INARIJÄRVEN SÄÄNNÖSTELYN KEHITTÄMISEN

Transkriptio

1 INARIJÄRVEN SÄÄNNÖSTELYN KEHITTÄMISEN VAIKUTUKSET RANTAVYÖHYKKEEN MONIMUOTOISUUTEEN JA TUOTTOKYKYYN -VUOSIEN 1998 JA 2003 POHJAELÄINSEURANNAN TULOKSET Jukka Aroviita ja Heikki Hämäläinen Limnologian ja kalatalouden osasto Bio- ja ympäristötieteiden laitos Jyväskylän yliopisto Raportti

2 SISÄLLYSLUETTELO 1. JOHDANTO AINEISTO JA MENETELMÄT NÄYTTEENOTTO JA NÄYTTEIDEN KÄSITTELY AINEISTON ANALYSOINTI EKOLOGISEN TILAN ARVIOINTI TULOKSET VUOSIEN 1998 JA 2003 VERTAILU EKOLOGINEN TILA VESIPUITEDIREKTIIVIN PERUSTEELLA TULOSTEN TARKASTELU VUOSIEN 1998 JA 2003 VERTAILU EKOLOGINEN TILA SEURANNAN JATKOTARPEET...7. LÄHDELUETTELO TAULUKOT KUVAT LIITTEET...17 Kannen kuva: Nellim (Jukka Aroviita) i

3 1. JOHDANTO Inarijärven säännöstelyä on kehitetty vuosina toteutetun Inarijärvitutkimuksen (Hellsten ym. 1997, Marttunen ym. 1997) suositusten mukaisesti. Ylimpiä vedenkorkeuksia on alennettu ja kesän tulvahuipun jälkeen on pyritty laskevaan vedenpinnan tasoon. Säännöstelyn kehittämisellä pyritään vakauttamaan Inarijärven rantavyöhykettä ja lisäämään ilmaversoiskasvillisuuden kasvualuetta. Rantavyöhykkeen vakauttamisen uskotaan parantavan rantaeläinplanktonin ja pohjaeläinten elinolosuhteita, mikä puolestaan mahdollistaisi entistä suuremman kalantuotantopotentiaalin ja vakaamman perustan kalataloudelliselle toiminnalle Inarijärven alueella. Säännöstelyn kehittämishankkeen suositusten toteutumista sekä toimenpiteiden vaikuttavuutta rantavyöhykkeen ekologiaan ja monimuotoisuuteen tutkittiin tätä tarkoitusta varten suunnitellun seurantaohjelman avulla. Seuranta käynnistettiin maa- ja metsätalousministeriön vesivarojen käyttöön ja hoitoon liittyvän rahoituksen avulla vuonna 1998, jolloin järvelle perustettiin viisi pysyvää kasvillisuuden ja pohjaeläinten seuranta-aluetta ja seurannan perustulokset raportoitiin (Lapin ympäristökeskus 1999, Puro ym. 1999). Vuonna 2003 seuranta toteutettiin uudelleen saman laajuisena. Tutkimusalueet olivat samat kuin vuonna Tässä raportissa kerrotaan vuoden 2003 pohjaeläinseurannan tulokset, joita vertaillaan vuoden 1998 tuloksiin arvioiden säännöstelyn muuttamisen vaikutuksia pohjaeläimistöön. Lisäksi on esimerkinomaisesti arvioitu Inarijärven ekologinen tila Euroopan Unionin vesipuitedirektiivin (Euroopan Parlamentti ja Neuvosto 2000) mukaisesti sublitoraalin pohjaeläimistön perusteella. 2. AINEISTO JA MENETELMÄT 2.1. NÄYTTEENOTTO JA NÄYTTEIDEN KÄSITTELY Pohjaeläinnäytteitä kerättiin Inarilta sublitoraalivyöhykkeestä tutkimuslinjalta sekä (Lapin ympäristökeskus 1999, Puro ym. 1999) että Tutkimuslinjoja oli Palkissaaren seuranta-alueella 4, Lusmanuoran ja Riuruvuonon seuranta-alueilla 2 molemmissa ja Akkun sekä Partakon alueella 1 (Liite I). Tutkimuslinjat pyrittiin sijoittamaan samoille paikoille molempina seurantavuosina, joskaan vuoden vuoden 1998 seurannan näytteenottopaikkojen sijainnit eivät ole aivan tarkasti tiedossa. Vuoden 2003 seurannan pohjaeläinten näytteenottopaikat kullakin tutkimuslinjalla on esitetty liitteessä II. Molempina seurantavuosina otettiin kultakin tutkimuslinjalta viisi rinnakkaista näytettä Ekman-noutimella (ala 270 cm 2 ) sublitoraalista n. 2 m syvyydeltä. Noutimen sisältö seulottiin 1 mm:n (v. 1998) tai 0, mm:n (v. 2003) sankoseulalla ja 1

