem. Cape Wind avameretuulepargi kaabelühenduste kavandamisel (Massachusettsi rannik) hinnati, et valdavalt liivapinnaste puhul ulatub heljumi kontsentratsioon töötsoonist 60 m kaugusel maksimaalselt 80 mg/l, 450 m kaugusel 10 mg/l, samuti hinnati, et väljasettiva settekihi paksus 15 m kaugusel töötsoonis oleks 25 mm ning 45 m kaugusel vähem kui 1 mm (Galagan et al., 2003). Norfolk´i avamere tuulikupargi kaabliühenduste paigaldamisel mölli, liiva ja kruusa ning nende all lasuvatesse savisetetesse hinnati, et 90% suspensiooni paisatavast jämedamateralistest setetest settib merepõhjale tagasi sõltuvalt oludest 20 kuni 200 m kaugusel töötsoonist, väljasettiva settekihi paksuseks saaks olema vastavalt 4,5 kuni 0,5 mm, peeneteraliste setete osas eeldati, et need hajuvad kogu veesambas tuues kaas mõneprotsendilise heljumikontsentratsiooni tõusu (BERR, 2008 ref. Norfolk Offshore Wind, 2002). Üheselt antud näidete tulemusi võrrelda ei saa, kuna erinevad nii arvutuste aluseks olevad eeldused (sette kao määr), setete omadused, hüdrodünaamilised tingimused jne. Kokkuvõtvalt võib öelda, et merepõhja kaablite paigaldamisega kaasnevat mõju setetele ja veekvaliteedile peetakse lühiajaliseks ja lokaalseks, mõju võib olla olulisem eelkõige elustiku seisukohalt tundlikel aladel, peamiseks leevendavaks meetmeks on eelkõige õige trassivalik (sh. tundlike ja potentsiaalselt reostunud alade vältimine) (OSPAR, 2008; BERR, 2008). Siin tuleb aga rõhutada, et eelpool toodud näidete puhul on valdavalt olnud tegemist liivasetetega, mille puhul on heljumi tekke võimalus võrdlemisi väike.



Kui vaadelda EstLink 2 uuritud trassikoridori, siis valdavalt moodustab pinnase väga pehme savi, mille peene materjali osakaal ulatub 100 %-ni. Kahtlemata toob sellise materjali liigutamine kaasa sette suspendeerumise, savi settimiskiirus on aeglane, mis tähendab, et vette paisatud sete püsib suspensioonina võrdlemisi kaua ning võib hoovustega liikuda tekkekohast võrdlemisi kaugele. Teisalt – seetõttu on tagasi settiva kihi paksus väike. Lähtudes rajatava kaablikraavi ristlõikest 0,4 m2 (kuni 1 m sügav ning 0,4 m lai) ning eeldusest et vette paisatakse 10-30 % kraavi mahuks olevast settest, on vette paisatava sette kogus 0,04-0,12 m3 kaablitrassi meetri kohta ehk kuivaines 30-90 kg/m (sette kuivmassiks on võetud 750 kg/m3). Lähtudes eeldusest, et kaabel süvendatakse setetesse 1 kuuga, oleks paigalduskiirus suurusjärgus 200 m tunnis, sette heitkogus seega 2-5 kg/s. Toodud kaabli paigalduskiirus võib olla ülehinnatud, näiteks Soome eksperdid on paigaldusperioodi pikkuseks hinnanud minimaalselt 1,5 kuud (Vatanen et al., 2009), tegelik paigalduskiirus sõltub ilmselt konkreetsest tehnoloogiast, ilmastikuoludest jne. Seega ei saa konkreetselt minimaalset või maksimaalset süvistamistööde pikkuse perioodi määrata. Mida aeglasem oleks süvistamiskiirus, põhimõtteliselt seda väiksemaks võib hinnata settekadu. Eeldades, et kaabli paigaldamisel paisatakse setted kuni 5 m kõrgusele merepõhjast (eeldus, millest lähtutakse Nord Stream gaasitrassi põhjasetetesse süvendamisel, kuid mis on nii mahult kui tehnoloogiliselt lahenduselt kaablisüvendamisega oluliselt teistsugune (olulisem) tegevus), siis toimuks tagasisettimine u 12,5 tunni jooksul (võttes savi settimiskiiruseks Soome lahes 0,11 mm/s (Nord Stream, 2008)). Soome lahe keskosa keskmiste veekihtide hoovuste roosi kohaselt (Bijker and Nielsen, 2009) on valdavad minimaalsed hoovuste kiirused (alla 0,02 m/s), valdavalt jäävad hoovuste kiirused alla 0,1 m/s, maksimaaljuhtudel ulatuvad kiirused 0,2 m/s, suundadest prevaleerivad ida- ja edelasuund, millele järgnevad lääne- ja kirdesuund. Seega lähtudes hoovuse kiirusest 0,1 m/s, kandub kaabli matmisel setetesse 5 m kõrgusele merepõhjast paisatav savi kuni 4,5 km kaugusele töötsoonist. Valdavaks olevate hoovuste kiiruste (alla 0,02 m/s) korral aga kanduvad setted vähem kui 1 km kaugusele. Soome ekspertide poolt läbiviidud EstLink2 ühenduse Soome vetesse paigaldamisega kaasneva keskkonnamõju analüüsis (Vatanen et al., 2009) on hinnatud, et kaablisüvistamisega kaasnev mõju veekvaliteedile, sh. heljumisisalduse suurenemine, esineb üksnes u 200 m ulatuses töötsoonist. Kokkuvõttes võib hinnata, et kaablitrassi setteisse süvendamine toob kaasa põhjakihis veekvaliteedi märgatava languse (heljumisisalduse suurenemine) hinnanguliselt maksimaalselt kuni 1 km kaugusel töötsoonist, kuid mõju on lühialaline, kestes tööde teostamise ajal ning senine olukord taastub kiirelt peale tööde lõppemist. Pikaajalist negatiivset mõju veekvaliteedile kaablisüvistamine ei põhjusta. Ranniku lähedal on lainetusest ja hoovustest tingitud vee liikumiskiirused lahe keskosa sügavate veekihtidega võrreldes suuremad, seega on ka vette paisatava sette leviku kaugus suurem. Teisalt on aga ranniku läheduses prevaleerivateks seteteks liivad ja tugevad sinisavid. Taoliste setete puhul on, võrreldes pehmete



savidega, vette paisatava sette kogus väiksem ning sadenemine toimub kiiremini. Siinjuures tuleb arvestada, et antud piirkonnas on tegemist avatud kulutusrannikuga, kus kaablipaigaldustööde käigus kaablikraavist välja paisatud setted hajutatakse lainetega ja seetõttu on mõju põhjaelustikule (põhjaelustiku mattumine setete alla) minimaalne. Olulisimaks leevendavaks meetmeks kaabli matmisel tekkiva heljumiga seotud keskkonnariskide vähendamiseks on minimaalselt heljumit tekitav tehnoloogia valik ja tööoperatsioonide korraldamine. Käesoleva töö koostajate hinnangul on tõenäoliseimateks peetavad tehnoloogiad – kündmine ja veejoaga uhtmine – mõlemad ühtviisi aktsepteeritavad. Sealjuures tuleb kündmise juures tagada (vastavate tehniliste vahenditega) saha püsivus pehmetel setetel selliselt, et oleks välditud saha lubatust suurem vajumine settesse (mis tooks lisaks juhitavuseprobleemile kaasa ka suureneva sette mobilisatsiooni). Veejoaga uhtmise tehnoloogia korral tuleb esiteks analoogselt sahaga samuti tagada seadme püsivus pehmetel setetel (lahenduseks võib olla vabalt merepõhjas ujuva seadme (ROV – remotely operated vehicle) kasutamine) ning teiseks tagada veejoa optimaalne intensiivsus (st piisav sette veeldamiseks/pulbi tekkeks kuid mitte niivõrd intensiivne, et setet paisataks lubatust rohkem välja). Mõlema tehnoloogia puhul on vajalik töö teostamise aegse pideva olukorra jälgimise süsteemi olemasolu (video, sensorid, andurid jms) ja võimekus tööoperatsioone operatiivselt reguleerida (näiteks veejoa intensiivsus, liikumiskiirus jms). Käesoleva töö koostajad teevad ettepaneku kaabli matmisel lubada (vee-erikasutusloa tingimustega) maksimaalseks sette kao määraks ca 30% ehk eeldatava paigalduskraavi mõõtmeid arvestades 0,12 m³ 1 meetrise lõigu kohta (seda summaarsena arvestades nii kaablikraavi rajamise kui seadme merepõhjas liigutamisega kaasnevat setete häiringut). Töö teostaja peab pakkumise esitamisel andma (tehnoloogilise kirjelduse koosseisus või mujal asjakohases osas) ka omapoolse tõestuse vastava tingimuse täitmise kohta. Tööde teostaja väljavalimisel tuleb eelistada pakkujat, kes suudab garanteerida kaabli paigaldamist setteisse tehnoloogia abil, mis tagab väikseima põhjasetete häirimise. Raskmetallid põhjasetetes ja nende vabanemine Järgnevalt on toodud välja kaablipaigaldustööde käigus eeldatavalt veesambasse paisatavas settes sisalduvate raskmetallide kogus. Arvutustel on kogu trass jagatud lõikudeks (nii alternatiivsed trassikoridorid kui eri osapoolte halduses olevad lõigud), arvestatud on lõikude keskmise raskmetallisisaldusega. Raskmetallide koguste arvutustel on lähtutud trassikoridorile jäävate peeneteraliste ja pehmete setete (pehmed savid ja liivad) osakaalust, kuna peamiselt akumuleeruvad saasteained savi- ja orgaanilise aine rikastes suhteliselt värsketes setetes (arvestamata on jäetud merepõhjas paljanduv moreeni, kalju ja sinisavi osa). Lähtutud on keskmisest sette kuivmassist 0,75 t/m3 (HELCOM, 2007). Välja on toodud kolm stsenaariumi:



a) nn utoopiline stsenaarium - kaabli paigaldamiseks rajatav kraav on 1 m sügavune ja 1 m laiune ning kogu kraavis olev materjal paisatakse veesambasse; b) nn maksimaalne reaalne stsenaarium - kaabli paigaldamiseks rajatav kraav on 1 m sügavune ja 0,4 m laiune ning veesambasse paisatakse 30% kraavi mahuks olevast settest (eeldused, mis on antud OÜ Põhivõrk poolt esitatud vee erikasutusloa taotluses, vastavalt arendaja poolt antud selgitustele oleks tegemist tõenäoliselt ülehinnatud settekaoga, vee-erikasutusloa taotlemisel on toodud välja halvim reaalne olukord); c) reaalne stsenaarium - kaabli paigaldamiseks rajatav kraav on 1 m sügavune ja 0,4 m laiune ning veesambasse paisatakse 10% kraavi mahuks olevast settest. Tabelis 14 on välja toodud erinevate lõikude kombinatsioonid. Tabel 14 Kaablikraavi eri lõikude pikkus, süvistamisel hinnanguliselt vette paisatava sette kogus (t DW), raskmetallide kogus (t) settes ning Läänemerre ja Soome lahte sisenev raskmetallide (HELCOM, 2004a) ja arseeni (Vallius and Leivuori, 1999) koormus (t/a) Lõigu

pikkus, km

Sette kogus

As Cd Cr Cu Pb Ni Zn

variant 1 – kaablikraavi ristlõige 1 m2, kogu kraavis sisalduv materjal paisatakse veesambasse

Eesti territoriaalveed

A* 65,55 49163 0,420 0,0203 1,43 1,14 0,748 1,07 3,94

H+A 66,93 50200 0,433 0,0212 1,43 1,15 0,758 1,05 3,95

Rahvusvahelised veed

18,50 13875 0,149 0,0160 0,58 0,52 0,485 0,39 2,32

Soome territoriaalveed

A+A1+D 59,36 44519 0,306 0,0164 1,35 1,00 0,757 0,89 3,63

A+A1+A2 56,81 42611 0,266 0,0170 1,32 0,98 0,786 0,83 3,62

A+B+D 62,43 46825 0,379 0,0160 1,51 1,02 0,724 0,99 3,80

A+B+A2 59,89 44917 0,339 0,0166 1,48 1,00 0,753 0,94 3,78

variant 2 – kaablikraavi ristlõige 0,4 m2, 30% kraavi materjalist paisatakse veesambasse


A 65,55 5900 0,050 0,0024 0,17 0,14 0,090 0,13 0,47

H+A 66,93 6024 0,052 0,0025 0,17 0,14 0,091 0,13 0,47


18,50 1665 0,018 0,0019 0,07 0,06 0,058 0,05 0,28


A+A1+D 59,36 5342 0,037 0,0020 0,16 0,12 0,091 0,11 0,44

A+A1+A2 56,81 5113 0,032 0,0020 0,16 0,12 0,094 0,10 0,43

A+B+D 62,43 5619 0,046 0,0019 0,18 0,12 0,087 0,12 0,46



Lõigu pikkus,

km

Sette kogus


A+B+A2 59,89 5390 0,041 0,0020 0,18 0,12 0,090 0,11 0,45



A 65,55 1967 0,017 0,00081 0,057 0,046 0,030 0,043 0,158

H+A 66,93 2008 0,017 0,00085 0,057 0,046 0,030 0,042 0,158


18,50 555 0,006 0,00064 0,023 0,021 0,019 0,016 0,093


A+A1+D 59,36 1781 0,012 0,00066 0,054 0,040 0,030 0,036 0,146

A+A1+A2 56,81 1704 0,011 0,00068 0,053 0,039 0,032 0,033 0,146

A+B+D 62,43 1873 0,015 0,00064 0,061 0,041 0,029 0,040 0,153

A+B+A2 59,89 1797 0,014 0,00067 0,059 0,040 0,030 0,038 0,152

Läänemere ja Soome lahe raskmetallikoormus 2000. a.

Läänemeri kokku, t

53 1068 477 3059

Soome laht, t

122 35 439 300 277

* - trassilõigud on graafiliselt kujutatud Joonisel 2. Illustratiivse võrdlusena on tabelis esitatud ka kogu Läänemere ja Soome lahe vastavate raskmetallide koormus. Koormuse andmed kogu mere ning selle erinevate osade kohta on kättesaadavad vaid aastani 2000 ja pärinevad HELCOM´i 2004. aastal koostatud Läänemere reostuskoormuse koondhinnangust (HELCOM, 2004). Uuringu kohaselt võivad toodud koormused olla teataval määral alahinnatud. Uuemad koondandmed mere erinevate osade, sh. Soome lahe, kohta teadaolevalt puuduvad. Kogu Läänemere kohta on kättesaadavad värskeimad olulisemate raskmetallide – elavhõbe, kaadmium ja plii – vee (Knuuttila, 2008) ning õhu (Gusev, 2008) kaudu sisenevad koormused aastast 2006. Summaarne õhu ja vee kaudu Läänemerre 2006. aastal kandunud plii koormus oli 508,2 t, kaadmiumi koormus 54,6 t ja elavhõbeda koormus 14,2 t. Lähtudes maksimaalsest reaalsest stsenaariumist, mis põhineb OÜ Põhivõrk poolt esitatud vee erikasutusloa taotlusmaterjalides toodud eeldustele, oleks eelistataval trassil (mis koosneb lõikudest H+A Eesti territoriaalmeres, lõigust rahvusvahelises vetes ning Soome vetes lõikudest A+A1+D, kokku ca 145 km) kaablikraavi süvendamisel vette paisatava sette koguseks 13 031 t, (sellest u 10 500 t moodustaksid pehmed pehmed savid-peeneteralised liivad, milledes võib eeldada saasteainete akumuleerumist). Kogu settekoormusest moodustab Eesti territoriaalmere osa ca 6024 tonni, rahvusvaheliste vete osa ca 1665 tonni ja Soome territoriaalmere osa ca 5342 tonni. Kogu trassi settes oleva raskmetallide kogus oleks: arseen – 0,11 t, kaadmium – 0,006 t, kroom – 0,4 t, vask – 0,32 t, plii – 0,24 t, nikkel – 0,28 t ja tsink 1,19 t. Reaalse maksimaalse stsenaariumi puhul moodustaksid need raskmetallide kogused Soome lahe 2000.



