INARIJÄRVEN SÄÄNNÖSTELYN KEHITTÄMISEN VAIKUTUKSET VESIKASVILLISUUTEEN - KOEALOJEN SEURANTATUTKIMUS VUONNA 2012

Transkriptio

1 INARIJÄRVEN SÄÄNNÖSTELYN KEHITTÄMISEN VAIKUTUKSET VESIKASVILLISUUTEEN - KOEALOJEN SEURANTATUTKIMUS VUONNA 2012 Suomen ympäristökeskus Minna Kuoppala, Juha Riihimäki ja Seppo Hellsten

2 Sisällys 1 Johdanto Seuranta-alueiden kuvaus Seuranta-alueet ja niiden sijainti Vedenkorkeus vuosina Maastotutkimukset ja aineisto Seuranta-aineiston käsittely Kestoruutuaineisto Kestoruutujen sijainti Strategia-analyysi Similariteettianalyysi Avoimuus Kaltevuus Pohjan laatu Päävyöhykelinjojen aineisto Seurantavyöhykeaineisto Kasvisto ja siihen vaikuttavat tekijät havaintopaikoittain Ympäristömuuttujat ja lajimäärät kestoruuduilla Lajien frekvenssit Lajien runsaudet Havaintopaikkojen similariteetti eli samankaltaisuus Strategiaindeksit Kasvisto ja siihen vaikuttavat tekijät seuranta-alueittain Lajimäärä ja tyhjät alat kestoruuduilla Lajien frekvenssit Lajien runsaudet Seuranta-alueiden samankaltaisuus eli similariteetti Strategiaindeksit Kasvillisuusvyöhykkeiden esiintymisrajat Ekologinen luokka Elinympäristöjen kasvittumisasteen seuranta Yhteenveto ja johtopäätökset Kirjallisuus

3 Johdanto Vuosina toteutetussa Inarijärvi-tutkimuksessa päädyttiin suosittelemaan järven säännöstelyn muuttamista ympäristöystävällisemmäksi. Ylimpiä vedenkorkeuksia alentamalla voitaisiin lisätä rantavyöhykkeen vakautta, ja kesäisin alenevaan vedenkorkeuden tasoon pyrkimällä mahdollistettaisiin luonnonmukaisten kasvillisuusvyöhykkeiden synty, edistettäisiin rannan kasviyhteisöjen koostumuksen vakiintumista ja lisättäisiin monimuotoisuutta (Marttunen ym. 1997). Inarijärvi-tutkimuksessa suositeltiin biologisten muuttujien seuraamista veden laadun seurannan lisäksi. Säännöstelyn muutosten vaikuttavuuden selvittämiseksi laadittiin seurantaohjelma ja vuonna 1998 aloitettiin seurantatutkimus järven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutuksista rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen. Seurantatutkimuksen aloittamisen yhteydessä Inarijärvelle perustettiin viisi kasvillisuuden ja pohjaeläinten seuranta-aluetta. Kasvillisuutta tutkittiin yhteensä 17 havaintopaikalla (Kuva 1) ja pohjaeläimistöä kymmenellä havaintopaikalla (Puro ym. 1999). Tutkimusta jatkettiin vuosina 2003 ja 2008 seurantatutkimuksilla. Kasvilajistoa ja vyöhykkeitä tutkittiin vuonna 2008 päävyöhykelinjamenetelmän (Leka ym. 2003, Kuoppala ym. 2008) ja seurantavyöhykkeiden avulla. Tältä osin menetelmä muuttui verrattuna aikaisempiin vuosiin, sillä vuonna 1998 perustetuilla kahdeksalla linjalla (A1, L4, R1, K4, P1, P2, P3 ja P4) oli käytössä ruutulinjamenetelmä ja vuonna 2003 vyöhykelinjamenetelmä, jossa tutkittiin vain kasvillisuuden päätyyppien esiintymisrajat. Päävyöhykelinjoja tutkittiin vuonna 2008 yhteensä 25 kappaletta, joista kahdeksan sijaitsee samoilla paikoilla aiemmin tutkittujen seurantalinjojen kanssa. Tutkimuksen tarkoituksena oli pääasiassa saada tietoa Inarijärven ekologisesta tilasta vesienhoidon ensimmäistä luokittelua varten. Vuonna 2012 toistettiin seurantavyöhyketutkimus, kestoruudut sekä päävyöhykelinjat yhtä linjaa (Partakko 5) lukuun ottamatta. Vuoden 2008 tutkimuksen tulosten (Riihimäki & Kuoppala 2011) mukaan säännöstelykäytännön kehittyminen rantavyöhykkeen tilan kannalta parempaan suuntaan on mahdollistanut kasvillisuusvyöhykkeiden laajenemisen ja siirtymisen syvemmälle. Tämä oli havaittavissa sekä seurantavyöhykkeiden kasvillisuudessa että erillisten kasvilajien esiintymisvyöhykkeissä, joista saraikon, kortteikon ja pohjalehtisten alarajat olivat siirtyneet alemmaksi. Voimakkaan säännöstelyn aiheuttamille muutoksille herkkien lajien perusteella laskettujen ekologisten laatusuhteiden (ELSarvojen) ero vuoden 2008 ja 1998 välillä oli melko pieni eli muutokset näiden lajien suhteellisissa runsauksissa olivat vähäisiä. Isojen pohjalehtisten ELS-arvojen perusteella Inarijärven tila todettiin erinomaiseksi. Kasvupaikan sopeutumista paikalla vallitseviin oloihin häiriöön, kilpailuun ja stressiin kuvaavien strategiaindeksien vaihtelu eri tutkimusvuosien välillä oli pientä. Säännöstelykäytännön muuttaminen ei ollut muuttanut tutkimusolosuhteita niin paljon, että selkeitä muutoksia strategiaelementtien suhteellisissa osuuksissa olisi havaittavissa. 3

4 1 Seuranta-alueiden kuvaus 1.1 Seuranta-alueet ja niiden sijainti Seuranta-alueet sekä tehdyt seurantatutkimukset on esitetty taulukossa 1. Seuranta-alueet valittiin Inarijärven rantatutkimuksen habitaattitutkimusten koealueista (Hellsten ym. 1997). Maastokäsikirjassa on tarkempi selvitys seuranta-alueiden valinnasta ja sijainnista, sekä kohteiden yleinen kuvaus. Maastokäsikirjoja on 2 kpl, joista toinen on Lapin ELY-keskuksessa ja toinen Suomen ympäristökeskuksen Oulun toimipaikassa. Kuva 1. Inarijärven seuranta-alueiden sijainti (Akku; A1-5, Lusmanuora; L1-7, Palkissaari; P1-5, Riuruvuono; R1 6, Partakko; K1-5). 4

5 Taulukko 1. Seuranta-alueet ja niillä tehdyt tutkimukset eri vuosina (1=1998, 2=2003, 3=2008, 4=2012). Piste Seuranta-alue Havaintopaikka Koodi Kestoruudut Kasvilinja Seurantavyöhyke 1 AKKU Hämähäkkiniemi A1 1, 2, 4 1, 2, 3, 4 1, 2, 3, 4 2 Patokotaniemi A2 1, 2, 4 3, 4 1, 2, 3, 4 3 Ahmasalmi A3 1, 2, 4 3, 4 1, 2, 3, 4 4 Nuora A4 1, 2, 4 3, 4 1, 2, 3, 4 5 PALKISSAARI Varttasaari P1 1, 2, 4 1, 2, 3, 4 1, 2, 3, 4 6 Liinasvuono 1 P2 1, 2, 4 1, 2, 3, 4 1, 2, 3, 4 7 Liinasvuono 2 P3 1, 2, 4 1, 2, 3, 4 1, 2, 3, 4 8 Palkissaari E P4 1, 2, 4 1, 2, 3, 4 1, 2, 3, 4 9 PARTAKKO Joonaanharju K1 1,4 3, 4 1, 2, 3, 4 10 Siuttajoensuu S K2 1, 2, 4 3, 4 1, 2, 3, 4 11 Siuttajoensuu N K3 1, 2, 4 3, 4 1, 2, 3, 4 12 Seurujärvi K4 1, 2, 4 1, 2, 3, 4 1, 2, 3, 4 13 RIURUVUONO Riuruvuono N R1 1, 2, 4 1, 2, 3, 4 1, 2, 3, 4 14 Joinivuono R3 1, 2, 4 3, 4 1, 2, 3, 4 15 Miinanniemi R4 1, 2, 4 3, 4 1, 2, 3, 4 16 LUSMANUORA Laisperä L1 1, 2, 4 3, 4 1, 2, 3, 4 17 Peskanlahti W L4 1, 2, 4 1, 2, 3, 4 1, 2, 3, Vedenkorkeus vuosina Vedenkorkeus oli tutkimusvuonna 2012 kasvukauden alussa lähellä keskiarvoa, mutta nousi kesäkuun lopulta lähtien yli keskiarvon laskien sen alapuolelle elokuun lopulla (kuva 2). Tutkimusta edeltävänä vuonna (2011) vedenpinta oli alkukesällä matalalla, ja loppukesällä lähellä keskiarvoa. Vuonna 2009 vedenkorkeus oli kesäkuusta lähtien keskimääräinen ja laski loppukesää kohti hieman sen alle. Vuonna 2010 vedenpinta oli lähes koko kasvukauden ajan korkealla. 5

