Säännöstelyn kehittämisen vaikutukset Inarijärven rantavyöhykkeen pohjaeläimistöön: vuoden 2008 seurannan tulokset

Transkriptio

1 Säännöstelyn kehittämisen vaikutukset Inarijärven rantavyöhykkeen pohjaeläimistöön: vuoden 2008 seurannan tulokset Raportti Jukka Aroviita Suomen ympäristökeskus Vesikeskus, Sisävesiyksikkö Technopolis, Survontie Jyväskylä

2 Sisällysluettelo 1 Johdanto Aineisto ja menetelmät Näytteenotto Näytteiden käsittely Vertailuaineistot Aineiston tarkastelu Taksonimäärä ja runsaus Yhteisöanalyysit Pohjaeläimistön tilan arviointi Tulokset Taksonimäärät ja yksilörunsaudet Yhteisöjen rakenne Pohjaeläinyhteisöjen tila Tulosten tarkastelu Säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset Tilan arvioimisen epävarmuustekijät ja seurannan jatkotarpeet Kirjallisuus Liitteet

3 1 Johdanto Inarijärven vedenkorkeutta on säännöstelty Paatsjoen yläjuoksulla sijaitsevan Kaitakosken voimalaitoksen padon avulla vuodesta Vedenkorkeuden vaihteluväli oli vuosina keskimäärin 1,47 m. Säännöstely on aiheuttanut muuten lähes luonnontilaisen Inarijärven tilaan on merkittäviä muutoksia (Hellsten ym. 1997). Näitä ovat mm. rantojen eroosio ja vesikasvillisuuden, pohjaeläimistön ja kalaston rakenteellisia muutokset. Inarijärven vedenkorkeuden säännöstelyä on pyritty kehittämään ekologisempaan suuntaan vuosina toteutetun "Inarijärvitutkimuksen" (Hellsten ym. 1997, Marttunen ym. 1997) suositusten mukaisesti. Säännöstelyä on pyritty muuttamaan siten, että ylimpiä vedenkorkeuksia alennetaan ja kesän tulvahuipun jälkeen vedenpinnan taso olisi laskeva. Menettelyllä pyritään vähentämään rantojen vyörymistä ja lisäämään ilmaversoiskasvillisuuden kasvualuetta. Näiden rantavyöhykkeen rakenteellisten muutosten toivotaan parantavan rantaeläinplanktonin ja pohjaeläinten elinolosuhteita, mikä puolestaan mahdollistaisi entistä suuremman kalantuotantopotentiaalin ja vakaamman perustan kalataloudelliselle toiminnalle Inarijärven alueella. Säännöstelyn kehittämisestä on katsottu olevan hyötyä myös virkistyskäytölle ja Paatsjoen vesivoimatuotannolle. Inarijärven säännöstelyn kehittämishankkeen suositusten toteutumista sekä toimenpiteiden vaikuttavuutta rantavyöhykkeen ekologiaan on tutkittu tarkoitusta varten suunnitellun seurantaohjelman avulla. Seuranta käynnistettiin maa- ja metsätalousministeriön vesivarojen käyttöön ja hoitoon liittyvän rahoituksen avulla vuonna Tällöin Inarille perustettiin viisi kasvillisuuden ja pohjaeläinten seurantaaluetta (Lapin ympäristökeskus 1999, Puro ym. 1999). Seuranta toteutettiin uudelleen saman laajuisena vuonna 2003 (Ahola ym. 2004, Aroviita & Hämäläinen 2004), ja sitä jatkettiin vuonna Tässä työssä raportoidaan vuoden 2008 pohjaeläinseurannan tulokset ja vertaillaan niitä aikaisempien seurantavuosien mittauksiin. Seurantahankkeen pitkän tähtäimen tarkoituksena on arvioida Inarijärven vedenkorkeuden säännöstelyn muuttamisen vaikutuksia rantavyöhykkeen ekologiaan. Tässä raportissa arvioidaan Inarin rantojen pohjaeläimistön tilaa erityisesti Euroopan Unionin vesipuitedirektiivin (Euroopan Parlamentti ja Neuvosto 2000) edellyttämien vaatimusten mukaisesti. 2

4 2 Aineisto ja menetelmät 2.1 Näytteenotto Pohjaeläinnäytteet kerättiin Inarijärveltä kymmeneltä ranta-alueelta kahdesta syvyydestä: syvemmän rannan pehmeästä pohjasta ja ylemmän rannan kivikosta. Aikaisempien seurantavuosien näytteet kerättiin (Lapin ympäristökeskus 1999, Puro ym. 1999) ja (Aroviita & Hämäläinen 2004). Neljä ranta-aluetta sijaitsee Palkissaaren seuranta-alueella (P1, P2, P3, P4), kaksi Lusmanuoran (L1, L4), kaksi Riuruvuonon (R1, R4), yksi Akkun (A1) ja yksi Partakon (K4) alueella (Kuva 1, Liite I). Seurantapaikat olivat samat kuin vuonna 2003, jolloin tutkimuspaikat pyrittiin sijoittamaan samoille paikoille kuin vuonna Syvemmän rannan eli ns. sublitoraalin pohjaeläinnäytteet otettiin Ekman-noutimella (A = 270 cm 2, v cm 2 ) n. 2 m syvyydeltä. Kultakin kymmeneltä paikalta otettiin viisi rinnakkaista näytettä. Noutimen sisältö seulottiin 0,5 mm:n (v mm) sankoseulalla ja seulontajäännös säilöttiin pakastepurkkeihin 70 % etanoliin. Sublitoraalin pohjaeläinnäytteet otettiin vesikasvillisuuden tutkimuslinjan läheisyydestä Ekman-noutimelle riittävän pehmeästä pohjasta. Ylemmän rannan kivikkorantojen näytepaikat sijaitsivat lähellä syvemmän rannan näytteenottopaikkoja ja kasvilinjoja. Pohjaeläinnäytteet kerättiin varsihaavilla (potku- tai käsihaavi) n. 0,4 m syvyydeltä. Kultakin kymmeneltä paikalta otettiin kolme rinnakkaista näytettä. Näistä jokainen koostui yhden metrin matkalta 20 sekunnin ajan jalkaterillä tehdystä pohjamateriaalin häirinnästä ja samanaikaisesta nopeahkosta haavinnasta. Näytteenoton aikana pyrittiin jaloilla saamaan veden virtaussuunta kohti haavin suuaukkoa. Samantapaista menetelmää on käytetty mm. Ruotsissa (Johnson & Goedkoop 2002) ja Life Vuoksi -hankkeessa Suomessa (Tolonen ym. 2003). Kaikki kivikkorantapaikat valokuvattiin (Kuva 2). Paikoilta on tehty habitaattikuvaukset vuonna 2003 ja rantojen avoimuudet on mitattu kartoilta (Aroviita & Hämäläinen 2004). Vuonna 1998 ei seurattu kivikkorantojen eläimistöä. Tässä työssä raportoidaan myös vuoden 2003 kivikkorantojen seurannan tulokset. 3