4 seulontajäännös säilöttiin välittömästi pakastepurkkeihin 70 % etanoliin. Seulontajäännöksen laatu kirjattiin ylös. Näytteiden eläimet poimittiin valkoiselta alustalta ja määritettiin ryhmä- (1998) tai lajitasolle (2003, lukuunottamatta surviaissääskien toukkia (Chironomidae), harvasukasmatoja (Oligochaeta), vesipunkkeja (Hydrachnellae) ja Pisidium simpukoita. Liite III). Sublitoraalin pohjaeläinnäytteet otettiin kasvilinjan läheisyydestä, mikäli 2 m näytteenottosyvyys ja Ekman-noutimelle riittävän pehmeä pohja löytyi (vuosi 2003, Liite II). Vuonna 2003 Palkissaaren linjalla P2 näytteet jouduttiin ottamaan syvemmältä (n. 3 m), koska kivikon ulkoreuna ulottui syvälle. Syyskuun 2003 pohjaeläinnäytteenoton aikaan vedenkorkeus oli n. NN+118,6 m, joka on n. 60 cm vuosien keskiarvoa alempana (Kuva 1). Sublitoraalin lisäksi kerättiin vuonna 2003 potkuhaavinäytteitä kivikkorannalta (0,4 m syvyydestä 1 m matkalta, potkinta 20 sek ajan), 3 rinnakkaista näytettä kultakin. Kivikkorannat sijaitsivat lähellä sublitoraalin näytteenottopaikkoja ja kasvilinjoja (Liite II). Kivikkorannoilta tehtiin habitaattikuvaukset ja linjat valokuvattiin. Lisäksi linjojen avoimuudet mitattiin kartalta (Merenkulkulaitos 2002) Duarte & Kalffin (1986) mukaan. Potkuhaavinäytteet käsiteltiin kuten yllä kuvatut sublitoraalin näytteet. Potkuhaavinäytteiden tulokset julkaistaan myöhemmin erikseen AINEISTON ANALYSOINTI Vuoden 1998 seurannan pohjaeläinosion tulokset raportoitiin orgaanisina kuivapainoina (ODW, Organic Dry Weight, AFDW, Ash Free Dry Weight, tuhkaton kuivapaino) (Puro ym. 1999, Liite IV). Tulosten vertailukelpoistamiseksi myös vuoden 2003 sublitoraalin pohjaeläinnäytteiden eläimet mitattiin ja eläinten AFDW (mg) arvioitiin kirjallisuudesta löytyvien taksonikohtaisten pituus-paino -regressioiden avulla (Liite V). Simpukoiden (Lamellibranchiata) paino arvioitiin Holopaisen (1979) mukaan, kotiloiden (Gastropoda) Benke ym. (1999) mukaan ja harvasukasmatojen (Oligochaeta) Masonin (1977) mukaan. Kaikkien muiden taksonien tuhkaton biomassa arvioitiin Holopaisen ja Paasivirran Pääjärvi-projektin aineiston (julkaisematon) perusteella (Liite V). Vuosien 1998 ja 2003 pohjaeläimistöjen eroja vertailtiin ryhmätason biomassojen (AFDW) perusteella, koska vuodelta 1998 ei ollut muuta aineistoa saatavilla. Inarin vuosien 1998 ja 2003 sublitoraalin pohjaeläimistöjen eroja tarkasteltiin NMDS ordinaatiolla. Analyysit tehtiin PC-Ord 4.0 ohjelman (McCune & Mefford 1999) AutoPilot optiolla (medium). Seurantavuosien välisiä eroja taksonomisten ryhmien runsauksissa (AFDW) vertailtiin parittaisella t-testillä EKOLOGISEN TILAN ARVIOINTI Inarijärven ekologinen tila arvioitiin harjoituksenomaisesti vuosien 1977 (Palomäki 1981) ja 2003 sublitoraalin pohjaeläimistöjen perusteella vesipuitedirektiivin mukaisesti. Arvioinnissa käytettiin vertailuololähestymistapaa (Hughes 199, Wallin ym. 2003), jossa ihmistoiminnan vaikutuksen alaisen paikan eläimistöä verrataan 2

5 mahdollisimman luonnontilaisten vertailupaikkojen eläimistöön. Vertailuaineistoina käytettiin säännösteltyjen järvien CENOREG tutkimushankkeessa (Keto & Marttunen 2003, Aroviita & Hämäläinen julkaisematon) ja aiemmin (Aroviita & Hämäläinen 2004) kerättyjä sublitoraalin (n. 2 m syvyys) pohjaeläinaineistoja (Taulukko 1). Aineistot edustavat vesipuitedirektiivin mukaisessa alustavassa järvityypittelyssä tyyppejä ja 8. Näytteenottomenetelmät vaihtelivat vertailuaineistossa (Ekman yms. noutimet), mutta näytteenottoponnistus yritettiin analyysiä varten vakioida likimäärin samansuuruiseksi kussakin järvessä. Aineistoja jouduttiin lisäksi taksonomisesti yhdenmukaistamaan. Surviaissääskitaksoneja ja harvasukasmatoja ei oltu määritetty kaikista järvistä, joten niitä ei tarkasteltu lajitasolla. Aineistojen alueellinen hajanaisuus saattaa myös lisätä sublitoraalin vertailuolojen epäluotettavuutta. Jotta näyteenottoponnistus olisi mahdollisimman samansuuruinen vertailuaineistojen kanssa, valittiin ekologisen tilan arvioimiseen Inarin vuoden 2003 aineistosta satunnaisesti kolme tutkimuslinjaa (P1, K4 ja L4, Liite III), joilta kolme rinnakkaisnäytettä kultakin. Muuttujiksi valittiin alla kuvatut 6 vesipuitedirektiivin mukaista vaihtoehtoista luokittelutekijää (ks. Aroviita ja Hämäläinen 2004). Kullekin luokittelutekijälle laskettiin ensin vertailujärvien aineistoista odotusarvo (E) eli erinomaista ekologista tilaa vastaava vertailuarvo. Odotusarvo laskettiin kaikille muuttujille vertailujärvien keskiarvona (taksonikoostumusta arvioitaessa esiintymistodennäköisyyksien summana; kaava 3). Inarille laskettiin kunkin muuttujan ekologinen laatusuhde EQR muuttuja havaitun (O) ja odotusarvon osamääränä (O/E). Runsaussuhteita (engl. abundance ) kuvaamaan laskettiin A) Tiheys (sublitoraali) ja B) PMA mallinkaltaisuus (Percent Model Affinity) (Novak ja Bode 1992, Barton 1996). PMA menetelmän tarkastelussa verrataan arvioitavaa järveä edustavan näytteen yksilöiden suhteellista jakautumista taksonien kesken suhteessa malli- eli vertailuyhteisöön. Vertailuyhteisössä kunkin taksonin osuus on vertailujärvien ko. taksonin osuuksien keskiarvo. Mallinkaltaisuuden mittana on prosenttinen samankaltaisuus (PS) a i - bi = ( a, b ) PS = PMA = 0-0, min i i (1), missä a i on taksonin i suhteellinen osuus (%) vertailuyhteisössä ja b i saman taksonin osuus arvioitavan kohteen näytteessä summan käydessä yli kaikkien taksonien. Taksonikoostumusta kuvaamaan laskettiin C) EQR koostumus, joka on osoittautunut toimivaksi jokien pohjaeläimille (Hämäläinen ym. 2003a). Tämä tapa rinnastaa havaittu taksonikoostumus odotettuun on analoginen esim. RIVPACS mallinnuksessa (Wright ym. 2000, Clarke ym. 2003) sovellettuun ja siinä käytetään tietoa taksonin (i) esiintymisestä (i = 1) ja puuttumisesta (i = 0). Kunkin taksonin esiintymistodennäköisyys tyypin k (tässä siis vain yksi) häiriintymättömissä järvissä (j*) arvioitiin vertailujärvissä (j 0 ) todettujen esiintymisten lukumäärän suhteena vertailujärvien kokonaismäärään kj0i Pkj *i = (2). kj 0 Tyypin järville ominaisiksi taksoneiksi katsottiin sellaiset, joiden Pk j*i 0,; eli taksonit joita esiintyi vähintään joka toisessa vertailujärvessä. Koska monien tyypillisten taksoneiden esiintymistodennäköisyys on pienempi kuin 1, ei niiden 3