6 tammikuu helmikuu maaliskuu huhtikuu toukokuu kesäkuu heinäkuu elokuu syyskuu lokakuu marraskuu joulukuu Taso (N hanke ) 120,00 119,50 119,00 118, ka ,00 117,50 a) Kuukausi b) Kuva 2. Veden korkeuden vaihtelu Inarijärvellä a) vuodet , b) vuosijaksojen mediaanit ( ), ( ), ( ) ja ( ). 6

7 2 Maastotutkimukset ja aineisto Inarijärven seurantatutkimusta varten laadittiin ensimmäisen seurannan yhteydessä maastokäsikirja, johon on koottu tiedot seuranta- ja näytteenottomenetelmistä, seuranta-alueiden sijainnista ja nimeämisestä sekä maastotöissä tarvittavista varusteista. Maastokäsikirjasta löytyy myös mustavalkoiset ilmakuvat havaintopaikoilta (vuodelta 1993), kartta-aineistoa, valokuvat havaintopaikoilta sekä maastolomakkeita. Maastokäsikirjoja on kaksi kappaletta, toinen Lapin ELYkeskuksessa ja toinen Suomen ympäristökeskuksen Oulun toimipaikassa. Vuonna 2012 maastotyöt tehtiin heinä-elokuun vaihteessa Elinympäristöjen ja kasvillisuuden seurantaan käytettiin kolmea eri menetelmää (kuva 3). Elinympäristöjen kasvittumisastetta kartoitettiin mittaamalla saravyöhykkeen leveys 5 metrin välein rantavyöhykkeen ylärajalta vesirajalle asti 50 metrin matkalla (seurantavyöhyke). Vuonna 2003 mukaan otettiin erehdyksessä myös muuta kasvillisuutta, joten tulokset eivät ko. vuoden osalta täysin vertailukelpoisia. Lajistodiversiteetin seurantaan perustettiin vuonna 1998 seuranta-alueille pysyvät kestoruudut, joita oli yhteensä yhdeksän kolmella koealalla jokaisella 17 havaintopaikalla. Vuonna 2008 lajistodiversiteetin seurantaan perustettuja kestoruutuja ei tutkittu, koska ruutujen merkkipaalut olivat suurelta osin kadonneet joko jään- tai ihmistoiminnan vaikutuksesta. Kasvilajistoa ja vyöhykkeitä tutkittiin päävyöhykelinjamenetelmän avulla. Tältä osin vuosien 2008 ja 2012 menetelmä on erilainen verrattuna aikaisempiin vuosiin, sillä vuonna 1998 perustetuilla kahdeksalla linjalla (A1, L4, K4, P1, P2, P3 ja P4) oli käytössä linjamenetelmä, jossa kasvillisuuden peittävyys tutkittiin joka ruudulta metrin välein (Puro ym. 1999), ja vuonna 2003 vyöhykelinjamenetelmä, jossa tutkittiin vain kasvillisuuden päätyyppien esiintymisrajat (Ahola ym. 2004). Päävyöhykelinjoja tutkittiin Inarijärvellä vuonna 2012 yhteensä 24 kappaletta, joista 17 sijaitsee samoilla paikoilla aiemmin tutkittujen seurantalinjojen kanssa. Linjamenetelmä vaihdettiin päävyöhykelinjaksi tilaluokittelutiedon varmistamiseksi. Maastotutkimuksen toteuttivat vuonna 1998 Kaisa Kerätär ja Mika Visuri, vuonna 2003 Marita Ahola ja Kaisa Kerätär, vuonna 2008 Minna Kuoppala ja Mika Visuri ja vuonna 2012 Minna Kuoppala ja Jukka Yli-Körkkö. 7

8 Seurantalinja 7 m paalusta Koeala nro 3 7 m paalusta keskelle Ankkuri P 1-5 Pohjaeläinnäytteet L = Kasvilinja Riuruvuono, 1. seuranta-alue R1107 EULITORAALI Vene 7 m m 106 R3 Keppirautamerkki Riuruvuono, 1. seuranta-alue Ruudun etäisyys 3 m paalusta ulapalle Koealan 3. koeruutu R130703R3 R3 R2 Koeala 1 (7 m vas. paalusta keskelle) m R m R1 Koeala 2 (keskipaalun kohdalla) R1 3 m kestoruutua / koe-ala 2 m 102 R3 R2 Koeala 3 (7 m oik. paalusta keskelle) TULVARAJA KUVA R1 KUVA 3 VASEN PAALU KESKIPAALU OIKEA PAALU V = SEURANTAVYÖHYKE yhteensä 50 m KUVA 2 Kuva 3. Seurantatutkimusten sijoittumisen ja nimeämisen perusteet seuranta-alueella. 8

9 3 Seuranta-aineiston käsittely 3.1 Kestoruutuaineisto Kestoruutujen sijainti Viidelle eri seuranta-alueelle perustettiin vuonna 1998 yhteensä 153 kestoruutua. Jokaisella seurantaalueella on 2-4 havaintopaikkaa, yhteensä havaintopaikkoja on 17. Jokaisella havaintopaikalla on 9 kestoruutua. Ruudut on sijoitettu siten, että ne sijaitsevat rannan eulitoraalialueella eli vyöhykkeellä, jossa vedenkorkeuden pysyvyys on välillä %. Tarkempi kuvaus tutkimusalueiden perustamisesta on vuoden 1998 tutkimusraportissa (Puro ym. 1999) sekä maastokäsikirjassa. Ruudut merkittiin perustettaessa n. 30 cm pitkillä rautatikuilla. Tikkuja löytyi vuonna 2012 vain yhdeltä havaintopaikalta. Ruudut paikannettiin maastokäsikirjan sijaintikuvausten ja vanhojen kasvillisuustietojen perusteella. Taulukkoon 2 on koottu kestoruuduilta, havaintopaikoilta sekä seuranta-alueilta koottuja muuttujia ja niiden laskentamenetelmät. Havaintopaikoilla otettiin myös valokuvia, joiden avulla myös voidaan vertailla kasvillisuuden tilaa tutkimuksen aikana. Taulukko 2. Kestoruutuaineiston muuttujat ja niiden laskentamenetelmät. Muuttuja Yksittäiset Havaintopaikat Seuranta-alueet kestoruudut Lajin frekvenssi % havainnot/ruutuja hav.paikalla*100 havainnot/ruutuja seur.alueella*100 Lajin runsaus (kosketukset/36)*100 keskiarvo edellisistä keskiarvo edellisistä % Strategiaindeksi lajin frekvenssi %, ks. kaava 1 keskiarvo edellisistä Similariteetti keskiarvo kaikista havaintopaikan keskiarvo edellisistä kestoruutujen välisistä parittaisista similariteeteista Avoimuus tuulenpyyhkäisyala Kaltevuus % ylimmän ja alimman ruudun välinen kaltevuus Tyhjät alat % Tyhjät ruudut/36*100 keskiarvo edellisistä keskiarvo edellisistä Strategia-analyysi Strategia-analyysillä voidaan kuvata kohteen kasvillisuuden sopeutumista kohteessa vaikuttaviin ympäristötekijöihin ja saadaan yleiskuva kasvilajeihin vaikuttavien kilpailu-, stressi- ja häiriötekijöiden keskinäisistä suhteista (kts. Murphy ym. 1990, Alasaarela ym. 1993, Hellsten ym. 1997). Menetelmä perustuu Grimen (1974, 1977) esittämään teoriaan, jonka mukaan kasvilajien menestymiseen ja kasvillisuuden kehittymiseen vaikuttavat tekijät voidaan jakaa stressiä aiheuttaviksi tekijöiksi ja häiriötä eli disturbanssia aiheuttaviksi tekijöiksi. Edellä mainittujen tekijöiden vaikutuksen ollessa vähäinen muuttuu kasvilajien välinen kilpailu merkittäväksi kasvilajistoa ja kasvillisuutta muokkaavaksi tekijäksi. Tätä Grimen (1974) esittämää niin kutsuttua 9