5 K4 R4 R1 P2,P3 P1 P4 L4 L1 A1 = Kivikkoranta = Pehmeä pohja 2003 = Pehmeä pohja 2008 A1 1:5000 P1 P2, P3 1:5000 1:5000 P4 K4 R1 1:5000 1:5000 1:9949 R4 L1 L4 1: :5000 1:5000 Kuva 1. Rantavyöhykkeen pohjaeläinten seurantapaikkojen sijainti vuosina 1998, 2003 ja 2008 ( Maanmittauslaitos lupa nro 7/MML/09). 4

6 A1 P1 P2 P3 P4 Kuva 2. Kivikkorantojen näytepaikat vuosina 2003 (vasemmalla) ja 2008 (oikealla). 5

7 K4 R1 R4 L1 L4 Kuva 2. Jatkuu. 6

8 Yksittäiset näytepaikat sijaitsivat eri seurantavuosina hieman eri kohdissa rantavyöhykettä, sillä pohjaeläinnäytteet otettiin vakiosyvyyksiltä ja Inarin vedenkorkeus vaihtelee vuosittain (Kuva 3). Vuoden 2008 syyskuun näytteenoton aikaan vedenkorkeus oli n. N60+119,4 m, joka on n. 10 cm vuosien syyskuun keskiarvoa korkeampana. Vuoden 2003 kesä oli vähäsateinen ja syyskuun 2003 pohjaeläinnäytteenoton aikaan vedenkorkeus oli n. 70 cm vuosikeskiarvoa alempana tasolla n. N60+118,6 m (Kuva 3). Vuoden 1998 elokuussa vedenkorkeus oli n. N60+119,5 m. Nämä vedenkorkeuden vuosivaihtelut ovat haasteellisia myös näytteenoton edustavalle toteutukselle. Koska syvyys on tärkeä rantavyöhykkeen eliöstön lajikoostumuksen selittäjä, näytteenottosyvyyden vakioimista voidaan pitää olennaisena seurantavuosien vertailukelpoisuuden säilyttämiseksi. Toisaalta vakiosyvyys saattaa aiheuttaa eroja näytteenottopaikkojen todelliseen sijaintiin, jolloin myös pohjamateriaali vaihtuu toiseksi. N60+m / / (ka ) 09/ Kivikko 2008 Kivikko ~ 2 m 2008 Ka 2.4 m 2003 Ka 2.2m Kuva 3. Inarijärven rantavyöhykkeen pohjaeläinseurantojen näytepaikkojen sijoittuminen suhteessa näytteenottoajankohtien (syksyt 1998, 2003 ja 2008) vedenkorkeuteen. Näytteet otettiin kunakin vuonna vakiosyvyydeltä. Vuonna 2003 vesi oli huomattavasti keskimääräistä matalammalla. 2.2 Näytteiden käsittely Näytteiden kaikki eläimet poimittiin valkoiselta alustalta ja määritettiin pääosin lajitasolle (lukuunottamatta surviaissääskien toukkia, harvasukasmatoja ja vesipunkkeja; Liitteet II ja III) Jyväskylän yliopistossa. Vuoden 2008 näytteenoton yksilömäärät on tallennettu Ympäristöhallinnon HERTTA-järjestelmän pohjaeläintietokantaan. Vuoden 1998 seurantanäytteiden eläimet määritettiin ryhmätasolle ja niiden runsaudet raportoitiin orgaanisina kuivapainoina (ODW, Organic Dry Weight tai AFDW, 7