aasta üldisest raskmetallide koormusest u 0,02 (kaadmium) kuni 0,43 (tsink) %. Seega võib hinnata, et kaabli paigaldamisel vette paisatavates setetes sisalduvad raskmetallide kogused on Soome lahe kogu koormust silmas pidades tagasihoidlikud. Selgeid erinevusi erinevate trassivariantide vahel ei esine, erinevused trassivariantide vahel tulenevad eelkõige lähtudes nende pikkusest ja pehmete setete osakaalust. Nn reaalse stsenaariumi puhul on vette paisatava sette ning raskmetallide kogus eelnevalt kirjeldatud stsenaariumist ligi 3 korda väiksem. Tabelis 15 on toodud eelistataval kaablitrassil lõikude kaupa eeldatav raskmetalli koormus (lisaks maksimaalsele reaalsele stsenaariumile ka teised analüüsitud stsenaariumid). Tabel 15. Eelistatud kaablitrassi eri lõikude pikkus, süvistamisel hinnanguliselt vette paisatava sette kogus (t DW) ning raskmetallide kogus (t) settes Lõigu

pikkus, km

Sette kogus


variant 1 – kaablikraavi ristlõige 1 m2, kogu kraavis sisalduv materjal paisatakse veesambasse

H+A Eesti territoriaalvetes

66,93 50200 0,433 0,0212 1,43 1,15 0,758 1,05 3,95

A rahvusvahelistes vetes

18,50 13875 0,149 0,0160 0,58 0,52 0,485 0,39 2,32

A+A1+D Soome territoriaalvetes

59,36 44519 0,306 0,0164 1,35 1,00 0,757 0,89 3,63



66,93 6024 0,052 0,0025 0,17 0,14 0,091 0,13 0,47


18,50 1665 0,018 0,0019 0,07 0,06 0,058 0,05 0,28


59,36 5342 0,037 0,0020 0,16 0,12 0,091 0,11 0,44



66,93 2008 0,017 0,00085 0,057 0,046 0,030 0,042 0,158


18,50 555 0,006 0,00064 0,023 0,021 0,019 0,016 0,093


59,36 1781 0,012 0,00066 0,054 0,040 0,030 0,036 0,146

Ebarealistlikult üledimensioneeritud juhul (nn utoopiline stsenaarium) kui kaablikraav rajatakse 1 m2 ristlõikega ning kogu selles olev sete ja settes olevad raskmetallid paisataks vette, moodustaks lisanduv raskmetalli koormus Soome lahe vastavate raskmetallide koormusest 0,15 (kaadmium) kuni 3,6 (tsink) %. Elavhõbeda, kui Läänemere jaoks prioriteetse saasteaine, kogust ei ole võimalik välja tuua. Seda põhjusel, et 63 analüüsitud setteproovist üksnes 4 proovis tuvastati labori määramispiiri ületav elavhõbeda sisaldus. Kui võtta aluseks eeldus (spekulatiivne kuid pigem ülehinnatud andmaks siiski mingeid kvantitatiivseid summaarseid võimalikke koguseid), et nende proovide, kus elavhõbeda sisaldus jäi allapoole määramispiiri, keskmine elavhõbedasisaldus on



75% määramispiirist, oleks eelistatud kaablitrassi kogu pikkuse puhul esimese ja tugevalt ülepaisutatud stsenaariumi (Vt tabel) korral vette paisatava elavhõbeda kogus 0,024 t ning maksimaalse reaalse stsenaariumi korral 0,003 t. Kuna elavhõbeda koormus on Läänemerele on võrreldes aastaid 2000 ja 2006 ligi 5 korda vähenenud, tuleks lähtuda 2006. aasta andmetest. 2006. aasta elavhõbeda koormus kogu Läänemerre oli 14,2 t (Knuuttila, 2008, Gusev, 2008), kahjuks ei ole võimalik välja tuua Soome lahte eraldi, näitena võib tuua Eesti koormuse - 0,15 t (Knuuttila, 2008). Teiste keskkonnauuringute käigus analüüsitud ohtlike ainete osas ei ole kaablisüvendi rajamisel vette paisatavate ühendite koormust võimalik hinnata – valdavas osas proovidest jäid orgaaniliste saasteainete kontsentratsioonid allapoole labori määramispiiri. Nende ainete osas võib öelda, et kavandatav tegevus ei too kaasa olulist negatiivset keskkonnamõju. Võib hinnata, et eelnevalt läbi viidud arvutused, millel on tuginetud OÜ Põhivõrk poolt esitatud vee erikasutusloa taotluses toodud arvutusskeemil, on ülepaisutatud, seda eelkõige lähtudes heljumi tekkest. Kaablikraavi rajamisel võib küll kraavist eemaldatava sette kogus moodustada 30% kraavitrassi mahust, kuid märkimisväärne osa sellest surutakse kündmismeetodi puhul kraavi kõrvale vallidesse või langeb kohe (pärast samaaegselt paigaldatava kaabli soovitud kohta paigaldamist) tagasi kaablitrassi, mitte ei paisata veesambasse. Siiski on antud töös keskkonnakaitse kaalutlusi esiletõstvalt (ettevaatuse ja vältimise printsiip) lähtutud eelkõige eeldatavalt ülepaisutatud 30%-lisest settekaost, kuid on toodud võrdlevad andmed eeldatavalt realistlikuma olukorra kohta, kui veesambasse paisatakse 10 % kraavi mahuks olevatest setetest. Mitmetes kirjandusallikates on märgitud, et teaduslikult põhjendatud andmed erinevate tehnoloogiate kasutamisel esineva settekao kohta on puudulikud (BERR, 2008). Lähtudes kaablitrassil teostatud põhjasette reostatuse uuringutest, tuvastati Eesti territoriaalvetes mitmes proovivõtupunktis foonilisi kontsentratsioone ületav raskmetallide ja ka mõningate orgaaniliste saasteainete – sealhulgas dioksiinid ja furaanid - sisaldus. Merepõhjatööde teostamisel paratamatult paisatakse settes olevad ohtlikud ühendid ka veesambasse. Kuna sette ohtlike ainete sisaldus küll ületas foonilisi näitajaid, kuid jäi oluliselt allapoole piirmäärasid, millest alates loetakse setet reostunuks ja keskkonnaohtlikuks (vastavalt Eesti seadusandluse kohased pinnase elutsooni piirarvud ning Soome standardi kohased saastatuse 2. tasemed), ei saa Eesti territoriaalvetes toimuva sette häirimisega kaasnevat mõju merevee keemilisele kvaliteedile pidada pikaajaliselt oluliseks. Lühiajaliselt (tööde teostamise aegselt) ning piiratud ulatuses (töötsooni piires) võib põhjalähedase veekihi veekvaliteet ohtlike ühendite sisalduse osas küll halveneda. Täpseima vastuse veekvaliteedi muutuste osas annaks sette ja sellega seotud saasteainete leviku matemaatiline modelleerimine. Kuna aga meresetete uuringute käigus ei tuvastatud reostunud ja keskkonnaohtlike setete esinemist kaablitrassil, ei peetud seda antud juhul vajalikuks. Siinjuures tuleb ka märkida, et oluline osa saasteainetest on sette savi- ja orgaanilise aine osakestele adsorbeerinud, mistõttu need sadenevad koos settega tagasi



merepõhja, mitte ei lahustu vees ja ei ole bioloogiliselt kättesaadavad. Lähtudes merepõhjasetete saastatusest, hinnatakse kaablipaigaldustöödest tulenevat saasteriski väikeseks, arvestatavaks võib see olla üksnes tugevalt reostunud alade puhul (OSPAR, 2008) ning peamiseks leevendavaks meetmeks oleks tugevalt reostunud alade (eelkõige siis sadamate ja teadaolevate punktreostusallikate piirkonnad) vältimine. Samas allikas (OSPAR, 2008) on jõutud ka järeldusele, et mõningatel juhtudel ei ole selliste alade vältimine võimalik, sellistel juhtudel on peamiseks leevendavaks meetmeks veesurvetehnoloogia või adrameetodi kasutamine kaabli süvistamisel pinnasesse. Eelnevast tuleb järeldada, et EstLink 2 puhul kavandatav tehnoloogia kaabli süvistamiseks on tehnoloogiliselt parim (st setteid vähim mõjutav) lahendus. Kui vähegi osutub tehnoloogiliselt võimalikuks, tuleks kasutada kaabli setetesse süvistamiseks kasutatava seadme katmist (või muu sama eesmärki teeniv meede), mis väldiks vette paisatavate setete vertikaalset ja horisontaalset kandumist veesambas. Põhjasetete häirimine ning sellest tulenevalt ka mõju vee keemiliseks kvaliteedile oleks eeldatavasti väiksem kui kaablit ei süvistataks põhjasetetesse, vaid rakendataks muid meetmeid kaabli kaitseks (katmine pinnasega või betoonmadratsitega). Kogu trassi pikkuses ei ole see otstarbekas ega vajalik, kuid vääriks kaalumist Soome ranniku lähedal kohtades, kus tuvastati sette tugev reostatus. Antud teemat peab täpsemalt käsitlema Soomes koostatavad vastavad uuringud ja Soome poolse tegevuse keskkonnalubade osas otsustaja. Toitained põhjasetetes ja nende vabanemine EstLink 2 kaabelliini trassil on tegemist valdavalt akumulatsioonialadega, kus põhjasetted koosnevad suurelt jaolt pehmetest savisetetest. Antud setted sisaldavad paratamatult ka neisse akumuleerunud toitaineid – lämmastik ja fosfor – mis merepõhjatööde käigus võivad põhjast vabaneda. EstLink 2 kaablitrassi asukohavalikuga seotud põhjasetete uuringutes setete toitainete sisaldusi ei analüüsitud. Samuti ei analüüsita sellekohast teemat üldjuhul ka Eesti sadamatega seonduvate keskkonnauuringute kontekstis. Seega tuleb kasutada andmeid teistest uuringutest. Nord Streami gaasitrassi paigaldamise keskkonnamõju hindamisel on lähtutud põhjasette lämmastikusisaldusest 9,5 mg/g DM ja fosforisisaldusest 2,05 mg/g DM (Rossi and Tuukanen, 2009), antud toitainesisaldus peegeldab u 0,4 m paksuse sette pealmise kihi näitajaid. Nimetatud tulemused on küll saadud Soome lahe keskosast, kuid antud töös vaadeldava kaablitrassi setteuuringute alusel on näha, et valdavas osas trassist on settetingimused sarnased, mistõttu võib antud näitajaid üldistatuna ka käesolevas töös kasutada. Lähtudes eeldusest, et rajatakse 1 m sügavune ning 0,4 m laiune kaeve, milles olevast settest 30% paisatakse veesambasse, oleks arendaja poolt eelistatuma krassialternatiivi (H+A+D) puhul vette paisatava sette kogus kogu trassil (ca 145 km) suurusjärgus 13 030 t (orgaanilise aine ja toitainete poolest rikkamate savi ja liivasete osa oleks u 10 500 t, sinisavid ja moreenid sisaldavad toitaineid minimaalses koguses). Kogu settekoormusest moodustab Eesti territoriaalmere osa ca 6024 tonni, rahvusvaheliste vete osa ca 1665 tonni ja Soome



territoriaalmere osa ca 5342 tonni. Orgaanikarikkamad savi- ja liivasetted sisaldaksid kogu trassi ulatuses lämmastikku suurusjärgus 100 t ja fosforit 22 t. Eesti vetesse jääva kaablilõigu puhul oleksid toitainete kogused vastavalt suurusjärgus 53 t lämmastikku ning 11,4 t fosforit, rahvusvahelistes vetes 13 t lämmastikku ja 2,8 t fosforit ning Soome vetes 34 t lämmastikku ja 7,4 t fosforit. Kaabliadraga paigaldamisel reaalsemalt esineda võiva settekao 10% juures oleks arendaja poolt eelistatuma trassialternatiivi (H+A+D) puhul vette paisatava sette kogus suurusjärgus 3520 t (arvestades kaablitrassile jäävate orgaanilise aine ja toitainete poolest rikkamate savi ja ka liivasete osakaalu), milles sisalduks lämmastikku 33,2 t ning fosforit 7,2 t (Eesti vetes vastavalt 17,7 ja 3,8 t). See toitainete kogus paisatakse vette suhteliselt lühikese kaabli põhjasetetesse süvistamise aegse perioodi jooksul (kogu töö ulatuses optimistlikult hinnates suurusjärgus 1 kuu, Eesti territoriaalvete osas suurusjärgus 2 nädalat, Soome eksperdid (Vatanen et al., 2009) on hinnanud töö kestvuseks minimaalselt 1,5 kuud). Mida pikema aja jooksul kaabli süvistamistöid teostataks, seda pikem oleks küll heite ajaline kestvus, kuid seda väiksem oleks selle olulisus. Seega oleks eelistatum aeglasem paigalduskiirus (aeglasema paigalduskiiruse puhul oleks tõenäoliselt väiksem ka vette paisatavate setete koguhulk). Siin hakkab aga teiselt poolt rolli mängima tööde pikenemisest tulenev häiringu pikenemine elustikule (kalad, veeimetajad, linnud) kui ka majanduslik aspekt. Settega vette paisatavate toitainete hulk võrreldes Soome lahe koormusega ei ole kuigi suur. Eesti vetesse jääva kaablitrassi puhul moodustab see 2 nädalase tööperioodi ja 30% settekao puhul u 1% lämmastiku 2 nädala koormusest ning 6% fosfori 2 nädala koormusest. 10%-ise settekao puhul aga vastavalt u 0,4 ja 2 %. Pikema tööperioodi korral oleks osakaal vastavalt väiksem. Kaabli süvistamisel eeldatavalt vabanevad toitainete kogused on piisavalt suured, et neid võrrelda olulisemate antropogeensete või looduslike allikatega. Näiteks Tallinna reoveepuhasti reostuskoormus 2008. aastal oli 630 t lämmastikku ja 49 t fosforit (Tallinna Vesi, 2009). Keskmine kuukoormus seega u 52 t lämmastikku ja 4,1 t fosforit. Pärnu jõe koormus aastatel 1994-2006 oli 4147 t lämmastikku aastas ning 11,7 t fosforit aastas, kuukoormuseks vastavalt 345 ja 1 t. Seega võib eeltoodud eeldusi aluseks võttes hinnata, et sellises koguses orgaanilise aine ja toitainerikka põhjasetete liigutamine lühikese ajaperioodi (suurusjärgus 1 kuu) jooksul toob kaasa olulise toitainete vabanemise settest, vabanevate toitainete kogused on võrreldavad mitmete Läänemere äärsete antropogeensete või looduslike allikate vastava ajaperioodi koormustega. Tulenevalt looduslikest protsessidest vabaneb põhjasetteist pidevalt sinna settinud toitaineid, sellist toitainete vabanemist setteis nimetatakse sisekoormuseks. Sisekoormuse olulisus on aastate lõikes varieeruv, olles olulisem aastail, mil hapnikuolud põhjalähedastes vetes on halvemad. Nii sise- kui väliskoormuses mängib Soome lahe puhul peamist rolli fosforikoormus. Soome lahes on hapnikuvaestest setetest eralduva fosfori koguseks mõõdetud 13 kg/km2/d (Lehtoranta, 2003). Kogu Soome lahe kohta kokku on fosfori sisekoormuseks hinnatud minimaalselt 1900 t/a (Lukkari, 2008), ehkki on esitatud ka märgatavalt suuremaid koguseid. Hapnikuvaeses keskkonnas on Soome lahe settest vabaneva ammooniumlämmastiku vooks hinnatud 8-37