10 kolmiomallia voidaan kuvata tasasivuisella kolmiolla, jonka kulmina ovat primaaristrategiat S, R, sekä C ja niiden välillä yhdistelminä syntyvät sekundaaristrategiat C-R, S-C, S-R ja C-S-R (Kuva 4). Kuva 4. Kilpailun (C), stressin (S) ja häiriön (R) erilaisia tasapainoja kuvaava malli, sekä primaari ja sekundaaristrategioiden sijoittuminen malliin Grimen (1977) mukaan. Kasvillisuuden strategia-analyysi tehtiin Alasaarelan ym. (1993) esittämien kasvilajien strategiapiirteiden perusteella lukuun ottamatta lajeja, joita Alasaarela ym (1993) ei mainitse. Nämä lajit jouduttiin jättämään analyysistä pois. Grimen (1977) mukaan kasvilajit ovat sopeutuneet kolmeen peruselementtiin, stressiin, häiriöön ja kilpailuun - kukin lajilleen tai ekotyypilleen ominaisella tavalla. Tätä kasveille kehittyneiden piirteiden ja ominaisuuksien elinkierron täyttymisen mahdollistavaa toimintaa voidaan kutsua strategiaksi. Lajin strategia riippuu kolmeen edellä mainittuun peruselementtiin sopeuttavien ominaisuuksien eli primaaristrategiaelementtien suhteellisista osuuksista. Strategiaelementtien suhteellinen osuus järven, tutkittavan rannan osan tai kasvillisuustyypin kasvillisuudesta voidaan laskea käyttäen Rørslettin (1989) esittämää strategia-analyysiä Similariteettianalyysi Kasvillisuuden samankaltaisuutta eri havaintopaikkojen ja seuranta-alueiden välillä mitattiin laskemalla similariteetti eri havaintojen välille Kulczynskin similariteetti-indeksillä: D (X1, X2) = ½ (W / A + W / B) (1) jossa A on lajien runsauksien summa havainnossa X1, B on vastaava arvo havainnossa X2 ja W on molempien havaintojen lajien pienimpien runsauksien summa. Similariteetin arvot vaihtelevat välillä 10

11 0-1 (D=0, kun havainnoissa ei ole yhtään yhteistä lajia ja D=1, kun havainnot ovat täysin samanlaiset (Riihimäki 1991). Kun molemmat havainnot ovat kasvittomia (tyhjiä), similariteetin arvoksi annetaan 1, ja jos vain toinen on kasviton, arvoksi annetaan 0. Varsinaisina seurantatutkimusvuosina eri kestoruutujen, havaintopaikkojen ja alueiden välistä samankaltaisuutta selvitetään myös eri vuosien välillä samaa laskentamenetelmää käyttäen Avoimuus Avoimuus havaintopaikoilla mitattiin vuonna Avoimuus arvioitiin tehollisena fetchinä (F e ), joka mittaa avoimen ulapan alaa, jolla aallokko muodostuu (Håkansson and Jansson 1983). Etäisyys (x) mitataan kilometreinä havaintopisteellä lähimpään mantereen tai saaren rantaan ( i ), jossa mittaussektorin kulma i = ± 6, ±12,...,±42, ja tehollinen fetch (F e ) laskettiin Håkanssonin ja Janssonin (1983) mukaan seuraavasti: F e = ( x i cos i / cos i ) * 's (2) missä: cos i = 13.5, vakio, 's = mittakaava vakio (esim. 0.2 jos kartan mittakaava on 1 : ) Kaltevuus Kaltevuusmittaukset tehtiin vuonna Kaltevuus määritettiin havaintopaikan ylimmän ja alimman kestoruudun välisenä kaltevuutena. Tällöin alimman kestoruudun syvin arvo (yleensä ruudun ulapan puoleinen arvo) jaettiin etäisyydellä mitattuna alimmasta kestoruudusta havaintopaikan ylimpään ruutuun. Saatu arvo on ilmoitettu prosentteina Pohjan laatu Pohjan laatu luokiteltiin maastossa seuraaviin tyyppeihin: turve, kivi, sora, hiekka, lieju-hiekka ja lieju. Määritys tehtiin jokaiselle kestoruudulle. 3.2 Päävyöhykelinjojen aineisto Päävyöhykelinjamenetelmää on suositeltu käytettäväksi vesipuitedirektiivin edellyttämissä sisävesien vesikasviseurannoissa (Leka ym. 2003). Menetelmässä mitataan kasvillisuuden päävyöhykkeiden ylä- ja alaraja sekä arvioidaan linjoilla esiintyvien lajien yleisyydet ja peittävyydet prosenttiasteikolla. Erotuksena Kuoppalan ym. (2008) kuvaamaan päävyöhykelinjamenetelmään, linjan ylärajana käytettiin linjamerkkeinä olevia paaluja kuten vuonna 1998, ja linjoilta kirjattiin ylös kaikkien niillä esiintyvien lajien yleisyydet ja peittävyydet. Uusilla ekologisen tilan luokittelua varten perustetuilla linjoilla huomioitiin vain VPD:n mukaisissa vesikasviseurannoissa käytettäväksi suositellut lajit (Kuoppala ym. 2008), ja linjat aloitettiin tulvarajalta käyttäen linjan yläosan rajaamisessa näiden lajien esiintymisen ylärajaa. Upos- ja pohjalehtisten tutkimisessa käytettiin apuna vesikiikaria, pohjaharaa ja vedenalaista kameraa. 3.3 Seurantavyöhykeaineisto Seurantavyöhykkeillä tutkittiin havaintopaikkojen kasvittumisasteen muuttumista. Jokaiselle havaintopaikalle perustettiin useimmiten 50 metrin linja, joka merkittiin keski- ja reunapaaluilla. 11

12 Viiden metrin välein tältä linjalta mitattiin kasvillisuusvyöhykkeen leveys sekä syvyys ulapan puoleiselta reunalta. 12

13 4 Kasvisto ja siihen vaikuttavat tekijät havaintopaikoittain 4.1 Ympäristömuuttujat ja lajimäärät kestoruuduilla Jokaiselle 17 havaintopaikalle perustettiin 9 kestoruutua. Havaintopaikkakohtaisia ympäristömuuttujia on koottu taulukkoon 3 ja ympäristömuuttujien eri vuosien välinen vertailu liitteeseen 1. Avoimuus ja kaltevuusprosentti on laskettu vuonna Pohjan laatu arvioitiin maastossa jokaiselle kestoruudulle ja havaintopaikoittain on ilmoitettu yleisin havaittu pohjan laatu. Karikkeen määrää arvioitiin määrittämällä kestoruudun karikepeittävyys %. Tyhjät alat on laskettu kestoruutujen tyhjien ruudukoiden määrällä ja havaintopaikoittain on laskettu keskiarvo. Verrattaessa edellisen tutkimuskerran (v. 2003) tuloksiin on havaittavissa muutoksia lajimäärissä, pohjan laadussa, karikkeen määrässä sekä tyhjien alojen määrässä. Pohjatyypeistä turve on säilynyt joillakin havaintopaikoilla tapahtuneista muutoksista huolimatta edelleen yleisimpänä pohjatyyppinä. Karikkeen määrä on noussut selkeästi edellisistä tutkimuskerroista, ja nousua on tapahtunut lähes kaikilla havaintopaikoilla. Suurinta (yli 30 prosenttiyksikköä) nousu on ollut havaintopaikoilla Palkissaari 2 ja 3, Partakko 3 sekä Riuruvuono 1 ja 3. Vuonna 2003 karikkeen määrä oli vähäinen ilmeisesti erittäin matalan vedenpinnan vuoksi (Kerätär ym. 2004). Karike koostuu sekä sarojen kuolleista lehdistä että rantavyöhykkeellä irtonaisena liikkuvasta muusta aineksesta, ja kasvukauden edetessä tapahtunut vedenpinnan tason nouseminen on saattanut lisätä etenkin saroista tulevan karikkeen määrää. Karikkeen määrä oli kuitenkin suurempi myös verrattaessa vuoteen 1998, jolloin vedenpinta oli varsin korkealla. Todennäköisesti kasvanut biomassa rantavyöhykkeellä on aikaansaanut karikkeen määrän lisääntymistä. Tyhjien alojen määrän perusteella kasvillisuus näyttäisi lisääntyneen selvästi lähes kaikilla kestoruuduilla vuoteen 2003 verrattuna. Suurin nousu on ollut havaintopaikoilla Partakko 3 ja Riuruvuono 1. Keskimäärin muutos on ollut noin 15 prosenttiyksikköä ilmentäen rantavyöhykkeen vakiintumista. Taulukko 3. Havaintopaikkakohtaiset ympäristömuuttujat. Havaintopaikka Avoimuus m Kaltevuus m Pohjan laatu Kiviä % Karike % Tyhjiä aloja % Lajeja yhteensä AKKU A ,6 turve ,3 13 AKKU A ,6 turve ,6 12 AKKU A turve ,1 10 AKKU A ,5 turve ,3 14 LUSMANUORA L turve ,1 10 LUSMANUORA L ,6 hiekka ,9 7 PALKISSAARI P ,3 kivi, sora, lieju, hiekka ,3 11 PALKISSAARI P turve ,5 8 PALKISSAARI P turve ,8 13 PALKISSAARI P ,1 kivi, turve ,0 5 PARTAKKO K ,5 turve ,1 6 PARTAKKO K kivi, sora ,4 1 PARTAKKO K hiekka ,1 3 PARTAKKO K ,6 kivi ,5 5 RIURUVUONO R ,6 turve ,4 7 RIURUVUONO R turve ,8 7 RIURUVUONO R ,5 turve ,

