Lahden pienten järvien veden laadun tutkimuksia 30 vuotta

Transkriptio

1 Lahden kaupunki Tekninen ja ympäristötoimiala Valvonta ja ympäristökeskus Lahden pienten järvien veden laadun tutkimuksia 3 vuotta Juha Keto (toim.) Lahden kaupungin valvonta ja ympäristökeskus Päijät Hämeen järvien kuormituksen pienentäminen hanke 26

2 Lahden pienten järvien veden laadun tutkimuksia 3 vuotta Limnologinen katsaus Lahden pienjärvien tilaan, veden laatuun ja lähihistoriaan Sisällysluettelo Sivu Johdanto 1 Kohdejärvien esittely 2 Tutkimusmenetelmät 3 Alasenjärvi 4 Kymijärvi 8 Joutjärvi 12 Merrasjärvi 16 Likolampi 19 Mytäjäinen 22 Salalampi 25 Pikku Vesijärvi 27 Valkealampi 3 Häränsilmä 32 Palolampi 33 Sietikka 33 Yhteenveto 34 Kirjallisuusluettelo 36 Kannen kuva: Joutjärven Kokkokallio (valok. Ari Partanen)

3 Johdanto Lahden kaupungin alueella on Vesijärven lisäksi useita pienempiä järviä, joiden merkitys korostuu ennen kaikkea virkistyskäytössä, koska ne sijaitsevat lähellä asutusta, monet aivan keskellä kaupunkia. Useimpien pikkujärvien virkistyskäyttöarvo on kuitenkin ollut uhattuna viime vuosikymmeninä lisääntyneiden rehevyyshaittojen takia. 198 luvun alussa oltiin huolestuneita myös eräiden pikkujärvien happamoitumisesta. Lahdessa varsinkin karulla harjualueella sijaitsevat pienet kirkasvetiset suppalammet ovat herkkiä happamoitumiselle. Hapan laskeuma on kuitenkin päästöjen rajoittamisen ansiosta vähentynyt eikä aiheuta enää uhkaa Lahden vesistöille. Tällä hetkellä Lahden järvien, kuten niin monien muidenkin Etelä Suomen pintavesien, suurimpana ongelmana on rehevöityminen. Rehevöitymiskehityksen taustalla on koko kulttuuri. Järviin kerääntyy vaikutuksia kaikkialta ympäriltä: asutuksesta, elinkeinotoiminnasta, metsistä, viljelysmailta, energiantuotannosta ja liikenteestä. Rehevöittäviä ravinteita tulee järveen myös ilmakehästä: sadeveden ravinnepitoisuudet voivat ajoittain olla paljon korkeampia kuin järvivesien. Tiheään asutulla ja teollistuneella Lahden kaupungin alueella on runsaasti vesistöjä kuormittavaa toimintaa. Rehevöityminen on tuonut mukanaan happitalouden ongelmia, jotka ovat pahimmillaan johtaneet kalaston tuhoutumiseen. Kesän virkistyskäyttöä haittaavat erityisesti ajoittaiset planktonlevien massaesiintymät eli leväkukinnat, joista osa on ollut myrkyllisten sinilevien aiheuttamia. Vaikka ulkoista kuormitusta on saatu kaikilla järvillä olennaisesti vähennettyä, useiden järvien sietokyky on ylittynyt ja sisäinen kuormitus ylläpitää järvien rehevää tilaa. Sisäisen kuormituksen noidankehässä järven pohjaan varastoituneet ravinteet palaavat veteen edistämään planktonlevien kasvua. Järvissä biologista tuotantoa rajoittaa yleensä fosforin puute eli fosfori on ns. minimiravinne. Rehevässä järvessä voimakas tuotanto johtaa hajoavan aineksen lisääntymiseen, minkä seurauksena happi saattaa kulua järven pohjalta loppuun. Hapettomissa oloissa fosfori muuttuu liukoiseen muotoon ja palaa kiertoon. Vuosikymmenten ajan voimakkaasti rehevöitetyissä järvissä pohjasta veteen palautuvien ravinteiden määrä voi olla paljon suurempi kuin ulkoinen kuormitus. Fosforin kierrätyksessä keskeinen rooli on myös rehevöitymisen seurauksena runsastuneilla särkikaloilla, jotka ravintoa etsiskellessään tonkivat järven pohjaa. Särjet myös erittävät ravinteita suoraan veteen. Tämä johtaa alentuneeseen typpi:fosfori suhteeseen, mikä suosii ilmakehän typen sitomiseen kykeneviä sinileviä. Virkistyskäytön turvaamiseksi on monilla järvillä ryhdytty erilaisiin hoitotoimiin rehevöitymishaittojen torjumiseksi. Jo 197 luvulla kokeiltiin fosforin kemiallista saostamista itse järvessä. Muutamien järvien hoitokäytännöksi on vakiintunut vesimassan ilmastaminen. Talvista heikkoa happitilannetta parannetaan sekoittamalla veteen ilmaa mekaanisesti, jolloin veteen liukenee happea. Samalla ilmastus turvaa aerobisten hajottajaorganismien hapensaannin ja hidastaa fosforin kiertoa. Liiallisesti runsastunutta vesikasvillisuutta on niitetty useissa kohteissa, jolloin veden vaihtuvuus parantuu ja järven umpeenkasvu estyy. Uusina keinoina on 2 luvulla kokeiltu pohjalietteen happikalkkipöyhintää ja ohranolkipaaleja. Vesijärven Enonselältä saatujen rohkaisevien kokemusten pohjalta eräillä järvillä on ryhdytty torjumaan rehevyyshaittoja ravintoketjukunnostuksen eli biomanipulaation keinoin. Tämä tarkoittaa käytännössä vähäarvoisen kalaston, pääasiassa särkikalojen, poistoa. Kalasto säätelee ylhäältä päin järven koko ravintoverkon toimintaa ravinnekiertojen ja monimutkaisten biologisten vuorovaikutusten välityksellä. Tehopyyntiä on yleensä täydennetty petokalaistutuksin. Tässä katsauksessa käydään yleistajuisesti läpi Lahden kaupungin alueella sijaitsevien pienjärvien vedenlaadun kehitystä viime lähivuosikymmeninä ja arvioidaan niiden tämänhetkistä tilaa sekä tulevaisuudennäkymiä. Järvitutkimuksia on tukenut vuosina Päijät Hämeen järvien kunnostuksen ja hoidon yhteishanke. Sen jatkona käynnistetty Päijät Hämeen järvien kuormituksen pienentämisen EU hanke on tukenut järvitutkimuksia vuosina sekä myös tämän raportin julkaisua ja painattamista. 1

4 Kohdejärvien esittely Päävedenjakajana toimivan ensimmäisen Salpausselän pohjoispuoliset järvet ja lammet kuuluvat Kymijoen vesistöön, kun taas eteläpuolen pintavedet päätyvät Porvoonjokeen. Vesijärven ohella Lahden pienemmät järvet ja lammet Alasenjärvi, Joutjärvi, Kymijärvi, Merrasjärvi, Salalampi, Palolampi ja Kaarlampi sijaitsevat tämän vedenjakajan pohjoispuolella ja niiden vedet laskevat siis Kymijoen kautta lopulta Suomenlahteen. Järvien, lampien, jokien ja suurimpien purojen sijainti Lahden alueella näkyy kuvasta 1. Salpausselän harjulla sijaitsee lisäksi pieniä laskujoettomia, jyrkkärinteisiä suppalampia: Likolampi, Mytäjäinen, Häränsilmä, Kintterönlampi, Sietikka ja Valkealampi. Suppalammet ovat suorassa yhteydessä pohjaveteen tai saavat vetensä ympäristöstä valumavesinä. Ne syntyivät, kun jääkaudella maa aineksen sisään hautautunut jättimäinen jäälohkare suli ja paikalle muodostui suuri kuoppa. Kuopan pohjalle tiivistyi vettä läpäisemättömiä maa aineksia, minkä jälkeen se täyttyi vedellä. Kuva1. Karttakuva Lahden alueen järvistä ja suurimmista puroista ja joista. Kuva 1. Lahden järvet. 2

5 Tutkimusmenetelmät Alasenjärven, Joutjärven, Kymijärven, Likolammen ja Mytäjäisen veden laatua on seurattu vaihtelevalla intensiteetillä jo 197 luvun alkupuolelta saakka. Likolampi ja Salalampi otettiin mukaan tarkkailuun 197 ja 198 lukujen vaihteessa ja Valkealampi vuonna Ajoittaisia vedenlaatuhavaintoja löytyy myös Häränsilmästä, Palolammesta, Pikku Vesijärvestä ja Sietikasta ainoastaan Kintterönlampi ja Kaarlampi ovat jääneet vedenlaatutarkkailun ulkopuolelle. Näytteenottoajankohdat olivat aluksi kerrostuneisuuskausien loppujaksot (kevättalvella helmi maaliskuu ja loppukesällä elo syyskuu), jolloin järven tilassa mahdollisesti esiintyvät häiriöt näkyvät parhaiten. Näytteenottovälejä tihennettiin 199 luvulla, kun järvien seurantaa tehostettiin. Näytteitä on otettu tavallisesti sekä järven pinta että alusvedestä ja tarvittaessa myös välisyvyyksiltä. Näytteet on pyritty aina ottamaan järven syvimmästä kohdasta. Kymijärvellä näytteitä on otettu kahdesta pisteestä: Rekolanpohjasta ja Lapinkiven syvänteestä nämä pisteet on merkitty Kymijärven syvyyskarttaan (kuva 8). Näytteenoton yhteydessä on mitattu veden lämpötila ja näkösyvyys. Näytteistä on määritetty happipitoisuus, kokonaistyppi ja fosfori, ph, sähkönjohtokyky, kemiallinen hapenkulutus sekä veden väri. Tilanteen mukaan toisinaan on mitattu myös veden väri, alkaliniteetti, nitraatti ja ammoniumtyppipitoisuus sekä fosfaattifosfori, rauta, mangaani tai alumiinipitoisuus. 199 luvulla pintavedestä otetuista näytteistä on kasvukaudella mitattu myös kasviplanktonin määrää kuvastava a klorofyllin pitoisuus sekä määritetty runsaimpien planktoneliöiden, erityisesti levien, lajisto. Ulappaveden laadun mittaamisen lisäksi Alasenjärvestä on tehty kuormitustutkimuksia vuosina 1977, 1979, 1988 ja , sekä Kymijärvestä vuosina 1983, 1988, ja Kuormitustutkimusten yhteydessä järviin tulevista laskuojista otettiin näytteitä kaksi neljä kertaa vuodessa. Näytteenoton yhteydessä mitattiin ojien virtaamat. Ravinteiden määristä pystyttiin virtaamien perusteella laskemaan hetkelliset ravinnehuuhtoutumat. Vuotuinen kuormitus saatiin laskemalla eri vuodenaikoina saaduista tuloksista keskiarvot ja suhteuttamalla nämä kunkin ojan valuma alueen pinta alaan. Tutkimuksia on suorittanut vuoteen 1992 asti Lahden kaupungin valvonta ja tutkimuslaboratorio ja tämän jälkeen järviseurannasta on vastannut Lahden kaupungin valvonta ja ympäristökeskus.