kg/km2/d, nitraat- ja nitritlämmastiku vood olid väikesed, hapnikurikkas settes olid ka ammooniumlämmastiku vood settest veesambasse väikesed (Pitkänen et al., 2001), teised uurijad on mõõtnud ammooniumlämmastiku keskmiseks vooks settest vette 20 kg/km2/d (Lehtoranta, 2003). Antud uuringute tulemused näitavad, et lahe põhjasetetest kandub pidevalt looduslike protsesside tulemusel toitaineid veesambasse, kusjuures kogused on märkimisväärsed. Kahtlemata suurendab toitainete vabanemist merepõhjast ka mitmed muud merepõhja häirivad antropogeensed tegevused, näiteks põhjatraalimine, kuid selliste voogude suuruste kohta Läänemeres või Soome lahes teadaolevalt täpsemad andmed puuduvad. Kaablitrassi paigaldamise käigus eeldatavalt vabanevate toitainete kogused on loodusliku vooga võrreldes konkreetsel kaablitrassi alal ja pinnasesse süvistamise ajal (st lokaalselt ja lühiajaliselt) kordades suuremad, kuid siiski võrreldavad. Võttes aluseks Eesti territoriaalvetes eeldatavalt kaablitrassi süvistamisel vabanevate toitainete kogus, tööde teostamise kiirus (Eesti vetes u 2 nädalat) ning setteist looduslike protsesside tulemusel vette eralduva lämmastiku koguse 20 kg/km2/d ja fosfori koguse 13 kg/km2/d, paisataks esimese variandi puhul (settekadu 30%) vette sama kogus lämmastikku ja fosforit, mis eralduks looduslike protsesside tulemusel vastavalt 190 ja 61 km2 suuruselt merepõhjaalalt. Teise variandi (settekadu 10%) puhul oleks võrreldava ala suurus aga 63 ja 21 km2. Kui kaabli süvistusperiood oleks näiteks 2 korda pikem, vastaks eralduv toitainekoormus ligi kaks korda väikesma ala loobuslikule koormusele. Lisaks võib siin märkida, et Soome lahe pindala on u 30 000 km2. Kaablisüvistamisel toimuv põhjasetete häirimine suurendab kahtlemata põhjalähedase veekihi toitainesisaldust. Kuna kaablisüvendustöid plaanitakse teostada eelkõige suveperioodil, mil Soome lahes esineb temperatuuri kihistumine, jäävad lahe keskosas vette paisatavad toitained põhjakihti. Teatud tingimuste esinemisel võivad need aga tõusta koos põhjakihtide veega ka pindmistesse veekihtidesse, mis võib tuua kaasa vetikaõitsenguid. Senised kaablite paigaldamised ei ole teadaolevalt toonud kaasa toitainete plahvatuslikust suurenemisest tulenevaid tagajärgi. Sellist seost ei ole teadaolevalt tähendatud. ………………………………………………………………………………………………………………………………… Eelnevalt kirjeldatud mõjud avalduvad kaabli paigaldamise aegselt. Kaabli ekspluatatsiooni aegsed mõjud setetele on minimaalsed. Need saavad esineda üksnes juhul kui mingil põhjusel peaks toimuma rike kaablis ning on vajalik see parandamiseks tõsta uuesti pinnale, mis toob kaasa uuesti sette häiringud. Kaabli parandamisega kaasnevate settehäiringute ulatus sõltub parandatava või asendatava kaablilõigu pikkusest, kuid üldjuhul ei saa eeldada, et need ületaksid mõne kilomeetri pikkust osa kaablitrassist. Seega võib hinnata, et kaabli parandamisega kaasnevad settehäiringud ja selle tagajärjed omavad vähest mõju. Mõju esinemise tõenäosus on samuti võrdlemisi väike. Kaabli katkemisel või purunemisel ei satu vette või pinnasesse ohtlikke ühendeid. Selline oht võiks esineda juhul, kui kasutataks kaablitüüpi, milles isolatsiooniks kasutataks vedelat õli (kuid see ei ole EstLink 2 lahendus).



Kavandatava kaablitüübi kasutamine ei too kaasa ka ühelgi teisel viisil ohtlike ühendite emissioone vette või pinnasesse. Ohtlike ühendite emissioon võib tulla kõne alla juhul kui kasutataks tehnilist lahendust, kus monopolaarse ühenduse tagasivool juhitaks läbi mere või põhjasette, mis põhjustaks elektrolüüsi tulemusel kloori vabanemist anoodidel (Andrulewicz et al. 2003). Sellist tehnilist lahendust näiteks kavandati SwePol ühenduse puhul, kuid lähtudes keskkonnakaitselistest soovitustest, sellest loobuti. Kavandatava monopolaarse, kuid metallilise tagasivooluelektroodiga lahenduse puhul taolist mõju ei esine. Teatav negatiivne mõju setetele võib avalduda ka kaabli kasutusest välja jäämise järgselt. Juhul kui kaabel jääb kasutusest välja, seda pinnasest ei eemaldata ning selle isolatsioonikihid võiksid saada kahjustatud, muutuks see pikas perspektiivis raskemetallide (vask, plii jmt) allikaks (OSPAR, 2008). Siiski, uuringuid milles käsitletaks kaablite läheduse pinnase kõrgendatud raskmetallide sisaldust, ei ole teada (OSPAR, 2008). Kaablid jäävad ka peale kasutusest välja jäämist merelistele tegevustele (kalapüük, laevade ankurdamine jne) teatavaid piiranguid seadvaks objektiks. Teisalt – kaabli eemaldamine merepõhjast toob kaasa omakorda setete häirimise ning võib olla tehnoloogiliselt keerukas. Kuna kaabli tööiga on eeldatavasti pikk, tuleks selle aja jooksul välja töötada tegevuskava toimimaks kaabli kasutusest välja jäämisel. Selle perioodi jooksul loodetavasti viiakse läbi ka põhjalikumaid uuringud, mis annaksid alust hinnata hüljatud kaablite olulisust raskmetalliallikana ja annaksid alust otsustamaks, kas olulisemaks osutub kaabli merepõhjast eemaldamisega kaasnev settehäiring või kaabli merepõhja jätmisest tuleneda võivad raskmetallide emissioonid ning mahajäätud kaablist tulenevad takistused muudele merelistele tegevustele. Senise teadaoleva praktika kohaselt on peetud otstarbekamaks kasutusest välja jäänud kaableid merepõhjast mitte eemaldada.

8.2 Ekspluatatsiooniaegne mõju

8.2.1 Kaablite tekitatav soojus Seoses merekaablite paigaldamisega on viimastel aastatel kõneainet pakkunud kaablite soojenemine ja sellega kaasnev võimalik mõju mere ökosüsteemile. Elektrienergia transportimine kaablitega toob endaga alati kaasa mingis mahus kadusid soojuse näol, mis viib kaabli pinna ja ka ümbritseva keskkonna soojenemiseni. Temperatuuri tõusu ulatus sõltub suures osas kaabli tüübist, ülekande tugevusest, pinnase soojustakistusest jms. Üldiselt võib öelda, et soojuse hajumine keskkonda on olulisemaks keskkonnaaspektiks AC tüüpi kaablite puhul ja vähemolulisem DC kaabli tüüpide puhul (Assessment of the Environmental Impacts of Cables“ OSPAR Commission 2009). Mere põhja vabalt paigaldatud kaabel iseenesest oluliselt veekeskkonda ei soojenda, kuna liikuv vesi jahutab kaabli pinda. Samas võib aga kaabli pind ise olla paar kraadi ümbritsevast keskkonnast soojem. Maetud kaabli puhul (liikuv vesi seda ei jahuta) soojendab kaabel merepõhja setteid. Kirjanduse andmetel on tüüpilise



HVDC kaabli (100 mm) matmisel 1 m sügavusele tekkiv soojus väljapool kaablit esitatud Joonisel 38. Kaabli pinna temperatuur on ca 32 °Ckeskkonna temperatuurist.

Joonis 38 100 mm läbimõõduga HVDC kaablisoojendamine. Horisontaalne joon (0) tähistab merepõhja. Numbrid telgedel on meetrid ja numbrid joonisel tähistavad temperatuuri tõusu merepõhja setetes(„Submarine Power Cables“ Worzyck 2009). Põhjus, miks kirjeldatud merepõhja soojenemine (isegi mõne kraadi võrra) on tekitanud keskkonnakaitselises erialakirjanduses kaablit, selle vahetus läheduseskülmalembestele põhjaeluviisiga liikide jaoks. Kui kaabel töötab pikka aega täisvõimsusel, siis võib selle pinna temperatuur tõusta isegi 402 puhul on kaabli soone temperatuuriks 5suhteliselt suur, kuid juba mõne meetri kaugusel kaablist ei ole see üldse tuSiiski, kaabli läheduses on kunstlikult temperatuuritingimused muudetud, mis võib kaasa tuua külmalembeste liikide kadumise kaablikoridoris ja uute, soojalembeste (võimalik, et ka võõrliTemperatuurimuutuste tagajärjel võivad muutuda ka toitainetekaabli lähistel. Samas on need kõik vaid hüpoteesid ja käesoleval hetkel ei ole kindlaid teaduslikke tõestusi, et taolised tagajärjed kindlasti tkaablikoridorist saab bentosele oluline mõjuallikas, siis on see piiratud väga kitsa koridoriga kaabli kohal („Submarine Power Cables“ Worzyck 2009). Konkreetsete olemasolevate merekaablitega on läbi viidud vaid üks eksperiment, mille kohasekaabli kohal 20 cm sügavusel ei ületanud setete temperatuur 1,4 °C. Tegu oli


HVDC kaabli (100 mm) matmisel 1 m sügavusele tekkiv soojus väljapool kaablit . Kaabli pinna temperatuur on ca 32 °C

keskkonna temperatuurist.

100 mm läbimõõduga HVDC kaablipaari merepõhja setete soojendamine. Horisontaalne joon (0) tähistab merepõhja. Numbrid telgedel on meetrid ja numbrid joonisel tähistavad temperatuuri tõusu merepõhja setetes

arine Power Cables“ Worzyck 2009).

Põhjus, miks kirjeldatud merepõhja soojenemine (isegi mõne kraadi võrra) on keskkonnakaitselises erialakirjanduses diskussioone on see, et piki

kaablit, selle vahetus läheduses, muutuvad teoreetiliselt külmalembestele põhjaeluviisiga liikide jaoks. Kui kaabel töötab pikka aega täisvõimsusel, siis võib selle pinna temperatuur tõusta isegi 40-50 °C

soone temperatuuriks 55 °C). Temperatuuri tõus võib olla küll uur, kuid juba mõne meetri kaugusel kaablist ei ole see üldse tu

Siiski, kaabli läheduses on kunstlikult temperatuuritingimused muudetud, mis võib kaasa tuua külmalembeste liikide kadumise kaablikoridoris ja uute, soojalembeste (võimalik, et ka võõrliikide) asumise nö sooja koridori. Temperatuurimuutuste tagajärjel võivad muutuda ka toitainetekaabli lähistel. Samas on need kõik vaid hüpoteesid ja käesoleval hetkel ei ole kindlaid teaduslikke tõestusi, et taolised tagajärjed kindlasti tkaablikoridorist saab bentosele oluline mõjuallikas, siis on see piiratud väga kitsa koridoriga kaabli kohal („Submarine Power Cables“ Worzyck 2009). Konkreetsete olemasolevate merekaablitega on läbi viidud vaid üks eksperiment, mille kohasekaabli kohal 20 cm sügavusel ei ületanud setete temperatuur 1,4 °C. Tegu oli

126

HVDC kaabli (100 mm) matmisel 1 m sügavusele tekkiv soojus väljapool kaablit . Kaabli pinna temperatuur on ca 32 °C üle ümbritseva

merepõhja setete soojendamine. Horisontaalne joon (0) tähistab merepõhja. Numbrid telgedel on meetrid ja numbrid joonisel tähistavad temperatuuri tõusu merepõhja setetes

Põhjus, miks kirjeldatud merepõhja soojenemine (isegi mõne kraadi võrra) on diskussioone on see, et piki

teoreetiliselt tingimused külmalembestele põhjaeluviisiga liikide jaoks. Kui kaabel töötab pikka aega

50 °C’ni (EstLink . Temperatuuri tõus võib olla küll

uur, kuid juba mõne meetri kaugusel kaablist ei ole see üldse tuntav. Siiski, kaabli läheduses on kunstlikult temperatuuritingimused muudetud, mis võib kaasa tuua külmalembeste liikide kadumise kaablikoridoris ja uute,

ikide) asumise nö sooja koridori. Temperatuurimuutuste tagajärjel võivad muutuda ka toitainete- ja hapnikutase kaabli lähistel. Samas on need kõik vaid hüpoteesid ja käesoleval hetkel ei ole kindlaid teaduslikke tõestusi, et taolised tagajärjed kindlasti tekivad. Kui ka kaablikoridorist saab bentosele oluline mõjuallikas, siis on see piiratud väga kitsa koridoriga kaabli kohal („Submarine Power Cables“ Worzyck 2009). Konkreetsete olemasolevate merekaablitega on läbi viidud vaid üks eksperiment, mille kohaselt kaabli kohal 20 cm sügavusel ei ületanud setete temperatuur 1,4 °C. Tegu oli



Taani Nysted avamere tuulepargiga, kuid sellel juhul oli kaabli võimsus ainult 166 MW („Assessment of the Environmental Impacts of Cables“ OSPAR Commission 2009). Siinkohal tuleb siiski märkida, et ülekande võimsus ei ole temperatuuri kujunemisel otseselt määrav, sest kaabel juba disainitakse vastavale temperatuurile (st võimsamad kaablid ei ole soojemad). Hoolega on temperatuuriprobleemi käsitletus Saksamaa avamere tuuleparkide puhul. Et ennetada veel ehitamata tuuleparkide kaablite mõju on Saksamaal soovitatud, et kaabli kohal 0,2-0,3 m sügavusel merepõhja setetes temperatuuri muutus ei ületaks 2 °C. Nimetatud nõude täitmist peetakse praeguste teadmiste valguses piisavaks, et mitte mõjutada põhjaelustikku oluliselt. Arvestatud on asjaoluga, et enamik merepõhja elustikust asustab merepõhja kuni mõnekümne cm sügavuseni. Soojuse eelnev modelleerimine annab tulemused, mis näitavad, kas kriteeriumile vastatakse, kui mitte, on lahendus matta kaabel sügavamale. Samuti on võimalik vähendada kaabli kadusid erinevate disainimeetoditega. Võimalik, et arvestades merevee ja ka merepõhja temperatuuride erinevusi eri aastaaegadel kui ka aastatevahilisi erinevusi, ei osutu tegelikkuses kaabli poolt tekitatav nö soe koridor oluliseks põhjaloomastikku mõjutavaks faktoriks. Käesoleval ajal puuduvad pea täielikult konkreetselt opereerivate kaablitega teostatud uurimused selles valdkonnas. On teada vaid üldised seaduspärasused võimalike temperatuurimuutuste tagajärgedest osadele liikidele („Submarine Power Cables“ Worzyck 2009). EstLink 2 puhul on arendaja poolt projektis kavandatud soone maksimaalseks temperatuuriks 55 °C mistõttu praktiliste kogemuste alusel võib kaabli kesta temperatuur EstLink 2 puhul ulatuda 40–45 °C.

8.2.2 Elektromagnetväli Töötavad elektrikaablid tekitavad enda ümber elektromagnetvälja, mille tugevus sõltub ülekande süsteemist ja kaabli ehitusest. Põhjalikum ülevaade merekaablite tehnoloogiast ja ülekande liikidest esitati peatükis 3.2. Mida suurem on voolutugevus kaablis seda suurem on ka tekitatav elektromagnetväli, mis võib kokkuvõttes olla kordi suurem kui Maa enda magnetväli (viimane on ca 0-50µT). Kaabli elektromagnetväljale tähelepanu pööramist ja leevendavate meetmete kavandamist on peetud oluliseks, kuna arvatakse (ja osaliselt teatakse teadusuuringute alusel juba täpsemalt), et merepõhja kaablite elektromagnetväli võib tuua kaasa järgmisi tagajärgi:

� Võimalik mõju mereloomastikule, eriti rändel geomagnetilist välja kasutavatele kaladele. Eesti vetes leiduvatest kalaliikidest on põhiliseks võimalikuks mõjutatavaks liigiks angerjas, kes kasutab maa magnetvälja kudemisrändel Sargasso merre (v.t. täpsemalt Kalastiku mõjude Ptk 8.3.4.).