9 Ash Free Dry Weight, tuhkaton kuivapaino; Puro ym. 1999). Tulosten vertailukelpoistamiseksi myös vuoden 2008 (kuten v. 2003) syvemmän rannan näytteiden eläinten pituudet mitattiin ja eläinten AFDW (mg/m 2 ) arvioitiin kirjallisuudesta löytyvien taksonikohtaisten pituus-paino -regressioiden avulla (Liite IV). Simpukoiden paino arvioitiin Holopaisen (1979) mukaan, kotiloiden Benke ym. (1999) mukaan ja harvasukasmatojen Masonin (1977) mukaan. Kaikkien muiden taksonien tuhkaton biomassa arvioitiin Holopaisen ja Paasivirran Pääjärvi-projektin aineiston (julkaisematon) perusteella (Liite V). 2.3 Vertailuaineistot Vuoden 2008 havaintoja vertailtiin aikaisempien seurantavuosien ja Inarin vanhempien pohjaeläintutkimusten havaintoihin, aineistojen vertailukelpoisuuden niin salliessa. Inarin pohjaeläimistöstä ei ole tiedossa havaintoja säännöstelyä edeltävältä ajalta (Toivonen 1966). Mahdollisten säännöstelyn aiheuttamien vaikutusten arvioimiseksi voidaan kuitenkin vertailla eläimistöä säännöstelemättömien järvien eläimistöön. Tällaista ns. vertailuololähestymistapaa edellyttää myös EU:n vesipuitedirektiivi (VPD, valtioneuvoston asetus vesienhoidon järjestämisestä (1040/2006)), jonka mukaan järvien ekologista tilaa tulee mitata pääosin biologisiin tekijöihin kuten pohjaeläimistöön perustuen. Arvioitavan paikan eläimistöä verrataan useimmiten havaintoihin mahdollisimman luonnontilaisten samankaltaisten vertailupaikkojen eläimistöstä (esim. Stoddard ym. 2006). Mitatun poikkeaman suuruus näistä vertailuoloista vastaa ihmistoiminnan aiheuttamaa biologisen tilan heikkenemisen astetta. Rantavyöhykkeen pohjaeläimistön tilan arviointia varten ei ole Suomessa perustettu vielä kansallisia vertailuoloja johtuen puutteellisista aineistoista. Tässä työssä käytettiin vertailuaineistona CENOREG-hankkeessa kerättyjä ja koottuja havaintoja säännöstelemättömistä järvistä (Aroviita & Hämäläinen 2008a). Vertailuaineistot edustavat järvityyppejä (Suomen ympäristökeskus 2007) SVh (suuret vähähumuksiset: väri < 30 mg Pt*L -1 ja A > 40 km 2 ), Kh (keskikokoiset keskihumuksiset: väri mg Pt*L -1 ja A 5 40 km 2 ) ja Sh (suuret keskihumuksiset: väri mg Pt*L -1 ja A > 40 km 2 ). Inarijärvi kuuluu tyyppiin SVh. Vertailujärvien aineisto koostui ylemmän rannan kivikkorantojen osalta kuuden järven (Kuohatti, Änättijärvi, Lentua, Jormasjärvi, Kellojärvi ja Lammasjärvi) ja syvemmän rannan pehmeiden pohjien osalta 11 järven (Pihlajavesi, Onkamo, Pyhäselkä, Karjalan Pyhäjärvi, Venäjän Kuittijärvi, Änättijärvi, Lentua, Jormasjärvi, Kellojärvi ja 8

10 Lammasjärvi) aineistosta (ks Aroviita & Hämäläinen 2008a). Koska vertailujärviä oli suhteellisen vähän, pohjaeläimistölle ei muodostettu tyyppikohtaisia vertailuoloja, vaan järviä tarkasteltiin yhtenä tyyppinä. Tämä erityyppisten järvien tarkastelu yhdessä saattaa lisätä vertailuolojen vaihtelua ja siten heikentää mahdollisten biologisten muutosten havaitsemista. Myös vertailuaineistojen alueellinen hajanaisuus ja eteläisyys saattaa lisätä vertailuolojen epäluotettavuutta. 2.4 Aineiston tarkastelu Rantavyöhykkeen pohjaeläimistöstä tarkasteltiin taksonien lukumäärää, yksilöiden runsautta, yhteisörakennetta ja muita VPD:n mukaisia pohjaeläimistön tilan mittareita. Jotta näyteenottoponnistus olisi mahdollisimman samansuuruinen vertailuaineistojen kanssa, valittiin pohjaeläimistön tilan mittareiden laskentaan (ks alla) Inarilta satunnaisesti kolme tutkimuslinjaa (P1, K4 ja L4; Aroviita & Hämäläinen 2004), joilta kolme rinnakkaisnäytettä kultakin Taksonimäärä ja runsaus Kivikkorantojen eläimistöä tarkasteltiin yksilörunsautena näytteenottoponnistusta kohden (yks./3 potkuhaavinäytettä). Syvemmän rannan pohjaeläimistöä tarkasteltiin vuosien 1998, 2003 ja 2008 kesken ryhmätason biomassojen (AFDW mg/m 2 ) perusteella ja vuosien 2003 ja 2008 välillä myös tarkemman määritystason yksilötiheyksien (yks./m 2 ) perusteella Yhteisöanalyysit Pohjaeläinyhteisöjen rakennetta tarkasteltiin ei-parametrisella moniulotteisella skaalauksella (NMS, Nonmetric Multidimensional Scaling), joka on ekologisiin aineistoihin sopiva monimuuttujainen ordinaatiomenetelmä (McCune & Mefford 1999). Analyysin tulokset esitetään ordinaatiokuvina, joissa näytepaikat sijoittuvat niiden pohjaeläinyhteisöjen samankaltaisuuden perusteella. Yhteisörakenteeltaan samankaltaisimmat paikat, järvet tai seurantavuodet sijoittuvat kuviin lähimmäksi toisiaan, kun taas yhteisöiltään poikkeavimmat paikat ovat kuvissa kaikkein kauimpana toisistaan. Kaikkiaan tehtiin viisi NMS-analyysiä; kaksi kivikkorantojen ja kolme pehmeiden pohjien aineistoille. Analyyseissä tarkasteltiin sekä 1) pohjaeläinyhteisöjen mahdollisia eroja seurantapaikkojen ja -vuosien välillä ja, 2) Inarin pohjaeläinyhteisöjen samankaltaisuutta sekä säännöstelemättömien järvien että muiden säännösteltyjen 9