6 Alasenjärvi pinta ala 2,86 km 2 tilavuus 17 milj. m 3 valuma alue 15 km 2 keskisyvyys 5,9 m suurin syvyys 15 m veden viipymä 5,3 v Kirkasvetinen ja melko syvä Alasenjärvi (kuva 2) on Lahden pienjärvistä vedenlaadultaan parhaimpia. Alasenjärvi sijaitsee Ahtialan kaupunginosassa n. 6 km keskustasta koilliseen. Järven rannat ovat täyteen rakennetut. Lomaasunnotkin on vuosien saatossa muutettu talviasuttaviksi. Läheisen sijaintinsa, puhtautensa ja kalaisuutensa ansiosta Alasenjärveä kaavailtiin jo kolmisenkymmentä vuotta sitten keskeiseksi Lahden kaupungin lähivirkistysalueeksi. Alasenjärvi on arka kuormitukselle, koska sen veden viipymä eli aika, joka kuluu koko järvialtaan vesimassan vaihtumiseen, on varsin pitkä, noin 5,3 vuotta. Pitkän viipymän vuoksi ravinteet pääsevät kerääntymään Alasenjärveen. Suomen järvien keskimääräinen veden viipymä on 1,5 vuotta. Sedimentin piilevien jäännöksistä tehdyn tutkimuksen mukaan Alasenjärvi oli jokseenkin luonnontilainen vielä rautakauden aikoihin (Liukkonen 1992). Runsasravinteisuutta ilmentäviä piileviä ilmestyi Alasenjärveen jo useita satoja vuosia sitten, mikä viittasi asutuksen lisääntymiseen ja maankäytön muutoksiin järven valuma alueella. Alasenjärven ravinnetaso oli siis kohonnut hitaasti jo kauan aikaa, mutta rehevöitymisen seuraukset tulivat esille vasta 197 luvulla. 198 luvun alussa tapahtui suoranainen järven tilan romahdus: mittavat sinileväkukinnat ja alusveden heikko happitilanne alkoivat olla jokakesäinen ongelma (Keto 1985). Kalaverkkojen limoittuminen lisääntyi ja muikkukannat heikkenivät (taulukko 1). 197 luvun jälkipuoliskolla Alasenjärvi otettiin tehostetun vesiensuojelun kohteeksi (Keto 1978). Kaupunginhallituksen myöntämän määrärahan avulla perustettiin Alasenjärven suojelua ja kuormitusvalvontaa edistävä projekti, 4

7 happi mg l kevättalvi loppukesä Kuva 3. Alasenjärven alusveden (1 15m) liuenneen hapen pitoisuudet kevättalvella (tammi huhtikuu) ja loppukesällä (heinäkuun loppu elokuun alku) vuosina Kevättalvista kehityssuuntaa kuvaavat lineaarisuorat on piirretty erikseen 198 ja 199 luvuille. jonka yhteydessä järvestä laadittiin kuormitustutkimus sekä ns. sietoarvio (Keto 198a). Sietoarvion mukaan kuormituksen tuli laskea 4 % tuolloisesta tasosta, jotta kehitys ei johtaisi Alasenjärven rehevöitymiseen. 197 luvulla hahmoteltiin myös jätevesihuollon suunnitelma ulkoisen kuormituksen vähentämiseksi. Vaikka 198 luvun mittaan saatiin viitteitä Alasenjärven veden laadun vähittäisestä parantumisesta, 198 ja 199 lukujen taitteessa todettiin kuitenkin jälleen pahoja rehevöitymishaittoja. Näkösyvyys oli pudonnut 197 luvulla mitatusta 5 metristä lähelle 2 metriä (kuva 4). Syksyllä 1989 järvessä oli voimakas sinileväkukinta, jossa vallitsevina olivat myrkyllisiäkin kantoja muodostavat Anabaena ja Aphanizomenonsukujen lajit (kuva 5). Kesällä 1993 happi kului alusvedestä loppuun (kuva 3), minkä seurauksena pohjasedimentistä liukeni veteen runsaasti fosforia (kuva 4). Samankaltainen happikato ja sitä seurannut fosforin lisääntyminen toistui kesinä 1994 ja Aiempiin vuosiin verrattuna 199 luvulla pintaveden ph oli noussut useana kesänä korkealle, jopa yli 8. Samalla hapen kyllästysprosentti oli kohonnut reilusti yli 1% heinäkuussa 1995 mitattiin peräti 13%. Nämä ilmiöt kertoivat kok. P µg l 1 pintavesi alusvesi Kuva 4. Alasenjärven alusveden (1 15m) ja pintaveden (1m) kokonaisfosforipitoisuudet vuosina Alasenjärven valuma alueella sijaitseville kiinteistöille tehtiin mittava jätevesihuollon saneeraus 197 ja 198 lukujen vaihteessa: kohteita järven rannoilla ja valuma alueella oli tuolloin yli 4 kpl (Keto 199). Samalla myös uudisrakentamiselle annettiin vesiensuojelumääräyksiä ja kaupungin omistamien peltojen lannoitteiden käytölle asetettiin rajoituksia. Myös mattojen pesu järvessä kiellettiin. Tämän ulkoisen kuormituksen vähenemisen seurauksena järven tila parani. 198 luvun kuluessa varsinkin kevättalven happitilanne koheni (kuva 3) ja kokonaistypen pitoisuudet sekä kokonaiselektrolyyttipitoisuus puolestaan vähenivät. 198 luvulla ravinnepitoisuuksien vuosivaihtelu väheni, minkä arveltiin olevan osoitus sisäisten kuormitusilmiöiden vaimenemisesta (Keto 1988). voimakkaasta levätuotannosta tuottavassa kerroksessa. Alasenjärven Alasenjärven vesi on ollut poikkeuksellisen kirkasta. Lisääntyneen kuormituksen ja leväsamennuksen vaikutukset ilmenevät kuvasta 5. Keskimääräiset avovesikauden näkösyvyydet heikkenivät 197 luvun 5 metristä 198 luvun loppuun mennessä 2.5 metriin. Näkösyvyys kirkastui uudelleen 199 luvulla yli 4 metriin, mutta 2 luvun alussa se heikkeni. Lievää paranemista arvoissa havaittiin 23 ja 24 (kuva 5). 5

8 Rehevöitymiskehityksestään huolimatta Alasenjärven planktonlevien määrä on a klorofyllin pitoisuutena mitattuna vielä melko alhainen, alle 8 µg l 1. Kun se kohoaa tasolle 1 µg l 1 ja siitä yli, kyseessä on jo silmin havaittava leväsamentuminen. 199 luvulla a klorofyllipitoisuus on ollut jopa hienoisessa laskusuunnassa (kuva 6), joskin havaintokertojen määrän ja havaintoajankohtien vaihtelu vaikeuttaa hieman vuosien välisten erojen tulkintaa. Ravinnetasoon nähden levämäärissä on ollut vuosien välistä vaihtelua. Kuvassa 6 on esitetty myös kokonaisfosforin ja a klorofyllin suhde. Mitä korkeampi suhdeluku on, sitä vähemmän vedessä on leviä fosforipitoisuuteen nähden ja päinvastoin. Kokonaislevämäärien tarkastelu ei kuitenkaan paljastanut sitä tosiasiaa, että sinileväkukinnat jatkuivat Alasenjärvellä 199 luvulla erityisesti syksyisin. Lokakuussa 1995 Aphanizomenon flos aquae ja syyskuussa 1996 Anabaena lemmermannii sinilevät muodostivat erityisen pahoja kukintoja. Helteinen kesä 1997 oli ongelmallinen monilla Suomen järvillä ja merialueella. Alasenjärvessäkin A. lemmermannii oli runsas jo kesä heinäkuun vaihteessa, mutta ei kuitenkaan muodostanut voimakkaita kukintoja. Vuosina syksyisestä kukinnasta vältyttiin. Ulkoisen kuormituksen vähentämiseksi Alasenjärvellä on tehty jo paljon. Onnistuneiden saneeraustoimien ansiosta sekä kokonaisfosforin että typen kuormitus Alasenjärveen onkin laskenut selvästi verrattaessa 197 luvulla laskettuja arvoja 198 luvun lopun arvoihin. Vuosina tehdyn kuormitustarkkailun yhteydessä monen Alasenjärveen laskevan ojan veden laadussa havaittiin merkkejä ajoittain tapahtuvista jätevesipäästöistä (Peltola 1996). Ulkoisen kuormituksen vähentämismahdollisuuksien selvittämiseksi Lahden kaupungin valvonta ja ympäristökeskuksessa aloitettiin vuonna 1997 jälleen uusi projekti, jossa kartoitettiin kaikki Alasenjärven valumaalueella sijaitsevat kiinteistöt ja toiminnot. Päijät Hämeen järvihankkeessa tarkastettiin jälleen vuonna 25 kaikki valuma alueen viemäriin liittymättömät kiinteistöt ja laadittiin Kaarlamminojan laskeutusallassuunnitelma. a chl, µg l näkösyvyys m 1992 Kuva 5. Alasenjärven avovesikauden näkösyvyyksien vuosikeskiarvot Alasenjärven ympäristössä on yhä kohteita, joiden vesistökuormitusta olisi mahdollista huomattavasti vähentää. Merkittävimpiä kuormittajia ovat järven lounaisnurkassa, Takkulassa, sijaitsevat ratsastustallit ja 198 luvulla perustettu golfkenttä, jotka sijaitsevat Takkulan ojan valuma alueella. Takkulan ojan suhteellisen suuren virtaaman ansiosta sillä on huomattavan suuri merkitys Alasenjärven kokonaistilanteelle (Peltola 1996). Vanhojen kesämökkien muuttaminen ympärivuotiseen asumiskäyttöön aiheuttaa edelleenkin ongelmia, sillä niiden viemäröinti on yleensä puutteellista. Käynnissä olevan Alasenjärvi projektin tavoitteena on ollut toteuttaa järven valuma alueella tehokas saneeraus kuten 197 ja 198 lukujen vaihteessa, jolloin päästöt saatiin kuriin ja järven tilaa onnistuttiin olennaisesti kohentamaan. Järven kunnostuksessa ulkoisen kuormituksen poistaminen on aina ensimmäinen lähtökohta, mutta tämän jälkeen järven tilan kohentumiseen saattaa kulua pitkiäkin aikoja, jos rehevöitymiskehitys on ehtinyt edetä sisäisen kuormituksen noidankehään. Järven kalastolla on usein mer kok. P : a chl n=4 n=5 n=5 n=6 n=3 n=1 n=1 n=2 n=1 n=1 n=2 n=2 n=1 n=2 n=2 n= Kuva 6. Yläkuvassa planktonlevien määrää kuvaavan a klorofyllipitoisuuden ja alakuvassa kokonaisfosforin ja a klorofyllinsuhteen (vuosikeskiarvot ja hajonnat) vaihtelu Alasenjärven pintavedessä (1m) kasvukaudella vuosina Havaintokertojen lukumäärä (n) näkyy kunkin vuosiluvun alla

9 kitystä sisäisen kuormituksen mekanismeihin, ja näin on tilanne ollut Alasenjärvessäkin. Alasenjärven kalastoa on tutkittu koe ja kirjanpitokalastuksin vuosina 198, 1983, 199 ja 1991 (Anon. 1984, Anon. 1991). Vähäarvoisen kalaston särkien, salakoiden, kiiskien ja pienten alle 14 cm ahvenien osuus saaliista on ollut huomattava, ja varsinkin pienen ahvenen osuus on kasvanut selvästi. Vuoden 1983 tutkimuksissa todettiin verkkojen limoittumisen lisäksi ahvenen ja särjen koon pienentymisen olleen kalastuksen arvostusta ja saaliin arvoa vähentävä tekijä (Anon. 1984). Taulukkoon 1 on koottu koekalastuksissa saatujen saaliiden jakautuminen eri lajeihin painoprosentin mukaan. Alasenjärveen on istutettu kaloja jo ainakin 196 luvun alusta asti. Aluksi Ahtialan kalastuskunta huolehti istutuksista, mutta vuodesta Taulukko 1. Alasenjärven koekalastustutkimuksissa lasketut eri lajien osuudet (%) kokonaissaaliin painosta. kalalaji ahven hauki 7 28,5 5,6 kiiski lahna 7,9 muikku ,8 salakka ,2 4,8 siika 1,4 särki ,1 26,8 taimen 2 + vuonna 1996 hoitokalastamaan Lahden kaupungin ja Ahtialan kalastuskunnan yhteistyönä. Hoitokalastusta on täydennetty petokalaistutuksin. Esimerkiksi vuonna 1996 Alasenjärveen istutettiin 11 toutaimen poikasta. Toutain on petokala, joka saalistaa kokoonsa nähden pienikokoisia ja nopeasti sulavia kaloja, koska sillä ei ole varsinaista mahalaukkua (Lehtonen 199). Toutaimen odotettiin vähentävän osaltaan Alasenjärven pientä särki ja ahvenkantaa. Kovin tehokkaaksi se ei kuitenkaan osoittautunut. Ahtialan kalastuskunta on viimeisten kymmenen vuoden aikana onnistunut erinomaisesti Alasenjärven kalaston hoidossa. Vuonna 1997 järveen istutettiin 11 kpl 2 ja 3 vuotiasta nieriää, joiden todettiin lisänneen järven kalakannan arvoa. Myös kuhaistutukset ovat viime vuosina osoittautuneet menetyksellisiksi. Järvessä on 2 luvun puolivälissä hyvät muikkuja siikakannat ja petokalakannatkin (hauki ja kuha) ovat vahvistuneet. Taulukkoon 2 on koottu Alasenjärven istutustietoja 2 luvulla. Kalastonhoitotoimenpiteiden lisäksi Alasenjärvellä on viime vuosina myös niitetty korkeampaa vesikasvillisuutta. Paikoitellen runsas vesikasvillisuus aiheuttaa haittaa virkistyskäytölle. Niitettyjen vesikasvien mukana järvestä poistuu ravinteita ja samalla lahdelmien vedenvaihto paranee Lahden kaupunki on osallistunut istutuksiin. Kirjanpitokalastuksen mukaan 198 luvun alussa hauki, särki ja lahna olivat merkittävimmät saalislajit (Anon. 1984) ja 198 luvun lopulla saaliiksi saatiin lähinnä muikkua, ahventa ja särkeä (Anon. 1991). Alasenjärven kalastossa havaittiin 199 luvulla kielteistä kehitystä. Arvokkaat muikkukannat ja rapukannat olivat taantuneet ja vähäarvoinen kalasto oli lisääntynyt. Rehevöitymiskehityksen nopeutumisen taustalla saattoi ainakin osittain olla tiheän särkikannan aiheuttama sisäinen kuormitus, minkä vuoksi Alasenjärveä ryhdyttiin Kuva 7. Istutettavia kalanpoikasia (valok. J.Keto). Taulukko 2. Alasenjärven kala ja rapuistutukset (kpl) 2 luvulla. Laji Kuha, kesänvanha Siika, kesänvanha Nieriä, 1 1g Hauki, vastakuoriutunut 1 Rapu, (kotim.), 7 mm 1 7