� Mõju laevatamisele läbi kompasside mõjutamise. Teada on, et HVDC

kaablitel on mõju kompasside toimimisele, kuid laevatamisele selles suurt ohtu ei nähta. Nimelt on mitmeid asjaolusid, mis leevendavad seda mõju. Oluline kompassi muutus (30 kraadi ja üle selle) on oodatav vaid kaabli kohal mõnekümne meetri laiuses tsoonis madalas vees. Väikeste paatide ja laevade puhul võib küll kaabli ja paadi vaheline maa olla piisavalt väike (võimalik sõita madalas vees), kuid väikseid aluseid juhitakse enamasti pigem visuaalsete meetoditega või GPS-seadmega, mis tähendab, et oht eksida tuleneb pigem muudest faktoritest (halvad oskused), kui kompassi lühiajaline häiring. Suurtel alustel ei ole aga võimalik madalas vees sõita, mistõttu on kaabli ja laeva kompassi süsteemi vahel piisavalt suur vahemaa, mis vähendab mõju. Samuti on laeva kompass-süsteemil töötavad autopiloodid piisavalt pika reageerimisajaga, et ei jõua kaabli mõjualast läbi sõites kursi muutuse valele signaalile reageerida.

Kuigi tänaseks päevaks ei ole väga täpselt teada kaablite elektromagnetvälja mõjude olulisus, siis tulenevalt asjaolust, et praeguste teadmiste kohaselt ei saa negatiivset mõju siiski päriselt välistada on välja töötatud vajalikud leevendavad meetmed („Assessment of the environmental impacts of cables“ OSPAR Commision 2009):

� Valida ülekande tüüp, mille puhul tekib võimalikult väike elektromagnetväli (nt. bipolaarne HVDC, monopolaarne metallilise tagasivoolujuhiga);

� Sobivate kaabli katete kasutamine; � Kaabli süvendamine merepõhja, mis suurendab vahemaad võimalike

tundlike mereorganismide ja kaabli vahel. Eeltoodud informatsiooni alusel on EstLink 2 arendaja poolt kavandatud kaabli tüüp tehnoloogiliselt sobiv – HVDC (monopole, metallic return). Kavas on kaabel matta ca 1 meetri sügavusele merepõhja setetesse – selline lahendus vähendab elektromagnetlainete levikut ja on sobiv lahendus.

8.3 Mõju erinevate teemade lõikes

8.3.1 Mõju kaitstavatele loodusobjektidele Eesti maismaaosas oli esialgselt plaanis EstLink 2 maakaabelliin viia läbi Aseri maastikukaitseala (alternatiiv A), kuid praeguses arendusfaasis on jõutud eelistatava alternatiivini (H), millega ei kaasne kaitseala läbimise vajadust maismaal. Eesti territoriaalmeres ja majandusvööndi vetes ei läbi kavandatav merekaabel ühtegi Looduskaitseseaduse kohast kaitstavat loodusobjekti. Lähimad kaitsealad asuvad 3 km (Uhtju looduskaitseala) ja 6 km (Vaindloo hoiuala) kaugusel kaablitrassist. Neist esimene on kaitse all kui hüljeste lesila ja teine on linnustiku



kaitse eesmärkidel loodud. Mõlemad on arvatud ka Natura 2000 võrgustiku alade hulka. Nimetatud kaitsealustele loodusobjektidele kavandatav tegevus olulist mõju ei avalda. Täpsemalt on mõju kaitseväärtusega liikidele käsitletud temaatilistes peatükkides:

hall- ja viigerhüljes (Uhtju looduskaitseala)- Ptk 8.3.7. Mõju mereimetajatele ja 8.3.2. Natura hindamine; linnustik (s.h. Vaindloo hoiuala linnuliigid)- Ptk 8.3.2. Natura hindamine ja Ptk. 8.3.6. Mõju linnustikule.

8.3.2 Natura hindamine Keskkonnaministeerium on EstLink 2 merekaabli paigaldamise keskkonnamõju hindamise algatamata jätmise otsuses välja toonud muuhulgas ka järgmist: kuna kaablitrassi paigaldamine on lühiajaline ja heljumi levik ei ulatu tööde piirkonnast kaugemale kui 1 km, siis tööde lähedusse jäävale Natura 2000 looduskaitsealale ei avaldata negatiivset keskkonnamõju (Vt Lisa II). Käesolevas töö raames on siiski läbi viidud nõuetekohane Natura hindamine. Vastavalt loodusdirektiivi artikli 6 lõigetele 3 ja 4 tuleb mis tahes kava või projekti, mis tõenäoliselt oluliselt mõjutab mõnda Natura 2000 võrgustiku ala, asjakohaselt hinnata nende tagajärgede seisukohast, mida ta alale kaasa toob, silmas pidades ala kaitse-eesmärke. Sealjuures võib tegevust ellu viia vaid juhul kui on kindlaks tehtud, et tegevus ei mõju kahjulikult asjaomase Natura ala terviklikkusele. Natura hindamine on menetlusprotsess, mida viiakse läbi vastavalt selleks koostatud juhenditele. Käesolevas töös on Natura hindamisel tuginetud peamiselt Euroopa Komisjoni juhendile „Natura 2000 alasid oluliselt mõjutavate kavade ja projektide hindamine. Loodusdirektiivi 92/43/EMÜ artikli 6 lõigete 3 ja 4 tõlgendamise metoodilised juhised“ ja juhisele „Juhised loodusdirektiivi artikli 6 lõigete 3 ja 4 rakendamiseks Eestis“ (koostaja K. Peterson, Säästva Eesti Instituut, 2006). Vastavalt juhenditele koosneb Natura hindamine neljast etapist: eelhindamine, asjakohane hindamine, alternatiivide kaalumine ja erandi tegemine. Hindamist alustatakse eelhindamisest, mis peab välja selgitama tegevuse olulise negatiivse mõju võimaliku kaasnemise või selle välistamise ning sellega seoses vajaduse liikuda edasi hindamise järgmistesse etappidesse.

Etapp 1. Eelhindamine

Samm 1. Kas kavandatud tegevus on otseselt vajalik või otseselt seotud Natura-ala kaitsekorraldamisega?



EstLink 2 merekaabli paigaldamine ei ole otseselt vajalik ega seotud ühegi Natura ala kaitse korraldamisega. Kavandatav merekaabel ei läbi ühetegi Natura ala. Lähim Natura ala- Uhtju loodusala- asub kavandatavast kaablist ca 3 km kaugusel.

Samm 2. Kavandatava tegevuse mõjupiirkonda jäävate Natura-alade iseloomustus

Kavandatava EstLink 2 merekaablile lähimad Natura alad on esitatud Joonisel 39.



Joonis 39 Natura 2000 alad kavandatava EstLink 2 merekaabli läheduses. Uhtju loodusala (EE0060220, pindala 2429 ha) on vastavalt Vabariigi Valituse 5. augusti 2004. a korraldusele nr 615-k „Euroopa Komisjonile esitatav Natura 2000 võrgustiku alade nimekiri“ loodud loodusdirektiivi I lisas nimetatud elupaigatüüpide karid (1170) ja väikesaared ning laiud (1620) ning II lisas nimetatud liikide isendite elupaikade hallhülge (Halichoerus grypus) ja



viigerhülge (Phoca hispida bottnica) kaitseks. Uhtju loodusala kattub Uhtju looduskaitsealaga, millel on kehtiv kaitse-eeskiri. Hallhülge ja viigerhülge kohta leiab täpsemat informatsiooni käesoleva aruande Ptk 7.9. Vaindloo linnuala (EE0060270, pindala 75,8 ha) Lääne-Viru maakonnas on loodud järgmiste liikide isendite elupaikade kaitseks: kivirullija (Arenaria interpres), sooräts (Asio flammeus), krüüsel (Cepphus grylle), tõmmukajakas (Larus fuscus), jõgitiir (Sterna hirundo) ja randtiir (Sterna paradisaea). Vaindloo linnuala kattub Vaindloo hoiualaga, mis on loodud linnualaga samade liikide elupaikade kaitseks. Tabelis 16 on toodud Vaindloo linnu- ja hoiualal kaitstavad liigid, nende kaitsestaatus ja esinemisperiood. Tabel 16 Vaindloo linnuala (ja hoiuala) liigiline koosseis ja esinemisperiood (LiD- linnudirektiiv)

Nr Liik LiD I lisa liik regulaarne rändliik Pesitseja 1. kivirullija x 2. sooräts x x x 3. krüüsel x x 4. tõmmukajakas x x 5. jõgitiir x x x 6 randtiir x x x Euroopa liidu tähtsusega linnuala e Vaindloo IBA-ala Lisaks üle-Euroopalise Natura 2000 võrgustiku ala staatustele on Vaindloo saar ja selle lähedane meri veel ka Euroopa Liidu tähtsusega linnuala. Vaindloo IBA-ala (Important Bird Area)

suuruseks on 52 ha. Euroopa tasandil ohustatud liikide

kaitseks loodud ala, kriteeriumile C6 (s.t. Euroopa Liidu tasandil ohustatud liigid) vastas alal pesitsevatest kaks liiki- randtiir ja jõgitiir. Mõlema liigi esindajaid pesitseb alal hinnanguliselt kuni 150 paari. Teised ala olulised linnuliigid on kivirullija (13-14 pesitsevat paari), tõmmukajakas (7-20 pesitsevat paari), krüüsel (6-7 pesitsevat paari) ja sooräts (1 pesitsev paar) („Euroopa Liidu tähtsusega linnualad Eestis“ koostanud A. Kuus, EOÜ 2003).

Samm 3. Kavandatava tegevuse mõjupiirkonda täpsustamine Kavandatav tegevuse mõju ja selle ulatuse võib jagada järgmiselt:

� Ehitusaegne mõju- merekaablit paigaldava laeva liikumistrajektoor ja selle lähiümbrus õhukeskkonnas (laeva müra) ja veekeskkonnas kaabli trass ja selle ümbrus kuni heljumi ja müra leviku piirini



� Kasutusaegne mõju- veekeskkonnas elektromagnetvälja leviku ulatuses. Kaabli paigaldamisega seotud tegevused ei puuduta otseselt kumbagi käsitluse all olevat Natura ala (sealseid elupaiku).

Samm 4. Tõenäoliselt oluliste mõjude määratlemine ja hindamine

Vaindloo linnualal kaitstavatele liikidele kavandatav tegevus olulist mõju ei avalda. Kaabli paigaldamine on ühekordne tegevus ja toimub suhteliselt lühikese aja jooksul (kogu kaabel ca 1 kuu jooksul) ning väljaspool põhilist pesitsusperioodi. Kuna kaablit paigaldab tõenäoliselt üksainus laev (või koos mõne suhteliselt väikese teenindava abilaevaga), mis ei läbi linnuala territooriumi (liigub sellest ca 6 km kauguselt läbi), siis on selge, et võimaliku häiringu tase jääb äärmiselt väikeseks ja ei muuda lindude pesitsus- ja toitumisvõimalusi. Nii kaabli paigaldamine kui ka hilisemas kasutusfaasis veekeskkonda mõjutavad faktorid (heljum, müra, elektromagnetväli) ei oma linnustiku seisukohalt olulist tähtsust, kuna kaabel jääb piisavalt kaugele ja sügavasse merre (maetuna). Pesitsusedukust taolise tegevusega ei mõjutata, avamerega on linnud seotud peamiselt toitumise kaudu. Samas, linnualal kaitstavatest linnuliikidest võib sügavale veemassiivi toituma sukelduda vaid krüüsel. Kaabli ehitusperioodil on võimalik ajutiselt toitumiseks kasutada muid alasid, kaabli kasutusperioodil aga toitumine kaabli kohale jäävas veemassiivis ei ole kuidagi mõjutatav. Uhtju loodusala kaitse-eesmärkidena on määratletud 2 hülgeliiki- hallhüljes ja viigerhüljes. Viigerhülge Soome lahe põhipopulatsioon paikneb peamiselt lahe põhjas väljapool Eesti territoriaalmerd. Hallhülge puhul on Uhtju saarte näol tegemist Soome lahe kõige idapoolsema levikukohaga. Kaablitrassi mõju neile hülgeliikidele on eeldatavalt väheoluline. Kaablitrassi paigaldamisel tekkiv häiring nii müra kui ka heljumi leviku osas on lühiajaline ja ühekordne. Arvestades Soome lahe laevatamise intensiivsust, et too kaabli paigaldamine olulist lisamõju laevatamisest tekkiva häiringu näol. Kavandatava tegevuse ja sellega kaasnevate tegevuste mõju Natura-liikidele on kirjeldatud kokkuvõtlikult Tabelis 17.



Tabel 17 Kavandatava tegevuse ja sellega kaasnevate tegevuste mõju Natura-liikidele Kavandatava

tegevuse etapp

Kavandatavad tegevused

Mõjutatavad Natura-liigid ja elupaigatüübid ning mõju suund ja olulisus. (positiivne +++, ++, +; neutraalne 0; negatiivne ---, --, -; pole teada ?)

Uhtju loodusala Vaindloo linnuala

Liigid: hallhüljes ja viigerhüljes Sooräts, krüüsel, randtiir, jõgitiir, tõmmukajakas

I Ehitus

1. Kaablit paigaldava laeva liikumine (õhukeskkond)

Häiriv mõju lühiajaline ja ühekordne, võib lugeda tühiseks

Häiriv mõju lühiajaline ja ühekordne, võib lugeda tühiseks

MÕJU SUUND JA OLULISUS 0 0

2. Kaabli merepõhja süvistamise protsess (veekeskkond- heljum, müra)

Mõju ühekordne ja ajutine, mereimetajad kui väga liikuvad loomad saavad otsest mõjuala hõlpsasti vältida ehitamise perioodil

Veealuse müra ja heljumi levik ei ole lindudele olulise tähtsusega, mõju on lühiajaline ja ühekordne. Osad liigid (krüüsel) küll sukelduvad, kuid ajutiste ebasoodsate tingimuste korral võimalik valida toitumiseks muid alasid.

MÕJU SUUND JA OLULISUS 0 0 II

Kasutamise etapp

3. kaablist töötamisest tulenev elektromagnetväli

Ei ole olulise mõjuga, arvatakse, et elektromagnetväli võib mõjutada mingil määral vaid demersaalseid kalaliike (põhjale kinnituvad liigid nagu lest ja kammeljas), kes tegutsevad kaabli vahetus läheduses.

Ei ole olulise mõjuga, arvatakse, et elektromagnetväli võib mõjutada mingil määral vaid demersaalseid kalaliike (põhjale kinnituvad liigid nagu lest ja kammeljas), kes tegutsevad kaabli vahetus läheduses.

MÕJU SUUND JA OLULISUS 0 0 III

Sulgemise etapp

Ei ole asjakohane

„EstLink 2 meretrassi keskkonnamõju eksperthinnang”


Etapp 1. Tulemused Kavandatav tegevus merekaabli paigaldamise näol ei ole otseselt ühelegi Natura alaga seotud s.t. kaablitrass ei läbi Natura alasid ega kahjusta sealseid elupaiku. Lähedusse jäävad Vaindloo linnuala (ca 6 km) ja Uhtju loodusala (ca 3 km). Objektiivse hindamise tulemuse leiti, et kavandatava tegevuse negatiivne mõju nii Vaindloo linnualal kaitstavatele linnuliikidele ja nende elupaikadele kui ka Uhtju loodusala hülgeliikidele on välistatud. Kuna ei tuvastatud kavandatava tegevuse negatiivset mõju või selle võimalikkust, siis järgmisse, asjakohase hindamise etappi edasi liikumise vajadus puudub ja hindamine siinkohal lõppeb. Natura hindamise I etapi (eelhindamine) tulemused on esitatud skemaatiliselt Joonisel 40.



Joonis 40 Natura eelhindamise tulemused skemaatiliselt (sinised nooled)



8.3.3 Mõju põhjaelustikule4 Peamisteks potentsiaalseteks põhjaelustikku mõjutavateks asjaoludeks merekaablite paigaldamisel on esitatud alljärgnevalt. Kuna iga ülekandesüsteem on unikaalne tehniline lahendus, siis ei eksisteeri kõik mõjud samaväärselt kõikides ühendustes. Ka kavandatava EstLink ülekandesüsteemi puhul ei esine kõik mõjud esitatud kujul:

• Mehhaaniline häiring kaabli süvistamisel merepõhja. Häiringu tagajärjeks on heljumi veemassiivi paiskamine ja põhjaelustiku elupaikade hävitamine. Kavandatava tegevuse võimalik mõju põhjaelustiku hävitamise ja heljumi veemassiivi paiskamise näol on lühiajaline ja väikese ulatusega, mistõttu ei saa seda lugeda oluliseks. Piirkonna (Narva lahe ja Letipea poolsaare ümbruse) põhjataimestik on looduslikult äärmiselt liigi- ja biomassivaene ning põhjataimestikus domineerivad valdavalt üheaastased liigid. Olemasolevate andmete põhjal võib väita, et kirjeldatud piirkonna põhjaelustikus puuduvad kaitsealused liigid. Ka Soome lahe avaosa põhjaloomastik on äärmiselt liigivaene ja 2009 aasta rannikumere seire andmetel on ulatuslikud merepõhja alad Soome lahe keskosas ilma põhjaelustikuta hapnikupuuduse tõttu. Seetõttu on alust väita, et kavandatav tegevus suure tõenäosusega piirkonna põhjataimestikule ja-loomastikule olulist mõju ei avalda.