6 kaikkien esiintymistä voida odottaa missään järvessä, vaan tyypillisten taksoneiden lukumäärän odotusarvo (E kj*i) on E kj*i = Pkj*i Pkj*i 0, (3). Siten mille tahansa tyyppiin kuuluvalle järvelle j havaittu tyypillisten taksonien lukumäärä (O kji) on O kji = kji Pkj*i 0, (4), ts. niiden havaittujen taksonien lukumäärä, joiden esiintymistodennäköisyys vertailuoloissa on vähintään 0,. Taksonikoostumuksen ekologinen laatusuhde (EQR) saadaan kaavasta havaittu arvo O kji EQR koostumus = = (). odotettu arvo E kj*i Tärkeiden (engl. major ) taksonomisten ryhmien esiintymistä tai puuttumista arvioitiin samalla menettelyllä laskemalla D) EQR ryhmäkoostumus. Tässä tarkastelussa taksonit ryhmiteltiin jokseenkin mielivaltaisesti lahkoihin tai luokkiin. Lahko- tai luokkatasolle palautettujen taksonien katsottiin kuvaavan tärkeitä (engl. major ) taksonomisia ryhmiä. Monimuotoisuuden kuvaajana käytettiin E) taksonilukumäärää eli lajirunsautta. Muutosherkkien ja epäherkkien taksonien suhdetta kuvaamaan laskettiin F) EPTtaksonien (Ephemeroptera (päivänkorennot), Plecoptera (koskikorennot) ja Trichoptera (vesiperhoset)) ja muiden kuin EPT-taksonien lukumäärän suhde EPT/Muut. Juuri suurikokoisten hyönteistoukkien on havaittu olevan säännöstelylle herkkiä (Grimås 1961, Grimås 196). EPT-taksonit ovat yleisesti herkkiä erilaisille paineille (esim. Eaton & Lenat 1991, Wallace ym. 1996). EPT-taksonien ja yhteisön muiden taksonien lukumäärän suhdetta kokeiltiin mielekkäämmän yleisen herkkyysluokituksen puuttuessa. 3. TULOKSET 3.1. VUOSIEN 1998 JA 2003 VERTAILU Pohjaeläinyhteisöjen rakenne Vuosien 1998 ja 2003 tutkimuslinjat sijoittuivat NMDS -ordinaation graafisessa tarkastelussa pääsääntöisesti lähelle toisiaan (Kuva 2, log (x+1) muunnettu ryhmätason tuhkaton kuivapaino (AFDW) -runsausaineisto). Alhaisen stressiarvon (7,3) vuoksi tyydyttiin analyysissä 3 ulotteiseen ratkaisuun ja kuvassa 2 on esitetty ordinaation 2 ensimmäistä ulottuvuutta. Vuoden 1998 tutkimuslinjojen hajonta ordinaatioavaruudessa oli suurempaa, kun taas vuoden 2003 linjat sijoittuivat 4

7 yhtenäisemmin. Mitään systemaattista eroa tutkimusvuosien pohjaeläinyhteisöjen rakenteessa ei analyysin perusteella voida havaita. Palkissaaren (P3, P4) näytepaikkojen hajonta vuosien 1998 ja 2003 välillä näytti olevan ordinaatiotilassa hieman suurempaa kuin muiden paikkojen. Lusmanuoran (L4) ja Palkissaaren (P2) linjojen paikat ryhmittyivät analyysissä hyvin lähelle toisiaan. Partakon (K4), Riuruvuonon (R4) ja Akkun (A1) vuoden 1998 paikat näyttivät poikkeavan eniten muista paikoista. Näillä linjoilla kaksisiipisten (Diptera) ja äyriäisten (Crustacea) biomassa näytti suuremmalta vuonna 2003 kuin vuonna 1998 (Liite IV). Pohjaeläinten biomassa Pohjaeläinten keskimääräinen kokonaisbiomassa oli hyvin samansuuruinen vuosina 1998 (34 mg AFDW m -2 ) ja 2003 (448 mg AFDW m -2 ), eikä tilastollisesti merkitsevää eroa vuosien välisissä kokonaisbiomassoissa ollut (Taulukko 2). Myöskään useimpien taksoniryhmien biomassoissa ei ollut merkitsevää eroa vuosien 1998 ja 2003 välillä, mutta joidenkin suurikokoisten pohjaeläinryhmien biomassat näyttivät vuonna 2003 olevan suurempia kuin vuonna Äyriäisten (Crustacea, lähinnä siirat (Isopoda), ei tässä tarkastelussa sisällä katkaäyriäisiä (Amphipoda)) biomassa oli vuonna 2003 keskimäärin n. 2 kertaa suurempi kuin vuonna 1998 (Taulukko 2, parittainen t-testi, p = 0,04). Myös katkaäyriäisten (Amphipoda), vesiperhosten (Trichoptera), kaksisiipisten (Diptera) ja kotiloiden (Gastropoda) biomassat näyttivät olevan selvästi suurempia vuonna 2003, kun taas kovakuoriaisten (Coleoptera), simpukoiden (Lamellibranchiata), kaislakorentojen (Neuroptera) ja harvasukasmatojen (Oligochaeta) biomassat näyttivät olevan suurempia vuonna 1998 (Taulukko 2, Kuva 3). Tilastollisesti merkitsevää eroa vuosien välillä ei näiden ryhmien biomassoissa kuitenkaan ollut. Tutkimuslinjojen välillä oli melko paljon vaihtelua pohjaeläinten biomassassa (AFDW) (Kuva 4). Vuonna 1998 eläinten biomassa oli suurin Palkisaaren linjalla P3 ja vuonna 2003 Lusmanuoran linjalla L1. Pohjaeläinten biomassa oli vuonna 2003 yhteensä kuudella linjalla suurempi kuin vuonna 1998, ollen odotetusti suurin orgaanisilla liejudetrituspohjilla. Taksonikoostumus Taksoniryhmien esiintyminen vaikutti suhteellisen muuttumattomalta vuosien välillä. Kaikki taksonomiset ryhmät esiintyivät näytteissä molempina vuosina. Vuonna 1998 ryhmien lukumäärä oli viidellä linjalla suurempi kuin vuonna 2003 ja vuonna 2003 neljällä linjalla suurempi kuin vuonna 1998 (Kuva ). Eniten taksoniryhmiä (väh. 9) esiintyi vuonna 1998 Lusmanuoran linjoilla L1 ja L4 ja Palkissaaren linjalla P4 ja vuonna 2003 Riuruvuonon linjalla R1, Akkun linjalla A1 ja Lusmanuoran linjalla L4. Vuoden 2003 taksonikoostumusta tarkastellaan tarkemmin ekologisen tilan arvioimisen yhteydessä seuraavassa kappaleessa EKOLOGINEN TILA VESIPUITEDIREKTIIVIN PERUSTEELLA Inarin vuosien 1977 (Palomäki 1981) ja 2003 sublitoraalin pohjaeläimistöstä laskettiin kuusi vaihtoehtoista vesipuitedirektiivin mukaista muuttujaa (Kuva 6).