10 Kymijärvi pinta ala 6,48 km 2 valuma alue 42 km 2 keskisyvyys 2,6 m suurin syvyys 11 m Lähes puoliksi Lahden kaupungin ja Nastolan kunnan alueille jakautuva Kymijärvi on suhteellisen kookas, mutta suomalaisille järville tyypillisesti suurimmaksi osaksi hyvin matala kuten kuvassa 8 esitetystä syvyyskartastakin voidaan nähdä. Alasenjärven vedet laskevat Kymijärveen Potilanjokea pitkin. Potilanjoen valuma alueen pinta ala on 17,4 km 2 eli yli 4 % Kymijärven koko valumaalueen pinta alasta. Kymijärvi on Arrajoen reitin järvi, jonka vedet laskevat Kyynärönojan kautta Nastolan Kärkjärveen ja sen jälkeen monien järvialtaiden kautta Kymijokeen. Merkittävä heikentyminen järven tilassa oli tapahtunut, kun Kolavan kaatopaikan lietteet valuivat järveen patovallin murruttua vuonna Kymijärvi muuttui 197 luvulle tultaessa selvästi rehevämpään suuntaan (Anon. 1972). Lapinkiven syvänteellä alusvesi oli 5 metrin alapuolella lähes hapetonta (,3 mg O 2 l 1 ). Tuottavasta kerroksesta määritetty kasviplanktonbiomassa vastasi lähes rehevän järven levämääriä. Leväkukintaa ei tuolloin havaittu, mutta levälajistossa todettiin useita sinilevätaksoneita: Anabaena spp., Microcystis aeruginosa ja Aphanizomenon flos aquae. Myös Lahden kaupungin elintarvikelaboratorion vuosien tutkimuksissa havaittiin Kymijärven vähittäinen rehevöityminen ja esitettiin, että järven tilanteeseen olisi syytä kiinnittää erityistä huomiota. 8

11 Kymijärven sietokynnys ylittyi 197 luvun puolivälissä, mikä johti järven voimakkaaseen rehevöitymiseen (Keto 1978). Sisäisen kuormituksen voimistuminen johti rehevöitymisen voimakkaaseen nopeutumiseen 197 luvulla. Tuolloin myös runsasravinteisuutta ilmentävä levälajisto lisääntyi selvästi Kymijärvessä Liukkosen (1991) tekemän paleolimnologisen piileväanalyysin mukaan. Järvessä sietokynnyksen ylittyminen näkyy yleensä happitilanteen heikkenemisenä, kun runsastunut tuotanto johtaa voimistuneeseen happea kuluttavaan hajotustoimintaan. 197 luvun loppupuolella ja 198 luvun alkupuolella alusveden Talviset happikadot olivat aiemmin yleisiä varsinkin Lapinkiven syvänteellä, mutta myös Rekolanpohjassa mitattiin happea usein alle 1 mg l 1. Lapinkivellä talvinen happitilanne on ollut heikompi kuin Rekolanpohjassa: ylemmissäkin vesikerroksissa happi on käynyt vähiin ja esimerkiksi kevättalvina 1981 ja 1988 kolmen metrin syvyydessä mitattiin happea alle 2 mg l 1. Tilanne heikkeni 9 luvun alun paremman jakson jälkeen vuosikymmenen lopulla. Alusveden happitilanteen paraneminen on jälleen alkanut 2 luvulla. Vuosina 2 22 happikato ja kalakuolema eivät kuitenkaan enää ole ollut uhkana Kymijärvellä. Vuodesta 23 molempien syvänteiden talvinen happitalous on alkanut kuitenkin uudelleen heikentyä ja talvina 25 ja 26 Kymijärven happitilanne on ollut huolestuttavan heikko (kuva 9). Lapinkiven syvänne sijaitsee tuulille alttiilla paikalla, joten vesimassa pääsee avovesikaudella happi mg l 1 Lapinkivi Rekolanpohja Kuva 9. Kymijärven alusveden (8 1 m) liuenneen hapen pitoisuudet kevättalvisin vuosina Rekolanpohjassa (Lahti) ja Lapinkiven (Nastola) syvänteessä. happipitoisuudet laskivat Kymijärvessä hyvin alhaisiksi varsinkin talvikerrosteisuuden lopulla (kuva 9). Kymijärven heikkenemiskehitys pysähtyi 198 luvun alussa, kun valuma alueen Lahden puoleisella osalla toteutettiin laaja vesiensuojelutyö (Keto 1982, 1985). Kaikki kuormituslähteet (asuinkiinteistöt, maatilat, hevostilat jne.) tarkastettiin ja niiden jätevesihuollon puutteet korjattiin. Suurin osa Rekolanpohjan ranta alueen kiinteistöistä liittyi kaupungin viemäriverkkoon. kokonaisfosfori µg l yleensä sekoittumaan. Kesäisin siellä ei ole ollutkaan happitalouden ongelmia. Tilanne on usein toinen suojaisammassa Rekolanpohjan syvänteessä, missä loppukesän lämpötilakerrostuneisuutta eivät kovatkaan tuulet pysty sekoittamaan. 197 luvulla ja 198 luvun alussa happi kului useana kesänä alusvedestä loppuun, mistä seurasi sisäinen fosforikuormitus ja sinilevien massaesiintymät (kuva 1). Fosforin mobilisaatio alkoi kuitenkin vähentyä 2 luvun vaihteessa osoituksena Rekolanpohjan tilan vähittäisestä paranemisesta, mutta vuosina 24 ja 25 fosforin liukenemista syvänteen pohjalta on uudelleen alkanut tapahtua. Vesiensuojelutoimenpiteiden ansiosta veden laadun kehitys näytti kääntyvän myönteisempään suuntaan 2 luvun alussa samoin kuin oli käy Kuva 1. Rekolanpohjan alusveden (7 1 m) kokonaisfosforin pitoisuudet vuosina Hapettomissa oloissa tapahtuva fosforin liukeneminen sedimentistä näkyy fosforipitoisuuden voimakkaana lisääntymisenä vedessä useana vuonna loppukesällä. 9

12 nyt 198 luvun alussa. Kokonaiskuormituksen tasosta kertovat laskusuunnassa olleet elektrolyyttimäärät kääntyivät kuitenkin uudelleen nousuun (kuva 11). Kymijärven rehevöitymisestä johtuvien haittojen torjumiseksi Lahden ympäristönsuojelulautakunta Kymijärven tila ei paranemista osoittavista merkeistä huolimatta ole pysyvästi kohentunut. Kesäiset alusveden happikadot ja siitä johtuva fosforin liukeneminen sedimentistä ovat olleet tavallisia ilmiöitä useana vuonna Rekolanpohjassa (kuva 1). Jatkuvaan kuormitukseen viittaa esimerkiksi se, että kokonaiselektrolyyttimäärät ovat sähkönjohtokyky ms/m aloitti 198 luvun lopulla tutkimuksen ulkoisen kuormituksen selvittämiseksi. Tutkimuksen yhteydessä löydettiin jälleen useita puutteellisia jätevesijärjestelmiä, joissa jätevesiä oli johdettu Kymijärveen laskeviin avo ojiin (Peltola & Sammalkorpi 1988, Peltola 1989). Taulukosta 3 nähdään, että 198 luvulla ravinnekuormitus on ollut huomattavaa luonnontilaiseen ravinnehuuhtoutumaan verrattuna, ja että typen vuotuinen huuhtoutuma kasvoi huolestuttavasti 198 luvun aikana. Vuonna 199 tehdyissä tutkimuksissa todettiin, että Rekolanpohjaan kohdistuu yhä suuressa määrin ulkoista kuormitusta. Vuosina tehdyissä kuormitustarkkailuissa havaittiin, että Potilanjokeen, Siperianojaan ja Myllypohjassa sijaitsevaan ojaan kohdistui yhä merkittävän paljon jätevesikuormitusta, ja monien muidenkin ojien veden laatu oli hygienialtaan välttävää (Peltola 1996). Vuoden 1997 kuormitustutkimusten perusteella typen huuhtoutuma on edelleen ollut huomattavaa, mutta fosforin huuhtoutuminen Kymijärveen on hieman alentunut (taulukko 3). Rekolanpohja Lapinkivi Kuva11. Kymijärven pintaveden (1 m) sähkönjohtokyky vuosina Rekolanpohjassa ja Lapinkiven syvänteellä. Taulukko 3. Kymijärven vuotuinen ravinnekuormitus fosforin (P) ja typen (N) osalta neliökilometriä kohden. vuosi kg P kg N Lähde: /km 2 /km ,9 234 Keto & Härkönen ,6 412 Peltola & Sammalkorpi ,6 345 Kuoppamäki & Keto 1998 Luonnon huuhtoutuma Kauppi 1979 jatkaneet kasvuaan (kuva 11). Pintaveden ph nousi kesäisin korkealle, usein yli 8, ja samalla vallitsi voimakas hapen ylikyllästyneisyys, jopa yli 12%. Nämä veden laadussa havaitut ilmiöt ilmensivät voimakasta perustuotantoa. 199 luvulla levämäärät a klorofyllin pitoisuutena ilmaistuna ovatkin olleet hyvin korkeita erityisesti loppukesäisin, jopa yli 25 µg l 1 (kuva 12). Ravinnetasoonkin nähden nämä arvot ovat suuria. Esimerkiksi elokuussa 1995 Rekolanpohjassa havaittiin runsas Anabaena sinilevien kukinta, joka osui samaan aikaan kuin Potilanjoen pumppaamo joutui ilkivallan seurauksena ohitukselle ja jätevesi virtasi usean päivän ajan Kymijärveen. a chl µg l Lapinkivi Rekolanpohja Kuva 12. Kymijärven pintaveden (1 m) a klorofyllipitoisuudet 199 luvulta vuoteen 25 Lapinkiven syvänteellä ja Rekolanpohjassa. 1