11 järvien yhteisöihin. Säännöstelyjärvien aineisto koostui 10 järven havainnoista (Iijärvi, Kiimasjärvi, Nuasjärvi, Oulujärvi, Koitere, Kiantajärvi, Iso-Pyhäntä, Ontojärvi, Vuokkijärvi ja Kemijärvi; Aroviita & Hämäläinen 2008a). Jälkimmäisissä analyyseissä ordinoitiin siis samanaikaisesti kaikki seurantavuodet vertailujärvien ja muiden säännösteltyjen järvien kanssa. NMS-ordinaatiot tehtiin R-ohjelman (R Development Core Team, vegan-paketissa toteutetulla metamdsfunktiolla (Oksanen ym. 2009). Yksilörunsausaineisto muunnettiin log(x+1) - muunnoksella ja analyysissä käytettiin Bray-Curtisin etäisyysmittaa Pohjaeläimistön tilan arviointi Pohjaeläimistön tilaa mitattiin viiden muuttujan perusteella. Kunkin muuttujan ajateltiin kuvaavan kutakin VPD:n Liiteessä 5 kuvattua luokittelutekijää. Luokittelutekijät ja niitä kuvaavat muuttujat olivat taksonikoostumus (tyyppiominaisten taksonien esiintyminen, TT 0,4 ; Aroviita ym. 2008; tässä = vertailujärville ominaisten taksonien esiintyminen), runsaussuhteet (suhteellinen mallinkaltaisuus, PMA; Novak & Bode 1992), tärkeät taksonomiset ryhmät (vertailujärville ominaisten taksonomisten ryhmien esiintyminen, TTR 0,4 ), muutosherkkien ja epäherkkien taksonien suhde (päivänkorento-, koskikorento- ja vesiperhostaksonien lukumäärän ja muiden kuin näiden EPT-taksonien lukumäärän suhde, EPTM) ja monimuotoisuus (kaikkien taksonien lukumäärä, TaksL). Tämä lähestymistapa ja luokittelumuuttujat ovat suurelta osin yhteneviä jokien pohjaeläimistön arviointimenetelmien kanssa Suomessa (Hämäläinen ym. 2007, Vuori ym. 2009). Kullekin luokittelutekijälle laskettiin ensin vertailujärvien aineistoista odotusarvo eli erinomaista ekologista tilaa vastaava vertailuarvo. Odotusarvo laskettiin kaikille muuttujille vertailujärvien keskiarvona. Muuttujien VPD:n edellyttämä ekologinen laatusuhde (ELS) laskettiin havaitun arvon ja odotusarvon osamääränä. Muuttujakohtaisten arvojen yhdistämistä varten ELS:t yhteismitallistettiin jatkuvalla uudelleenskaalauksella ELS skaalattu = 0.8/ELS eh *ELS alkuperäinen, missä ELS eh eli erinomaisen ja hyvän ekologisen tilan luokan raja kiinnitettiin vertailupaikkojen muuttuja-arvojen jakauman 25. % pisteeseen (Kaava 1, s. 37; Aroviita ja Hämäläinen 2008a). Kaikki yhteismitallistetut ELS-arvot luokiteltiin tasavälisiin ekologisen tilan luokkiin erinomainen, hyvä, tyydyttävä, välttävä ja huono. Huonon luokan alaraja kiinnitettiin arvoon 0. Yhteismitallistamisen ja tasavälisen luokkajaon myötä ELS = 0,8 vastaa erinomaisen ja hyvän luokan raja-arvoa, ELS = 0,6 hyvän ja tyydyttävän, ELS = 0,4 tyydyttävän ja välttävän, ja ELS = 0,2 välttävän ja huonon tilaluokan rajaa. 10

12 Pohjaeläimistön tilan kokonaisarvio laskettiin viiden yhteismitallistetun muuttujan keskiarvona (ELS ka ) molemmille syvyysvyöhykkeille. Ranta-alueen pohjaeläimistön tilan kokonaisarvio laskettiin syvyysvyöhykkeiden yhteismitallistettujen ELS ka :iden keskiarvona, jotka vielä yhteismitallistettiin vertailua varten. 3 Tulokset 3.1 Taksonimäärät ja yksilörunsaudet Vuonna 2003 Inarin kivikkorannoilta tavattiin kaikkiaan 37 taksonia (Liite II). Yksittäisissä näytteissä esiintyi keskimäärin 8 taksonia (vaihteluväli 4 12) ja 77 yksilöä (12 262). Näytepaikoilta (yhteensä 3 haavintaa kultakin) tavattiin keskimäärin 13 taksonia (10 17) ja 231 yksilöä (67 479). Kolmenkymmenen haavinäytteen kokonaisyksilömäärä oli Vuonna 2008 kivikkorantojen taksoni- ja yksilömäärät olivat hieman korkeammat. Ylemmän rannan kivikosta tavattiin yhteensä 40 taksonia. Näytteissä esiintyi keskimäärin 11 taksonia (5 15) ja 118 yksilöä (22 492) ja näytepaikoilta tavattiin keskimäärin 17 taksonia (15 20) ja 354 yksilöä ( ). Kolmenkymmenen haavinäytteen kokonaisyksilömäärä oli Syvemmän rannan pehmeiltä pohjilta tavattiin vuonna taksonia (Liite III). Yksittäisissä Ekman-nostoissa oli keskimäärin 4 taksonia (vaihteluväli 0 8) ja 22 yksilöä (0 87). Näytepaikoilta (yhteensä 5 Ekman-nostoa kultakin) tavattiin keskimäärin 8 taksonia (4 13). Keskimääräinen yksilötiheys (810 yksilöä/m 2, ) oli alhaisempi kuin vuonna 2003 (1315 yksilöä/m 2, ). Vuonna 2003 tavattiin kaikkiaan 28 taksonia, joista näytepaikoilla keskimäärin 9 (4 13). Viidenkymmenen Ekman-noston kokonaisyksilömäärä oli vuonna (vuonna ). Pehmeiden pohjien kokonaisbiomassa-arvio oli vuonna 2008 alhaisempi (169 mg AFDW/m 2, vaihteluväli ) kuin vuosina 1998 (498 mg /m 2, vaihteluväli ) ja 2003 (448 mg AFDW/m 2, ) (Liite IV). 3.2 Yhteisöjen rakenne Ordinaatioanalyysissä eri seurantavuodet sijoittuivat selkeästi erilleen molemmissa syvyysvyöhykkeissä (Kuvat 3A ja 3B), mikä kertoo yhteisörakenteen vaihtelusta seurantavuosien välillä. Karkeammalla määritystasolla tarkasteltuna pehmeiden 11