8 Vertailuaineistojen hajonta oli melko suurta ja lähes kaikkien muuttujien Inarinjärvelle laskettu ekologinen laatusuhde sijoittui vertailujärvien vaihteluväliin, vaikkakin sen alaosaan. Vain taksonikoostumuksen ekologinen laatusuhde oli vertailujärvijoukon arvoja alhaisempi (Kuva 6c). Korkeimman tila-arvion suhteessa vertailuaineistoon saivat runsausmuuttuja PMA ja ryhmäkoostumus (Kuva 6b ja d). Lajirunsaus ja EPT/Muut suhde olivat aivan vertailujärvien vaihteluvälin alaosassa (Kuva 6e ja f). Tarkastelluilta Inarin tutkimuslinjoilta (P1, K4 ja L4, Liite III) puuttuivat vertailujärville tyypillisistä taksoneista mm. vesiperhoset Cyrnus flavidus, Cyrnus trimaculatus, Molanna angustata ja Molanna submarginalis ja päivänkorento Ephemera vulgata. Yksilötiheyttä lukuun ottamatta kaikkien laatumuuttujien arvot olivat korkeampia vuonna 2003 kuin vuonna Tarkastelun perusteella Inarin ekologinen tila näyttäisi siis hieman parantuneen vuodesta Vuoden 1998 aineistolla tarkastelua ei valitettavasti voitu tehdä, koska aineistoa ei oltu määritetty lajitasolle. 4. TULOSTEN TARKASTELU 4.1. VUOSIEN 1998 JA 2003 VERTAILU Inarin vuosien 1998 ja 2003 sublitoraalin pohjaeläinyhteisöt olivat ryhmätasolla tarkasteltuna hyvin samankaltaisia. Pohjaeläimistön kokonaisbiomassassa (AFDW) ei ollut eroa vuosien välillä, mutta suurikokoisten pohjaeläinryhmien kuten äyriäisten, kotiloiden ja vesiperhosten biomassa näytti olevan suurempi vuonna 2003, kun taas harvasukasmatojen biomassa oli vuonna 1998 korkeampi. Säännöstelyn uskotaan vähentävän suurikokoisten pohjaeläinten määrää (Grimås 1961, 196) ja juuri äyriäisten on havaittu olevan herkkiä vedenpinnan vaihtelun kasvulle (Hunt & Jones 1972). Grimås painotti tässä lisääntyneen rantaeroosion vaikutusta Ruotsin säännösteltyjen järvien tutkimustensa pohjalta. Koska Inarijärven säännöstelyä on kehitetty ekologisempaan ja pohjaeläimistöä suosivampaan suuntaan (Kuva 1), voitaisiin suurikokoisten pohjaeläintaksonien olettaa hyötyneen säännöstelyn muuttamisesta. Kahtena vuotena kerätty seuranta-aineisto on kuitenkin vielä liian pieni tämän ilmiön luotettavaan todentamiseen, sillä järvien pohjaeläimistössä esiintyy myös luontaista vuosien välistä vaihtelua (esim. Hämäläinen ym. 2003b). Säännöstelykäytännön muuttamista seuranneesta rannan vakiintumisesta ja orgaanisen aineksen sedimentaation (tai pidätyskyvyn) kasvusta voisi kertoa myös kaksisiipisten suurempi määrä vuonna Toisaalta rannan vakiintumisen olettasi suosivan myös harvasukasmatoja, mutta niiden määrä näytti olevan alhaisempi vuonna EKOLOGINEN TILA Lähes jokaisen tarkastellun muuttujan ekologinen laatusuhde (EQR) oli Inarin sublitoraalissa vertailujärvien vaihtelun sisällä, mutta sen alaosassa. Ainoastaan 6

9 taksonikoostumus - EQR oli vertailujärvien vaihtelua alhaisempi. Inarin ekologinen tila näyttäisi siis 2 metrin sublitoraalin pohjaeläimistön perusteella olevan hieman heikompi kuin vertailuoloissa. Ekologisen tilan lievä aleneminen näkyi yksilörunsauksien ja monimuotoisuuden alenemisena sekä erityisesti taksonikoostumuksessa. Toisaalta ekologinen tila näytti parantuneen lähes kaikkien muuttujien osalta ainakin hieman vuodesta Ekologisen tilan muuttujista saatua informaatiota ei yhdistetty tässä laskennallisesti, koska vertailuaineistot ovat liian suppeita ja myös epäluotettavia muuttujien yhteismitallistamiseen mielekkäästi. Muuttujasta riippuen Inarin ekologinen tila näyttäisi olevan tasavälisellä luokkajaolla tarkasteltuna tyydyttävän ja erinomaisen välillä. Tuloksia tulkittaessa on muistettava Inarin ainutlaatuisuus: etenkin sijainti ja koko. Nämä Inarin erityispiirteet saattavat vaikuttaa luontaisesti niin pohjaeläinten runsauteen ja yhteisöjen koostumukseen, eivätkä eteläiset vertailuolot välttämättä järvelle sovellu. Eliömaantieteellisistä syistä saattaa lajimäärä olla pienempi, eivätkä tässä esitetyt ekologisen tilan arviot välttämättä anna täysin luotettavaa kuvaa Inarin todellisesta ekologisesta tilasta. Yhdeksi Inarin vertailujärveksi on ehdotettu Inarin länsipuolella sijaitsevaa Muddusjärveä (48 km 2 ) (Hellsten ym. 1997), vaikka sekin on hyvin kaukana Inarin kokoluokasta (43 km 2 ). Inarin ekologisen tilan arvioimisessa olisi pohjoisten vertailuolojen huomioiminen jokatapauksessa äärimmäisen tärkeää. Lisää tuloksia Inarin ekologisen tilan arvioimisesta voidaan jatkossa saada kivikkorantojen pohjaeläimistöstä. Luultavimmin ekologisen tilan aleneminen näkyy säännöstellyillä järvillä etenkin matalan rannan pohjaeläimistössä, missä säännöstelystä koituvat fyysiset paineet myös voimakkaimmin muokkaavat elinympäristöä SEURANNAN JATKOTARPEET Inarijärven säännöstelyn seuranta on toteutettu suunnilleen samanlaisena vuonna 1998 ja Vain kahta vuotta vertaamalla ei voida luotettavasti todentaa säännöstelykäytännön muuttamisen mahdollisia vaikutuksia, joskin osa pohjaeläinyhteisöissä ilmenneistä vuosien välisistä eroista oli ennustetun suuntaisia ja siten säännöstelyn muutokseen yhdistettävissä. Osa muutoksista tapahtunee pitkällä viiveellä. Tämänkin vuoksi tärkeää seurannan onnistumiseksi ja mielekkäiden tulosten saamiseksi on turvata seurannan jatkaminen, kenties tiheävälisemmin, luonnollinen vuosivaihtelu huomioiden. Koska tutkimusalueet on jo valittu, voidaan aineiston keruu toteuttaa myös jatkossa tehokkaasti ja taloudellisesti. Matalan rantavyöhykkeen potkuhaavinäytteiden hyödyllisyydestä Inarin ja muiden säännösteltyjen järvien tilan arvioinnissa ja seurannassa saadaan tietoa myöhemmin CENOREG-hankkeen tulosten valmistuessa. 7