13 Eräs lisäkuormittaja, jolla ajoittain on suurtakin merkitystä, on kaatopaikkalokkien runsaus Kymijärvellä. Keskimääräisen lintumäärän perusteella lokkien aiheuttama ravinnekuormitus on 9 luvun lopulla pahimmillaan vastannut jopa 5 ihmisen puhdistamattomia jätevesiä. Kesällä 1999 Anabaenasinilevien massaesiintymät olivat runsaita ja samaan aikaan Nastolan uimarannoilla esiintyi Salmonella bakteereita. Kaatopaikkaharmaalokkien aiheuttamien ympäristöhaittojen vähentämiseksi käynnistettiin EUprojekti vuosille Hygieenistä haittaa ei vuoden 22 jälkeen enää todettu, mutta sinileväongelmia esiintyi edelleen. Kymijärven ulkoista kuormitusta on saatu tuntuvasti vähennettyä 197 luvun huippuvuosista, mutta toisaalta pelkkä ulkoisen kuormituksen vähentäminen ei yksinään riitä, koska Kymijärven rehevöitymiskehitys on ehtinyt jo edetä itseään ylläpitävälle tasolle. Tämän vuoksi huomio on kiinnitetty myös järven sisäiseen kuormitukseen. Koekalastusten perusteella Rekolanpohjan kalasto on todettu tiheäksi ja särkikalavaltaiseksi (Anon. 1991). Särkikalojen määrää on syksystä 1995 alkaen ryhdytty vähentämään tehokalastuksin. Lahden kaupungin ja Nastolan kunnan ja kalastusalueen yhteistoiminnan tuloksena Kymijärvestä on vuosina pyydetty särkeä kaikkiaan noin 2 kg ha 1. Vuonna 1995 Rekolanpohjasta saatiin kolmella peräkkäisellä nuotanvedolla ennätykselliset yli 4 kg särkeä. Tehokalastusjakson jälkeen Kymijärveen on tehty petokala ja siikaistutuksia. Vuonna 1996 Kymijärveen istutettiin toutaimen poikasia 2 yksilöä. Syksyllä 1997 istutettiin 5 jatkokasvatettua siikaa ja syksyllä 1998 lähes 5 2 vuotiasta nieriää. Siika ja nieriäistutuksia on jatkettu 2 luvulla. Kymijärven hoitotoimenpiteet eivät ole menneet hukkaan. Vuonna 1997 esimerkiksi näkösyvyys oli tehokalastusjakson jälkeen lisääntynyt huomattavasti. Lievän takaiskun jälkeen veden kirkkausaste on Rekolanpohjassa ajoittain 2 luvulla parantunut, mutta Lapinkiven syvänteellä vesi on edelleen varsin sameaa (kuva 13). Tosin vuosittaisten havaintokertojen pieni määrä vaikeuttaa tulosten tulkintaa n= n= n= n= n= n= n=2 Lapinkivi 1997 n= n= n=1 2 n=2 Rekolanpohja Kuva 13. Kymijärven avovesikauden (toukokuusta lokakuuhun) näkösyvyyksien keskiarvot ja hajonnat Vuosilukujen alla näkyy mittaushavaintojen lukumäärä (n) kunakin vuonna. Nuoli osoittaa tehokalastustoiminnan aloitusajankohdan. 21 n=1 22 n=4 23 n=2 24 n=2 25 n=3 Kymijärven kuormitusvalvonta on jatkuvaa. Vuosina järviprojekti tarkasti kaikki valumaalueen viemäriin liittymättömät kiinteistöt. Jätevesien johtamista järveen ei normaalioloissa tapahdu. Järven hygieeninen tila on hyvä, mikäli harmaalokkiongelma pysyy EU projektin päättymisen jälkeenkin kurissa. Jäljelle jää Kymijärven tapaisen lehtoaluejärven perusongelma eli alttius kulttuurirehevöitymiseen ja sen mukana sinileväongelmiin. Taajama alueella voidaan jätevesikysymykset ratkaista, mutta muu hajakuormitus on vaikeammin hoidettavissa. Valuma alueen maankäytön ratkaisuissa on pyrittävä kaiken vesistökuormituksen minimointiin. Perinteisiä hulevesiratkaisuja voidaan kehittää ekologiseen suuntaan. Tarvittaessa on haitallista rehevyyttä hillittävä järven kunnostustoimilla. Kymijärvellä erityisesti hoitokalastus on osoittautunut hyvin toimivaksi. Kymijärven ranta alueelle kehittyvän uuden Kariston asutusalueen kaavoituksen yhteydessä Lahden kaupunki on sitoutunut Kymijärven hoitoon vuodesta 23 eteenpäin 1 vuodeksi. Tämän rahoituksen turvin on kyetty tehostamaan järven hoitokalastusta, petokalaistutuksia ja rantojen kunnostuksia. Tavoitteena on parantaa Kymijärven veden laatua ja ekologista tasapainoa sekä turvata järven virkistyskäyttö ja kalatalousarvojen säilyminen myös tulevaisuudessa. 11

14 Joutjärvi pinta ala,4 km 2 valuma alue 1,6 km 2 keskisyvyys 3,4 m suurin syvyys 5 m veden keskiviipymä 4,3 v Joutjärvi, jota aiemmin on nimitetty myös Möysänjärveksi, saa vetensä suurelta osin pohjavetenä Salpausselän harjuista. Sen vedet laskevat Joutjoen kautta Vesijärven Enonselkään, joka on pinnankorkeudeltaan lähes 3 metriä Joutjärveä alempana. Sedimentin leväjäännöksistä tehdyn tutkimuksen mukaan Joutjärvi on aikoinaan ollut vedenlaadultaan karu (Liukkonen 1991). Sedimentin päällimmäisissä kerroksissa runsasravinteisuutta suosivien piilevien kuoret ovat tällä vuosisadalla jonkin verran runsastuneet, mutta niiden perusteella ei ole kuitenkaan kyetty suoraan osoittamaan selvää rehevöitymistä. Rehevöitymishaitat kuuluvat olennaisina Joutjärvenkin lähihistoriaan, sillä järvessä esiintyi pahoja leväongelmia 196 luvulla. Niistä päästiin, kun järven ympäriviemäröinti toteutettiin vuonna 1965 (Keto 1978, 199). Veden laatu parani muutamassa vuodessa, ja 197 luvulla Joutjärven tila oli varsin hyvä lukuun ottamatta sadevesiviemäreiden purkupaikoilla esiintyviä ajoittaisia öljyhaittoja (Keto 1978). Rehevöitymisongelmat kuitenkin palasivat järvelle vuoden 1979 jälkeen, kun alusvedessä alkoi esiintyä talvisia happikatoja, missä yhteydessä myös ravinnetaso hieman kohosi (Keto 198). Syksyllä 198 Joutjärvellä tehtiin vesikasvillisuuden kartoitus (Keto 198), jossa pyrittiin selvittämään vesikasvillisuuden lajisto ja määräsuhteet. Kartoituksen perusteella saatu yleiskuva ilmensi lievää rehevyyttä (kuva 14): valtalajeina olivat reheviä vesiä suosivat ruskoärviä (Myriophyllum alterniflorum) ja vesirutto (Elodea canadensis). 12

15 happi, mg l 1 16 pintavesi alusvesi: kevättalvi alusvesi: kesä Kuva 15. Joutjärven liuenneen hapen pitoisuudet alusvedessä (3 5 m) kevättalvella ja kesän lopulla sekä pintavedessä (1 m) vuosina Alusveden happitilanteen kehityssuuntaa kuvaavat lineaarisuorat 198 luvulta lähtien. Syksyllä 198 Joutjärvellä suoritettiin myöskin koekalastus 8 verkon virallisella verkkosarjalla. Kalasto vaikutti tyypilliseltä rehevöityneelle ja alikalastetulle järvelle, sillä saadusta saaliista n. 85 % oli särkiä, jotka olivat kooltaan pieniä: keskipaino vain 31 g (Keto 198). 196 luvun jälkeen levähaittoja ei Joutjärvellä esiintynyt ennen kuin syksyllä 1987, jolloin havaittiin voimakas Anabaena sinilevien massaesiintymä. Sinileväkukinnat toistuivat kesinä 1989 ja Uimareille harmillinen, joskin sinileviä vähemmän haitallinen Gonyostomum semen limalevä alkoi vallita Joutjärven leväyhteisössä loppukesäisin 199 luvun alkupuoliskolla (Keto 1992, 1993, Kuoppamäki & Keto 1996). Limalevä ei kuitenkaan korvannut sinileviä, vaan tuli näiden rinnalle: Anabaenasuvun sinilevät esiintyivät edelleen runsaina vuosi Kuva 16. Joutjärven avovesikauden näkösyvyyksien vuosikeskiarvot vuosina Kuten Alasenjärven, myös Joutjärven veden teoreettinen viipymä on melko pitkä, noin 4,3 vuotta. Toisaalta Joutjärvi on matala, lähes kattilan muotoinen allas (kuva 14), jonka vesimassa pääsee helposti sekoittumaan avovesikauden aikana. Joutjärven alusvesi saa siten happitäydennystä myös keskikesällä (kuva 15). Tilanne on heikompi talvella, jolloin jääkansi estää tuulen aiheuttaman veden sekoittumisen. 198 luvun alun jälkeen Joutjärvessä ei ole todettu happiongelmia, mutta maaliskuussa 1998 alusvedestä mitattiin happea ainoastaan,5 mg l 1. On todennäköistä, että alimmista vesikerroksista happi ehti kulua loppuun ennen jäiden sulamista ja kevättäyskierron alkamista. Lisääntyneiden levähaittojen lisäksi Joutjärven tilan heikkeneminen 198 luvun lopun jälkeen näkyi myös avovesikauden näkösyvyyden putoamisena alle 3 metriin. 198 alussa vesi oli vielä niin kirkasta, että näkösyvyys ulottui lähes pohjaan saakka (kuva 16). Kehityssuunta on hyvin nähtävissä, vaikka vuosittaisten havaintojen määrä vaihteleekin paljon. Vuonna 199 suoritettujen koekalastusten perusteella Joutjärvi vaikutti edelleen särkikalavaltaiselta ja myös Vesijärvestä vuonna 1969 istutettu lahna oli melko runsas (Anon. 1991). Koekalastussaaliista 49 % oli särkiä, joiden kokojakautuma painottui pieniin yksilöihin. Juuri pienten särkien veden laatua heikentävä vaikutus on suurin. Tutkimustulosten pohjalta Joutjärveä kaavailtiin mahdolliseksi hoito kalastuskohteeksi. Ravinteiden määrissä ei ole ollut havaittavissa selkeitä muutoksia lukuun ottamatta ajoittain hyvin korkeita fosforipitoisuuksia tällä vuosikymmenellä. Vuonna 1997 World Games urheilukisojen vesihiihtokilpailuista johtuva pohjalietteen sekoittuminen veteen aiheutti voima 13

16 kasta samennusta ja heikensi veden laatua. Tällöin mitattiin huippukorkea kokonaisfosforin pitoisuus 94 µg l 1 (kuva 17). Samalla myös kemiallinen hapen kulutus kohosi arvoon 11 mg O 2 l 1, kun se on Joutjärvessä normaalisti 4 6 mg O 2 l 1. World Games kisojen yhteydessä myös Joutjärven typpi:fosfori suhde laski alle 12, mikä merkitsee sitä, että vedessä on niin runsaasti fosforia, että typestä on tullut rajoittava ravinne. Tämänkaltainen tilanne voisi suosia sinileviä, joilla on kyky sitoa ilmakehän typpeä, mutta tilanne palautui kuitenkin normaaliksi pian kisojen jälkeen eikä pahoja leväkukintoja esiintynyt. levien kanssa tehokkaasti ravinteista ja voivat jopa erittää levien kasvua ehkäiseviä ns. allelopaattisia aineita (Wium Andersen ym. 1982). Vesikasvillisuus voi ylläpitää kirkkaan veden vaihetta varsin korkeissakin ravinnepitoisuuksissa, ja tämä ilmiö on erityisen selvä Joutjärven kaltaisissa matalissa järvissä, joissa vesikasvien on mahdollista levitä laajoille alueille. µg l 1 kok.p 94 5 Lahna 4 11 % 3 Kiiski 2 % 2 1 Särki 34 % Ahven 53 % Kuva 17. Kokonaisfosforin ja a klorofyllin pitoisuudet Joutjärven pintavedessä (1 m) avovesikaudella a chl 95 Limalevän (G. semen) runsaita esiintymiä todettiin vuonna 1994.Runsassateisena kesänä 1998 Anabaena sinilevät muodostivat Joutjärvessä jälleen lievän kukinnan. Loppukesän a klorofyllin huippu alkoi alentua 2 luvun alussa, mutta on sen jälkeen uudelleen kohonnut, vaikka järven ravinnetaso ei olekaan olennaisesti muuttunut. Lievää Anabaena lemmermannii sinileväkukintaa esiintyi koko kesän 23 ajan. Elokuussa 24 limalevämäärät kohosivat jälleen erittäin korkeiksi. Sen jälkeen levätilanne on ollut parempi, ja esimerkiksi kesällä 25 ainoastaan piilevät (Asterionella formosa ja Tabellaria spp.) olivat valtalajeina (kuva 17). Syyskuun 1998 alussa Joutsaaren ympäristössä tehdyn karkean vesikasvitarkastelun perusteella vesikasvillisuus oli köyhempää kuin vuonna 198. Laajat ruskoärviäkasvustot olivat korvautuneet pääasiassa ulpukalla, joka pinnalle ulottuvine lehtineen menestyy myös melko sameavetisessä järvessä. Nykykäsityksen mukaan järvellä voi olla kaksi vaihtoehtoista tasapainotilaa, joista toinen on sameavetinen, planktisten levien vallitsema ja toinen kirkasvetinen, makrofyyttien eli vesikasvien vallitsema (Scheffer 199, 1993). Vesikasvit sitovat itseensä ravinteita, jotka muuten olisivat planktonlevien käytössä, eli ne kilpailevat Vesikasvillisuus tarjoaa elinympäristön myös monimuotoiselle eliöyhteisölle, jota kalat puolestaan käyttävät ravinnokseen. Toisaalta vesikasvit myös tarjoavat suojapaikkoja leviä syöville vesikirpuille, jotka avoimessa vedessä olisivat alttiita kalojen saalistukselle. Jos järvi on sameavetinen vaikkapa leväkukinnan vuoksi, valoa ei pääse tunkeutumaan pohjalle eivätkä vesikasvit pysty kasvamaan. Keväinen voimakas leväkukinta tai muusta syystä johtuva veden sameus voi myös johtaa siihen, että vesikasvien kasvuunlähtö hidastuu tai jopa estyy kokonaan. Särkikalat edistävät planktonlevien kasvua myös käyttämällä vesikasveja suoraan ravinnokseen (Hansson, Johansson & Persson 1987). Edellä kuvattuun tasapainomalliin vaikuttavat monet tekijät, kuten säätila ja järven kalasto. Joutjärven tila on vaihdellut voimakkaasti vuosittain, mihin saattaa vaikuttaa kalojen, erityisesti tiheiden nuorten ikäluokkien vahvuuksissa tapahtuvat vuosien väliset vaihtelut. Pienet kalat syövät pääasiassa eläinplanktonia järven rantavyöhykkeessä kun taas suuremmat siirtyvät syömään myös pohjaeläimiä, joita etsiskellessään ne sekoittavat järven pohjasedimenttiä, samentavat vettä ja palauttavat siten ravinteita takaisin levien käyttöön. Toisaalta sateiset säät avovesikaudella saattavat tuoda ilmakehästä ja järven valuma alueelta runsaasti ravinteita, mikä voi johtaa levien massaesiintymiin. 14