13 NMS2 NMS2 NMS2 pohjien yhteisörakenteen vuosivaihtelut olivat kuitenkin vähäisiä (Kuva 3C): Samat taksonomiset ryhmät näyttävätkin olevan pääsääntöisesti läsnä vuodesta toiseen, eikä mitään systemaattista eroa tutkimusvuosien pohjaeläinyhteisöjen rakenteessa analyysin perusteella voida havaita. A Stressi = B L1 K4 Stressi = P1 L1 A1 P1 L1 P3 A1 R1 L4 R4 K4 P P2 L R4 P3 R1 P4 K4 P R4 P2 A1 R1 R1 P1 R4 K4 A L1 L4 P2 P3 P4 P3 P1 P4 L NMS NMS1 C L1 Stressi = L1P2 P A1 L4P4 L1 A1 L4 L4 P3 R1 P1 R4 P3 P1 P4 K4 R1 R1 P2 A1 R4 R4K4 P3 P4 K4 P NMS1 Kuva 3. Inarijärven kivikkorantojen (A) ja pehmeiden pohjien (B ja C) vuosien 1998 (vihreä), 2003 (punainen) ja 2008 (sininen) pohjaeläinyhteisöjen NMS-ordinaatio. Aineistona käytettiin log(x+1) -muunnettuja yksilörunsauksia (A ja B) tai taksoniryhmien tuhkattoman biomassan arvioita (C). Kuvissa toisiaan lähempänä sijaitsevien paikkojen yhteisöt ovat keskenään samankaltaisempia. 12

14 NMS2 NMS2 Inarin rantojen yhteisöt erosivat molemmissa syvyysvyöhykkeissä säännöstelemättömien vertailujärvien yhteisöistä (Kuva 4). Yhteisöt erosivat kuitenkin myös muista säännöstellyistä järvistä. A Stressi = Kemi02 Oulu02 Iso-Pyhäntä Kuohatti02 Inari08 Jormas03 Lammas03 Nuas03 Inari03 Lentua03 Kiimas03 Vuokki04 Kianta04 Änätti03 Ii04 Kello04 Onto Koitere NMS1 B Stressi = Inari03 Inari08 Inari77 Kemi02 Kianta04 Hauki97 Konne75 Onto03 Vuokki04 Änätti03 Kuitti02 Jormas03 Pyhäs97 Kiimas03 Lentua03 Nuas03 Iso-Pyhäntä03 Oulu02 Lammas03 KaPyhä98 Onkamo91 Pihlaja96 Kello04 Koitere04 Lentua84 Ii Onto NMS1 Kuva 4. Inarijärven ja muiden säännösteltyjen (punaisella) sekä säännöstelemättömien (vihreällä) järvien kivikkorantojen (A) ja pehmeiden pohjien (B) pohjaeläinyhteisöjen NMSordinaatio. Numerot viittaavat seurantavuosiin. Aineistona käytettiin log(x+1) -muunnettuja yksilörunsauksia (kivikkorannat) tai -tiheyksiä (pehmeät pohjat). Kuvissa lähempänä toisiaan sijaitsevien järvien eläinyhteisöt ovat keskenään samankaltaisempia. 13

15 3.3 Pohjaeläinyhteisöjen tila Vuonna 2008 kivikkorantojen pohjaeläimistön tila oli alhaisin (eli poikkesi vertailujärvistä eniten) TT- ja PMA-indeksin perusteella jotka luokittuivat tyydyttävään tilaluokkaan (Taulukko 1). Tässä tarkastelluilta paikoilta (P1, K4 ja L4) puuttui vertailujärville ominaisista taksoneista noin kolmasosa; mm. Oulimnius tuberculatus, Caenis horaria, Polycentropus flavomaculatus, Centroptilum luteolum, Cyrnus flavidus, Cyrnus trimaculatus, Ephemera vulgata ja Hydroptila spp. Nämä kaikki esiintyivät vähintään viidellä kuudesta vertailujärvistä. Polycentropusta ja Caenista lukuun ottamatta nämä taksonit puuttuivat Inarilta myös vuonna TTR:n, EPTM:n ja taksonien lukumäärän perusteella vuoden 2008 pohjaeläimistö luokittui hyväksi. Myös vuonna 2003 TT ja PMA, sekä EPTM, indikoivat tyydyttävää tilaluokkaa. Kivikkorantojen eläimistön tila luokittui vuonna 2008 keskimäärin hyväksi (ELS = 0,64) ja vuonna 2003 tyydyttäväksi (ELS = 0,57). Myös pehmeiden pohjien eläimistön tila oli vuonna 2008 TT:n, PMA:n ja EPTM:n perusteella tyydyttävä. Tässä tarkastelluilta paikoilta (P1, K4 ja L4) puuttui kaikilla 11 vertailujärvellä esiintyneet Caenis horaria ja Ephemera vulgata (Caenis ja Ephemera esiintyivät kuitenkin muilla Inarin paikoilla tai näytteissä joita ei käytetty tilan arviointiin). Kuten vuonna 2003, Cyrnus-lajit puuttuivat ja Molanna-lajit esiintyivät hyvin harvalukuisena. Vertailujärville ominaisista ryhmistä (TTR) puuttuivat päivänkorennot ja nilviäiset, mutta muuttuja indikoi kuitenkin erinomaista tilaa. Taksonien lukumäärän perusteella tila oli hyvä. Keskimäärin pehmeiden pohjien eläimistö tila luokittui vuonna 2008 tyydyttäväksi (ELS = 0,59). Inarin pehmeiden pohjien eläimistön tila näyttäisi siis olevan hieman parempi kuin vuonna 1977, mutta hieman alhaisempi kuin vuonna 2003 (ELS = 0,68). Vuoden 1998 aineistolla tarkastelua ei voitu tehdä, koska aineistoa ei ole määritetty lajitasolle. Koko rantavyöhykkeen pohjaeläimistön keskimääräinen tila (molemmat syvyysvyöhykkeet yhdistetty) luokittui sekä vuonna 2003 että 2008 "hyväksi". ELS:t olivat kuitenkin aivan tilaluokan hyvä alarajalla (0,61 ja 0,63; tässä järjestyksessä). 14