10 . LÄHDELUETTELO Aroviita & Hämäläinen (2004) Iso-Pyhäntäjärven ekologinen tila rantavyöhykkeen pohjaeläimistön perusteella. Raportti s. Limnologian ja kalatalouden osasto, Bio- ja ympäristötieteiden laitos, Jyväskylän yliopisto. Barton, D.R. (1996) The use of Percent Model Affinity to assess the effects of agriculture on benthic invertebrate communities in headwater streams of southern Ontario, Canada. Freshwater Biology, 36, Benke, A.C., Huryn, A.D., Smock, L.A. & Wallace,J.B. (1999) Length-mass relationships for freshwater macroinvertebrates in North America with particular reference to the southeastern United States. Journal of the North American Benthological Society, 18, Clarke, R.T., Wright, J.F. & Furse, M.T. (2003) RIVPACS models for predicting the expected macroinvertebrate fauna and assessing the ecological quality of rivers. Ecological Modelling, 160, Duarte, C.M. & Kalff, J. (1986) Littoral slope as a predictor of the maximum biomass of submerged macrophyte communities. Limnology and Oceanography, 31, Eaton, L.E. & Lenat, D.R. (1991) Comparison of a rapid bioassessment method with North Carolina's qualitative macroinvertebrate collection method. Journal of the North American Benthological Society,, Euroopan Parlamentti ja Neuvosto (2000) 2000/60/EY. Euroopan yhteisöjen virallinen lehti, L327, Grimås, U. (1961) The bottom fauna of natural and impounded lakes in northern Sweden (Ankarvattnet and Blåsjön). Institute of Freshwater Research Drottningholm, 42. Lund. Grimås, U. (196) Inlet impoundments. An attempt to preserve littoral animals in regulated subarctic lakes. Institute of Freshwater Research Drottningholm, 46. Lund. Hellsten, S., Palomäki, R. & Järvinen, E. (1997) Inarijärven vedenkorkeuden säännöstelystä ja sen vaikutuksista rantavyöhykkeellä. Lapin ympäristökeskuksen moniste, 2, Holopainen, I.J. (1979) Population dynamics and production of Pisidium species (Bivalvia, Sphaeriidae) in the oligotrophic and mesohumic lake Pääjärvi, southern Finland. Archiv Für Hydrobiologie Supplementband, 4, Hunt, P.C. & Jones, J.W. (1972) The effect of water level fluctuations on a littoral fauna. Journal of Fish Biology, 4, Hughes, R.M. (199) Defining acceptable biological status by comparing with reference conditions. In: Biological Assessment and Criteria. Tools for Water Resource Planning and Decision making, 31-47, Lewis Publishers, Boca Raton, Florida. Hynynen, J., Palomäki, A., Veijola, H., Meriläinen, J. J., Bagge, P., & Bibiceanu, S. (1997) Life-Pihlajavesi : Pihlajaveden kasviplankton, eläinplankton ja pohjaeläimistö. Raportti no 166/ s.ympäristöntutkimuskeskus. Jyväskylän yliopisto. Hämäläinen, H., Koskenniemi, E., Kotanen, J., Heino, J., Paavola, R. & Muotka, T. (2003a) Benthic invertebrates and the implementation of WFD: sketches from Finnish rivers. Tema Nord, 66, -8. Hämäläinen,H., Luotonen,H., Koskenniemi,E. & Liljaniemi,P. (2003b) Inter-annual variation in macroinvertebrate communities in a shallow forest lake in eastern Finland during Hydrobiologia, 06, Kerätär, K., Visuri, M., Hellsten, S., Ulvi, T., Liekonen, E., Kiviniemi, M., Heikinheimo, O. & Marttunen, M. (2003) Säännöstelyn vaikutukset Kemijärven kalatalouteen. Lapin ympäristökeskuksen moniste, 48, 1-4. Keto, A. & Marttunen, M. (toim.) (2003) Vesipolitiikan puitedirektiivi rakennetuissa ja säännöstellyissä vesistöissä Yhteenveto vuosien tutkimuksista. Suomen ympäristö, 667, Lapin ympäristökeskus (1999) Inarijärven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen ja tuottokykyyn. Seurantamenetelmät, alueiden kohdekuvaukset sekä maastotyöohjeet. Raportti. 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, 8, Mason, C..F. (1977) Populations and production of benthic animals in two contrasting shallow lakes in Norfolk. Journal of Animal Ecology, 46, McCune, B. & Mefford, M.J. (1999) Multivariate analysis of ecological data. Gleneden Beach, Oregon, USA, MjM Software Design. Merenkulkulaitos (2002) Inarijärvi, veneilykartta 1:0000, 480. Novak, M.A. & Bode, R.W. (1992) Percent Model Affinity - A new measure of macroinvertebrate community composition. Journal of the North American Benthological Society, 11, Palomäki, R. (1981) Inarijärven siikamuodot ja niiden ravinnonvalinta. Pro gradu tutkielma. Jyväskylän yliopisto. Puro, A., Kerätär, K., Palomäki, R., Visuri, M., & Hellsten, S. (1999) Inarijärven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen ja tuottokykyyn - koealojen perustaminen ja perushavainnot Raportti. 33 s. Lapin ympäristökeskus. Suomen Ympäristökeskus (2003) Vesistöjen vedenkorkeus Lapin ympäristökeskuksen alueella Särkkä, J. (1983) A quantitative ecological investigation of the littoral zoobenthos of an oligotrophic Finnish lake. Annales Zoologici Fennici, 20,

11 Tolonen, K.T., Hämäläinen, H., Holopainen, I.J. & Karjalainen, J. (2001) Influences of habitat type and environmental variables on littoral macroinvertebrate communities in a large lake system. Archiv fur Hydrobiologie, 12, Wallace, J.B., Grubaugh, J.W. & Whiles, M.R. (1996) Biotic indices and stream ecosystem processes: Results from an experimental study. Ecological Applications, 6, Wallin, M., Wiederholm, T., & Johnson, R. K. (2003) Guidance on establishing reference conditions and ecological status class boundaries for inland surface waters. CIS Working Group REFCOND. Wright, J.F., Sutcliffe, D.W. & Furse, M.T. (toim.) (2000) Assessing the biological quality of fresh waters. RIVPACS and other techniques. 400 s. The Freshwater Biological Association. Ambleside. 9