17 Taulukko 4. Joutjärven hoitokalastussaaliiden jakautuminen ja (Ismo Malin,suull. tiedonanto) ja koekalastuksen saalisjakauma (kaavio) Kokonaissaalis 724 kg (ahven 76 kg, särki 7 kg, lahna 2 kg). Pyydyksinä on käytetty katiskoja. Tietoa kalastosta kääpiöitynyt ahvenkanta suppea lajisto särkikanta taantunut haukikanta melko hyvä Kiiski 2 % Särki 34 % Lahna 11 % Ahven 53 % Syyskuun 24 koeverkkokalastuksen (kaavio yllä) mukaan ahventa oli lukumääräisesti 87 % (paino % 53), särkeä 6 % (paino % 34), kiiskeä 6 % (paino % 2) ja lahnaa 1% (paino % 11). Vuosien 24 ja 25 hoitokalastussaalis, yhteensä runsas 1 kg eli n. 25 kg/ha, olikin pelkästään pientä ahventa. Tämä määrä ei ehkä vielä ollut aivan riittävä ahvenkantojen harventamiseksi. Joinakin vuosina leväkukintoihin näyttävät olevan syynä sisäiseen kuormitukseen liittyvät ilmiöt, toisina vuosina taas ulkoinen, lähinnä runsaiden sadevesien mukana tuleva kuormitus. Toisaalta on vuosia, jolloin Joutjärvi on välttynyt leväongelmilta ja vesi on ollut suhteellisen kirkasta. Ulkoisen kuormituksen poistamiseksi on tehty jo jokseenkin kaikki voitava. Tehokkain keino Joutjärven veden laadun parantamiseksi ja leväkukintojen poistamiseksi olisi vähentää tiheitä särkiparvia, jolloin näiden vettä samentava vaikutus vähenisi ja vesikasvit voisivat levittäytyä koko järven alueelle. Tavoitteena tulisi olla kirkasvetinen järvi, jossa on sopivan tiheä laikuittainen kasvillisuus ravinteiden sitojana. Kaikki viemäriin liittymättömät Joutjärven rantasaunat tarkastettiin vuonna 25 Päijät Hämeen järvien kuormituksen vähentäminenhankkeen toimesta. Niiden kuormitusvaikutus todettiin vähäiseksi. Sen sijaan Suopursunoja ja Paloaseman luona purkava sadevesiviemäri johtavat ajoittain erittäin fosforipitoisia vesiä järveen. Taulukon 4 kalastotietojen ja vuonna 24 tehdyn koekalastuksen perusteella on ilmeistä, että Joutjärven ahvenkanta on kääpiöitynyt. Sen kasvu on voimakkaasti taantunut ravinnon puutteesta ja sen vaikutus Joutjärven ekosysteemissä on haitallinen siksi, että se kuluttaa leviä ravinnokseen käyttävät vesikirppulajit vähiin. Ahvenkannan harventaminen hoitokalastuksella parantaisi järven ravintoverkon toimintaa, ahven alkaisi kasvaa ja energiavirta alkaisi kulkea ravintoverkossa kohti petokaloja. 15

18 Merrasjärvi pinta ala,26 km 2 valuma alue 4,3 km 2 keskisyvyys 1,5 m suurin syvyys 2,5 m veden keskiviipymä,5 v Kaupungin pohjoispuolella sijaitseva Merrasjärvi on Lahden oloissa poikkeuksellisen humuspitoinen ja tummavetinen. Sen veden väri vaihtelee välillä 4 8 mg Pt l 1, kun Lahden muiden pikkujärvien veden väri on 5 4 Pt l 1. Väri johtuu järveä ympäröivästä soisesta maaperästä. Kuvassa 18 talven heikko happitilanne näkyy alempina arvoina ja kesän hyvä happitilanne korkeampina arvoina. happi, mg l alusvesi pintavesi 22, Kuva 18. Merrasjärven happipitoisuudet pintavedessä (1 m) ja alusvedessä (2 m) vuosina Nuolet osoittavat ilmastusajankohtia. Merrasjärvi on hyvin matala ja sen vesimassa vaihtuu nopeasti, noin puolessa vuodessa. Järven vedet laskevat Merrasojaa pitkin Vesijärven Enonselkään. Mataluuden vuoksi kesäaikana järveen ei pääse muodostumaan varsinaista kerrostuneisuutta, ja avoimella vesialueella koko vesimassa onkin yleensä tasalaatuista ja hapekasta (kuva 18). Merrasjärvellä suurimman ongelman aiheuttaakin juuri tiheä vesikasvillisuus, joka talvella hajotessaan kuluttaa veteen liuenneen hapen. Paleolimnologisen piileväanalyysin mukaan Merrasjärvi on rehevöitynyt hitaasti, pitkän ajan kuluessa (Liukkonen 1991). Tämä näkyy varsinkin pintalevästön lisääntymisenä, mikä viittaa siihen, että niiden kasvualustana toimiva korkeampi vesikasvillisuus on lisääntynyt järvessä. Merrasjärven happiongelmat keskittyvät siis talvikauteen. Talvella veden läpivirtaus tyrehtyi heikkojen vesiolosuhteiden vuoksi, mistä seurasi koko vesimassan täydellinen hapettomuus (kuva 18) ja kalojen joukkokuolema (Keto 1978). Tilan heikkenemiseen vaikuttivat myös järven kaakkoispäässä tehdyt maantäyttötyöt, joiden yhteydessä järveen pääsi valumaan hapettomia suovesiä. Seuraavan kesän virkistyskäyttömahdollisuuden turvaamiseksi Merrasjärvellä suoritettiin fosforin saostus, jossa veteen sekoitettiin n. 4 g alumiinisulfaattia vesikuutiota kohden. Hoitotoimen seurauksena veden laatu koheni ja happitilanne pysyi kohtalaisen hyvänä aina 198 luvun alkupuolelle saakka (kuvat 18 ja 19). Seuraavina talvina happikato ei ollut uhkana edes alusvedessä ja kalakantakin uusiutui Merrasojan kautta Vesijärvestä. Merrasjärven valuma alue saneerattiin vuonna 1978 (Sammalkorpi 1989). 16

19 kok. P, µg l 1 kok. P kok. N, µg l 1 kok. N 1 Lin. (kok. P) Kuva 19. Merrasjärven pintaveden (1 m) kokonaisfosforin ja kokonaistypen pitoisuudet avovesikaudella vuosina Kehityssuuntaa kuvaavat lineaarisuorat on piirretty erikseen. Vesiensuojelun tehostumisesta huolimatta ongelmat palasivat Merrasjärvelle 198 luvun alussa ja näkyivät ensin happitalouden heikkenemisenä (kuva 18). Täydellinen happikato uhkasi Merrasjärveä sekä talvella 1981 että Maaliskuussa 1982 oli 1 metrin syvyydellä happea ainoastaan,6 mg l 1. Kalakuolema estettiin pumppaamalla hapetonta vettä jään päälle noin kuukauden ajan, jolloin ruiskutuskohtaan syntyi suuri avanto, josta ilmakehän happea pääsi liukenemaan veteen (Keto 1982). talvena happikatojen estämiseksi, viimeksi talvina 23 ja 25 (kuva 18). 198 luvun puolivälissä rehevyyshaitat lisääntyivät edelleen. Ravinnepitoisuudet, typen pitoisuudet, kasvoivat erityisesti 199 luvun alussa (kuva 19) ja samalla korkeampi vesikasvillisuus lisääntyi entisestään aiheuttaen suoranaisen umpeenkasvun vaaran. Merrasjärven niitot ja hoitokalastukset käynnistettiin vuonna Kuva 2. Merrasjärven vesikasvillisuuskartta vuodelta 1983 (Elintarvikelaboratorio / JK, KSV / MR). Karttaan piirretyt vyöhykkeet tarkoittavat ahvenvidan (Potamogeton perfoliatus) ja uistinvidan (P. natans) yhtenäisiä esiintymisalueita. Merrasjärven tilan edelleen heikennyttyä järvelle hankittiin ilmastuslaite vuonna Sittemmin järveä on jouduttu ilmastamaan useana Merrasjärvellä vuonna 1983 tehdyssä vesikasvikartoituksessa (Keto 1988; kuva 2) todettiin, että 4 tien puoleinen (läntinen) ranta oli kasvilli 17

20 suudeltaan runsaampi niin lajistollisesti kuin määrällisestikin kuin itäinen ranta. Reheville vesille tyypillistä vesiruttoa (Elodea canadensis) oli ympäri järven rantavesiä siellä täällä. Merrasjärven kaakkoispäästä löytyi suuria kelluvia rahkasammallauttoja. Järviruoko (Phragmites australis) muodosti paikoin tiheitä kasvustoja, ja lisäksi sitä oli kaikkialla kelluvilla rahkasammallautoilla. Uistinvita (Potamogeton natans) ja ahvenvita (P. perfoliatus) muodostivat laajahkoja yhtenäisiä kasvustoja järven ympäri. Suurimman umpeenkasvu uhkan muodostivat kuitenkin lähinnä lumme (Nymphaea candida) ja ulpukka (Numphar lutea), joita kasvoi lähes kaikkialla lukuun ottamatta syväksi ruopattua uimarantaa. Ärviöitä (Myriophyllum spp.) ei Merrasjärvestä löytynyt. Edellä Joutjärven yhteydessä (sivu 15) esitettiin, että sopivan runsaalla vesikasvillisuudella on monia positiivisia vaikutuksia veden laatuun ja että se edesauttaa järven pysymistä kirkasvetisenä. Merrasjärven tapauksessa kasvillisuus suojaa myös hauen poikasia isompien haukien kannibalismia vastaan. Merrasjärvessä on melko vahva haukikanta, jonka luontainen lisääntyminen onnistuu hyvin ja joka mahdollisesti kykenee estämään ylitiheiden särkikantojen kehittymisen. Vesikasvillisuus siis tavallaan turvaa myös haukikannan lisääntymisen. Vuonna 1991 tehdyn koekalastuksen perusteella Merrasjärven kalaston valtalaji oli särki, jonka osuus kokonaissaaliista oli 6 %. Haukia oli melkein koko loppuosa saaliista. Toisin kuin muilla rehevöitymishaitoista kärsivillä järvillä, pienikokoiset särjet ja ahvenet puuttuivat koekalastussaaliista ja suurten yksilöiden osuus särkisaaliissa oli korkea. Toisaalta liiallinen vesikasvillisuus paitsi haittaa järven virkistyskäyttöä aiheuttaa myös vedenlaatuongelmia. Talveksi kuolevat vesikasvit kuluttavat hajotessaan vedestä happea, mikä saattaa Merrasjärven kaltaisessa matalassa järvessä johtaa jopa koko vesipatsaan happikatoon, kuten talvella luvulla Merrasjärven rehevöitymiskehitys oli huolestuttava. Ravinnepitoisuuksien trendi oli hitaasti nouseva (kuva 19). Vuosina 199 ja 1991 typen ja fosforin suhdeluku laski alle rajaarvon 12, mikä tarkoittaa, että typpi on suurella todennäköisyydellä rajoittava ravinne. Rehevöitymisestään huolimatta Merrasjärvellä ei ole ollut merkittäviä sinilevähaittoja. Sen sijaan humusvesissä viihtyvä Gonyostomum semen limalevä runsastui 199 luvulla ja aiheutti haittaa uimareille usean kesän loppupuolella. Merrasjärvestä on mitattu huippukorkeita a kok. P : chl a Kuva 21. Kokonaisfosforin ja a klorofyllin suhde Merrasjärven pintavedessä (1 m) 199 luvulta 2 luvulle. Mitä suurempi suhdeluku on, sitä vähemmän vedessä on leviä fosforipitoisuuteen nähden. klorofyllin pitoisuuksia: suurimmillaan heinäkuussa 1993 peräti 38 µg l 1. Ravinnetasoon nähden levämäärät olivat 199 luvun alkupuolella erittäin suuria (kuva 21). Esimerkiksi kokonaisfosforin ja a klorofyllin suhde oli vuosina 1991 ja 1993 lähellä nollaa (heinäkuussa 1993 vain,1) eli vedessä oli fosforipitoisuuteen nähden erittäin runsaasti leviä. Vuosikymmenen lopulla ja 2 luvun alussa levämäärät olivat vuotta 1998 lukuun ottamatta vähentyneet, vaikka ravinnetaso ei suuresti muuttunutkaan. Vuosina 23 ja 24 levämäärät lähtivät uudelleen kasvuun, mutta sinileväkukintoja ei esiintynyt. Levälajistossa on ollut suurta vuosien välistä vaihtelua. Vuosina G. semenlimalevää ei esiintynyt Merrasjärven leväyhteisössä ja loppukesällä vallitsevina olivat lähinnä kultalevät (Dinobryon) sekä piilevät (Asterionella, Fragilaria, Aulacoseira). Vuonna 1998 Anabaena sinilevät olivat vallitsevina keskikesällä joskaan eivät muodostaneet kukintaa ja syksyllä limalevä aiheutti kiusaa uimareille. Viime vuosina pii ja kultalevät ovat olleet vallitsevina. Merrasjärven ja sen lähiympäristön virkistyskäyttömahdollisuuksien parantaminen on vuonna 1996 kirjattu erilliseksi hankkeeksi Lahden kaupungin ympäristöohjelmaan. Tämä edellyttää ennen kaikkea ulkoisen kuormituksen vähentämistä. Niin ikään vesikasvillisuutta tulee vähentää niittämällä. Niittotyöt aloitettiin jo vuonna 1994 ja niitä jatketaan vuosittain kunnes vesikasvien juuristo köyhtyy siinä määrin, että niittoja kyetään harventamaan. Talvisten happikatojen torjumiseksi ja kalakannan säilyttämiseksi myös ilmastuksia tarvinnee jatkaa. Vuodesta 1996 hoitotoimenpiteitä on täydennetty särkien tehokalastuksella. 18