16 Taulukko 2. Inarijärven rantavyöhykkeen pohjaeläimistön tila viiden muuttujan perusteella. Tilan arvioimiseen valittiin satunnaisesti kolme tutkimuslinjaa (P1, K4 ja L4). Vertailuaineistona käytettiin CENOREG-hankkeen aineistoja (Aroviita & Hämäläinen 2008a). Sininen väri kuvaa "erinomaista", vihreä "hyvää", keltainen "tyydyttävää" ja oranssi "välttävää" tilaa. Habitaatti Vuosi TT 0.4 PMA TTR 0.4 EPTM TaksL ELS ka Alkuperäiset muuttuja-arvot Kivikko , , Kivikko , , Kivikko vertailuarvo 30,8 a 0,71 13 b 1,16 34,7 - Pehmeä pohja 1977 e 6 0,61 9 0, Pehmeä pohja Pehmeä pohja , , Pehmeä pohja ,44 9 0, Pehmeä p. vertailuarvo 11,7 c 0,72 9 d 0,49 17,9 - Yhteismitallistetut ekologiset laatusuhteet (ELS) Kivikko ,49 0,59 0,78 0,59 0,61 0,57 Kivikko ,55 0,54 0,78 0,76 0,78 0,64 Pehmeä pohja 1977 e 0,44 0,78 0,89 0,21 0,64 0,56 Pehmeä pohja , Pehmeä pohja ,65 0,68 1,10 0,33 0,85 0,68 Pehmeä pohja ,58 0,57 0,90 0,46 0,64 0,59 Molemmat ,57 0,64 0,94 0,46 0,73 0,63 Molemmat ,56 0,55 0,84 0,61 0,71 0,61 Todelliset taksonien esiintymistodennäköisyyden kynnysarvot (vertailuaineiston pienuudesta johtuen): a) 0,33, b) 0,50, c) 0,45, d) 0,36. e) Palomäki (1981). 4 Tulosten tarkastelu 4.1 Säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset Järvien vedenkorkeuden säännöstely on merkittävä rantavyöhykkeen pohjaeläimistön tilaa alentava tekijä, jonka vaikutukset heijastunevat myös järven muuhun ravintoverkkoon. Säännöstelystä aiheutuvat fyysiset muutokset, kuten järvien rantojen jäätyminen kevättalvella, vaikuttavat voimakkaimmin juuri rantavyöhykkeeseen. Pohjaeläimistön koostumuksen ja tilan on havaittu poikkeavan säännöstelemättömistä vertailujärvistä jo lievästi säännösteltyjen (talvialenena 1 3 m) pohjoisten järvien kivikkorannoilla (Aroviita & Hämäläinen 2008a, b). Kärsiikö 15

17 Inarijärven rantavyöhykkeen pohjaeläimistö säännöstelystä? Nykyisen seurantaaineiston perusteella näyttäisi, että ainakin hieman. Lähes jokaisen tarkastellun muuttujan ekologinen laatusuhde molemmissa syvyysvyöhykkeissä erosi ainakin hieman vertailujärvien vaihtelusta. Keskimäärin rantavyöhykkeen pohjaeläimistön tila luokittui hyvän tilan alarajalle, eli tila oli heikompi kuin oletetussa luonnontilassa. Ekologisen tilan lievä aleneminen näkyi yksilörunsauksien ja taksonien määrän alenemisena sekä erityisesti eläimistön koostumuksessa. Kivikkorantojen tilan arvioimiseen valituilta paikoilta puuttui useita taksoneita (mm. Oulimnius, Centroptilum, Ephemera ja Cyrnukset), jotka ovat vertailujärvillä yleisiä. Näiden samojen taksonien on havaittu puuttuvan myös useilta säännöstellyiltä eteläisemmiltä järviltä (Aroviita & Hämäläinen 2008a). Havaitut poikkemat Inarin rantojen eläinlajistossa ovat siis ainakin osittain samansuuntaisia kuin oletetut säännöstelyvaikutukset. Onko 1990-luvulla aloitettu ekologinen säännöstelykäytäntö vaikuttanut rantavyöhykkeen pohjaeläimistöön? Nykyisten seurantatulosten perusteella pohjaeläimistön tila näyttäisi parantuneen ainakin hieman 1970-luvun tilanteesta. Säännöstelykäytännön muuttamista seuranneesta rannan vakiintumisesta ja orgaanisen aineksen sedimentaation (tai pidätyskyvyn) kasvusta voisi kertoa myös kaksisiipisten suurempi määrä vuonna 2003, toisaalta niiden määrä oli taas pienempi vuonna Rannan vakiintumisen olettaisi suosivan myös harvasukasmatoja, mutta niiden määrä oli alhaisempi vuosina 2003 ja Kolmena vuotena kerätty seuranta-aineisto on kuitenkin vielä liian pieni säännöstelykäytännön muuttamisen vaikutusten luotettavaan todentamiseen, sillä järvien pohjaeläimistössä esiintyy myös luontaista vuosivaihtelua. Nykyisessä seurantaaineistossa vaikutusten havaitsemista vaikeuttavat erityisesti seurantavuosina vallinneet poikkeukselliset sääolot. Kesä 2003 oli poikkeuksellisen kuiva, mikä luultavimmin karsi eläimistöä etenkin ylemmässä rantavyöhykkeessä, mihin 2003 alhaisemmat yksilömäärät, taksonimäärät ja ELS-arvot viitannevat. Toisaalta alhainen vedenkorkeus saattoi lisätä eläinten runsautta syvemmällä. 4.2 Tilan arvioimisen epävarmuustekijät ja seurannan jatkotarpeet Tässä raportoidut Inarijärven pohjaeläimistön tilan arviot ovat epävarmoja ainakin kahdesta syystä. Ensinnäkin, käytetyt vertailuaineistot ovat hyvin suppeita, eivätkä ne luultavimmin kata pohjaeläinyhteisöjen luonnollista vaihtelua. Toiseksi, vertailuaineistot eivät välttämättä edusta Inarin tyyppisen hyvin suuren pohjoisen 16