14 Vuoden 2012 tutkimuksessa havaittiin kestoruuduilta 40 lajia, mikä on 8 lajia enemmän kuin vuonna Havaintopaikoilta katosi seitsemän vuonna 2003 löytynyttä lajia ja löytyi 15 uutta lajia (taulukko 4), joita ei havaittu vuonna Osa uusista lajeista on kuitenkin tavattu ensimmäisenä tutkimusvuonna 1998, mikä osoittaa lajiston olevan vakiintumatonta ja toisaalta myös vähälukuista. Taulukko 4. Yhdeksän vuoden aikana kestoruuduilta kadonneet lajit sekä niille tulleet uudet lajit. Hävinneet lajit Carex canescens dioica Carex nigra ssp. nigra Dicranum spp. Marchantiophyta Pedicularis palustris Rumex acetosa Vaccinium vitis-idaea Uudet lajit Andromeda polifolia Betula nana Calamagrostis canescens Carex vesicaria Deschampsia cespitosa Drepanocladus spp. Epilobium angustifolium Equisetum sylvaticum Eriophorum vaginatum Myosotis sp. Rubus chamaemorus Sparganium sp. Utricularia intermedia Utricularia stygia Utricularia vulgaris 4.2 Lajien frekvenssit Kasvilajien yleisyys eli frekvenssi havaintopaikoittain saatiin laskemalla yhteen niiden ruutujen määrä havaintopaikalla, joilla laji tavattiin, ja jakamalla luku havaintopaikan kaikkien ruutujen lukumäärällä (Taulukko 2). Havaintopaikkakohtaiset frekvenssiprosentit on koottu liitteeseen 2 kaikilta tutkimusvuosilta. Kasvillisuuden yleisyydessä ei ole tapahtunut merkittäviä muutoksia, joskin havaintopaikkakohtaista vaihtelua on tutkimusvuosien välillä mm. suursarojen keskinäisissä yleisyyksissä. Luhtasara (Carex vesicaria) on edelleen yleistynyt. Sitä tavattiin ensimmäisen kerran viideltä havaintoalueelta vuonna Laji on yleistynyt etenkin Akun havaintopaikoilla, ja sitä kasvoi nyt myös sekä Palkissaaressa että Partakossa yhdellä havaintopaikalla. Yleistymistä on tapahtunut myös joidenkin suokasvien, mm. juolukan (Vaccinium uliginosum), suopursun (Ledum palustre) ja rahkasammalten (Sphagnum spp.) kohdalla esimerkiksi havaintopaikoilla Akku 4, Lusmanuora 1, Palkissaari 3 ja Riuruvuonono 1 ja 4. Lehtisammalet (Bryophyta, Polytrichum spp., Pleurozium schreberi) ovat jonkin verran harvinaistuneet etenkin vuodesta 2003, jolloin sammalet olivat kestoruuduilla yleisiä johtuen osin hyvin matalasta vedenkorkeudesta. 4.3 Lajien runsaudet Lajien runsaudet saatiin jakamalla kestoruudun osaruutujen havaintojen määrä koko ruudukon ruutujen määrällä (36). Havaintopaikkakohtaisesti luvut saatiin keskiarvoista tai laskemalla 14

15 havaintojen määrä jaettuna havaintoalueen kaikkien 324 ruudun määrällä (Taulukko 2). Tulokset prosentteina on koottu liitteeseen 4. Suursarat (Carex aquatilis, Carex rostrata ja Carex vesicaria) ovat selvästi runsastuneet. Ero on suurempi vuoteen 2003 verrattuna kuin vuoteen 1998 verrattuna. Pajut (Salix spp.) ovat runsaita etenkin havaintopaikoilla Palkissaari 1, Partakko 4, Riuruvuono 3 ja Riuruvuono 4. Myös yleistyneiden suolajien, juolukan, suopursun ja rahkasammalten, peittävyyksissä on nähtävissä nousua verrattaessa vuoteen Runsastuneita vuodesta 2003 ovat em. mainittujen lajien lisäksi mm. sammalet (Bryophyta), viitakastikka (Calamagrostis canescens), korpikastikka (Calamagrostis purpurea), harmaasara (Carex canescens), tupassara (Carex nigra ssp. juncella), kurjenjalka (Comarum palustre), variksenmarja (Empetrum nigrum), järvikorte (Equisetum fluviatile), rantamatara (Galium palustre) ja jouhivihvilä (Juncus filiformis). Useat näistä lajeista olivat kuitenkin vähentyneet vuodesta 1998 vuoteen Selvästi vuodesta 1998 runsastuneita lajeja ovat suursarojen lisäksi suopursu, pajut, rahkasammalet ja juolukka. 4.4 Havaintopaikkojen similariteetti eli samankaltaisuus Kasviyhteisön samankaltaisuus eli similariteetti havaintopaikan sisällä saatiin laskemalla similariteettiarvo havaintopaikan jokaisen ruudun välille ja laskemalla näiden keskiarvo. Vertaamalla havaintopaikan keskimääräistä similariteettiä vuosilta 1998 ja 2003 vuoden 2012 vastaavan arvoon voidaan arvioida sitä onko paikan kasviyhteisön samankaltaisuus lisääntynyt vai vähentynyt (taulukko 5). Verrattaessa vuoden 2012 havaintoja vuoteen 2003 erot havaintopaikkojen sisäisissä similariteeteissä ovat olleet suurimpia havaintoalueilla Partakko 1, 2 ja 3 sekä Riuruvuono 1. Taulukko 5. Havaintopaikkojen sisäinen osaruutujen välinen similariteetti vuosina 1998, 2003 ja Havaintopaikka Sim-1998 Sim-2003 Sim-2012 Akku A1 0,24 0,19 0,29 Akku A2 0,40 0,36 0,35 Akku A3 0,43 0,46 0,49 Akku A4 0,20 0,26 0,21 Lusmanuora L1 0,53 0,35 0,31 Lusmanuora L4 0,41 0,46 0,37 Palkissaari P1 0,52 0,57 0,58 Palkissaari P2 0,69 0,74 0,67 Palkissaari P3 0,62 0,53 0,44 Palkissaari P4 0,41 0,43 0,37 Partakko K1 0,77-0,76 Partakko K2 1,00 0,50 0,78 Partakko K3 0,66 0,66 0,93 Partakko K4 0,19 0,28 0,18 Riuruvuono R1 0,54 0,62 0,91 Riuruvuono R3 0,54 0,55 0,69 Riuruvuono R4 0,46 0,67 0,49 Laskemalla kunkin vuoden havaintojen (ruutujen) välisten similariteettien keskiarvo saadaan alueen keskimääräinen similariteetti, joka kuvaa paremmin kasviyhteisön vakautta. Mitä suurempi keskimääräinen similariteetti alueella on, sitä pienempiä ovat olleet muutokset kasvillisuudessa havaintojen välisenä aikana (taulukko 6). 15

16 Muutokset kasvillisuudessa verrattaessa vuoden 2012 havaintoja vuoden 2003 ja 1998 havaintoihin ovat suuremmat kuin vuosien 1998 ja 2003 väliset muutokset. Vuosien 2003 ja 2012 välillä näyttää tapahtuneen muutoksia etenkin havaintopaikoilla Akku 3, Partakko 4, Lusmanuora 1 ja Riuruvuono 3. Näistä Partakko 4:llä similariteetti on ollut pienin vuosien 1998 ja 2003 välisessä vertailussa, joten siellä muutoksia on ollut kaikkien vuosien välillä. Jokseenkin pieni similariteetti on myös kaikkien vuosien välisissä vertailuissa havaintopaikalla Akku 1. Vuonna 2003 vedenkorkeus oli poikkeuksellisen matalalla, joka osittain selittää suuren muutoksen vuosien 2003 ja 2012 välillä. Taulukko 6. Havaintopaikkojen osaruutujen erivuosien välisen similariteetin keskiarvot. Havaintopaikka Vuodet 1998/2003 Vuodet 2003/2012 Vuodet 1998/2012 Akku A1 0,52 0,50 0,40 Akku A2 0,71 0,50 0,62 Akku A3 0,76 0,28 0,25 Akku A4 0,73 0,55 0,53 Lusmanuora L1 0,63 0,24 0,38 Lusmanuora L4 0,76 0,81 0,70 Palkissaari P1 0,68 0,64 0,72 Palkissaari P2 0,70 0,70 0,70 Palkissaari P3 0,69 0,46 0,50 Palkissaari P4 0,65 0,69 0,55 Partakko K1 0,75 Partakko K2 0,67 0,67 0,89 Partakko K3 0,79 0,75 0,72 Partakko K4 0,51 0,36 0,40 Riuruvuono R1 0,75 0,65 0,64 Riuruvuono R3 0,72 0,32 0,36 Riuruvuono R4 0,63 0,59 0, Strategiaindeksit Havaintopaikkojen kasvilajien frekvenssien perusteella painotetut lajiston strategiapiirteiden osuudet laskettiin samoin kuin vuonna 1998 ja Strategiaindeksien osuuksissa ei ole tapahtunut suuria muutoksia verrattaessa vuoden 2003 arvoihin (kuva 5, taulukko 7). Kilpailutekijän osuuksissa on hienoista nousua kuten myös stressitekijän osuuksissa, häiriötekijän osuuksissa puolestaan laskua. Muutokset ovat kuitenkin erittäin pieniä. Vuoden 2008 tulokset poikkeavat muista vuosista, koska sen osalta on käytetty päävyöhykelinjojen aineistoa (kuva 6, taulukko 7). Päävyöhykelinjamenetelmässä kasvillisuuden tutkiminen ulottuu syvemmälle kuin kestoruutututkimuksessa, jolloin syvemmän veden stressitoleranttien lajien osuus on suurempi. 16