21 Likolampi pinta ala,23 km 2 keskisyvyys 3,8 m suurin syvyys 1 m tilavuus,9milj.m 3 Kuva 22. Likolammen syvyyskartta Kaupungin länsilaidalla sijaitseva pieni Likolampi on syvä suppalampi. Sen pohjoisranta on kovapohjaista hiekkarantaa ja ympäröivä kasvillisuus karua mäntymetsää. Lounaisosassa Likolampeen rajoittuu pieni suoalue. Kuten nimestäkin voi aavistaa, Likolampea on aikoinaan käytetty pellavan liotukseen, mikä lisäsi jo kauan sitten lammen ravinnetasoa ja heikensi sen happitaloutta. Likolammen valuma alue saneerattiin vuonna 1977, mutta rehevöitymiskehitys oli ehtinyt edetä jo itseään ylläpitävälle tasolle eikä ulkoisen kuormituksen poistaminen kohentanut Likolammen tilaa. Likolampi on yksi Lahden alueen vilkkaimmin käytetyistä uimapaikoista, mikä on myös osaltaan vaikuttanut siihen, että lampi on pahoin rehevöitynyt. Talvella 1981, jolloin Likolampi tuli mukaan säännölliseen vedenlaatutarkkailuun, alusvedessä haisi rikkivety (H 2 S), joten hapettomuus oli vallinnut jo jonkin aikaa (Keto 1982; kuva 22). Keväällä koko vesimassa oli hapeton ja lammen pääasiassa ahvenista koostunut kalakanta oli tuhoutunut. Jäiden sulamista seurannut kevättäyskierto paransi tilannetta, mutta loppukesällä Likolampea vaivasivat leväkukinnat ja hapettomassa alusvedessä havaittiin fosforin liukenemista sedimentistä. Samankaltainen tilanne toistui seuraavanakin vuonna, jolloin happi oli lopussa koko vesimassasta jo helmikuussa (kuva 22) ja voimakas rikkivedyn haju tuntui pinnassa asti. Seuraavana kesänä lammen tila oli edelliskesän kaltainen (Keto 1982). Koekalastusten perusteella kalakannasta oli ainoastaan muutama ruutana jäänyt hapettomuusjaksojen jälkeen henkiin 19

22 Talvella 1984 Likolammen vettä ryhdyttiin ilmastamaan sähkömoottorikäyttöisellä Hydixorlaitteella. Menestykselliseksi osoittautuneesta hoitotoimenpiteestä oli seurauksena nopea happi, mg l 1 12 kok. P, µg l 1 kok. P kok. N kok. N, µg l happitilanteen paraneminen (kuva 22). 198 luvulla myös alusveden ravinnetaso aleni tuntuvasti (kuva 23), vaikkakaan pintavedessä ravinteiden pitoisuudet eivät muuttuneet. Myönteinen kehitys jatkui ja rehevöitymishaitat pysyivät poissa Likolammelta lähes koko 198 luvun ajan. Likolammen tila heikkeni jälleen 198 luvun lopulla. Kevättalvella 1988 käytiin lähellä täydellistä happikatoa, sillä 1 metrin syvyydellä oli happea ainoastaan 1,1 mg l 1 (kuva 22). Happitilanteen heikkeneminen sai aikaan rehevöitymisasteen kohoamisen, mistä seurasi sinileväkukintoja ja haittaa virkistyskäytölle (Keto 199). Tämän vuoksi ilmastukset aloitettiin uudestaan Kuva 24. Likolammen kokonaisfosforin ja typen pitoisuudet avovesikaudella pintavedessä (1 m; ylempi kuva) ja alusvedessä (5 8 m; alempi rasteroitu kuva) vuosina Kuviin on lisätty kehityssuuntaa kuvaavat lineaarisuorat erikseen 198 ja 199 luvuille alusvesi pintavesi Kuva 23. Likolammen liuenneen hapen pitoisuudet pintavedessä (1 m) ja alusvedessä (5 8 m) vuosina Nuolet osoittavat ilmastusajankohtia. vuosi syksyllä 1989, minkä jälkeen niitä on jouduttu tekemään miltei joka talvi. Ilmastusten ansiosta levähaitat vähenivät ja näkösyvyys lisääntyi noin metrillä 198 luvun arvoihin verrattuna (kuva 24). Kesällä Likolampea ei ole ilmastettu, koska laite on uimareille vaarallinen. Edellistalven ilmastuksesta huolimatta kesällä 1993 Likolammen alusvedestä happi kului loppuun (kuva 23) ja ravinnepitoisuudet kohosivat hyvin korkealle (kuva 24). Viileän ja sateisen kesän ansiosta suurilta levähaitoilta kuitenkin vältyttiin. 199 luvulla Likolammen ravinnetaso onkin kohonnut huomattavasti pintavedessä ja viime vuosina jonkin verran myöskin alusvedessä (kuva 24). Ilmastus on kaikesta huolimatta vähentänyt rehevöi Kuva 25. Likolammen näkösyvyydet avovesikaudella vuosina

23 tymisen mukanaan tuomia haittoja, sillä ilman tehokkaita ilmastuksia leväkukinnat uhkaisivat Likolammen virkistyskäyttöä todennäköisesti joka kesä. Ilmastukset ovat pitäneet ravinnepitoisuudet kurissa varsinkin alusvedessä (kuva 24). Talvella 1996 happikato uhkasi jälleen Likolampea: maaliskuun ennen ilmastuksen aloittamista 1 metrin syvyydeltä mitattiin happea ainoastaan,2 mg l 1 (kuva 22). Aikaisen kevään tulon ja jäiden sulamisen vuoksi ilmasetus jäi tuolloin kesken, ja seuraavana kesänä sinileväkukinnat olivat niin voimakkaita, että ne estivät Likolammen uimakäytön loppukesällä. Kukinnan aiheuttivat Microcystis ja Woronichiniasukujen sinilevät. Tuolloin Likolammesta mitattiin kaikkien aikojen heikoin näkösyvyys: vajaat puoli metriä (kuva 25). 199 luvulla planktonlevien määrää ilmentävä a klorofyllin pitoisuus oli Likolammessa alkukesällä alle 1 µg l 1, mutta kohosi loppukesäisin, kun sinilevät tyypillisesti olivat vallitsevina, yli 2 µg l 1. Elokuussa 1997 a klorofylliä mitattiin peräti 51 µg l 1. Ilmastus aloitettiin jo ennen lammen jäätymista. Vuonna 1998 oli pitkään aikaan ensimmäinen kesä, jolloin Likolammessa ei ollut sinileväkukintojen aiheuttamia ongelmia. Vesi pysyi kirkkaana koko kesän, levien määrä oli alhainen (elokuun alussa vain 13 µg a chl l 1 ) ja loppukesän leväyhteisöä luonnehtivat Tabellaria fenestrata piilevä ja Ceratium hirundinella panssari siimalevä. Harvinaisen hyvään tilanteeseen vaikuttivat pitkäaikainen, peräti kolme kuukautta kestänyt keskitalvinen ilmastus, myös viileä ja sateinen kesä (Anon. 1997). Siinä ulkoisen kuormituksen vähentämiseksi ehdotettiin, että ympäröivä suojapuusto on säilytettävä ja sitä olisi vahvistettava istutuksin. Lisäksi Likolampeen rajoittuva suo on säilytettävä ekologisesti toimivana. Talvisilla ilmastuksilla Likolammen tilaa ei 2 luvulla enää saatu pidettyä siedettävällä tasolla. Kesällä 22 lammessa esiintyi jatkuvaa Anabaena sinilevien kukintaa. Syksyllä 22 lampeen tehtiin ensimmäisenä kokeiluna maassamme sedimentin happikalkkipöyhintä. Noin puolet altaan pinta alasta käsiteltiin. Tuloksena oli pitkäaikainen hyvä veden laatu. Vesi kirkastui ja leväongelmat poistuivat (kuvat 24 ja 25). Kunnostustoimenpiteen ansiosta veden näkösyvyys yli kaksinkertaistui, ja Likolampi sai takaisin osan luontaisesta kirkkaudestaan. Pintaveden ravinnepitoisuudet alenivat huomattavan paljon. Vuosina kokonaisfosforin määrä on ollut noin 15 µg l 1. Levää ei vedessä ole ollut juuri lainkaan. Pöyhinnän jälkeen alusvesi on ollut ajoittain hapetonta ja sen ravinnepitoisuudet korkeita. Typpiarvot ovatkin jo kohonneet myös päällysvedessä. Fosforiarvot eivät vielä ole tuottavassa kerroksessa nousseet, mutta tuskin pysyvät alhaalla loputtomiin. Likolampi oli muuttunut sisäkuormitteiseksi, ja ilman hoitotoimenpiteitä sitä ei saatu enää pysymään virkistyskäyttökelpoisena. Likolammen ilmastaminen vakiintui jokatalviseksi käytännöksi. Tämä kunnostustoimenpide on kuitenkin vain tekohengitystä, joka ei ratkaissut perusongelmaa ja jolla ei voitu saada aikaiseksi pysyvää parannusta pitkällä aikavälillä. Kuva 26. Valok. J. Alaluukas. Likolammelle ja sitä ympäröivälle maastolle tehtiin valvonta ja ympäristökeskuksessa käyttö ja hoitosuunnitelma Salpausselän hoito ja kehittämissuunnitelman yhteydessä vuosina 1995 Syyskuussa 24 tehdyn koekalastuksen mukaan Likolammen ruutanakanta oli n. 2,5 kg/verkko eli varsin runsas. Muita kalalajeja ei todettu. 21