• Kaabli opereerimisel tekkiv temperatuuri tõus põhjasetetes võib mõjutada põhjaelustiku elutingimusi kaablitrassi koridoris (Vt ka Ptk 8.2.1.). Kaabli kuumenemine soojendab põhjasetteid kaabli vahetus läheduses, mis võib kaasa tuua külmalembeste liikide kadumise kaablikoridoris ja uute, soojalembeste (võimalik, et ka võõrliikide) asumise nö sooja koridori. Mõju on pikaajaline (kaabli funktsioneerimisega aeg). Temperatuurimuutuste tagajärjel võivad muutuda ka toitainete- ja hapnikutingimused kaabli lähistel. Mainitud mõjud on siiski käesoleval hetkel vaid hüpoteetilised ja kindlaid teaduslikke tõestusi nende tekkimise ja olulisuse kohta ei ole. Juhul, kui kaablikoridorist ka saab bentosele oluline mõjuallikas, siis on see piiratud väga kitsa koridoriga kaabli kohal („Submarine Power Cables“ Worzyck 2009). Mitmed kirjandusallikad viitavad nõudele, mida kasutatakse Saksamaa tuuleparkide puhul- kaabli kohal 0,2-0,3 m sügavusel merepõhja setetes ei tohi temperatuuri muutus ületada 2 K. Arvestatud on asjaoluga, et enamik merepõhja elustikust asustab merepõhja kuni mõnekümne sentimeetri sügavuseni põhjasetetes. Temperatuuri mõju setete pinnakihis saab alandada kui matta kaabel sügavamale või ka eelnevalt kaablit disainides (erinevate kaablite isoleerivad katted on erinevad). Läänemere tingimustes on see nõue ilmselt liiga range kuna

4 Peatükk põhineb suures osas Tartu Ülikooli Eesti Mereinstituudi ekspertarvamusel „EstLink 2 elektri merekaabli veestamiskoha valik. Võimalik mõju merepõhja elustikule, kalastikule ja kalapüügile“ G. Martin; A. Järvik, Tallinn 2008.



madalas rannikuvees on lainetusest ja pindmise veekihi temperatuurimuutusest tingitud keskkonna muutlikus palju suurem kui 2 K. Sügavamal kui 60-70 meetrit aga Soome lahe põhjaelustik puudub. Seetõttu leiame, et hüpoteetilise temperatuuritõusuga kaasneva negatiivse keskkonnamõju täiendavaks leevendamiseks ei ole arukas kaablit matta seni kavandatud 1 meetrist sügavamale kuna sellega kaasneks suurem kogus veesambasse paisatavat setet (mille võimalik negatiivne keskkonnamõju on suurem kui temperatuuritõusul).

8.3.4 Mõju kalastikule5

Merekaabli paigaldamise mõju kalastikule võib jagada ehitusaegseks ja opereerimisaegseks. Ehitusaegne mõju Merekaabli paigaldamisega seotud võimalikud mõjud kalastikule seisnevad peamiselt järgmistes aspektides:

• saasteainete vabanemine; • kaabli paigalduse käigus tekkiv müra (laevade liikumine). • heljumi levik ja vee hägustumine;

Kuna Eesti vetesse jäävate setete reostusuuringud näitasid, et setted olid suhteliselt reostusvabad ja keskkonnale ohtlikes kogustes saasteainete vabanemist kaabli paigaldamisetööde käigus ei toimu, siis puudub ka sellega seotud negatiivne mõju kalastikule. Põhjusel, et kaabli paigaldamise periood on suhteliselt lühike (ca 1 kuu pikkune) ja kaabli paigaldustöödel osaleb üksainus laev (või koos mõne suhteliselt väikese teenindava abilaevaga), siis võib kaabli paigaldamisaegset laevatamise (müra jms) mõju kalastikule lugeda tühiseks. Setete veemassiivi paiskamine. Seoses kaabli merepõhja süvistamisega on eeldatav setete osaline veemassiivi paiskamine, mis võib kaasa tuua kalastiku mõjutamise, seda eriti koelmute lähedal. Kalamari ja ka noorjärgud võivad hukkuda veemassiivi paiskunud setete langemisel neile. Peamiseks käsitlemist väärivaks kalaliigiks EstLink 2 kaablitrassi piirkonnas on räim. Teadaolevalt leidub Soome lahe rannikul ja ka kaabli veeskamise piirkonnas madalameres räime kudealasid. Hinnanguliselt on Eesti vetes kaablitrassi võimaliku mõjupiirkonda jäävate räimekoelmute keskmine aastaproduktsioon on 133-156*106 üle 10 mm räimelarvi ruutkilomeetri koelmuala kohta (Raid 1985). Arvestades, et larvidest sureb enne täiskasvanuks




saamist kuni 90 %, siis oleks 1 kmg koelmuala panus püütavasse räimevarusse ligilähedaselt 400 tonni aastas. Kaablikanali rajamisega kaasneb räimekoelmute rivist väljalangemine üheks-kaheks aastaks kaabli süvistamiseks rajatava kanali kohal ja vahetus läheduses. Arvestades, et kudesubstraat kaoks täielikult kanalist mõlemale poole kuni 2 m kaugusel, siis saame lihtsate arvutuste tulemusena, et püütavasse räimekarja võib teoreetiliselt jääda kaablipanekule järgneval aastal lisandumata ligikaudu 0,2-0,3 tonni räime iga 100 m kanali pikkuse kohta. Tegemist on väga tühise kogusega. Väljaspool kudeaega ja larviperioodi, s.o. juuli keskpaigast kuni aprillini, kaabli paigaldamine räimemarjale ja -larvidele otseselt ei mõju. Arvestades piirkonna kalastiku koosseisu, merepõhja koosluste struktuuri, merepõhja pinnase iseloomu ja vähest saastatust Narva lahe lääneosas, süvendatava trassilõigu suhteliselt väikest pikkust madalmeres (ligikaudu 1 km) ja ümberpaigaldatava pinnase väikest mahtu madalmere osas ning töö lühiaegsust (tõenäoliselt alla 2-3 ööpäeva), ei ole kavandatud kaabli süvistamine merepõhja kalastikule tõenäoliselt olulise negatiivse mõjuga. Näiteks Helsinki - Tallinn kaugside kaabelliini ehitamisega kaasnenud süvendustööd Leppneeme läheduses 1990. aastate alguses mingit arvestamisele alluvat kalamajanduslikku kahju ei põhjustanud. Opereerimisaegne mõju Merekaabli funktsioneerimisega seonduvaks käsitlemist vajavaks mõjuks võib olla kaabli tekitatav elektromagnetväli. Funktsioneeriva elektrikaabli ümber tekkiv elektromagnetväli ja selle võimalik mõju merepõhja elustikule on tekitanud diskussioone juba aastaid. Tekkiva elektromagnetvälja tugevus sõltub kasutatavast ülekandesüsteemist (AC või DC erinevad lahendused), kaabli isolatsioonikihtidest jms. (Vt täpsemalt Ptk 8.2.2). Mitmed uuringud on näidanud, et elektrikaablite magnetväli küll mõjutab osasid kalaliike, kuid puuduvad tõestusmaterjalid selle kohta, et tekitatavad elektromagnetilised väljad võiksid omada kaladele olulist negatiivset efekti (Öhman et al. 2007). Mõju võib avalduda elektromagnetilisi välju tajuvate kalaliikide käitumuslikes muutustes. Kõige äärmuslikumal juhul võib kaabel olla barjääriks kalade migratsioonile – eeskätt kehtib see selliste liikide puhul, kes kasutavad Maa magnetvälja navigatsiooniks ja orientatsiooniks. Elektromagnetväljade suhtes on eriti tundlikud näiteks kõhrkalad (haid ja raid), keda Läänemeres ei leidu. Läänemeres leiduv tõenäoliselt kõige tundlikum kalaliik on angerjas (Anguilla anguilla). Teada on, et Läänemeres leiduvatest liikidest võivad elektromagnetvälju tunnetada ka näiteks tursk, lest ja räim. Arvestades asjaoluga, et magnetväli kahaneb äärmiselt kiiresti kaablist kaugenedes, on puutuvad reaalse mõjualaga kokku vaid kaabli läheduses liikuvad bentilise eluviisiga kalaliigid. Nendeks on näiteks eelpoolkirjeldatud lest, tursk, angerjas. Ka räimele võivad kaablitest tulenevad elektromagnetväljad tuntavad olla, kuid see liik on pelaagilise eluviisiga, mistõttu peetakse ebatõenäoliseks, et mõju võiks olla oluline.



Kõige enam on ehk uuritud angerja käitumist seoses merepõhja kaablitega. Nimelt võtab angerjas ette pikki kudemisrändeid Läänmerest Sargasso merre kasutades orienteerumiseks Maa geomagnetilisi välju. Kudemisrände ajal on angerjatel vaja ületada mitmeid elektrikaableid juba Läänemeres (EstLink 1, SwePol, Baltic Cable jne), mis eeldatavalt võivad tekitatava elektromagnetväljaga kalade orienteerumist mõjutada. Näiteks on teada, et Läänemere kaabli (Baltic Cable, monopolaarne kõrgepinge kaabel) ületamisel angerjad muutsid kurssi (Westerberg & Begout-Anras (2000). Kuigi kõnealuse katse tulemused viitasid sellele, et veealused kaablid võivad angerja rännet oluliselt takistada, ei rutanud autorid siiski väga kaugeleulatuvaid järeldusi tegema, sest mõjud erinesid isendite vahel üsna suurel määral. Baltic Cable on teadaolevalt elektromagnetväljade osas nö negatiivne näide, kuna kasutatud on alalisvoolu (DC) kaablit, mille tagasivool on juhitud merevee kaudu. Selline ülekande tüüp tekitab teistest (AC ülekanne või DC kaablid, millel on metalliline tagasivoolu juht) oluliselt suuremal määral elektromagnetvälju. Lisaks on leitud, et veealuste kaablite kohal, kus magnetväli on kõrgeim, on angerjate ujumiskiirus oluliselt madalam. Töö autorid leidsid siiski, et kaablite mõju on suhteliselt väike, sest keskmiselt võttis kaablit sisaldava ruumiosa läbimine isenditel lisaaega 40 minutit, mida ei peetud oluliseks kalade ca 7000 km pikkuse rännet mõjutavaks asjaoluks. Keskkonnamõju hindamise seisukohalt ei pidanud töö autorid kaablite mõju oluliseks ja tõenäoliselt kaablid angerjate rändetakistuseks ei osutu (Westerberg H., Lagenfelt 2008). On leitud ka, et elektromagnetvälja suhtes tundlik lest eelistab elektrikaablit ületada ajal, mil kaablit läbib väiksem elektrivool ja seega tekitatav väli on väiksem. Lest on aga EstLink 2 piirkonnas vähearvukas. EstLink 2 näol on tegemist monopolaarse ülekandega, mille puhul HVDC kaabel ja metalliline tagasivoolujuht paigutatakse ühele trassile ja maetakse suuremal osal trassist 1 m sügavusele merepõhja setetesse. Antud juhul minimeerib tekkivat elektromagnetvälja valitud ülekandetüübi ehitus (metalliline tagasivoolujuht), mille puhul kaks kaablit osaliselt kompenseerivad üksteise tekitatavat elektromagnetvälja. Et kompenseerimine oleks maksimaalne ja mereloomastikule väiksema mõjuga, siis soovitatakse kaks kaablit asetada kokku ühele trassile. Selline lahendus ongi EstLink 2 puhul kavandatud. Lisaks summutab elektromagnetvälja hõlpsasti kaabli matmine põhjasetetesse, mis samuti aitab minimeerida mõju mere-elustikule. Ka see leevendav meede on juba algselt EstLink 2 puhul kavandatud. Käesoleva hetke teadmiste kohaselt võib kokkuvõtlikult öelda, et elektromagnetilised väljad avaldavad kalastikule mõju, kuid kindlalt ei saa väita, et see mõju oleks oluline (Öhman et al. 2007). Positiivse asjaoluna võib lisaks välja tuua, et EstLink 2 elektriühenduse kavandamisel on valitud elektromagnetvälja mõju seisukohalt head lahendused (matmine, metallilise tagasivoolujuhiga DC kaabel).



8.3.5 Mõju kalapüügile6 Vastavalt Meresõiduohutuse seaduse (Vastu võetud 12. 12. 2001. a seadusega) § 45-le on merekaardil tähistatud kaablitrassile lähemal kui 0,5 meremiili (kaitsetsoon) keelatud jääda ankrusse ja püüda kala põhjatraaliga. Kaabli valdaja on kohustatud kaablitrassi tähistama kitsuses, ranniku lähedal ja sisevetel. Laevaliiklust reguleerivad signaalmärgid veealuse kaabli, torujuhtme või muu objekti tähistamiseks paigaldab objekti valdaja. Paigaldamine kooskõlastatakse Veeteede Ametiga. Lisaks, Vastavalt EV kalapüügieeskirjale on traalpüük kõikjal madalmeres kuni 20 meetri sügavusjooneni keelatud, passiivsete püünistega (mõrrad, nakkevõrgud) võib teatud juhtudel kaabli omaniku loal ka kaitsetsoonis püüda. Hoolimata sellest, et kaabli asukoht saab märgitud merekaartidele ja kaabli kaitsetsoonis on põhjatraaliga püüdmine ja ankrusse jäämine keelatud, on siiski oht, et kaablit vigastatakse. Teadaolevalt on rohkem kui 2/3 kõikidest merekaablite vigastustest põhjustatud kalapüügivahendite ja ankrute poolt. Kalapüüdjatele võib kaabli kahjustamine tuua kaasa erinevaid ebamugavusi- oht laevale ja meeskonnale, püügivarustuse lõhkumine, saagi ja aja kaotamine. Teisalt on vigastatud kaabli parandamine äärmiselt kulukas ja võimalik, et kahjutasu nõutakse välja just kaabli kahjustajalt. (“Fishing and Submarine Cables Working Together” International Cable Protection Committee, 2009). Piirkondades, kus kalapüügiks kasutatakse põhjatraale ja muu moel merepõhja võidakse kasutada, seal kaablid kaetakse enamasti kaitsvate katetega ja maetakse merepõhja, paljudes rannikulähedastel aladel eelistatult 0,6-1,2 m sügavusele ning piirkondades, kus kahjustuse oht on suurem, maetakse kaabel veel sügavamale (“Fishing and Submarine Cables Working Together” International Cable Protection Committee, 2009). Kirjanduse andmetel on kaabli kaitsmiseks väliste mõjude eest piisavaks kaabli matmine 1-1,5 m sügavusele. Selge on, et kui põhjatraali traallauad võivad pehmete setete korral künda merepõhja pea poole meetri sügavuse vao (Joonis 41 ja Foto 15), siis suured ankrud võivad pehmesse mudasse vajuda kuni 5 m sügavusele. Ankrute puhul on peamiseks ettevaatusabinõuks seaduste järgimine- ankurdamine kaabli kaitsetsoonis on keelatud.




Joonis 41 Põhjatraal vigastab kaablit (“Fishing and Submarine Cables Working Together” International Cable Protection Committee, 2009)



Foto 15 Näide 60 m sügavusel Läänemeres asuvast traalimise jäljest, mis on ca 0,5 m sügav ja pea meetri laiune (“The Dangers of Bottom Trawling in the Baltic Sea” C.C.E. Hopkins, A report for Coalition Clean Baltic, Sweden 2009) Kalapüügi ja ankrute temaatika on käsitlemist väärt ka EstLink 2 puhul. EstLink 2 kaablitrass läbib Soome lahe piirkonda, mis Läänemere lõikes ei ole väga intensiivse traalimise ala (Joonis 42), kuid traalimine selles piirkonnas siiski toimub. Käesoleva aruande jaoks koostatud merepõhja uuringud tuvastasid EstLink 2 kaablitrassilt traalimise jälgi kohati suhteliselt ohtralt. Antud juhul on otstarbekas kalapüügist ja laevatamisest tulenevate riskide maandamiseks kasutada senises praktikas levinud leevendavaid meetmeid, mis on ka järgnevalt välja toodud.