17 Strategiaindeksi 1,00 0,90 0,80 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 A1 A2 A3 A4 L1 L4 P1 P2 P3 P4 K1 K2 K3 K4 R1 R3 R4 R 0,13 0,15 0,20 0,14 0,15 0,19 0,27 0,15 0,15 0,18 0,11 0,00 0,15 0,19 0,15 0,21 0,17 S 0,24 0,22 0,24 0,26 0,22 0,16 0,31 0,22 0,22 0,17 0,30 0,29 0,23 0,21 0,21 0,15 0,21 C 0,63 0,63 0,56 0,60 0,64 0,65 0,42 0,64 0,63 0,65 0,59 0,71 0,62 0,60 0,64 0,64 0,61 Kuva 5. Kestoruutujen strategiaindeksit havaintopaikoittain vuonna Taulukko 7. Kestoruutujen strategiaindeksit havaintopaikoittain vuosina 1998, 2003, 2008 ja C = kilpailutekijä, S = stressitekijä ja R = häiriötekijä. Vuoden 2008 aineistona on päävyöhykelinjojen yleisyysarviot C S R lajimäärä C S R lajimäärä C S R lajimäärä C S R lajimäärä A1 0,64 0,18 0, ,62 0,24 0,15 9 0,42 0,34 0, ,63 0,24 0,13 10 A2 0,57 0,24 0,19 6 0,53 0,28 0,19 9 0,46 0,35 0, ,63 0,22 0,15 8 A3 0,55 0,20 0,25 7 0,54 0,21 0,25 8 0,35 0,39 0, ,56 0,24 0,20 8 A4 0,60 0,22 0, ,58 0,23 0, ,50 0,36 0, ,60 0,26 0,14 9 L1 0,62 0,19 0,19 5 0,63 0,19 0,19 5 0,31 0,35 0, ,64 0,22 0,15 8 L4 0,65 0,15 0,21 3 0,65 0,14 0,21 2 0,56 0,17 0, ,65 0,16 0,19 5 P1 0,43 0,29 0,28 6 0,45 0,25 0,30 8 0,32 0,41 0, ,42 0,31 0,27 7 P2 0,64 0,20 0,16 5 0,64 0,21 0,15 5 0,38 0,36 0, ,64 0,22 0,15 5 P3 0,65 0,19 0,16 7 0,64 0,19 0,17 7 0,31 0,30 0, ,63 0,22 0,15 8 P4 0,65 0,22 0,13 5 0,66 0,18 0,16 5 0,65 0,12 0, ,65 0,17 0,18 4 K1 0,60 0,29 0,11 5 0,56 0,33 0, ,59 0,30 0,11 3 K2 0,86 0,00 0,14 1 0,10 0,49 0, ,71 0,29 0,00 1 K3 0,63 0,25 0,13 1 0,62 0,25 0,13 2 0,15 0,49 0, ,62 0,23 0,15 3 K4 0,52 0,23 0,25 5 0,47 0,22 0,31 6 0,31 0,36 0, ,60 0,21 0,19 3 R1 0,63 0,18 0,19 3 0,63 0,20 0,18 3 0,16 0,46 0, ,64 0,21 0,15 4 R3 0,64 0,18 0,18 4 0,65 0,18 0,17 5 0,46 0,24 0, ,64 0,15 0,21 4 R4 0,65 0,17 0,17 5 0,61 0,18 0,21 5 0,30 0,28 0, ,61 0,21 0,

18 1998 0,6 0,8 C 0,2 0, Triangle outline Left ticks Right ticks Left axis lines Right axis lines Bottom axis lines Bottom ticks 0,4 0,6 0,2 0,8 R S 0,8 0,6 0,4 0,2 Kuva 6. Kestoruutujen strategiaindeksit havaintopaikoittain eri tutkimusvuosina. Vuoden 2008 aineisto on päävyöhykelinjoilta. 18

19 5 Kasvisto ja siihen vaikuttavat tekijät seuranta-alueittain 5.1 Lajimäärät kestoruuduilla Taulukkoon 8 on merkitty lajimäärät seuranta-alueittain. Lajimäärät ovat nousseet molemmista edellisistä kestoruutujen tutkimuskerroista Lusmanuoran ja Palkissaaren seuranta-alueilla. Selkeää lajimäärän vähentymistä verrattaessa molempiin tutkimuskertoihin ei ole tapahtunut millään seuranta-alueella. Taulukko 8. Lajimäärät seuranta-alueittain. Vuoden 2008 aineisto on päävyöhykelinjoilta. Lajeja yhteensä, kpl Seuranta-alue AKKU LUSMANUORA PALKISSAARI PARTAKKO RIURUVUONO Lajien frekvenssit Seuranta-aluekohtaisesti kestoruuduilta vuosina 1998, 2003 ja 2012 tavattujen kasvilajien keskimääräiset frekvenssit eli yleisyydet laskettiin havaintopaikkakohtaisten frekvenssien keskiarvona. Vuoden 2008 yleisyydet laskettiin seuranta-alueen päävyöhykkeiden kasvilajien keskiarvona. Tulokset on koottu liitteeseen 4. Suursarojen osalta on vaihtelua frekvenssien muutoksissa eri seuranta-alueilla, osalla sarat ovat yleistyneet ja osalla vähentyneet. Luhtasaraa kasvoi nyt kolmella seuranta-alueella, kun sitä ei vuosina 1998 ja 2003 tavattu ollenkaan. Useat suolajit (mm. suopursu, rahkasammalet ja juolukka) ovat runsastuneet Lusmanuoran, Palkissaaren ja Riuruvuonon seuranta-alueilla. Lehtisammalet ovat puolestaan harvinaistuneet mm. Akun, Lusmanuoran, Palkissaaren ja Riuruvuonon seuranta-alueilla. 5.3 Lajien runsaudet Kasvilajien runsaudet seuranta-alueittain on koottu liitteeseen 5. Vesisara oli lähes kaikilla seuranta-alueilla niukka vuonna 2003, mutta on runsastunut vuoteen Tästä poikkeuksena on Palkissaaren seuranta-alue, jossa vesisaran runsaus kestoruuduilla on kasvanut tasaisesti. Sama väheneminen vuonna 2003 ja edelleen runsastuminen vuoteen 2012 on tapahtunut myös pullosaran kohdalla. Kastikat ovat runsastuneet Akun, Lusmanuoran ja Partakon seuranta-alueilla vuodesta 1998 ja vähentyneet Palkissaaren ja Riuruvuonon seuranta-alueilla. Myös kastikoiden osalta on nähtävissa sama väheneminen vuonna 2003 kuin saroilla. Monet suolajit ovat runsastuneet Akun, Lusmanuoran, Palkissaaren ja Riuruvuonon havaintopaikoilla. Kastikoiden väheneminen ja sarojen runsastuminen ilmentää rantavyöhykkeen vakiintumista. 5.4 Seuranta-alueiden samankaltaisuus eli similariteetti 19