18 järven eläimistöä. Inarin erityispiirteet saattavat vaikuttaa luontaisesti pohjaeläinten runsauteen ja yhteisöjen koostumukseen, eivätkä eteläisemmät vertailuolot välttämättä järvelle sellaisenaan sovellu. Eliömaantieteellisistä syistä Inarin lajimäärä saattaa olla luonnostaan pienempi kuin eteläisemmillä järvillä. Yksi suurista haasteista Inarin tilan arvioinnissa onkin soveliaiden vertailuolojen määrittäminen. Yhdeksi Inarin vertailujärveksi on ehdotettu Inarin länsipuolella sijaitsevaa Mudusjärveä tai pohjoispuolella sijaitsevaa Inarin koillisosaan laskevaa Nitsijärveä (Toivonen 1966, Toivonen 1972, Hellsten ym. 1997). Nämä järvet ovat ympäristöoloiltaan Inarin kaltaisia, vaikkakin Mudusjärvi on ruskeavetisempi ja molemmat järvet ovat paljon Inaria pienempiä. Inarijärven säännöstelyn seuranta on toteutettu nyt vuosina 1998, 2003 ja Osa pohjaeläinyhteisöissä ilmenneistä vuosien välisistä eroista oli ennustetun suuntaisia ja siten säännöstelyyn yhdistettävissä. Kolmen seurantavuoden perusteella ei voida kuitenkaan vielä luotettavasti todentaa säännöstelykäytännön muuttamisen mahdollisia vaikutuksia, koska osa muutoksista tapahtunee pitkällä viiveellä. Tämän vuoksi on tärkeää seurannan onnistumiseksi ja mahdollisten muutosten havaitsemiseksi turvata seurannan jatkaminen, kenties tiheävälisemmin ja luonnollinen vuosivaihtelu huomioiden. Koska tutkimusalueet on jo valittu, voidaan aineiston keruu toteuttaa myös jatkossa tehokkaasti ja taloudellisesti. Inarin ekologisen tilan arvioimisessa olisi pohjoisten vertailuolojen äärimmäisen tärkeää. Jatkossa tulisi erityisesti selvittää Toivosen (1966, 1972) aineistojen ja lähijärvien hyödynnettävyys Inarin tilan kehityksen seurannassa. 5 Kirjallisuus Aroviita, J., Hämäläinen, H Inarijärven säännöstelyn kehittämisen vaikutukset rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen ja tuottokykyyn vuosien 1998 ja 2003 pohjaeläinseurannan tulokset. Raportti, Jyväskylän yliopisto. 23 s. Aroviita, J. & Hämäläinen, H. 2008a. Pohjaeläimet. Julkaisussa: Keto, A., Sutela, T., Aroviita, J., Tarvainen, A., Hämäläinen, H., Hellsten, S., Vehanen T. & Marttunen, M Säännösteltyjen järvien ekologisen tilan arviointi. Suomen ympäristö 41/2008: Aroviita, J. & Hämäläinen, H. 2008b. The impact of water level regulation on littoral macroinvertebrate assemblages in boreal lakes. Hydrobiologia 613: Aroviita, J., Koskenniemi, E., Kotanen, J. & Hämäläinen, H A priori typology-based prediction of benthic macroinvertebrate fauna for ecological classification of rivers. Environmental Management 42:

19 Benke, A.C., Huryn, A.D., Smock, L.A. & Wallace,J.B 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, Euroopan Parlamentti ja Neuvosto /60/EY. Euroopan yhteisöjen virallinen lehti, L327, Hellsten, S., Palomäki, R. & Järvinen, E Inarijärven vedenkorkeuden säännöstelystä ja sen vaikutuksista rantavyöhykkeellä. Lapin ympäristökeskuksen moniste, 2, Holopainen, I.J Population dynamics and production of Pisidium species (Bivalvia, Sphaeriidae) in the oligotrophic and mesohumic lake Pääjärvi, southern Finland. Archiv Für Hydrobiologie Supplementband, 54, Lapin ympäristökeskus 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 Inarijärven tila, käyttö ja niihin vaikuttavat tekijät. Suomen ympäristö, 58, Mason, C.F Populations and production of benthic animals in two contrasting shallow lakes in Norfolk. Journal of Animal Ecology, 46, McCune, B. & Mefford, M.J Multivariate analysis of ecological data. Gleneden Beach, Oregon, USA, MjM Software Design. Novak, M.A. & Bode, R.W Percent Model Affinity - A new measure of macroinvertebrate community composition. Journal of the North American Benthological Society, 11, Oksanen, J., Kindt, R., Legendre, P. & O'Hara, R.B vegan: Community Ecology Package. Ver Palomäki, R Inarijärven siikamuodot ja niiden ravinnonvalinta. Pro gradu -tutkielma. Jyväskylän yliopisto. Puro, A., Kerätär, K., Palomäki, R., Visuri, M., & Hellsten, S Inarijärven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen ja tuottokykyyn - koealojen perustaminen ja perushavainnot Raportti. 33 s. Lapin ympäristökeskus. Stoddard, J.L., Larsen, D.P., Hawkins, C.P., Johnson, R.K. & Norris, R.H Setting expectations for the ecological condition of streams: The concept of reference condition. Ecological Applications 16: Toivonen, J Lausunto vedensäännöstelyn vaikutuksesta Inarinjärven kalakantoihin ja kalastukseen. Moniste. 72 s. Toivonen, J Vedensäännöstelyn vaikutus Inarinjärven kalakantoihin ja kalastukseen. Täydentävä lausunto. Moniste. 28 s. Tolonen, K.T., Hämäläinen, H., Luotonen, H. & Kotanen, J Rantavyöhykkeen pohjaeläimet järvien ekologisen tilan arvioinnissa ja seurannassa. Menetelmien 18