Joonis 42 Traalimispiirkonnad Läänemeres NordStreami gaasijuhtme („Nord Stream Espoo aruanne: Põhiküsimuste dokument. Kalad ja kalandus“ 2009) Leevendavad meetmed kalastiku ja kalapüügi jaoks Kuna tõenäoliselt kalastikule EstLink 2 kaabli paigaldamisega seoses olulist negatiivset mõju erinevates aspektides oodata ei ole, siis puudub ka vajadus obligatoorsete leevendavate meetmete seadmiseks kaabli paigaldamisele ükskõik, millises täpsemas trassi asukohas kaabli veeskamise piirkonnas. Kalapüügi ja kavandatava kaabli konfliktivabaks koostoimimiseks ja mõlemapoolse ohutuse tagamiseks on otstarbekas siiski teatavatele aspektidele tähelepanu pöörata. Kõige efektiivsem moodus kaabli kahjustamist vältida on vältida ankrute, kalapüügivarustuse jms merepõhja puutuva eemale hoidmine kaablitrassist. Kui siiski on juhtunud, et kalapüügi vms varustus on takerdunud kaabli külge, on tähtis, et laeva meeskond teavitaks sellest kaabli omanikku või piirivalvet vms institutsiooni ja ei kasutaks jõudu, mille tagajärjel võib laev ümber minna ja kaabel kahjustatud saada. Kokkuleppel kaabli omanikuga on tihtipeale mõistlik kalapüügivahend hoopis kinnijäämise kohta uputada. Purunenud kaabli parandamisega seotud kulutused on sedavõrd suured, et enamasti on kaabli omanik nõus kalapüügivahendi kaotuse kulu omanikule



korvama (“Fishing and Submarine Cables Working Together” International Cable Protection Committee, 2009). Minimiseerimaks veelgi tõenäosust võimaliku vähese negatiivse mõju tekkeks, on käesolevas töös siiski seatud soovitatavad leevendavad meetmed:

• Vastavalt Eesti seadusandlusele on vajalik kaablitrassi tähistamine (kindlates kohtades) ja merekaartidele kandmine.

• Soovitatav on teavitusöö kalandussektoris (mida teha, kui püügivahend jääb kaabli külge? jms).

• soovitav on kaabli süvistamist mitte teostada II kvartalis, mis vähendab kaabli süvistamisega veemassiivi paisatavate setete mõju kalastikule peamisel kudemisajal. Nimetatud ajaline piirang muutub obligatoorseks, kui kaabli paigaldamisega madalmerre kaasnevad lõhkamistööd. Kindlasti ei tohiks madalmeres lõhkamist teostada aprillis-juunis, kui võimalikus mõjupiirkonnas on mitmete kalaliikide arenev kalamari ja leidub ka arvukalt kalalarve.

• Kaablitrassi pikkus madalmeres sügavustel alla 10 m peaks olema võimalikult minimaalne, kui sellega ei kaasne tehnilisi probleeme.

• Kaabel tuleb madalmeres (sügavustel kuni 10 m) süvistada merepõhja vältimaks kaabli kahjustamist rüsijää poolt, kaabli remont toob kaasa igakordselt täiendava merepõhjasetete ümberpaigutamise ja seega, korduva heljumi tekitamise.

• Süvistamine vähemalt 1 m sügavusele ka ülejäänud trassi osas, kus võimalik, aitab leevendada võimalikku põhjasetete temperatuuri ja elektromagnetvälja mõningase tõusu mõju kaabli vahetus läheduses põhjaelustikule (s.h. kaudselt ka kalastikule).

• Süvistamine vähemalt 1 m sügavusele ka ülejäänud trassi osas, kus matmine kaitseb kaablit ennast kalapüügiks kasutatava (nt põhjatraalid) tehnika eest.

8.3.6 Mõju linnustikule

Teadaolevalt ei ole kavandatava kaabelliini veeskamise piirkonnas Soome lahes teostatud ülevaatlikke ja põhjalikke linnustiku-uuringuid. Olemasoleva informatsiooni põhjal võib arvata, et Ida-Virumaa rannik (kus kaabel maale tuleb) ja kaablitrassi lähedane mereala on suhteliselt linnustikuvaene piirkond, seda vähemalt võrreldes teiste Eesti mere ja rannikualadega (nt. Lääne-Eesti saarestik, Väinameri jne.). Arvestades kavandatava tegevuse mõju iseloomu ja ulatust ei ole linnustiku kohta lisainformatsiooni hankimine vajalik ega otstarbekas. Olemasolevad teadmised on käesoleva töö jaoks piisavad. Kuna kaabelliini paigaldamisega seotud võimalik mõju seondub merepõhja ja veemassiiviga, mis ei ole linnustikule põhiliseks elukeskkonnaks, siis ei ole linnustiku oluline mõjutamine kuigi tõenäoline. Leidub muidugi ka liike, kes otsivad merre sukeldudes toitu (nt. krüüslid ja aulid), kuid kuna kaablirassi



paigaldamine on ajutine, lühiajaline ja lokaalne tegevus, siis ei saa võimalikku mõju (nt veemassiivi hägustamist) sukeldujatele lugeda oluliseks. Kaablitrassi opereerimine linnustikku ei mõjuta.

8.3.7 Mõju mereimetajatele Kavandatava EstLink 2 kaabelliini paigaldamine võib potentsiaalselt mõjutada kahte liiki mereimetajaid- hall- ja viigerhüljest, kes mõlemad piirkonnas liiguvad. Kaabelliinist ca 3 km kaugusel asub Uhtju looduskaitseala, mis on loodud hall- ja viigerhülge kaitseks. Järgnevalt on toodud (Tabel 18 ja 19) mõlema hülgeliigi kohta tabel, kus on vastavalt kaitsekorralduskavale toodud neid ohustavad tegurid ning kavandatava EstLink 2 merekaabli paigaldamisega seotud muutus ohuteguri iseloomus. Tabel 18 Viigerhüljest mõjutavad ohutegurid ja nende muutus seoses EstLink II merekaabli paigaldamisega

Ohutegur Praegune ohustatus

Prognoositav muudatus seoses EstLink II merekaabli paigaldamisega

Kalapüük: püünised madal Ei muutu Kalapüük: muutused toidubaasis

madal Ei muutu

Jäämurdumine teadmata Ei muutu (kaabli paigaldamine toimub jäävabal ajal)

laevaliiklus madal Ei muutu (kaabli paigaldamine too kaasa laevaliikluse intensiivistumist)

veeturism keskmine ei muutu Jääliiklus (mootorsõidukid)

Teadmata ei muutu

lennuliiklus Madal Ei muutu keskkonnamürgid kõrge Ei muutu õlireostus keskmine Ei muutu militaarmürgid teadmata Ei muutu, merepõhja uuringute käigus ei

tuvastatud kaablitrassil militaarmürke Müra- ja valgusreostus

madal Ei muutu, kaabli paigaldamine too kaasa laevaliikluse intensiivistumist, muu paigaldusprotsessi mõju lühiajaline

militaartegevus EV vetes madal

Ei muutu

kiskjad madal Ei muutu epideemiad teadmata Ei muutu vetikamürgid madal Ei muutu Kliima soojenemine kõrge Ei muutu



Tabel 19 Hallhüljest mõjutavad ohutegurid ja nende muutus seoses EstLink II merekaabli paigaldamisega

Ohutegur Praegune ohustatus


Ebasoodsad sigimistingimused

kõrge Ei muutu

Kiskjad (maismaakiskjad) Väga madal Ei muutu epideemiad teadmata Ei muutu kalapüünised keskmine Ei muutu Toidubaasi muutused seoses kalapüügiga

teadmata Ei muutu

laevaliiklus madal Ei muutu, kaabli paigaldamine too kaasa laevaliikluse intensiivistumist

Veeturism madal Ei muutu keskkonnamürgid keskmine Ei muutu (vt Ptk 6.3.) Õlireostus madal Ei muutu mürkained puudub Ei muutu militaartegevus puudub Ei muutu

Nii hall- kui ka viigerhülge puhul peamisi ohutegureid EstLink 2 merekaabli paigaldaminenegatiivses suunas oluliselt ei mõjuta. Välja võib tuua vaid mõningase häirimise, mida põhjustab kaablit paigaldava laeva liikumine (möödub Uhtju looduskaitsealast ca 3km kauguselt. Arvestades laevatamise intensiivsust Soome lahel on kavandatava tegevusega seonduva laevatamise häiriv lisamõju tühine, tegevus on pealegi lühiajaline ja ühekordne, mis ei suuda oluliselt mõjutada ka sealse keskkonna mürasituatsiooni. Kuna kaabli paigaldustööd on planeeritud jäävabale perioodile, siis on välistatud hüljeste poegimisaegne häirimine, jää lõhkumine jms. Tuleb mainida, et potentsiaalne oluline mõju mereimetajatele võiks kaasneda ka võimalike miinitõrjetöödega kaablitrassil või juhul kui kaabli matmiseks merepõhja kasutatakse lõhkamist. Lõhkamistööde plahvatustest tulenev kõrge helirõhk ja lööklaineid võivad põhjustada raskeid vigastusi mereloomadele. Plahvatuste tagajärjed võivad olla letaalsed või tekkida võivad kesk- ja sisekõrva kahjustused. Kahjustuste täpne iseloom ja tõsidus sõltub sellest, kui suur on plahvatuse laeng ja kui lähedal on isend plahvatusele. Läbiviidud uuringute kohaselt aga miine kaablitrassil ei leidunud, mistõttu sellealasteks lõhkamistöödeks vajadust ei ole. Eesti mereosasse jääval kaablitrassil leiduvad enamasti pehmed setted, mille puhul ei ole lõhkamist vaja rakendada.

8.3.8 Sotsiaalmajanduslikud mõjud Käesoleva töö raames ei teostata põhjalikku makromajanduslikku analüüsi EstLink 2 mõjust. Olulisemate aspektidena saab välja tuua järgmist: 1. Eeldades, et avatud elektriturg toimib oluliste moonutuste ja ausa

konkurentsi tingimustes, aidatakse kaasa efektiivselt toimiva majanduskeskkonna arengule, mis loob võimalusi ka sotsiaalse heaolu



kasvuks. EstLink 2 ühendus on üheks vajalikuks rajatiseks soovitud efektiivse majanduskeskkonna arendamisel.

2. EstLink 2 peamine sotsiaalmajanduslik mõju avaldub Eesti elektrisüsteemi arendamise kaudu kogu Eestile (ja ka teistele Balti riikidele). Täiendav ülekandevõimsus Põhja-Euroopa ühendelektrisüsteemiga võimaldab tagada Eesti elektrisüsteemi garanteerituma töökindluse, võimaluse avatud elektrituru toimimiseks ja muud kogu majanduskeskkonda põhjalikult puudutavad arengud.

3. Senisest garanteeritum elektrienergiaga varustamise süsteem on soodne

kogu majanduskeskkonnale, kuna ettevõtetel on üks võimalik risk vähem (rikke korral süsteemis saab vajaliku energia sisse tuua väljastpoolt).

EstLink 2 rajamise eelarveks on hinnatud 300 miljonit eurot (4,7 miljardit krooni). Arvestades teostatavate tööde spetsiifikat on märkimisväärne osa tööst võimalik tellida vaid väljastpoolt projekti asukohamaid (Eesti ja Soome), kuid kahtlemata kaasatakse projekti teostamisse suures osas (nii otse kui läbi rahvusvahelise tööjaotuse) ka Eesti ettevõtteid ja töötajaid. NORDELi (Põhjamaade Elektrienergia Tootmise ja Edastuse Koordineerimise Liit), BALTSO (Balti energiasüsteemi süsteemihaldurite organisatsioon) ja UCTE (Lääne-Euroopa elektrisüsteemide ühendus) liikmetest Läänemereriikide põhivõrguettevõtted on alates 2007. aasta lõpust arendanud ühtse elektrituru kujundamise vahendit (turumudelit) ja hinnanud selle abil järgmiste uute ühenduste kasutegureid multiregionaalsetel turgudel („Market based analysis of interconnections between Nordic, Baltic and Poland areas in 2025“). Hinnangus leitakse, et sotsiaalmajanduslikult üheks tasuvamaks lahenduseks on elektriühendus Eesti-Soome vahel. See aitaks integreerida Baltimaade energiasüsteeme Põhjamaade ning Kesk-Euroopa turgudega.



9 Negatiivset keskkonnamõju leevandavad meetmed, soovitused/ettepanekud keskkonnaseireks ja nõuete seadmiseks tööde teostamisel

Eelnevas, keskkonnamõju hindamise peatükis on välja toodud võimalikud ja tõenäolised problemaatilised keskkonna-aspektid, millele on teemade lõikes toodud ka mõju vähendavad meetmed. Käesolevasse peatükki on koondatud kõik olulisemad leevandavad meetmed ja neist tulenevalt välja töötatud soovitused ja ettepanekud keskkonnaseireks ning kaablitrassi tööde teostamise nõuete seadmiseks. Käesolevas peatükis kokkuvõtvalt toodud leevendavad meetmed on käesoleva töö ekspertide hinnangul tähtsaimad ja nende rakendamata jätmisel on eksisteerib mõningane oht olulise negatiivse keskkonnamõju tekkeks. Eri teemade lõikes (Ptk 8) on toodud lisaks veel mitmeid meetmeid, mida siin ei ole enam eraldi välja toodud. Nende järgimine ei pea olema nii range, kuid võimalusel tuleks ka neid siiski arvestada. Lisaks tuleb mainida, et arendaja poolt valitud ühenduse tehnilisted lahendused on teiste võimalike variantidega võrreldes mitmetes aspektides keskkonnasõbralikumad ja lisa leevendavaid meetmeid ei vaja. Näiteks plaanitav ülekande tüüp (metallilise tagasivoolujuhiga monopolaarne ühendus) on tekitatava elektromagnetvälja poolest oluliselt positiivsemaks lahenduseks, kui seda oleks tagasivoolu juhtimine läbi maa/vee. Samuti töötab eesmärk matta kaabel 1 m sügavusele nii arendaja huvides (kaitstes kaablit mehhaaniliste vigastuste eest) kui ka keskkonnakaitse huvides (vähendades magnetvälja ja soojust mõju elustikule). Niisiis, töös teostatud mõju hindamise põhjal on järgnevalt välja toodud tähtsaimad leevendatavad meetmed ja soovitused seireks ning tööde teostamiseks, mille rakendamine on ekspertide hinnangul Eesti jurisdiktsiooni all toimuvas töötsoonis vajalik ja otstarbekas:

• Kaabli kaitse tagamiseks rannalähedasel alal (rüsijää nt) on soovitatav kaablikraav rajada ca 1,5 meetri sügavune või kaitsta kaablit muude meetoditega (kaabli katmine tahke substraadiga nt).

• Kaabli 1 m sügavusele põhjasetetesse matmine kogu trassil toimib lisaks kaabli kaitsele (kalapüügivahendid, ankrud jms) ka hea ja tõhusa leevendava meetmena kaabli temperatuuri ja elektromagnetvälja osas, mis potentsiaalselt võib mõjutada kalastikku ja põhjaelustikku.

• Kaabli süvistamismeetodite valikul on keskkonnamõju seisukohalt (heljumi

teke) aktsepteeritavad mõlemad tõenäoliseimad tehnoloogiad – kündmine



ja veejoaga uhtmine. Mõlema meetodi puhul tuleb tagada süvistamistehnika püsivus pehmetel setetel.

• Veejoaga uhtmise tehnoloogia korral tuleb tagada veejoa optimaalne intensiivsus (st piisav sette veeldamiseks/pulbi tekkeks, kuid mitte niivõrd intensiivne, et setet paisataks lubatust rohkem välja).

• Mõlema tehnoloogia puhul on vajalik töö teostamise aegse pideva olukorra jälgimise süsteemi olemasolu (video, sensorid, andurid jms) ja võimekus tööoperatsioone operatiivselt reguleerida (näiteks veejoa intensiivsus, liikumiskiirus jms).