20 Seuranta-alueiden kasvillisuuden muutoksen suuruutta arvioitiin samoin kuin havaintopaikoilla. Seuranta-alueen keskimääräistä similariteettia vertaamalla voidaan arvioida tapahtuneen muutoksen suuntaa (taulukko 9). Laskemalla similariteetti alueen ruutujen vuoden 1998 ja 2003 havaintojen välille voidaan arvioida muutosherkkyyttä (taulukko 10). Riuruvuonon seuranta-alueella kasvillisuuden samankaltaisuudessa on ollut kasvava suuntaus (taulukko 9). Partakon seuranta-alueella samankaltaisuus on aluksi pienentynyt vuoteen 2003, mutta ollut vuonna 2012 jälleen vuoden 1998 tasolla. Lusmanuoran ja Palkissaaren alueilla samankaltaisuus on pienentynyt jonkin verran. Akun seuranta-alueella ei ole vuosien sisäisessä similariteetissa ollut muutoksia. Taulukko 9. Seuranta-alueiden sisäinen osaruutujen välinen similariteetti vuosina 1998, 2003, ja Seuranta-alue Akku 0,32 0,32 0,33 Partakko 0,65 0,48 0,66 Lusmanuora 0,47 0,40 0,34 Palkissaari 0,56 0,57 0,51 Riuruvuono 0,51 0,61 0,69 Vuosien 2003 ja 2012 vertailun suurimmat muutokset ovat tapahtuneet Akun seuranta-alueella, pienimmät puolestaan Palkissaaren ja Partakon alueella. Vuosien 2012 ja 1998 välillä suurimmat muutokset ovat tapahtuneet Akun ja Riuruvuonon alueella ja pienimmät Partakon alueella. Kaiken kaikkiaan suurimmat muutokset kasvillisuudessa ovat olleet Akun alueella vuosien 1998 ja 2012 välillä (similariteetti 0,45) ja pienimmät Lusmanuoran ja Riuruvuonon alueella vuosien 1998 ja 2003 välillä (similariteetti 0,70). Taulukko 10. Seuranta-alueiden osaruutujen eri vuosien välisten similariteettien keskiarvot. Seuranta-alue Vuodet 1998/2003 Vuodet 2003/2012 Vuodet 1998/2012 Akku 0,68 0,46 0,45 Partakko 0,66 0,59 0,69 Lusmanuora 0,70 0,53 0,54 Palkissaari 0,68 0,63 0,62 Riuruvuono 0,70 0,52 0, Strategiaindeksit Muutokset strategiaindeksien osuuksissa näyttävät olevan hyvin pieniä verrattaessa vuoden 2003 arvoihin (kuvat 7 ja 8, taulukko 11). Lajistomuutokset ovat olleet pieniä, eivätkä ne ole olleet strategiapiirteiltään samansuuntaisia. Verrattaessa vuotta 1998 ja 2012 toisiinsa havaitaan arvojen siirtyneen hieman kilpailu- ja stressitekijän suuntaan ilmentäen rantavyöhykkeen vakiintumista. 20

21 Strategiaindeksi Taulukko 11. Kestoruutujen strategiaindeksit seuranta-alueittain vuosina 1998, 2003, 2008 ja C = kilpailutekijä, S = stressitekijä ja R = häiriötekijä. Vuoden 2008 aineistona on päävyöhykelinjojen yleisyysarviot C S R lajimäärä C S R lajimäärä C S R lajimäärä C S R lajimäärä Akku 0,58 0,21 0,2 19 0,56 0,24 0,2 16 0,42 0,34 0, ,61 0,24 0,16 16 Lusmanuora 0,63 0,18 0,2 5 0,64 0,17 0,19 5 0,35 0,39 0, ,64 0,19 0,16 8 Palkissaari 0,59 0,22 0, ,59 0,21 0,2 13 0,5 0,36 0, ,58 0,23 0,18 13 Partakko 0,58 0,26 0,16 9 0,56 0,21 0,23 8 0,46 0,35 0, ,61 0,25 0,14 8 Riuruvuono 0,64 0,18 0,18 6 0,63 0,19 0,19 7 0,3 0,28 0, ,63 0,19 0,18 8 1,00 0,90 0,80 0,70 0,60 0,50 0,40 0,30 0,20 0,10 0,00 A K L P R R 0,23 0,18 0,26 0,14 0,43 S 0,34 0,35 0,39 0,36 0,28 C 0,42 0,46 0,35 0,50 0,30 Kuva 7. Kestoruutujen strategiaindeksit seuranta-alueittain vuonna (A = Akku, K = Partakko, L = Lusmanuora, P = Palkissaari ja R = Riuruvuono). 21

22 1998 0,6 0,8 C 0,2 0, Triangle outline Left ticks Right ticks Left axis lines Right axis lines Bottom axis lines Bottom ticks 0,4 0,6 0,2 0,8 R S 0,8 0,6 0,4 0,2 Kuva 8. Kestoruutujen strategiaindeksit seuranta-alueittain eri tutkimusvuosina. Vuoden 2008 aineisto on päävyöhykelinjoilta. 22

23 Kasvusto 6 Kasvillisuusvyöhykkeiden esiintymisrajat Vuosina 2008 ja 2012 kasvillisuusvyöhykkeiden esiintymissyvyydet tutkittiin päävyöhykelinjamenetelmän avulla, ja vuonna 2003 oli käytössä tätä muistuttava vyöhykelinjamenetelmä. Vuonna 1998 kasvillisuusvyöhykkeiden esiintymistä selvitettiin ruutulinjaaineiston perusteella. Saravyöhyke näyttää siirtyneen hieman alemmaksi kuin aiempina tutkimusvuosina (kuva 9). Sen sijaan kortevyöhyke on selvästi ylempänä kuin vuonna 2008, ja hieman ylempänä kuin aiempina tutkimusvuosina. Tämä poikkeaa aiempien vuosien kehityksestä, jossa kortteikon alaraja on siirtynyt vähitellen syvemmälle. Kortteikon laskennallinen alaraja on kuitenkin lähes sama kuin vuonna Pohjalehtisistä vesikasveista vaalealahnanruohon (Isoëtes echinospora) esiintymisalue jää yllättävän kapeaksi verrattuna aiempiin vuosiin, kun taas tummalahnanruohon (Isoëtes lacustris) esiintymisalue on lähellä vuoden 2003 tasoa. Vuoden 2008 esiintymisrajoissa ovat mukana kaikki linjat, kun taas muilta vuosilta on tarkastelussa mukana kahdeksan linjaa. Sara 1998 Sara 2003 Sara 2008 Sara 2012 Korte 1998 Korte 2003 Korte 2008 Korte 2012 Vaalealahnaruoho 1998 Vaalealahnaruoho 2003 Vaalealahnaruoho 2012 Tummalahnaruoho 1998 Tummalahnaruoho 2003 Tummalahnaruoho 2012 Pohjalehtiset , , , ,5 N hanke (m) Kuva 9. Kasvillisuusvyöhykkeiden keskimääräiset esiintymisrajat vuosien 1998, 2003, 2008 ja 2012 tutkimuksissa. 23

24 Skaalattu ELS 7 Ekologinen luokka Ekologinen luokittelu tehtiin (Aroviidan ym. 2012) luokitteluohjeistuksen mukaisesti käyttäen kolmea muuttujaa, tyyppilajien suhteellista osuutta (TT50SO), prosenttista mallinkaltaisuutta (PMA) ja referenssi-indeksiä (RI). Ekologinen luokka saatiin laskemalla eri muuttujien arvoille yhteismitallistetut ekologiset laatusuhteet (ELS) ja laskemalla niiden keskiarvo. Laskenta tehtiin käyttäen vertailuaineistona Nitsi- ja Mutusjärven vuoden 2012 aineistoja ja vertailun vuoksi myös käyttäen Aroviidan ym. (2012) mukaisen vesikasviluokittelun pohjoisten suurten vähähumuksisten järvien vertailuaineistoa, mutta vaihtamalla vanhojen (v. 1977) Nitsi- ja Mutusjärven aineistojen tilalle vuoden 2012 aineistot. Inarijärven aineistoina käytettiin päävyöhykelinjamenetelmällä saatuja vuosien 2008 ja 2012 aineistoja. Inarijärven vuosien 2008 ja 2012 aineistot luokittuivat Nitsi- ja Mutusjärveä vertailujärvinä käyttäen hyvään tilaan (taulukko 12, kuva 10). Isompaa vertailujärvijoukkoa käyttäen vuoden 2008 aineisto luokittui hyvään ja vuoden 2012 aineisto erinomaiseen tilaan. Taulukko 12. Luokittelumuuttujien yhteismitallistetut ekologiset laatusuhteet (ELS) laskettuna Inarijärven vuoden 2008 ja 2012 aineistoista. Vertailujärvinä ovat laskennassa A.) Nitsi- ja Mutusjärvien vuoden 2012 aineistot ja laskennassa B.) laajempi pohjoisten SVh-tyypin vertailujärvien joukko, jossa em. Nitsi- ja Mutusjärven aineistot ovat mukana. Sininen väri kuvaa erinomaista, vihreä hyvää ja keltainen tyydyttävää tilaa. A. B. Aineisto ELS RI ELS TT50SO ELS PMA ELS ka ELS RI ELS TT50SO ELS PMA ELS ka Nitsijärvi ,00 1,02 0,80 0,94 0,99 0,90 1,05 0,98 Mutusjärvi ,79 0,79 0,80 0,79 0,89 1,02 0,98 0,96 Inarijärvi ,80 0,52 0,53 0,62 0,94 0,63 0,77 0,78 Inarijärvi ,76 0,62 0,65 0,68 0,79 0,71 0,93 0,81 1,2 1 0,8 0,6 0,4 Nitsijärvi 2012 Mutusjärvi 2012 Inarijärvi 2008 Inarijärvi ,2 0 RI TT50SO PMA Kuva 10. Luokittelumuuttujien yhteismitallistetut ekologiset laatusuhteet (ELS) laskettuna Inarijärven vuoden 2008, 2012 ja vertailujärvinä olevien Nitsi- ja Mutusjärvien vuoden 2012 aineistoista. 24