24 Mytäjäinen pinta ala,2 km 2 valuma alue,7km 2 keskisyvyys 3,5 m suurin syvyys 11 m Pieni Mytäjäinen eli Tallinpassi sijaitsee keskellä Lahtea ja asutusta, vanhan Helsingintien ja valtatie 12:n risteyksen vieressä. Mytäjäinen on Likolammen tavoin syvä suppalampi (kuva 27) eikä siinä ole laskuojia. Mytäjäinen on lähes kauttaaltaan hiekkarantojen reunustama, minkä vuoksi se on hyvin suosittu uimapaikka. Korkeat maanpinnan muodot ympäröivät lampea. Suojaisen sijainnin ja pinta alaansa nähden huomattavan syvyyden vuoksi Mytäjäisen vesimassa ei jokaisen kevät eikä syystäyskierron yhteydessä pääse sekoittumaan pohjiaan myöten. Niinpä vesipatsas on jyrkästi kerrostunut ja alusvesi noin 8 metrin alapuolella voi olla ympäri vuoden täysin hapetonta (kuva 28). Kesällä Mytäjäisen happipitoisuus laskee jyrkästi 5 metrin alapuolella (kuva 29), mutta talvikerrostuneisuuskauden loppupuolella happi alkaa yleensä käydä vähiin jo kolmen metrin alapuolella. Mytäjäinen oli 197 luvun alussa pahoin rehevöitynyt ja leväkukintojen vaivaama. Vuonna 1973 lammen ympärillä sijaitsevien kiinteistöjen jätevesihuolto saatiin saneerattua. Saman vuoden keväällä Mytäjäisessä kokeiltiin ensimmäistä kertaa Suomessa fosforin saostusta. Jäälle levitettiin noin 3 tonnia alumiinisulfaattia (vesikuutiota kohden noin 4 g), joka happi mg l Kuva 27. Mytäjäisen syvyyskartta. pintavesi jäiden sulaessa liukeni veteen ja saosti paitsi fosforin myös erilaisia humusaineita. Tuloksena oli kirkkaampi vesi ja leväongelmien väheneminen, minkä ansiosta seuraavana kesänä Mytäjäinen oli hyvin suosittu uimapaikka. alusvesi Kuva 28. Liuenneen hapen pitoisuudet Mytäjäisen pintavedessä (1 m) ja alusvedessä (9 1 m) vuosina Ilmastukset näkyvät alusvedessä kohonneina happipitoisuuksina. Virkistyskäytön vilkkaus saattoi tosin olla yhtenä syynä siihen, että rehevyyshaitat palasivat järvelle jo saman kesän lopulla. Alumiinisulfaattisaostus tehtiin myös vuonna 1976 ja viimeisin vuonna 1983 (Keto 1985). 22

25 Keväällä 1976 vesi kirkastui saostuksen seurauksena niin, että näkösyvyys oli yli 1 metriä, eli pohjaan saakka, mutta kesän mittaan se putosi pian 2 metriin (Keto 1978; kuva 3). Jälkimmäistenkin ravinnesaostuksien vaikutus jäi lyhytaikaiseksi: veden laatu säilyi hyvänä, joskin heikkenevänä, vain yhden kesän ajan. Mytäjäisen tila heikkeni 198 luvun alussa, jolloin happitilanne oli heikko pintavedessäkin: maaliskuussa 1982 oli 1 metrin syvyydellä happea vain 4 mg l 1 (kuva 28). Seuraavana keväänä kokeiltiin Mytäjäisen ilmastamista, mikä alensi veden ravinnetasoa ja paransi talvitilannetta. Ilmastus nähtiin käyttökelpoiseksi hoitomenetelmäksi ja sitä jatkettiin vuoteen Ilmastukset alensivat jonkin verran veden kokonaiselektrolyyttimääriä (kuva 31) ja ravinnetasoa, mutta kaikesta huolimatta Mytäjäisessä esiintyi edelleen sinileväongelmia kesäisin. 198 ja 199 lukujen vaihteessa laskusuunnassa olleet ravinnepitoisuudet lähtivät uudelleen nousuun. Kuvassa 32 on esitetty Mytäjäisen kokonaisfosforipitoisuuksien kehitys 197 luvulta lähtien. Rehevöitymishaitat lisääntyivät siinä määrin, että ilmastus katsottiin aiheelliseksi kevättalvella 199 ja jälleen syvyys, m happi, mg l Kuva 29. Liuenneen hapen pitoisuuden syvyyssuuntainen jakautuminen Mytäjäisessä keskikesällä. Tällä vuosikymmenellä Mytäjäisen vesi on ollut melko kirkasta kesäkaudellakin ja näkösyvyys on lisääntynyt selvästi (kuva 3). Vaikka sinilevät ovat 199 luvulla esiintyneet runsaina Mytäjäisissä, ne eivät kuitenkaan ole muodosta Kuva 3. Mytäjäisen avovesikauden näkösyvyyksien (m) keskiarvot ja hajonnat vuosina Vuoden 1976 suuri hajonta johtuu veden alumiinisulfaattisaostuksesta. Sen seurauksena näkösyvyys oli jäiden lähdön jälkeen yli 1 metriä mutta laski loppukesään mennessä 2 metriin. sähkönjohtokyky ms m pintavesi alusvesi Kuva 31. Mytäjäisen sähkönjohtokyky pintavedessä (1 m) ja alusvedessä (9 1 m) vuosina

26 neet virkistyskäyttöä haittaavia kukintoja ennen kuin vasta vuonna 1997, jolloin Anabaena lemmermannii sinilevä aiheutti nopeasti ohi menneen kukinnan. Erityisen hyvä tilanne Mytäjäisessä vallitsi vuonna 1998, jolloin vesi oli niin kirkasta, että elokuussa näkösyvyys oli peräti 5 metriä ja a klorofyllin pitoisuus vain 3,8 µg l 1. Sen sijaan rihmamainen Chladophoraviherlevä aiheutti lievää haittaa uimareille. Sitä esiintyi paksuina mattoina Mytäjäisen rannoilla. Mytäjäisen a klorofyllin määrät ovat moneen muuhun Lahden alueen pienjärveen verrattuna hyvin alhaisia: pitoisuudet ovat vaihdelleet yleensä välillä 3 1 µg l 1. Pintaveden typpipitoisuuksissa ei ole havaittu muutoksia, mutta alusvedessä kokonaistypen pitoisuuden vaihtelu on ollut tällä vuosikymmenellä suurta. Mytäjäisen veden laadussa havaittu vaihtelu osoittaa, että lammen tila on epävakaa ja pienetkin häiriöt saattavat aiheuttaa rajuja muutoksia. Keskellä asutusta sijaitsevana Mytäjäinen on erittäin suosittu uimapaikkana myös talvisin, jolloin järvellä harrastetaan avantouintia. Jatkuvasti auki pidetty avanto on saattanut jopa helpottaa Mytäjäisen happivaikeuksia. Myös elektrolyyttien määrä on ollut lievästi laskussa (kuva 31). Vaikka lampea ei hapetettu, happitilanne oli selkeästi keskimääräistä parempi vuosina 21 ja 22. Sen sijaan talvella 24 happitilanne oli varsin heikko. Myös fosforiarvot kohosivat (kuvat 28 ja 32). kok P µg l pintavesi alusvesi Kuva 32. Kokonaisfosforipitoisuudet Mytäjäisen pintavedessä (1 m) ja alusvedessä (9 1 m) avovesikaudella vuosina Kehityssuuntaa kuvaavat lineaarisuorat on piirretty erikseen 198 ja 199 luvuille. Vaikka 199 luvulla alusvedestä on mitattu aiempaa suurempia fosforipitoisuuksia, pintavedessä pitoisuudet eivät ole kohonneet (kuva 32). Keväisin Mytäjäistä ympäröiviltä katuosuuksilta valuu jyrkkiä rinteitä pitkin öljyisiä lumien sulamisvesiä, minkä vuoksi on huolehdittava, että aurattuja lumia ei kasattaisi Mytäjäisen rinteille. Lammen virkistyskäytön turvaamiseksi on varauduttava sisäisen kuormituksen aiheuttamien haittojen torjumiseen, jottei veden laadun heikentymistä kesäkauden vilkkaimpina aikoina tapahtuisi. 24

27 Salalampi pinta ala,35 km 2 suurin syvyys 1 m Kuva33. Salalammen syvyyskartta. Salalampi, jota kutsutaan myös nimellä Salalammi, sijaitsee kaupungin koilliskulmalla ja jakautuu kolmen kunnan Lahden, Nastolan ja Hollolan alueelle. Salalampi on veden laadultaan paras Lahden alueen järvistä. Kesäisin sen näkösyvyys ulottuu neljästä viiteen metriin (kuva 34). Salalampeen kohdistuva kuormitus on ollut suhteellisen vähäistä, mutta sen rannalla on runsastuvaa ympärivuotista asutusta. Lampi ei ole täysin välttynyt rehevöittäviltä kulttuurivaikutuksilta. Loppukesäisin havaitut alusveden happivajaukset ovat merkkinä rehevöitymisherkkyydestä (kuva 35) Salalammen veden laatu on viime vuosina ollut heikompi kuin 198 luvulla. Vuonna 1993 happi kului lähes loppuun alusvedestä: elokuussa 8 vuosi Kuva 34. Salalammen näkösyvyys (m) vuosina metrin syvyydessä mitattiin happea vain,5 mg l 1 ja 2 luvulla on ollut usein hapettomuutta alusveden alimmassa osassa (kuva 35). happi mg l 1 12 päällysvesi alusvesi Kuva 35. Salalammen happipitoisuudet pintavedessä (1m) ja alusvedessä (8 9m) vuosina

28 Pohjan läheisyydessä vallinnut hapettomuus on aiheuttanut sen, että sedimentistä on päässyt liukenemaan runsaasti fosforia veteen elokuussa 1993 ja 1997 (kuva 36). Sen sijaan 2 luvun hapettomuusjaksot eivät kohottaneet fosforipitoisuuksia yhtä selkeästi. Kokonaisfosforipitoisuudet ovat kuitenkin viimeisen 25 vuoden aikana lineaarisesti kasvaneet sekä päällys että alusvedessä (kuva 36) Typpipitoisuudet ovat muutamia poikkeuksia lukuun ottamatta olleet avovesikaudella 35 6 µg l 1. Typen pitoisuuksissa ei ole toistaiseksi havaittu trendimäisiä muutoksia ( kuva 37). Salalampi voidaan lukea edelleen vähätuottoiseksi järveksi, sillä levämäärät kok. P µg l 1 päällysvesi alusvesi Kuva 36. Kokonaisfosforin pitoisuudet Salalammen pintavedessä (1 m) ja alusvedessä (8 9 m) vuosina kok. N µg l ovat varsin alhaiset: 199 luvulla a klorofyllin pitoisuus on ollut 2 4 µg l 1, mutta 2 luvulla jo luokkaa 5 µg l 1 (kuva 38). Keskikesällä 1998 Salalammessa todettiin lievä Anabaena lemmermannii sinileväkukinta, vaikka a klorofylli µg l 1 kyseisenä kesänä veden laatu muilla Lahden järvillä oli enimmäkseen hyvä. Tämän jälkeen on todettu saman levälajin lieviä kukintoja lähes joka kesä. Salalammen rehevöityminen on lisääntymässä, ja veden laadun kehitys on muutoinkin ollut huolestuttavaa. päällysvesi alusvesi Kuva 37. Kokonaistypen pitoisuudet Salalammen pintavedessä (1 m) ja alusvedessä (8 9 m) vuosina Vesiensuojelu on kuitenkin tehostumassa. Rantakiinteistöjen jätevesihuolto tarkastettiin vuonna 25 järvihankkeen toimesta ja lammen jakavien kolmen kunnan yhteistyönä vuosi Kuva 38. Klorofylli a pitoisuudet Salalammen pintavedessä (1 m) vuosina