20 käyttökelpoisuuden ja kustannustehokkuuden arviointi Life Vuoksi -projektissa. Alueelliset ympäristöjulkaisut 328: Vuori K.-M., Mitikka, S. & Vuoristo, H. (toim.) Pintavesien ekologisen tilan luokittelu. Ympäristöhallinnon ohjeita 3/2009: Liitteet Liite I. Rantavyöhykkeen seurantapaikkojen YKJ-koordinaatit. Kivikko Pehmeä pohja Seuranta-alue Ranta-alue P I P I Akku A Palkissaari P Palkissaari P Palkissaari P Palkissaari P Partakko K Riuruvuono R Riuruvuono R Lusmanuora L Lusmanuora L

21 Havaintopaikka Päivämäärä Näyte Oligochaeta Nematoda Hydrachnellae Pisidium spp. Gyraulus spp. Radix peregra Bathyomphalus contortus Valvata sibirica Glossiphonia complanata Helobdella stagnalis Asellus aquaticus Gammarus lacustris Chironomidae Ceratopogonidae Tipula spp. Dicranota spp. Chelifera spp. Caenis horaria Leptophlebia spp. Cloeon simile Centroptilum luteolum Heptagenia sulphurea Heptagenia fuscogrisea Heptagenia dalecarlica Siphlonurus alternatus Baetis spp. Leuctra spp. Diura bicaudata Nemoura spp. Molanna albicans Molanna angustata Molannodes tincta Athripsodes cinereus Ceraclea annulicornis Oecetis spp. Leptoceridae Holocentropus dubius Polycentropus flavomaculatus Lepidostoma hirtum Agrypnia spp. Phryganea spp. Phryganeidae Limnephilidae Sialis morio Corixidae Dytiscidae Planaria Hydrozoa Insecta pupa Liite II. Ylemmän rannan kivikkorantojen pohjaeläinten yksilömäärät (yks. potkuhaavinäyte -1 ) Inarilla syyskuussa 2003 ja Kukin näyte koostui 20 sekunnin pohjamateriaalin häirinnästä ja samanaikaisesta haavinnasta 1 metrin matkalta 0,4 metrin syvyydeltä. Vuosi 2003 A / A / A / P / P / P / P / P / P / P / P / P / P / P / P / K / K / K / R / R / R / R / R / R / L / L / L / L / L / L /

22 Havaintopaikka Päivämäärä Näyte Oligochaeta Nematoda Hydrachnellae Pisidium spp. Gyraulus spp. Radix peregra Bathyomphalus contortus Valvata sibirica Glossiphonia complanata Helobdella stagnalis Asellus aquaticus Gammarus lacustris Chironomidae Ceratopogonidae Tipula spp. Dicranota spp. Chelifera spp. Caenis horaria Leptophlebia spp. Cloeon simile Centroptilum luteolum Heptagenia sulphurea Heptagenia fuscogrisea Heptagenia dalecarlica Siphlonurus alternatus Baetis spp. Leuctra spp. Diura bicaudata Nemoura spp. Molanna albicans Molanna angustata Molannodes tincta Athripsodes cinereus Ceraclea annulicornis Oecetis spp. Leptoceridae Holocentropus dubius Polycentropus flavomaculatus Lepidostoma hirtum Agrypnia spp. Phryganea spp. Phryganeidae Limnephilidae Sialis morio Corixidae Dytiscidae Planaria Hydrozoa Insecta pupa Liite II jatkuu. Vuosi 2008 A / A / A / P / P / P / P / P / P / P / P / P / P / P / P / K / K / K / R / R / R / R / R / R / L / L / L / L / L / L /

23 Havaintopaikka Päivämäärä Näyte Näytesyvyys (m) Oligochaeta Nematoda Hydrachnellae Pisidium spp. Radix peregra Gyraulus spp. Valvata macrostoma Valvata piscinalis Glossiphonia complanata Helobdella stagnalis Piscicola geometra Asellus aquaticus Gammarus lacustris Caenis horaria Ephemera vulgata Athripsodes cinereus Oxyethira spp. Cyrnus trimaculatus Molanna angustata Molanna albicans Mystacides azurea Mystacides longicornis Phryganea bipunctata Sialis morio Sialis lutaria Oulimnius tuberculatus Platambus maculatus Haliplidae Coenagrionidae Chironomidae Ceratopogonidae Chelifera spp. Insecta pupa Liite III. Syvemmän rannan pehmeiden pohjien (n. 2 m syvyys) eläinten yksilömäärät (yks. Ekman-näyte -1, A = 270 cm 2 ) Inarilla syyskuussa 2003 ja Vuosi 2003 A /5 2, A /5 2, A /5 2, A /5 2, A /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 3, P /5 3, P /5 3, P /5 3, P /5 3, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, K /5 1, K /5 1, K /5 1, K /5 1, K /5 1, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 3, L /5 2, L /5 2, L /5 1,

24 Havaintopaikka Päivämäärä Näyte Näytesyvyys (m) Oligochaeta Nematoda Hydrachnellae Pisidium spp. Radix peregra Gyraulus spp. Valvata macrostoma Valvata piscinalis Glossiphonia complanata Helobdella stagnalis Piscicola geometra Asellus aquaticus Gammarus lacustris Caenis horaria Ephemera vulgata Athripsodes cinereus Oxyethira spp. Cyrnus trimaculatus Molanna angustata Molanna albicans Mystacides azurea Mystacides longicornis Phryganea bipunctata Sialis morio Sialis lutaria Oulimnius tuberculatus Platambus maculatus Haliplidae Coenagrionidae Chironomidae Ceratopogonidae Chelifera spp. Insecta pupa Liite III jatkuu. Vuosi 2008 A /5 2, A /5 2, A /5 2, A /5 2, A /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 3, P /5 3, P /5 3, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 2, P /5 3, P /5 3, P /5 3, P /5 3, P /5 3, K /5 2, K /5 2, K /5 2, K /5 2, K /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, R /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 3, L /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 2, L /5 2,