• Lõhkamistööde teostamine kaabli paigaldamisega seotud tegevuste käigus ei ole aktsepteeritav, kuna võib kaasa tuua olulise negatiivse keskkonnamõju (silmas pidades mereimetajaid ja kalastikku).

• Soovitav on kaabli süvistamist (st matmist pinnasesse) mitte teostada aasta II kvartalis (aprill-juuni). See meede vähendab kaabli süvistamisega veemassiivi paisatavate setete mõju (kalamarja hukkumine settekihi all) kalastikule peamisel kudemisajal (kalamajanduslikult olulisemale piirkonnas kudevale kalaliigile - räimele). Sealjuures, kaabli enda merepõhja laskmisele (ilma süvistamiseta) ajalisi piiranguid seada ei ole vaja.

• Käesoleva töö koostajad teevad ettepaneku kaabli matmisel lubada (vee-

erikasutusloa tingimustega) maksimaalseks sette kao määraks ca 30% ehk eeldatava paigalduskraavi mõõtmeid arvestades 0,12 m³ 1 meetrise lõigu kohta. Töö teostaja peab pakkumise esitamisel andma (tehnoloogilise kirjelduse koosseisus või mujal asjakohases osas) ka omapoolse tõestuse vastava tingimuse täitmise kohta.

• Kaabli paigaldamisaegsetel töödel (eeskätt kaabli matmiseks vajaliku süvendi teostamise ajal) on soovituslik keskkonnaeksperdi viibimine kaablit paigaldaval (süvistamistööde) laeval, et tagada tööde teostamise vastamine määratud keskkonnanõuetele, seadustele ja heale tavale.

• Vastavalt Eesti seadusandlusele on vajalik kaablitrassi tähistamine (kindlates kohtades) ja merekaartidele kandmine.

• Soovitatav on teavitusöö eeskätt kalandussektoris (näiteks mida teha, kui püügivahend jääb kaabli külge jms).

Välja toodud soovituste ja ettepanekute rakendamine ja järgimine tagab käesoleva töö ekspertgrupi hinnangul võimaliku negatiivse keskkonnamõju minimeerimise (hoiab ära negatiivse keskkonnamõju tekkimise). Toodud soovitustest on näha et peamiselt tulenevad võimalikud keskkonnamõjud kaabelliini ehitusperioodist (heljum, ohtlikud ained jne.). Kaabelliini opereerimise



ajal ei ole käesoleva töö koostajate hinnangul keskkonnajärelvalve, ega lisameetmete rakendamine vajalik. Kirjanduse andmetel ei ole ka rahvusvaheliselt tavaks kaabelliinide opereerimise aegne keskkonna-alane seire.



10 Tegevuse vastavus parimale võimalikule tehnoloogiale ja alternatiivide võrdlemine

Kavandatavaks tegevuseks on Eesti ja Soome vahelise elektriülekandevõimsuse suurendamine EstLink 2 ühenduse rajamise abil. Alalisvoolu ülekandevõimsuseks kavandatakse 650 MW ning pingeks 450 kV (kuni 500 kV). EstLink 2 pikkuseks on kavandatud ca 170 kilomeetrit, sellest ca 12 km Eestis maismaal, ca 145 km meres (sellest ca 76 km Eesti majandusvööndis) ja ca 14 km Soomes maismaal. EstLink 2 elektriühenduse tehnilisele lahedusele seavad teataval määral kitsendusi ühendusele esitatavad eesmärgid ja tingimused – eeskätt kaabli/liini pikkus (sh meres kulgeva kaabli pikkus) ning ülekande võimus (tagamaks elektrisüsteemide varustuskindlus, integreeritus ja turu toimimine). Üldiselt võib ülekandesüsteemid jaotada alalisvoolu (DC- direct current) ja vahelduvvoolu (AC- altering current) ühendusteks. Riikidevahelistes merekaablitel põhinevates ülekandesüsteemides kasutatakse põhiliselt DC lahendusi. Ka EstLink 2 puhul on plaanitavaks ülekandesüsteemiks kõrgepinge alalisvool - HVDC (high voltage direct current) ühendus. Kasutatakse õlis immutatud paberisolatsiooniga (MI-mass-impregnated) kaablit. Peatükis 3 Kavandatava tegevuse iseloomustus. Reaalsed alternatiivsed lahendused on esitatud detailsem ülevaade erinevate ülekandesüsteemide teoreetilistest võimalustest ning motiveeritud seletus miks on kavandatavaks tehnoloogiliseks lahenduseks just väljapakutud lahendus. Kui arvestada keskkonna-aspekte, siis tähtsaimaiks aspektiks on valida ühenduse tüüp, mis oleks võimalikult vähese keskkonnamõjuga. EstLink 2 puhul kasutatakse HVDC ülekannet, mis ehitatakse monopolaarse ühendusena, mille tagasivooluelektrood on maast isoleeritud eraldi metalliline ühendus. Taolist alalisvoolu ühendust peetakse keskkonnamõju seisukohalt positiivseks variandiks kuna selle ühendusega kaasneb suhteliselt vähene elektromagnetvälja mõju (negatiivsete näidetena võiks tuua nt HVDC ühendused, mille tagasivoolu elektroodina kasutatakse maad, sellisel juhul eritatakse oluliselt intensiivsemalt elektromagnetlaineid). Olulisemate märksõnadena toome välja alljärgneva:

• Alalisvoolu (DC) ühendust kasutatakse põhjusel, et käesoleval ajal ei ole võimalik nii pika vahelduvvoolu (AC) kaabelliini ehitamine, mis võimaldaks vajaliku ülekandevõimsust. Alalisvoolu kasutamine ei ole negatiivsema keskkonnamõjuga (näiteks elektromagnetväljade tekitamine) kui vahelduvvoolu kasutamine ülekandes.

• Kaabli puhul on valitud MI isolatsioon (mass-impregneted), mis on kaasaegne lahendus ning võimsam (st suurem ülekandevõimsus) kui



teoreetiliselt alternatiivina vaadeldav XLPE isolatsiooniga kaabel. Keskkonnamõjude osas ei ole neil variantidel otseselt märkimisväärseid erinevusi ega negatiivset mõju, mistõttu on MI isolatsiooni valik vastav parima võimaliku tehnoloogia kriteeriumile.

• Monopolaarne ühendus, mille tagasivoolujuhiks on maa/vesi on lihtsam ja odavam kui metallilise tagasivoolujuhiga monopolaarne või bipolaarne ühendus. Monopolaarse ühenduse, milles tagasivoolujuhiks on maa/vesi, kasutamine on viimasel ajal vähem eelistatud, kuna ei täida paljude riikide keskkonnanõudeid (nt tekitavad liiga suurt elektromagnetvälja). Monopolaarne ühendus, milles kasutatakse isoleeritud metalliline tagasivoolujuhina, on väiksema elektromagnetvälja tekitaja ning see ei ole olulise negatiivse keskkonnamõjuga. EstLink 2 puhul kasutatakse metallilise tagasivoolujuhiga monopolaarset ülekandesüsteemi. Peavoolujuht ja tagasivoolujuht asetatakse samale trassile, kas ühe kesta sisse või eraldi kestadesse, kuid kokkuseotuna. Seega on kasutatav lahendus väikseima elektromagnetväljade tekitaja ning lahendus vastab parima võimaliku tehnoloogia kriteeriumile.

• Ülekande pingeks on kavandatud 450 kV, mis tagab suhteliselt laia võimaliku kaabli tootjate valiku soovitud ülekandevõimsuse (650 MW) tagamiseks. Maksimaalse pingena esialgselt kavandatud 500 kV puhul võiks kaabli tootjate valik olla väiksem (st lõpptulemusena ka ebasoodsamat hinda Eesti elektritarbijale). Mistahes sedalaadi kaabel disainitakse (sh näiteks kaabli soone temperatuur) ja toodetakse spetsiaalse ühenduse jaoks mistõttu kaabli võimalikud keskkonnamõjud ei sõltu otseselt kasutatavast pingest. Keskkonna-aspekti arvestades ei ole sisulist erinevust 450 kV ja 500 kV pinge puhul. Seega vastab kavandatav pinge parima võimaliku tehnoloogia kriteeriumile.

• EstLink 2 alalisvooluühenduses on kavas kasutada LCC (line commuted converter) konvertertehnoloogiat. Teine võimalus oleks kasutada VSC (voltage source converter) tehnoloogiat, kuid arendaja on valinud EstLink 2 puhul tarnekindla ja madalamate opereerimiskuludega LCC konverteri. Selgituseks, et LCC ja VSC on erinevad vahelduvvoolu alalisvooluks (ja vastupidi) muutmise/konverteerimise seadmed, mis paiknevad konverteralajaamades maismaal (Eestis Püssi alajaama juures). Kui ülekande võimsus ja pinge on sarnane, siis on mõlemal puhul merekaablis ülekantava elektri omadused ühesugused ja seega ei mõjuta otseselt konvertertehnoloogia. Seega vastab kavandatav konverteerimistehnoloogia parima võimaliku tehnoloogia kriteeriumile.



Kokkuvõttes võib öelda, et kavandatav ülekandesüsteem on tehnoloogiliselt vastav parima võimaliku tehnoloogia kriteeriumitele. Eesmärk on EstLink 2 merekaabel paigaldada 1 m sügavusele põhjasetetesse. Põhjasetete uuringutest tulenevalt on teada, et kaablitrassil on valdavalt pehmed setted, kuhu kaabli matmine on võimalik, kuid leidub ka piirkondi, kus matmine võib osutuda keerukaks kuna merepõhjas on kõvad settekivimid (Nt Eesti rannikul sinisavid). Alternatiivsete matmistehnoloogiatena olid vaatluse all nö kündmine ja veejoaga uhtmise meetod. Mõlemad meetodid (ja ka nn hübriidmeetod) on põhimõtteliselt kasutatavad ning ei too leevendavate meetmete rakendamise korral (Vt vastavad ettepanekud mille abil saab tagada minimaalse setete veesambasse paiskamise) kaasa olulist negatiivset keskkonnamõju. Seetõttu on nii veejoaga uhtmise kui kündmise meetod kaabli matmiseks vastav parima võimaliku tehnoloogia printsiibile. Kavandatava tegevuse võimalike (ka hüpoteetiliste) alternatiivide ja lahenduste kirjeldamine ja võrdlemine toimus erinevate aspektide osas mõnevõrra erineval moel tagamaks alternatiivide sisuline piisav võrdlus ja ekspertarvamuse loogilisus. Näiteks peatükis 3 Kavandatava tegevuse iseloomustus. Reaalsed alternatiivid antakse ülevaade peamistest ülekandesüsteemide tehnoloogilistest võimalustest ning tuuakse välja põhjendused nende rakendatavusest EstLink 2 kontekstis. Peatükis 6 Merepõhjauuringute analüüs ja kokkuvõte (mis analüüsib Fugro poolt teostatud tööd) esitab mõningaid võrdlusi alternatiivsete asukohavariantide kohta. Ilmselgemalt avalduvate asjaolude korral on alternatiivide/variantide võrdlus esitatud ka peatükis 7 Potentsiaalse mõjupiirkonna keskkonnaseisundi kirjeldus (mis põhieesmärgina siiski kirjeldab olukorda, mitte ei hinda tekkivat keskkonnamõju). Olulisimal määral sisaldub alternatiivide/variantide võrdlus peatükis 8 Kavandatava tegevuse ja selle reaalsete alternatiivsete lahenduste rakendumisel eeldatavalt kaasnevad tagajärjed ning … kus hinnatakse mõju erinevatele keskkonnakomponentidele sealjuures erinevaid alternatiive/variante arvestades. Sealjuures on asjakohane märkida, et paljude keskkonnakomponentide puhul ei ole näiteks ühe või teise tehnoloogilise variandi valik üldse oluline (st mõjud on ühesugused). Sellisel juhul on töös käsitlemist leidnud vaid selline alternatiivide/variantide võrdlus, mille puhul esineb erinev keskkonnamõju. Näiteks linnustikule avalduva mõju puhul ei ole kaabli temperatuur ega elektromagnetväli oluline, hüljestele avalduva mõju puhul ei ole erinevusi Eesti rannalähedase trassivariandi osas, kui veesambasse paisatava sette hulk on sarnane siis ei ole mereelustikule tähtis, kas kasutatakse kündmist või veejoaga uhtmist jne. Seega on alternatiivide/variantide analüüs ja võrdlus esitatud läbivana mitmetes ekspertarvamuse osades ning nn summaarset alternatiivide võrdlust (näiteks tabeli kujul) ei ole esitatud.



10.1 Loodusvara kasutamise otstarbekus ning kavandatava tegevuse ja selle reaalsete alternatiivsete võimaluste vastavus säästva arengu põhimõtetele

Kavandatav tegevus vastab loodusvara otstarbeka kasutamise ja säästva arengu põhimõtetele. Peamiselt järgmistel põhjustel:

• Kasutatav tehnoloogiline lahendus on eesmärgipärane ja olulise keskkonnamõjuta. Kavandatakse kasutada parima võimaliku tehnoloogia põhimõtetele vastavaid lahendusi.

• Kavandatav ülekandesüsteem võimaldab erinevate riikidevaheliste elektrisüsteemide tõhusamat koostoimimist, mis üldpõhimõttena aitab kaasa ka arukale keskkonnaalasele toimimisele. Hüpoteetiline täiendav surve liigsele põlevkivi kasutamisele tuleb reguleerida muude mehhanismidega, mitte elektriülekandesüsteemide puudumisega.



11 Raskused, mis ilmnesid keskkonnamõju hindamisel Alljärgnevalt on esitatud raskused, mis ilmnesid käesoleva töö koostamisel. Ajagraafik Vahearuande koostamise ajagraafik oli pingeline kuna sisendinfo Fugrost saadi esialgu ebatäiusliku vahearuande kujul – selle formaat oli raskesti käsitletav, mis muutis sisulise töö ebamugavaks, ebaefektiivseks ja võis tekitada ka vigu. Tänaseks saadud materjalid on oluliselt täpsemad, kuid nende läbitöötamine on olnud ajamahukas. Eestikeelsed erialaterminid Kaabli paigaldamine on üsna spetsiifiline tegevus, mille paljude erialaterminite osas puudub eestikeelne üldlevinud ja üheselt arusaadav sõnavara. Seetõttu on käesolevas töös kasutatud mõningatel juhtudel inglisekeelseid termineid (või esitatud paralleelselt eestikeelsega ka inglise keelne vaste). Vähesed rahvusvahelised empiirilised kogemused teisaldatavate setete osas Tulenevalt vähestest (rahvusvahelistest) uuringutest ja empiirilistest andmetest kaablipaigaldustööde käigus vette paisatavate setete hulga osas on keerukas anda täpseid hinnanguid ka EstLink 2 puhul. Mitmetes antud teemat käsitlevates allikates on märgitud, et teaduslikult põhjendatud mõõtmistulemused kaablipaigaldamisest tuleneva settekao kohta sisuliselt puuduvad. Seega on nii antud töös kui mitmetes teistes teiste autorite poolt koostatud sarnast teemat käsitlevates hinnangutes lähtutud eeldatavalt ülepaisutatud ja võrdlemisi ebatäpsetest eeldustest.