29 Pikku Vesijärvi pinta ala,5 km 2 valuma alue 2, km 2 keskisyvyys 1,7 m (v. 1997) keskisyvyys 3,1 m (v ) suurin syvyys 2,5 m (v. 1997) suurin syvyys 4,5 m (v ) veden viipymä 3 kk (v. 1997) veden viipymä 1,5 kk (v ) Pikku Vesijärvi oli aikoinaan ison Vesijärven lahden poukama, kunnes junaratapenkan rakentaminen 186 luvun lopulla erotti sen omaksi pikkujärvekseen (kuva 39). Vedenvaihtoyhteys Vesijärveen kuitenkin säilyi ratapenkan ali. Vuosina Pikku Vesijärvi muuttui haisevaksi jätealtaaksi, kun jopa 2/3 kaupungin jätevesistä laskettiin siihen puhdistamattomina. Vielä 198 luvun alussakin sitä likasi ajoittaiset jätevesipumppaamojen ylivuodot. Tälle vuosikymmenelle saakka vesi on ollut sameaa ja ummehtuneen hajuista. Suoraan Pikku Vesijärveen laskevat sadevesiviemärit ovat tuoneet ravinteita ja aiheuttaneet usein öljykalvon veden pinnalle. Pikku Vesijärven ravinnepitoisuudet ovat olleet erittäin suuret, yli kaksinkertaiset verrattuna Isoon Vesijärveen. 199 luvun alkupuoliskolle saakka kesäisin kokonaisfosforia oli tyypillisesti yli 1 µg l 1 (kuva 4) ja kokonaistypen pitoisuudet ovat olleet yli 12 µg l 1, talvisin jopa 2 3 µg l 1. Vaikka Kuva 39. Pikku Vesijärven syvyyskartta luvun puoliväliin tultaessa kokonaisfosforipitoisuudet olivat alentuneet lähes puoleen, ne olivat yhä haitallisen korkeita. Kasvukaudella Pikku Vesijärven vesi on ollut levien samentamaa. Sinileväkukintoja ei ole juurikaan esiintynyt, vaan levälajisto on koostunut pääsiassa pii, viher ja limalevistä (Keto 1996). Pikku Vesijärven kaloja ei ole voinut hyödyntää niissä olevien maku ja hajuhaittojen vuoksi. Aikojen saatossa Pikku Vesijärveen kertyi yli puolen metrin mämmimäinen lietekerros, joka on mustaa, pelkistyneiden sulfidien värjäämää, mädän ja öljyn hajuista. Lietteessä todettiin myös kloorattuja hiilivetyjä ja raskasmetalleja. Vuonna 1996 Pikku Vesijärven sedimentaationopeudeksi laskettiin,5 1, cm vuodessa, mikä tarkoittaa järven umpeenkasvamista noin 5 vuodessa (Keto 1996). Umpeenkasvu kiihtyisi pian, kun valo alkaisi ulottua pohjaan. 27

30 kok. P, µg l 1 kok. N, µg l a chl µg l kok. P kok. N Lahden satamarannan kehittämisen yhteydessä Pikku Vesijärvi päätettiin vuonna 1996 kunnostaa kalastusmatkailukohteeksi ja uimakäyttöön kelpaavaksi. Tämä edellytti ns. kulttuurisedimentin poistamista lammen pohjasta, sadevesiviemärien siirtämistä pois Pikku Vesijärvestä ja veden vaihtuvuuden parantamista. Joulukuussa 1997 Pikku Vesijärvi padottiin ja pumpattiin tyhjäksi. Pohjan jäädyttyä kevättalvella 1998 järvestä ruopattiin pois kaikkiaan 59 m 3 liejua (kuva 43). Ruoppaustöiden ohessa sadevesiviemärien purkuputket siirrettiin ison Vesijärven puolelle. Vedenvaihtoyhteyksiä parannettiin ja lisäksi Pikku Vesijärven pohjukassa olevaan altaaseen asennettiin vesiurut. Lähes 6 suihkua ottavat vetensä Vesijärven puolelta. Pumpattu vesi laskee Pikku Vesijärven kautta takaisin Vesijärveen, mikä edistää veden vaihtumista Pikku Vesijärvessä. 2 1 Kuva 4. Kokonaisfosforin ja typen (ylempi kuva) ja a klorofyllin (alempi kuva) pitoisuudet Pikku Vesijärven pintavedessä (1 m) vuosina Nuoli osoittaa kunnostusajankohdan. sähkönjohtokyky ms m Kuva 41. Pikku Vesijärven sähkönjohtokyky pintavedessä (1 m) vuosina Ruoppauksen myötä Pikku Vesijärveen saatiin lisää syvyyttä ja sen tilavuus kasvoi lähes kaksinkertaiseksi. Kunnostuksen jälkeisenä kesänä 1998 vesi oli vielä sameaa, mutta näkösyvyys oli kuitenkin koko kesän yli 1 m, kun tämän vuosikymmenen aiempina kesinä näkösyvyys on vaihdellut vajaasta,5 metristä noin metriin. Ravinnetaso ja a klorofyllipitoisuus pysyivät vuonna 1998 yhä korkealla tasolla ilmentäen edelleen hypereutrofisia eli erittäin runsasravinteisia olosuhteita (kuva 4). Sen sijaan veden kokonaiselektrolyyttipitoisuus putosi vuonna 1998 selvästi alemmalle tasolle (14,8 15,7 ms/m) aiempiin vuosiin verrattuna (kuva 41). Pikku Vesijärven leväyhteisössä vallitsivat kesällä 1998 piilevät (Tabellaria spp., Aulacoseira spp.). Pikku Vesijärven suihkualtaan vesiurut saatiin toimintaan lokakuussa 1998, minkä jälkeen vesi kirkastui selvästi. Vuonna 1999 veden laadun odotettiin kohentuvan, kun veden vaihto tehostui vesiurkujen kierrättämän veden ansiosta. Kesäkuussa 1999 avattiin Pikku Vesijärven Kalastuspuisto Vonkale, joka toimi muutaman vuoden vilkkaasti. Kaupunkilaiset ja turistit saivat menestyksellisesti onkia istutettuja kirjolohia. Kaloissa ei esiintynyt makuhaittoja Pikku Vesijärven levälajisto säilyi edelleen sinilevävaltaisena. Viime vuosina tehtyjen mittausten mukaan järvessä havaittiin (Asterionella formosa ja Synedra sp.) piileviä sekä sinilevää (Limnothrix sp. ja Planktothrix agardii). Sinileväkukintoja ei ole todettu. Vuosina 24 ja 25 Pikku Vesijärvessä on kokeiltu levien torjuntaa ohranolkimenetelmällä (15 2 kg ohranolkea/ha). Vuoden 24 tulokset olivat rohkaisevia (kuva 42). 28

31 Kuva 42. Pikku Vesijärven olkipaalikunnostus (valok. Ismo Malin) ja klorofylliarvot Lahden järvissä elokuussa 23 ja 24. Pikku Vesijärven klorofylliarvo oli vuonna 24 suhteellisesti alhaisempi kuin muissa järvissä. Kuva 43. Ankeaa Pikku Vesijärven lietteistä pohjaa juuri tyhjennyksen jälkeen vuonna 1998 (valok. Ari Partanen).. 29

32 Valkealampi pinta ala,15 km 2 suurin syvyys 1 m Kuva 44. Valkealammen syvyyskartta Kunnaksen kaupunginosassa harjualueen keskellä sijaitseva pieni Valkealampi oli aikoinaan kirkas ja vähäravinteinen. Valkealampi on korkeiden maastomuotojen ympäröimä ja suppalammille tyypillisesti pinta alaansa nähden syvä. Kuvassa 45 on Valkelammen syvyyskartta, josta nähdään, että varsinkin lammen eteläranta on hyvin jyrkkä. Ranta on loivempi pohjoispuolella. Lampi purkaa vetensä pohjoispuolella olevan kosteikon kautta. Valkealampea ympäröi harjumetsä ja maaperä on siten hyvin läpäisevä, minkä vuoksi lampeen joutuvien valumavesien määrä ja valuma alueelta tuleva luontainen ravinnekuormitus on pieni. happi, mg l 1 15 päällysvesi alusvesi Kuva 45. Valkealammen happipitoisuudet pintavedessä (1m) ja alusvedessä (8 9m) vuosina Valkealammen veden laatua ei ollut tarvetta seurata ennen kuin vasta tällä vuosikymmenellä. Lammen tila nimittäin heikentyi merkittävästi 198 luvun lopulla, jolloin siinä alkoi esiintyä rehevöitymistä. Vuosina 1991 ja 1992 alueen käyttäjät huolestuivat lammen tilasta ja valittivat kaupungin viranomaisille leväkukinnoista. Ympäristönsuojelutoimisto aloitti Valkealammen veden laadun seurannan vuonna 1992, jolloin lammen tila oli päässyt jo hyvin heikoksi. Kesällä virkistyskäyttö estyi 3

33 kok. P kok. P, µg l 1 kok. N kok. N, µg l Kuva 46. Valkealammen kokonaisfosforin (kok. P) ja kokonaistypen (kok. N) pitoisuudet pintavedessä (1 m) vuosina voimakkaan sinileväkukinnan ja hygienialtaan heikon veden laadun (yli 1 fekaali eli suolistoperäistä bakteeria 1 ml:ssa vettä) vuoksi. Kukinta alkoi kesä heinäkuun vaihteessa ja jatkui aina lammen jäätymiseen saakka. Sen aiheuttaja oli Anabaena solitaria sinilevä (Keto 1993b), joka saattaa toisinaan muodostaa myrkyllisiäkin kantoja. Seuraavana talvena happi kului Valkealammen alusvedestä loppuun ja pintavedessäkin happea oli enää hyvin vähän jäljellä (kuva 46). Esimerkiksi maaliskuun 1993 alussa 1 metrin syvyydellä liuenneen hapen pitoisuus oli vain,4 mg l 1. Valkealammen ympäristössä sijaitsevien kiinteistöjen jätehuolto tarkastettiin vuonna 1992 ja sen todettiin olevan kunnossa. Ympärivuotisessa käytössä olevien kiinteistöjen osuus on vähentynyt, joten näiden aiheuttama kuormitus on pienentynyt aiemmista vuosikymmenistä. Valkealammen ongelmien syynä lienee ainakin osittain vuonna 1986 valmistunut Lahden itäinen ohitustie, joka katkaisi lammen vedenvaihtoyhteydet. Valkealampeen ei enää pääse virtaamaan puhtaita pohjavesiä kuten ennen tien rakentamista. Valkealammen tekohengitystä varten hankittiin pieni Medusa merkkinen suihkuilmastin vuonna 24. Tämän ansiosta lammen tila on kääntynyt lievästi parempaan suuntaan kuten vuosien ravinnearvoista voidaan päätellä (kuva 46). Ilmastus ja hapetusmenetelmiä on maassamme kehitetty useita (kuva 47). Valkealammen koko vesimassaa uhannut happikato kevättalvella 1993 onnistuttiin torjumaan veden mekaanisella hapettamisella. Hapetus myös alensi huippulukemiin kohonneiden ravinteiden pitoisuuksia (kuva 47). Hapetuksesta siirryttiin sen jälkeen jokatalviseen ilmastukseen, jotta estettäisiin talviset happikadot ja jotta ravinnepitoisuudet pysyvät kurissa. Suojaisen sijainnin ja pinta alaan nähden huomattavan syvyyden vuoksi tuulet eivät pääse helposti sekoittamaan Valkealammen vesimassaa. Kuva 47. Erilaisia ilmastus ja hapetuslaitteita (Vesi Eko Oy). 31

34 Häränsilmä pinta ala,1 km 2 suurin syvyys 4,5 m Pieni suppalampi Häränsilmä sijaitsee Salpausselällä Lahden urheilukeskuksen vieressä. Häränsilmä kasvaa ajan mittaan umpeen. Soistuvine rantoineen lampi on rauhoitettu luonnonsuojelualueeksi vuonna 1983 ja se kuuluu vuonna 1994 vahvistettuun Salpausselän osayleiskaava alueeseen, joka turvaa luonnonympäristön säilymisen. Häränsil Kuva 48. Häränsilmän syvyyskartta män soisilla rannoilla kasvavat rahkasammalet aiheuttavat pinnanmyötäistä umpeenkasvua kasvattamalla kelluvia mattoja. Häränsilmää ympäröivästä soisesta maaperästä pääsee purkautumaan hapettomia suovesiä, minkä vuoksi lammessa onkin talvisin usein happiongelmia. Talvella yhden metrin syvyydessä happea on tyypillisesti alle 1 g l 1. Toisinaan koko vesimassa saattaa olla hapeton, jolloin lampeen tehdystä avannosta haisee rikkivety. Häränsilmä on vähäelektrolyyttinen (1,3 3,4 ms m 1 ) mutta suhteellisen runsasravinteinen lampi (kokonaisfosforipitoisuus yli 3 µg l 1 ). Kasvukauden levämäärät ilmentävät korkeaa rehevyystasoa: a klorofyllipitoisuus on vaihdellut välillä 4 1 µg l 1. Talvinen hapettomuus osaltaan ylläpitää Häränsilmän runsasravinteisuutta, joka puolestaan edistää lammen pinnanmyötäistä umpeenkasvua. Järven umpeenkasvu on yksi luonnollisen sukkession tulos, mutta mikäli se haluttaisiin estää Häränsilmässä, kelluvia rahkasammallauttoja olisi ryhdyttävä poistamaan. Umpeenkasvunopeudella on taipumus kiihtyä, kun kehitys on jatkunut riittävän kauan. Kuva 49. Syksyistä Häränsilmää 32