12 6. TAULUKOT Taulukko 1. Alustavan vesipuitedirektiivin mukaisen ekologisen tilan arvioimiseen käytetyt vertailuaineistot Järvityyppi ja vertailujärvet Tyyppi : Konnevesi (1 ja Karjalan Pyhäjärvi (2 ; tyyppi 7: Jormasjärvi (3 ja Änättijärvi (3 ; tyyppi 8: Pyhäselkä (4, Pihlajavesi (, Lammasjärvi (3 ja Lentua (3 1) Särkkä (1983), 2) Ari Virnes julkaisematon, 3) CENOREG hanke, 4) Tolonen ym. (2001), ) Hynynen ym. (1997) Taulukko 2. Inarin sublitoraalin 2 m pohjaeläinten tuhkattomat eli orgaaniset kuivapainot (AFDW, Ash Free Dry Weight, ODW, Organic Dry Weight) (mg m -2 ) vuonna 1998 ja 2003 ja parittaisen t-testin tulokset vuosien välillä. AFDW arvioitiin taksonikohtaisten pituus-paino - regressioiden avulla (ks tarkemmin liite IV). 1) = muu äyriäiset (Crustacea) paitsi katkaäyriäiset (Amphipoda) Parittaiset erot (vuodet 1998 ja 2003) Taksoni ka (min-maks) ka (min-maks) ka SD SEM t va P Amphipoda 1,1 (0-13,62) 8,8 (0-38,48) -7,33 1,6 4,93-1,48 9 0,17 Coleoptera 3,33 (0-18,1) 0,73 (0-7,39) 2,9 7,81 2,47 1,04 9 0,32 Crustacea 1) 2,4 (0-1,40) 63,66 (0-186,44) -61,2 8,02 26,88-2,27 9 0,04 Diptera 90, (1,92-33,77) 18,49 (9,9-0,24) -94,99 276,6 87,4-1,08 9 0,30 Ephemeroptera 2,33 (0-23,33) 3,9 (0-31,49) -1,26 13,0 4,12-0,30 9 0,76 Hirudinea 3,2 (0-32,9) 2,6 (0-23,19) -17,42 71,31 22, -0,77 9 0,4 Hydrachnellae 0,11 (0-0,74) 0,74 (0-3,73) 0,69 13,34 4,21 0,16 9 0,87 Lamellibranchiata 18,14 (0-87,62) 6,3 (0-29,46) -0,63 1,6 0,2-1,21 9 0,2 Gastropoda 11,3 (0-38,1) 28,77 (0-220,03) 11,6 2,07 7,92 1,46 9 0,17 Nematoda 0,2 (0-0,88) 0,39 (0-2,66) -0,13 0,90 0,28-0,46 9 0,6 Neuroptera 0,96 (0-3,37) 61,97 (0-194,9) 38,98 132,01 41,74 0,93 9 0,37 Oligochaeta 282,49 (17,4-19,62) 38,49 (1,00-6,28) 243,99 476,02,3 1,62 9 0,13 Trichoptera 16,97 (0-7,4) 46,27 (0-2,4) -29,3 44,02 13,92-2, 9 0,06 Kaikki 33,70 (94, ,) 448,12 (32,93-872,03) 8,7 677,31 214,18 0,39 9 0,69

13 7. KUVAT Kuva 1. Inarin vedenkorkeus vuosina ja 2003 (Suomen Ympäristökeskus 2003) 11

14 NMDS 2 P3 R1 L4 L4 L1 R1 HIRUDINEA L1 HYDRACHN. P1 AMPHIPODA EPHEMEROPTERA LAMELLIBR. P4 TRICHOPTERA NEUROPTERA K4 CRUSTACEA DIPTERA GASTROPODA A1 P1 NEMATODA OLIGOCHAETA P2 P2 R4 P4 P3 COLEOPTERA K4 Vuosi R A1 NMDS 1 Kuva 2. Inarin vuosien 1998 ja 2003 sublitoraalin pohjaeläimistön NMDS ordinaation kaksi ensimmäistä ulottuvuutta. Aineistona käytettiin log(x+1) muunnettua taksoniryhmien tuhkatonta biomassaa (AFDW). Kolmiot ovat tutkimuslinjoja ja ristit taksoniryhmiä. Seurantaalueet: A = Akku, P = Palkissaari, K = Partakko, R = Riuruvuono ja L = Lusmanuora (ks tarkemmin Liitteet I ja II). Crustacea sisältää muut äyriäiset paitsi katkaäyriäiset (Amphipoda) 12

15 600 AFDW (mg m -2 ) AFDW (mg m -2 ) N = DIPTERA NEUROPTERA OLIGOCHAETA Vuosi Vuosi N = AMPHIPODA GASTROPODA TRICHOPTERA CRUSTACEA LAMELLIBR Taksoni Kuva 3. Inarin sublitoraalin pohjaeläimistön runsaimpien taksoniryhmien tuhkaton biomassa (AFDW) 1998 ja Tutkimuslinjoja oli molempina seurantavuosina. Box-plot kuvassa viiva laatikon keskellä kuvaa mediaania ja laatikko kvartiilia, jonka sisälle sijoittuu 0 % arvoista. Hajontaviivat ilmaisevat pienintä ja suurinta arvoa (poislukien hyvin pienet ja suuret havainnot, jotka on merkitty tähdillä ja palloilla). Crustacea sisältää muut äyriäiset paitsi katkaäyriäiset (Amphipoda) 13

16 3000 AFDW (mg m -2 ) Vuosi 0 N = A1 K4 L1 L4 P1 P2 P3 P4 R1 R Tutkimuslinja Kuva 4. Inarin sublitoraalin pohjaeläimistön tuhkaton biomassa (AFDW) tutkimuslinjalla vuosina 1998 ja Seuranta-alueet: A = Akku, P = Palkissaari, K = Partakko, R = Riuruvuono ja L = Lusmanuora (ks tarkemmin Liitteet I ja II). Box-plot kuvassa viiva laatikon keskellä kuvaa mediaania ja laatikko kvartiilia, jonka sisälle sijoittuu 0 % arvoista. Hajontaviivat ilmaisevat pienintä ja suurinta arvoa (poislukien hyvin pienet ja suuret havainnot, jotka on merkitty tähdillä ja palloilla) 14

17 11 Taksoniryhmien lkm vuosi A1 K4 L1 L4 P1 P2 P3 P4 R1 R Tutkimuslinja Kuva. Inarin sublitoraalin pohjaeläimistön taksoniryhmien (vuoden 1998 määritystaso) lukumäärä tutkimuslinjalla vuosina 1998 ja Seuranta-alueet: A = Akku, P = Palkissaari, K = Partakko, R = Riuruvuono ja L = Lusmanuora (ks tarkemmin Liitteet I ja II) 1