25 8 Elinympäristöjen kasvittumisasteen seuranta Saravyöhykkeiden keskimääräinen alaraja kunkin havaintopaikan seurantavyöhykkeillä on esitetty kuvassa 11. Vuoden 2003 havaintoja ei voitu käyttää maastomittauksissa tapahtuneen virheen vuoksi. Saravyöhykkeen keskimääräinen alaraja näyttää kuvan 11 perusteella siirtyneen ylöspäin vuodesta 2008 lähes kaikilla havaintopaikoilla. Eroa testattiin tilastollisesti alkuperäisillä havaintopaikoilla 5 metrin välein tehdyillä saraikon alarajan syvyysmittauksilla. Kaikista mittauksista laskettuna saraikon keskimääräinen alaraja oli siirtynyt hieman ylemmäksi (kaksisuuntainen T-testi, tilastollisesti merkitsevä ero) tasolle 118,66 (vuonna ,61). Seuranta-alueittain alarajan muutos oli merkitsevä Akun (p=0,04), Lusmanuoran (p=0,02) ja Palkissaaren (p=0,04) havaintopaikoilla. Saraikkojen keskimääräiset alarajat olivat siirtyneet Akun alueella tasolle 118,61, Lusmanuoran alueella tasolle 118,72 ja Palkissaaren alueella tasolle 118,71. Riuruvuonon seuranta-alueella muutos ei ollut merkitsevä (p=0,09) tason ollessa 118,60. Tulos eroaa päävyöhykelinjamenetelmän vyöhykkeiden alarajojen kehityksestä, jossa saravyöhykkeen alaraja näyttäisi siirtyneen alaspäin vuodesta 2008 (kuva 9). Mahdollisesti vuosien 2008 ja 2012 välinen ero johtuu osin eroista vedenalaisten saraikoiden mukaan ottamisessa saravyöhykkeeseen eri seurantakerroilla, mutta toisaalta kesäisten vedenkorkeuksien nousu voi myös aiheuttaa sen. Tämä käy ilmi saraikkomittarin laskennallisia alarajoja tarkasteltaessa (taulukko 13). Inarijärvellä saraikon laskennallisen vyöhykkeen alaraja on n cm ylempänä kuin maastohavainnoissa. 119,10 119,00 118,90 Taso N hanke 118,80 118,70 118, ,50 118,40 118,30 A1 A2 A3 A4 L1 L4 P1 P2 P3 P4 K3 K4 R1 R3 R4 Kuva 11. Saravyöhykkeiden alarajat seurantavyöhykkeillä tehtyjen mittausten keskiarvoina vuosina 1998, 2008 ja Taulukko 13. Saraikon laskennalliset ylä- ja alarajat (vedenkorkeuden 10 % ja 75 % pysyvyystaso) ja saraikon laajuus tutkimusvuotta edeltäneiden viiden kasvukauden keskiarvoina. 25

26 Saraikon yläraja 119,22 119,41 119,13 119,25 Saraikon alaraja 119,03 118,99 118,94 119,03 saraikon laajuus (m) 0,19 0,42 0,19 0,22 26

27 Yhteenveto ja johtopäätökset Vedenkorkeuden vaihtelussa ei ole tapahtunut suuria muutoksia verrattuna ajanjaksoon Vuosina 2008, 2010 ja 2012 vesi on ollut edelleen varsin korkealla heinäkuun loppupuolella ja vielä elokuun alussa, mikä on ollut kasvillisuuden kehityksen kannalta epäsuotuisaa. Kasvillisuuden kehityksen kannalta hyviä ovat olleet vuodet 2009 ja 2011, jolloin vesi on ollut kasvukauden ajan melko matalalla. Kasvillisuudessa on tapahtunut similariteetti-indeksien perusteella enemmän muutoksia vuosien 2012 ja 2003 sekä 2012 ja 1998 välillä kuin vuosien 1998 ja 2003 välillä. Lajimäärä on kestoruuduilla hieman lisääntynyt ja tyhjien ruutujen määrän vähentymisen perusteella kasvillisuus lisääntynyt vuodesta 2003, mitä ilmentää myös karikkeen määrän lisääntyminen Lajistomuutoksilla ei ole kuitenkaan ollut suurta vaikutusta strategiaindeksien osuuksiin, mutta lievää vakiintumista on kuitenkin havaittavissa. Vyöhykkeisyydessä on tapahtunut muutoksia siten, että kortteikon alaraja on noussut ja saraikon alaraja laskenut linjahavaintojen perusteella. Toisaalta tarkat vyöhykemittaukset osoittavat saraikon alarajan nousua, joka on hyvin samansuuntainen vedenkorkeushavaintojen kanssa. Inarijärven ekologinen tila kasvillisuuden perusteella luokittuu hyväksi, kun käytetään vertailujärvinä muita Pohjois-Lapin suuria vähähumuksisia järviä. Saman alueen järvien käyttäminen vertailuaineistona lisää toisaalta luokittelun luotettavuutta, mutta vähäinen vertailujärvimäärä taas pienentää sitä. Riippumatta käytetystä menetelmästä Inarijärven kasvillisuuden tila on hieman parantunut vuosien välillä, mikä omalta osaltaan kertoo rantavyöhykkeen vakiintumisesta. 27

28 Kirjallisuus Ahola, M., Kerätär, K., Riihimäki, J. & Hellsten, S. (2004): Inarijärven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen koealojen seurantatutkimus vuonna Suomen ympäristökeskus, Vesistöalueiden integroitu tutkimusohjelma, Vesi- ja ekotekniikan ryhmä. Moniste 30 s. Alasaarela, E., Hellsten, S., Keränen, R., Kurttila, T. & Riihimäki, J. 1993: Säännöstely järvien rantojen kunnostuksen ja hoidon periaatteet - esimerkkinä Oulujoen vesistö. Vesi- ja ympäristöhallituksen julkaisuja 145. Aroviita, J., Hellsten, S., Jyväsjärvi, J., Järvenpää, L., Järvinen, M., Karjalainen, S. M., Kauppila, P, Keto, A., Kuoppala, M., Manni, K., Mannio, J., Mitikka, S., Olin, M., Perus, J., Pilke, A., Rask, M., Riihimäki, J., Ruuskanen, A., Siimes, K., Sutela, T., Vehanen, T. ja Vuori, K.-M Ohje pintavesien ekologisen ja kemiallisen tilan luokitteluun vuosille päivitetyt arviointiperusteet ja niiden soveltaminen. Ympäristöhallinnon ohjeita 7/ s. Grime J.P. 1974: Vegetation classification by reference to strategies. Nature 250: Grime J.P. 1977: Evidence for the existence of three primary strategies in plants and its relevance to ecological and evolutionary theory. Am. Nat. 111: Hellsten, S., Palomäki, R., Järvinen, E. 1997: Inarijärven vedenkorkeuden säännöstelystä ja sen vaikutuksista rantavyöhykkeellä. Lapin ympäristökeskuksen moniste nro s. Håkanson, L. & Jansson, M. 1983: Principles of lake sedimentology s. Springer, Berlin. Hämet-Ahti, L., Suominen, J., Ulvinen, T. & Uotila, P. (toim.) Retkeilykasvio. 4. painos. 656 s. Luonnontieteellinen museo, kasvimuseo. Hämet-Ahti, L., Kurtto, A., Lampinen, R., Piirainen, M., Suominen, J., Ulvinen, T. Uotila, P. & Väre, H. 2005a. Lisäyksiä ja korjauksia Retkeilykasvion neljänteen painokseen. Lutukka 21: Kuoppala, M., Hellsten, S. & Kanninen, A. 2008: Sisävesien vesikasviseurantojen laadunvarmennus. Suomen ympäristö s. Leka, J., Valta-Hulkkonen, K., Kanninen, A., Partanen, S., Hellsten, S., Ustinov, A., Ilvonen, R. & Airaksinen, O Vesimakrofyytit järvien ekologisen tilan arvioinnissa ja seurannassa. 28