12 Keskkonnamõju hindamistulemuste kokkuvõte ja lõppjäreldus

Käesolev EstLink 2 meretrassi keskkonnamõju eksperthinnangu lõpparuanne valmis OÜ Hendrikson & Ko ning kaasatud ekspertide poolt 1. märtsiks 2010 (peale ca viiekuulist lepingulist tööperioodi). Hinnangu eesmärgiks oli arvestades kavandatava tegevuse iseloomu ja keskkonnatingimusi välja selgitada tegevusega kaasnev võimalik keskkonnamõju ning anda soovitusi mõju vältimiseks ja leevendavate meetmete kohta. Samuti oli töö eesmärgiks selgitada välja parim võimalik tehnoloogiline lahendus, mis oleks rakendatav arvestades kohalikke olusid ja ka kaasnevaid keskkonna-aspekte. Selles osas järgib töö sisuliselt keskkonnamõju hindamise praktikat. Töö üheks oluliseks eesmärgiks, mis erineb tavapärasest keskkonnamõju hindamise sisust oli ka analüüsida Fugro poolt teostatud merepõhjauuringute tulemusi. Aruandes on välja toodud kavandatava tegevuse eesmärk ja kirjeldus, mille eri tegevuste puhul käsitleti ka võimalikke alternatiivseid lahendusi (asukoht, ülekande tüüp jne) (Ptk 2 ja 3). Eraldi osana on analüüsitud Fugro poolt teostatud merepõhjauuringute tulemusi (Ptk 6), nendeks olid merepõhja akustilised ja geotehnilised ning põhjasetete reostusuuringud. Uuringud hõlmasid kogu EstLink 2 meres asuvat ühenduse osa (merekaabel Eestist Soomeni kogupikkuses ca 145 km). Kui uuringute tulemusi analüüsiti kogu trassi lõikes, siis keskkonnamõju hinnang anti vaid Eesti majandusvööndisse jääva trassiosa kohta (selle osa kohta kujundab Keskkonnaministeerium seisukoha vee erikasutusloa väljastamise osas). Selle ca 77 km pikkuse trassilõigu kohta esitati keskkonnaseisundi kirjeldus erinevate teemade lõikes (Ptk 7) ning hinnati nii ehitus- kui ka ekspluatatsiooniaegset võimalikku keskkonnamõju. Eraldi toodi välja olulised aspektid konkreetsete teemade lõikes (Ptk 8). Arvestades Fugro poolt teostatud uuringute tulemusi, lokaalseid keskkonnatingimusi, olemasolevaid teadmisi piirkonna keskkonnaseisundi kohta ja ekspertide hinnanguid vastavatele teemadele jõudis keskkonnamõju ekspertarvamus järeldusele, et EstLink 2 elektriühenduse rajamise ega toimimisega ei kaasne eeldatavalt olulist (st kehtestatud norme ületavat või selle lähedast) negatiivset keskkonnamõju. Sotsiaalmajanduslikult on tegemist kogu Eestit puudutava positiivseid arenguid (läbi toimiva ja tõhusa energiasüsteemi loodav baas edukaks majanduskeskkonnaks, mis toetab ka sotsiaalsete hüvede edendamist) soodustava tegevusega. Leidub siiski ka aspekte, mille puhul on otstarbekas rakendada leevendavaid meetmeid. Viimased koos soovitustega keskkonnaseireks ja nõuete seadmiseks töö teostamisele on täpsemalt välja toodud aruande Ptk 9 Negatiivset keskkonnamõju leevandavad meetmed, soovitused/ettepanekud keskkonnaseireks ja nõuete seadmiseks tööde teostamisel.



Kasutatud materjalid

1. „EstLink 2 maismaakaabli trassi keskkonnamõju hindamine“ AS Maves, Tallinn 2009;

2. „EstLink 2 elektri merekaabli veestamiskoha valik. Võimalik mõju merepõhja elustikule, kalastikule ja kalapüügile“ G. Martin; A. Järvik, Tallinn 2008;

3. „Tegevuskava Läänmere viigerhülge (Phoca hispida potnica) kaitseks Eesti rannikul aastatel 2006-2010“ M. Jüssi, I. Jüssi, R. Müür, 2004;

4. Riikliku keskkonnaseire programm. Maastike ja looduse mitmekesisuse seire programm. 6.31 Hülged. Koostanud I. Jüssi, M. Jüssi 2008

5. „Tegevuskava hallhüljeste kaitseks Eestis aastatel 2001-2005“ Jüssi, I., Jüssi, M. 2001 Eesti Ulukid;

6. „Energiamajanduse riiklik arengukava aastani 2020“ Majandus- ja Kommunikatsiooniministeerium 2009 (Riigikogu heakskiit 15. Juuni 2009);

7. „Eesti elektrimajanduse arengukava aastani 2018“ Majandus- ja Kommunikatsiooniministeerium (Vabariigi Valitsuse heakskiit 26. veebruari 2009 korraldusega nr 74);

8. “Market based analysis of interconnections between Nordic, Baltic and Poland areas in 2025” BALTSO, Nordel, PSE Operator S.A., 2009;

9. Vabariigi Valituse 5. augusti 2004. a korraldusele nr 615-k „Euroopa Komisjonile esitatav Natura 2000 võrgustiku alade nimekiri“;

10. „Euroopa Liidu tähtsusega linnualad Eestis“ koostanud A. Kuus, EOÜ 2003; 11. „Juhised loodusdirektiivi artikli 6 lõigete 3 ja 4 rakendamiseks Eestis“

koostaja K. Peterson, Säästva Eesti Instituut, 2006; 12. Vabariigi Valituse 5. augusti 2004. a korraldus nr 615-k „Euroopa Komisjonile

esitatav Natura 2000 võrgustiku alade nimekiri“; 13. HELCOM, 2004, "The fourth Baltic Sea pollution load compilation (PLC-4).

Environment Proceedings No. 93", in Environment Proceedings No. 93; 14. „Backround Document on potential problems associated with power cables

ohter than Athose for oil and gas activities“ OSPAR Commision 2008; 15. „Offshore Windmills and the Effects of Electromagnetic Fields on Fish” Ambio

Vol. 36, No. 8, December 2007 Marcus C. Öhman, Peter Sigray and Ha°kan Westerberg;

16. „Sub-sea power cables and the migration behaviour of the European eel“ Westerberg H., Lagenfelt I. Fisheries Management and Ecology, 2008, 15, 369–375;

17. “The Dangers of Bottom Trowling in the Baltic Sea” C.C.E. Hopkins, A report for Coalition Clean Baltic, Sweden 2009;

18. “Fishing and Submarine Cables Working Together” International Cable Protection Committee, 2009;

19. „Nord Stream Espoo aruanne: Põhiküsimuste dokument. Kalad ja kalandus“ 2009;

20. „Neugrundi madala piirkonna kalastiku uuring“ M., Vetemaa, Tartu Ülikooli Eesti Mereinstituut, 2008;

21. ICES. 2009. Report of the Baltic Fisheries Assessment Working Group (WGBFAS), 22 - 28 April 2009, ICES Headquarters, Copenhagen. ICES CM 2009\ACOM:07. 626 pp;



22. Alenius, P. et al. 1998. “The physical oceanography of the Gulf of Finland: a review. Boreal Env. Res. 3: 97–125. ISSN 1239-6095;

23. Andrejev et al. 2004 „Mean circulation and water Exchange in the gulf of Finland- a study vased on three-dimensional moddeling“ Boreal Env. Res 9: 1-16;

24. Peltonen, H., 2008 „The Baltic Sea fish stocks and fisheries in their ecosystem context“;

25. Soomere et al. 2009 “Highlights of the physical oceanography of the Gulf of Finland reflecting the climate changes“ Boreal Env. Res. 14: 152-165);

26. D., Hansson, A., Omstedt 2009 „Have mild ice winters in the Baltic Sea increased during the last century?“ University of Gothenburgh;

27. Zucco, C. et al. 2006 “Ecological Research on Offshore Wind Farms: International Exchange of Experiences PART B: Literature Review of Ecological Impacts”;

28. Zeinet, I., Pensa, M. (2007). Ida-Virumaa linnuklubi ja linnupaigad. Eesti Loodus, 58 (9), 22-23.

29. „Implementation of Natura 2000 in Estonian Marine Areas: site selection, designation and protection measures. Bird inventories – preliminary results“ A. Kuus; L. Luigujõe, A. Kuresoo, A. Kalamees, 2009 Sigulda.

30. „Kaitsejõudude perspektiivsete, merele orienteeritud, harjutusalade renguprogrammi (ÕSMAAP) keskkonnamõju strateegilise hindamise aruanne“ TTÜ Eesti Meresüsteemide Instituut 2009.

31. Rinebold, J. M., 2003. Environmental Recources and Energy Infrastructure of Long island Sound. Comprehensive Assessment and Report, Part II. Eastern Connecticut State University, Institute for Sustainable Energy. http://www.easternct.edu/sustainenergy/taskForceWorkingGroup/AssessmentReport2.pdf

32. Fissel, D., Jianhua, J. and Borg, K., 2006. Sediment plume and deposition modeling at VITR project landin sites. Unpublished report for Jacques Witford Limited., Burnaby B.C, Canada by ASL Environmental Sciences, Sidney, BC, Canada. http://www.bctc.com/NR/rdonlyres/9658DCF9-0023-46AF-B590-4B64D905944C/0/VITRSedimentPlumeFinalReport.pdf

33. Cooper, B., Rees, J. and Coats, T., 2008. Review of Round1 sediment process monitoring data – lessons learnt. A Report for the Research Advisory Group. Department of Energy and Climate Change

34. Galagan, C., Isaji, T. and Swanson, G., 2003. Results of model simulations of sediment deposition from cable burial operations in Lewis Bay, MA. ASA Report 03-216. Applied Science Associates, Inc.

35. Norfolk Offshore Wind (2002). Cromer Offshore Wind Farm, Environmental Statement, October 2002.

36. Nord Stream, 2008. Offshore pipeline through the Baltic Sea. Memo 4.3A-5. Spreading of sediment and contaminants during works in the seabed.

37. Bijker, R. and Nielsen, H.S., 2009. Nord Stream, Munitions clearance in Finnish Exclusive Economic Zone, Sediment and contaminant spreading on a Munition by Munition basis Gulf of Finland. Ramboll-DK

38. Rossi, E. and Tuukanen, M., 2009. Quantitative assessment of the impact of released nutrients and contaminants on plankton production and on the food chain. Ramboll Finland.



39. Lukkari, K., 2008. Chemical characteristics and behaviour of sediment phosphorus in the northeastern Baltic Sea. Finnish Institute of Marine Research – Contributions No 17, 2008.

40. Pitkänen, H., Lehtoranta, J., and Räike, A., 2001. Internal Nutrient Fluxes Counteract Decreases in External Load: The Case of the Estuarial Eastern Gulf of Finland, Baltic Sea. AMBIO: A Journal of the Human Environment. Volume 30, Issue 4 (August 2001)

41. Tallinna Vesi, 2009. Aastaraamat, 2008. http://www.tallinnavesi.ee/static/files/461.2008.aastaraamat_est_VEEBI04.05.09.pdf

42. Ympäristöopas, 2004. Sedimenttien ruoppaus- ja läjitysohje. Anvisning för muddring och deponering av muddermassor. Helsinki.

43. HELCOM, 2004b. Dioxins in the Baltic Sea. 44. Roots, O., 2003. Ülevaade dioksiini uuringutest Eestis. Eesti

Keskkonnauuringute Keskus. 45. Verta, M., Salo, S., Korhonen, M., Assmuth, T., Kiviranta, H., Koistinen, J.,

Ruokojärvi, P., Isosaari, P., Perquist, P.-A., Tysklind, M., Cato, I., Vikelsoe, J. and Larsen, M.M., 2007. Dioxin concentrations in sediments of Baltic sea – A survey of existing data. Chemosphere 67, 1762-1775

46. Roots, O. ja Simm, M., 2007. Dioksiinide ja dioksiinitaoliste polüklooritud bifenüülide ühendite sisalduse hindamine Eesti kalades, kalatoodetes, lihas, võis ja munades. Eesti Keskkonnauuringute Keskus.

47. VTA, 2008. Dioksiinide ja dioksiinilaadsete polüklooritud bifenüülide ühendite sisalduse hindamine Eesti kalades, kalatoodetes ja piimas 2008. a. http://www.vet.agri.ee/static/body/files/573.DIOX2008_aruanne_kodulehele.pdf

48. Nord Stream, 2009. Offshore pipeline through the Baltic Sea. Environmental field survey Finland 2009.

49. BERR, 2008. Review of cabling techniques and environmental effects applicable to the offshore wind farm industry. Department for Business, Enterprise and Regulatory Reform. http://www.berr.gov.uk/files/file43527.pdf)

50. HELCOM, 2007. HELCOM Guidelines for the Disposal of Dredged Material at Sea (Adopted in June 2007) and Form for Reporting on Disposal of Dredged Material at Sea (approved by HELCOM MONAS 9 in October 2006). Helsinki Commission.

51. HELCOM, 2004a. The fourth Baltic Sea pollution load compilation (PLC-4). Balt. Sea Environ. Proc. No. 93

52. Vallius, H. and Leivuori, M., 1999. The distribution of heavy metals and arsenic in recent sediments in the Gulf of Finland. Boreal Environment Research 4: 19-29.

53. Knuuttila, S., 2008. Waterborne inputs of heavy metals to the Baltic Sea. HELCOM Indicator Fact Sheets 2008. Online. (vaadatud 05.11.09.)

54. Gusev, A., 2008. Atmospheric depositions of heavy metals on the Baltic sea. HELCOM Indicator Fact Sheets 2008. Online. (vaadatud 05.11.09.)

55. URS Corporation 2006. Draft environmental impact for the proposed TransBay Cable Project, vol 1, Section 1.0-11.0, Appendix A. http://www.ci.pittsburg.ca.us/pittsburg/pdf/tbc/TBC_Volume_1.pdf

56. „Submarine Power Cables“ Worzyck 2009



57. Vatanen, S., 2009. Suomen ja Viron välisen EstLink-2 merikaapelihankken sedimenttien haitta-aineselvitys Suomen talousvesialueella. Kala- ja vesitutkimus OY.

58. Vatanen, S., Haikkonen, A., Ilmarinen, K., Oulasvirta, P., Niinimäki, J. ja Laamanen, M., 2009. Suomen ja Viron välisen EstLink-2 merikaapelihankken vesist-, vesiluonto- ja kalatalousvaikutusarvio. Kala- ja vesitutkimus OY.

59. Raid, T. 1998. herring in the North-eastern Baltic Sea in the 1970-1990s: ecology, stock structure and fishery. University of Helsinki. 190 p.

60. Andrulewicz, E; Napierska, D. and Otremba, Z., 2003. The environmental effects of the installation and functioning of the submarine SwePol Link HVDC transmission line: a case study of the Polish Marine Area of the Baltic Sea. Journal of Sea Research 49 (2003) 337– 345

61. Vabariigi Valitsuse 29. oktoobri 2009. a määrus nr 166“Kutselise kalapüügi võimalused 2010. aastaks“

62. TÜ Eesti Mereinstituut, 2010. Rannikumere ülevaateseire 2009. Aruanne 63. HELCOM, 2009. Hazardous substances of specific concern to the Baltic Sea –

Final report of the HAZARDOUS project. Balt. Sea Environ. Proc. No. 119 64. Isosaari, P., 2004. Polychlorinated Dibenzo-p-dioxin and Dibenzofuran

Contamination of Sediments and Photochemical Decontamination of Soils. Publications of the National Public Health Institute A 11/2004.

65. Sormunen, A., 2008. Bioavalability assessment of sedimentassociated organic compounds through desorption and pore water concentration. University of Joensuu, PhD Dissertation in Biology, No. 55.

66. Tanaka, H., Kono, K. and Ueno, D., 2009. Bioaccumulation of dioxins in the Benthic Fish from Hiroshima Bay. In: Interdisciplinary Studies on Environmental Chemistry Vol. 2. Environmental Research in Asia for Establishing a Scientist´s Network. Center of Marine Environmental Studies, Ehime University, Japan.



Lisad Lisa I Vee erikasutusloa taotlus

Lisa II Keskkonnamõju hindamise algatamata jätmine

Lisa III Vabariigi Valitsuse nõusolek Läänemre koormamiseks veekaabelliiniga

Lisa IV EstLink 2 reostusuuring Eesti ranniku madalmeres

Lisa V Tartu ülikooli Eesti Mereinstituudi ekspertarvamus

Lisa VI Merepõhja geoloogia ja antropogeensete objektide kaart EstLink 2

kaablitrassil Eesti territoriaalmeres (asub kaarditaskus)



Lisa I Vee erikasutusloa taotlus



Lisa II keskkonnamõju hindamise algatamata jätmine



Lisa III Vabariigi Valitsuse nõusolek Läänemre koormamiseks veekaabelliiniga



Lisa IV EstLink 2 reostusuuring Eesti ranniku madalmeres



Asendiskeem ortofotol (IPT Projketijuhtimise proovide võtmise kohad)

Lisa V Tartu ülikooli Eesti Mereinstituudi ekspertarvamus

estlink 2 meretrassi keskkonnamõju...

Documents