18 (A) Yksilötiheys (B) PMA (C) Koostumus EQR I II III I II III I II III (D) Ryhmäkoost. (E) Lajirunsaus (F) EPT/Muut EQR I II III I II III I II III Kuva 6. Vertailujärvien (I) (n=8, ks Taulukko 1) ja Inarin vuoden 1977 (II) ja 2003 (III) sublitoraalin 2 m syvyyden a) yksilömäärän, b) PMA:n, c) taksonikoostumuksen, d) tärkeiden taksonomisten ryhmien koostumuksen, e) lajirunsauden ja f) EPT/Muut taksonirunsauden suhteen perusteella laskettu ekologinen laatusuhde EQR 16

19 8. LIITTEET Liite I. Pohjaeläinten tutkimuslinjojen sijainti Inarilla elokuussa 1998 ja syyskuussa

20 Liite II. Pohjaeläinten tutkimuslinjat Inarilla syyskuussa 2003 AKKU A1 Hämähäkkiniemi PALKISSAARI P1 Varttasaari PALKISSAARI P2, P3 Liinasvuono Kasvilinja A1 Potkuhaavi 0,4 m kivikkoranta Ekman 2,2 m Varttasaari Kasvilinja P1 & Ekman Potkuhaavi 0,4 m 2,3-2,8 m Lapin ymp. kesk. tukikohta PH P2 Ekman P2 3,m(* PH P2 P2 Liinasvuono Ekman P3 2,1m PH P3 Suovannuora Kasvilinjat P3 PH P3 Palkissaari PH = Potkuhaavi 0,4 m *) ei saatu matalammalta, koska kivikon ulkoreuna ulottuu syvälle PALKISSAARI P4 E PARTAKKO K4 Seurujärvi RIURUVUONO R1 Riuruvuono R Palkissaari Ekman 2,2-2,3m Hirvinuora Ekman 1,7-1,8m Potkuhaavi 0,4 m Kasvilinja P4 Seurujärvi Kasvilinja R1 Potkuhaavi 0,4 m sora Ekman ~ 2 m Potkuhaavi 0,4 m Riuruvuono Kasvilinja P4 RIURUVUONO R4 Miinanniemi LUSMANUORA L1 Laisperä LUSMANUORA L4 Peskanlahti Kasvilinja R3 Jolnivuono Potkuhaavi 0,4 m Ekman 1,8-2, m Kasvilinja R4 Kasvilinja L1 Potkuhaavi 0,4 m Ekman 2 2,3 m Laisperä Kasvilinja L4 Potkuhaavi 0,4 m Ekman 2m (-3 m) lautahökkeli, vanha vene Peskanlahti Mökki Talo 18

21 Liite III. Sublitoraalin pohjaeläinten yksilömäärät (yks. näyte -1 ) Inarilla syyskuussa 2003 Linja ja pvm Akku A Palkissaari P Palkissaari P Palkissaari P Palkissaari P Näyte 1/ 2/ 3/ 4/ / 1/ 2/ 3/ 4/ / 1/ 2/ 3/ 4/ / 1/ 2/ 3/ 4/ / 1/ 2/ 3/ 4/ / Syvyys(m) 2,2 2, 2,2 2,2 2,2 2,4 2,4 2,4 2,4 2,4 3,0 3,0 3,0 3,0 3,0 2,1 2,1 2,1 2,1 2,1 2,3 2,3 2,3 2,3 2,3 Pisidium spp Radix peregra Gyraulus spp. Valvata macrostoma Valvata piscinalis 1 1 Stylaria lacustris Oligochaeta Chironomidae Ceratopogonidae Helobdella stagnalis Piscicola geometra Caenis horaria Ephemera vulgata pieni (BL=4- mm) Ephemera vulgata iso (BL=1 mm) 1 Athripsodes cinereus Oxyethira spp. 1 Cyrnus trimaculatus Molanna angustata 1 1 Molanna albicans Mystacides azurea 1 Mystacides longicornis 2 1 Phryganea bipunctata Haliplidae Sialis morio Sialis lutaria Asellus aquaticus Pontoporeia affinis Eurycercus lamellatus Copepoda/Cyclopoda 1 1 Sida spp Hydrachnellae 2 Nematoda Kok. yks. näyte kdhhhhhi kd- kd- kd- kd- kd- kd- kd- kd- kd- Seulontajäännös lie lie lie lie lie hi hi hi hi hi hi hi hi hi hi hi hi hi hi hi Linja ja pvm Partakko K Riuruvuono R Riuruvuono R Lusmanuora L Lusmanuora L Näyte 1/ 2/ 3/ 4/ / 1/ 2/ 3/ 4/ / 1/ 2/ 3/ 4/ / 1/ 2/ 3/ 4/ / 1/ 2/ 3/ 4/ / Syvyys(m) 1,7 1,7 1,7 1,7 1,7 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 2,0 3,0 2,3 2, 1,9 Pisidium spp Radix peregra 2 1 Gyraulus spp Valvata macrostoma 1 1 Valvata piscinalis 1 Stylaria lacustris 1 Oligochaeta Chironomidae Ceratopogonidae Helobdella stagnalis Piscicola geometra 1 Caenis horaria Ephemera vulgata pieni (BL=4- mm) Ephemera vulgata iso (BL=1 mm) Athripsodes cinereus 1 Oxyethira spp. 1 Cyrnus trimaculatus 1 Molanna angustata Molanna albicans Mystacides azurea 1 1 Mystacides longicornis 1 Phryganea bipunctata Haliplidae 1 Sialis morio Sialis lutaria 1 Asellus aquaticus Pontoporeia affinis Eurycercus lamellatus Copepoda/Cyclopoda 1 1 Sida spp. 1 Hydrachnellae 2 Nematoda Kok. yks. näyte Seulontajäännös lie lie lie lie lie lie lie lie lie lie hi hi hi hi hi lie lie lie lie lie lie lie lie lie lie 19