29 Maastomenetelmien ja ilmakuvatulkinnan käyttökelpoisuuden arviointi Life Vuoksi projektissa. Alueelliset ympäristöjulkaisut s. Marttunen, M., Hellsten, S., Puro, A., Huttula, E., Nenonen, M., Järvinen, E., Salonen, E., Palomäki, R., Huru, H. & Bergman, T. 1997: Inarijärven tila, käyttö ja niihin vaikuttavat tekijät. Suomen ympäristö s. Murphy, K. J., Rørslett, B. & Springuel, I. 1990: Strategy analysis of submerged lake macrophyte communities: an International example. Aquatic botany 36: Puro, A., Kerätär, K., Palomäki, R., Visuri, M. ja Hellsten, S. 1999: Inarijärven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen ja tuottokykyyn koealojen perustaminen ja perushavainnot Moniste 33 s. Riihimäki, J. 1991: Vesi- ja rantakasvillisuuden dynamiikka säännöstellyssä ja luonnontilaisessa järvessä. Pro gradu-tutkielma. Oulun yliopiston kasvitieteen laitos. 55 s liitt. Riihimäki, J. & Kuoppala, M Vesikasvillisuus. Julkaisussa: Puro-Tahvanainen, A., Aroviita, J., Järvinen, E. A., Kuoppala, M., Marttunen, M., Nurmi, T., Riihimäki, J. ja Salonen, E Inarijärven tilan kehittyminen vuosina Suomen ympäristö 19/ s. Rørslett B. 1989: An integrated approach to hydropower impact assesment. II. Submerged macrophytes in some Norwegian hydro-electric lakes. Hydrobiologia 175: Ulvinen, T., Syrjänen, K. & Anttila, S. (toim.) Suomen sammalet levinneisyys, ekologia, uhanalaisuus. Suomen ympäristö s. 29

30 LIITE 1. Ympäristömuuttujien vuosien välinen vertailu. Taulukko 1. Pohjanlaadut eri tutkimusvuosina havaintopaikoittain. Havaintopaikka Akku A1 turve,kivi turve turve Akku A2 turve turve turve Akku A3 turve,sora turve, kivi turve Akku A4 turve turve turve Lusmanuora L1 turve turve turve Lusmanuora L4 hiekka,turve hiekka hiekka Palkissaari P1 turve, kivi turve, kivi kivi, sora, lieju, hiekka Palkissaari P2 turve turve turve Palkissaari P3 turve turve turve Palkissaari P4 kivi,sora kivi, turve kivi, turve Partakko K1 turve TIEDOT PUUTTUVAT turve Partakko K2 kivi kivi kivi, sora Partakko K3 hiekka,sora hiekka hiekka Partakko K4 kivi,turve hiekka, turve kivi Riuruvuono R1 turve turve turve Riuruvuono R3 turve turve turve Riuruvuono R4 turve turve turve Taulukko 2. Karikkeen peittävyys (%) eri tutkimusvuosina havaintopaikoittain. Havaintopaikka Akku A Akku A Akku A Akku A Lusmanuora L Lusmanuora L Palkissaari P Palkissaari P Palkissaari P Palkissaari P Partakko K Partakko K Partakko K Partakko K Riuruvuono R Riuruvuono R Riuruvuono R

31 Taulukko 3. Tyhjien alojen osuus (%) eri tutkimusvuosina havaintopaikoittain. Havaintopaikka Akku A1 41,7 40,7 33,3 Akku A2 25,3 29,3 9,6 Akku A3 27,2 28,4 11,1 Akku A4 40, ,3 Lusmanuora L1 10,6 14,5 7,1 Lusmanuora L4 45, ,9 Palkissaari P1 25,2 34,9 13,3 Palkissaari P2 30,8 19,4 14,5 Palkissaari P3 24,6 29,6 11,8 Palkissaari P4 57,4 54,6 38 Partakko K1 27,3 28,1 Partakko K ,4 99,4 Partakko K3 48,6 54,9 11,1 Partakko K ,1 73,5 Riuruvuono R1 34,8 43,5 9,4 Riuruvuono R3 33,1 26,5 19,8 Riuruvuono R4 40,8 36,4 15,4 Taulukko 4. Lajimäärä eri tutkimusvuosina havaintopaikoittain Havaintopaikka Akku A Akku A Akku A Akku A Lusmanuora L Lusmanuora L Palkissaari P Palkissaari P Palkissaari P Palkissaari P Partakko K Partakko K Partakko K Partakko K Riuruvuono R Riuruvuono R Riuruvuono R

32 LIITE 2. Kasvilajit ja niiden yleisyydet havaintopaikoittain vuosina 1998, 2003, 2008 ja Vuosien 1998, 2003 ja 2012 yleisyydet ovat kunkin seuranta-alueen kestoruuduilla tavattujen lajien frekvenssejä. Vuoden 2008 yleisyydet ovat päävyöhykelinjalla tavattujen lajien yleisyyksiä prosenttiasteikolla. Putkilokasvien nimistö on Hämet-Ahdin ym. (1998 ja 2005) mukainen. Sammalten osalta taksonit on esitetty osin lajitasolla ja osin suku- tai kaaritasolla. Nimistö on Ulvisen ym. (2005) mukainen. Jäkälät (Lichenes) on esitetty yhtenä ryhmänä. A1 A2 A3 A4 L1 L Laji F F Y F F F Y F F F Y F F F Y F F F Y F F F Y F Achillea millefolium Agrostis canina Agrostis sp. Andromeda polifolia Barbarea stricta Betula nana Betula pubescens (taimet) 0,5 0,5 0,5 Brassicaceae Bryophyta (Musci ) 1,0 1,0 11,1 1,0 44,4 1,0 22,2 11,1 1,0 Calamagrostis canescens 11,1 33,3 Calamagrostis purpurea 44,4 33,3 7,0 22,2 33,3 22,2 1,0 22,2 55,6 66,7 3,0 55,6 22,2 22,2 3,0 22,2 77,8 55,6 3,0 44,4 11,1 11,1 Calamagrostis stricta 11,1 3,0 11,1 0,5 1,0 11,1 11,1 Calamagrostis sp. 11,1 Calliergon cordifolium 0,5 0,5 Calliergon giganteum Callitriche hamulata Callitriche sp. 5,0 Caltha palustris 0,5 11,1 11,1 11,1 3,0 11,1 3,0 Cardamine pratensis 11,1 Carex acuta 11,1 Carex aquatilis 66,7 55,6 20,0 88,9 55,6 66,7 20,0 88,9 77,8 77,8 10,0 66,7 66,7 77,8 7,0 55,6 100,0 77,8 5,0 77,8 55,6 44,4 3,0 55,6 Carex canescens 3,0 22,2 11,1 3,0 11,1 0,5 11,1 33,3 11,1 0,5 11,1 Carex canescens dioica 11,1 11,1 Carex lasiocarpa Carex nigra 11,1 Carex nigra ssp. juncella 44,4 33,3 5,0 33,3 11,1 1,0 1,0 55,6 33,3 3,0 44,4 0,5 Carex nigra ssp.nigra 22,2 Carex rostrata 44,4 55,6 55,6 77,8 88,9 88,9 100,0 77,8 55,6 44,4 33,3 15,0 22,2 88,9 66,7 5,0 44,4 66,7 55,6 5,0 66,7 Carex vesicaria 20,0 55,6 20,0 55,6 10,0 88,9 3,0 33,3 44,4 Carex sp. 11,1 11,1 11,1 Cerastium fontanum Comarum palustre 11,1 3,0 0,5 1,0 Cornus suecica Deschampsia cespitosa 1,0 Deschampsia flexuosa Dicranum spp. 1,0 1,0 11,1 Drepanocladus spp. 11,1 1,0 11,1 Eleocharis acicularis 20,0 15,0 11,1 50,0 Empetrum nigrum 11,1 5,0 22,2 33,3 1,0 11,1 5,0 5,0 11,1 0,5 Epilobium angustifolium Epilobium palustre 0,5 Equisetum arvense 0,5 Equisetum fluviatile 11,1 22,2 3,0 22,2 11,1 11,1 11,1 11,1 33,3 3,0 66,7 3,0 22,2 Equisetum sylvaticum 0,5 Eriophorum angustifolium Eriophorum vaginatum 1,0 11,1 Euphrasia frigida Festuca rubra Galeopsis sp. Galium boreale 11,1 11,1 11,1 Galium palustre 11,1 1,0 0,5 44,4 55,6 1,0 55,6 11,1 1,0 22,2 0,5 Galium uliginosum Hieracium sp. Hylocomium splendens 1,0 5,0 5,0 Isoetes echinospora 10,0 20,0 50,0 15,0 40,0 70,0 Isoetes lacustris 10,0 30,0 15,0 30,0 Juncus filiformis 0,5 11,1 11,1 22,2 Ledum palustre 11,1 5,0 11,1 22,2 22,2 1,0 11,1 11,1 5,0 11,1 5,0 11,1 11,1 0,5 Lichenes 1,0 1,0 1,0 Linnaea borealis Luzula multiflora Lycopodium clavatum ssp. monostachyon 0,5 Lysimachia thyrsiflora 0,5 Marchantiophyta (ent. Hepaticophytina ) 0,5 0,5 1,0 Melanpyrum sylvaticum Myosotis sp. Myriophyllum alterniflorum 7,0 20,0 50,0 Nitella opaca 1,0 20,0 Parnassia palustris 0,5 Pedicularis palustris 0,5 11,1 Pinus sylvestris (taimet) 0,5 1,0 Pleurozium schreberi 11,1 11,1 1,0 11,1 11,1 5,0 5,0 Poa alpigena /pratensis 0,5 Polytrichum spp. 11,1 11,1 11,1 22,2 1,0 11,1 11,1 1,0 33,3 11,1 1,0 32