22 Liite IV. Sublitoraalin 2 m pohjaeläinten tuhkattomat eli orgaaniset kuivapainot (AFDW, Ash Free Dry Weight, ODW, Organic Dry Weight) (mg näyte -1 ) Inarilla 1998 ja AFDW arvioitiin taksonikohtaisten pituus-paino -regressioiden avulla (ks liite V). 1 ) Crustacea sisältää muut äyriäiset paitsi katkaäyriäiset (Amphipoda) Seulontajäännös DIPTERA COLEOPTERA TRICHOPTERA NEUROPTERA EPHEMEROPTERA CRUSTACEA (1 AMPHIPODA HYDRACHNELLAE HIRUDINEA GASTROPODA LAMELLIBRANCHIATA OLIGOCHAETA NEMATODA Seulontajäännös DIPTERA COLEOPTERA TRICHOPTERA NEUROPTERA EPHEMEROPTERA CRUSTACEA (1 AMPHIPODA HYDRACHNELLAE HIRUDINEA GASTROPODA LAMELLIBRANCHIATA OLIGOCHAETA NEMATODA Linja A1-2,2-0, ,00 0,03 hi - 0, ,34 3,37-0,93-0,3 kd-hi A1-6, hi 0,01 0,49 0, ,77 0, ,17 kd-hi A1-30, hi - 3,38-1, ,01 0,17 1, ,47 kd-hi A1-3, hi - 7,07 0, ,6 0,20 0,68 0,11-1,72 kd-hi A1-1,90-1, ,23 hi - 2,47 1,17 1, ,13 0,20-0,04-1,7 kd-hi P1 0,02 0,3 0, ,1-4,83 hi - 0,20 0, ,90 0, , -,28 lie P1-0, , ,3 hi 0,01 0, ,02 0, ,19 lie P1-0,30 0, ,06-1, ,61 hi 0,01 0, , , ,0 lie P1 0,02 0, ,33-1,89 hi 0,01 1, , , ,7 lie P1-0, ,76 hi - 0, , ,67 lie P2-1, ,4 kd-hi ,01-2, ,62 hi P2-1,0-0, , ,17 kd-hi - 0, hi P2-4,9 1, , , kd-hi - 0, ,03 hi P2 -, , , ,2 kd-hi - 0, ,66 hi P2 0,02 21, ,38 kd-hi - 0, ,03 hi P3-2, ,97 kd - 0, , kd-hi P3 0,02 1, ,06-2, ,40 kd 0,01 0, ,3 kd-hi P3 0,01 7,0-1, ,12-4,00 6,49-0,07 kd - 1, , ,07-0,20 kd-hi P3-38, ,07 kd - 0, ,63 kd-hi P3-38,4 0, , kd - 0, , ,94 kd-hi P4-1,3 0, ,0 1,70 2,0 3,24 kd - 1, ,02-1,96 hi P4 0,01 1,2 0, , ,37 kd 0, ,18 hi P4-1, , - - 4,21 kd 0,01 0, , ,16 hi P4 0,01 0,0-1, , ,8 kd 0,02 0, , ,04-1,68 hi P4 0,06 0,60 1, , ,46 kd - 0, ,86 hi K4 0,01 14, ,09-1,22 lie - 1, , , ,08 1,00 3,08 lie K4 0,04 7, , ,14-0,9 lie 0,03 3,14 0, ,81 - -,47-4,89 lie K4 0,04 13,30 0, , ,77-0,34 lie - 3, ,43 - -,0-22,1 lie K4-9, , , lie 0,03 2,89 0, , ,21 lie K4 0,03 17, ,33 lie - 0,80 0, , ,13-31,2 lie R1-0, ,1-1,60 hi - - 0,32-1,32 0,0-6,81 0, ,34 lie R1-0,30 0, ,28-0,69 hi - 0,36 0,32-0, ,0 0, ,89 lie R1-0,2 0, , ,77-0,78 hi 0,01 0, , ,11 lie R1-0, ,0-1,78 hi - - 0, , ,48 lie R1-1,20 0, ,06 hi - 0,49 0,12 1,6 1, ,61 0,08-3,0-39,86 lie R4-1, ,6 lie - 0, , ,28 hi R4-1, , ,13 lie 0,01 2, , ,92-2, hi R4-2,2-0, ,68 lie - 6,04 0, , ,26-0,18 hi R4-2, ,16 lie 0,02 0,37-29, , ,19 -,11 hi R4-4, ,87 lie 0,33 1, , ,46-1,74 hi L1-0,4 4,70 1, , ,30 lie-hi - 0,17 0,77 1, ,96 3,67-1,90 lie L1 0,01 0,3 0,33 1, ,1 12, ,67 lie-hi - 1,01 3,09 0, , ,63 lie L1-2, - 1, ,00 1, 0,07-0,71 lie-hi , ,08-16,2 lie L1-0, ,07-1, lie-hi - 2,93-1, ,30-9,47 lie L1 0,01 1, 6, ,84 - -, ,41 lie-hi 0,01-0, ,16 3,67-1,97 lie L4 0,01 0,0 1,0 3, ,00-6, ,29 lie - - 0,12 1, , , ,03 lie L4-0,0 0,30-2,00-0, ,07-7,20 lie-kd - 0,32-0, ,2 0,01-2, ,38 lie L4-1,0 2,7 1, , ,37-12,06 lie - 0, ,34-0,13 3,89 3,94-0,88 lie L4 0,01 1,90 1, ,00 6,43-8,6 kd-lie , ,4-4,18 lie L4 0,02 0,20 1,48-2,40-0,0 0,08 -,00 0,88-14,22 lie - 0,8 0,34 0, , ,7 lie 20

23 Liite V. Vuoden 2003 seurannan pohjaeläinnäytteiden taksonien tuhkattoman kuivapainon (AFDW, mg) arvioimiseen käytetyt taksonikohtaiset pituus-paino -regressiokertoimet. Kaava on muotoa AFDW = a * RP b, jos ei toisin ilmoitettu. RP = ruumiin pituus (mm) a b Taksoni Viite 0,0186 2,6390 Pisidium spp. (1 (2 Holopainen (1979) 0,0037 3,3200 Elimia cahawbensis (Gastropoda) (1 Benke et al. (1999) 0,0008 2,6704 Chironomidae Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0004 2,7416 Ceratopogonidae Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0114 2,40 Erpobdella spp. Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0008 3,076 Ephemera vulgata Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0048 2,4607 Athripsodes cinereus-t. Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0012 3,6999 Oxyethira spp. Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0009 3,2248 Cyrnus flavidus Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0012 3,17 Molanna spp. Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0031 2,3689 Mystacides spp. Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0026 2,61 Agrypnia obsoleta Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0011 3,00 Anchytarsus bicolor (Coleoptera) Benke et al. (1999) 0,0040 2,8687 Sialis spp. Holopainen & Paasivirta julkaisematon (3 0,0028 3,048 Asellus aquaticus Holopainen & Paasivirta julkaisematon 0,0028 2,68 Pallasea spp. Holopainen & Paasivirta julkaisematon log (DW*0) = 1,939*log RP - 1,079 Stylaria lacustris Mason (1977) log (DW*0) = 1,209*log RP - 0,171 Potamothrix hammoniensis (Oligochaeta) Mason (1977) 1) pehmytkudokselle 2) Pisidiumien keskiarvo, ei huomioitu painavaa P. lilljeborgia 3) Suomujärvi 21