Ravinnekuormituksen vaikutus rantavyöhykkeen leväyhteisöihin ja vaikutusten arvioinnissa käytetyt menetelmät

1 Suomen ympäristö LUONTO JA LUONNONVARAT Jaanika Blomster Ravinnekuormituksen vaikutus rantavyöhykkeen leväyhteisöihin ja vaikutusten arvioinnissa käytetyt menetelmät... SUOMEN YMPÄRISTÖKESKUS

Suomen ympäristö 5 Jaanika Blomster Ravinnekuormituksen vaikutus rantavyöhykkeen. levayhteisöihin ja vaikutusten arvioinnissa käytetyt menetelmät HELSINKI 1996.............................

ISBN 952-1 1-12-5 ISSN 1238-73/2 Kannen kuva: Rakkolevää (Fucus vesicu/osus) Suomen etelärannikolla Kuva: Pentti Kangas Painopaikka Oy Edita Ab HELSINK/ / 996 Suomen ympansto 5

Sisällys IJohdanto.5 2 Levien kasvua määräävät ympäristötekijät 2.1 Valo 6 2.2 Ravinteiden Otto 6 2.3 Rajoittavat ravinteet 8 2.4 Ravinteiden varastoiminen 9 3 Ravinnekuormituksen vaikutukset rantavyöhykkeen leväyhteisöihin 1 3.1 Haj akuormituksen vaikutus luonnontilaisilla murtovesialueilla 1 3.2 Vaikutukset kuormitetuilla murtovesialueilla 13 3.2.1 Levien fysiologiset muutokset 13 3.2.2 Yhteisön lajistomuutokset 13 3.2.3 Saprobialuokittelu 14 3.2.4 Indikaattorilajit 16 3.3 Vaikutukset sisävesissä 18 4 Rantavyöhykkeen tilan seuranta ja vaikutusten arviointi 19 4.1 Veden laadun seurantaohjelmat pohjoisella Itämerellä 19 4.2 Luonnontilaisten leväyhteisöjen seuranta 2 4.3 Vesioikeudelliset lupakäsittelyt 21 4.4 Velvoitetarkkailutja muu seuranta 21 4.5 Kalankasvamslaitosten vaikutusten arviointi 22 5 Rantavyöhykkeen tilan cirviointimenetelmiä 24 5.1 Levien kerääminen 24 5.2 Vesikiikarin käyttö 25 5.3 Sukekaminen 25 5.4 Kvantitatiivinen näytteenotto 26 5.5 Valokuvaaminen ja videointi 27 5.6 Ilmakuvaus 28 5.7 Eläinyhteisöjen tutkimukset 28 5.8 Muita menetelmiä 28 5.9 Menetelmien tarkastelua 29 6 Yhteenveto3! 6 Kirjallisuus 32 Kuvailulehdet 42 Suomen ympariuö 5

Suomen ympänstö 5

Johdanto...,,,,O...,,OO...OmOOO..,O...O.,,..OOOeOOOOOOOOO Toiminnallisesti rantavyöhyke käsittää vedenalaiset kasvi- ja eläinyhteisöt kasvillisuu den peittämilä pohjilla. Nämä pohjat tuottavat suurimman osan matalien vesialueiden tuotannosta. Kovilla pohjilla meressä (kalliot, kivet) kasvillisuus koostuu makroskoop pisista levistä, pehmeifiä pohjilla pääasiassa korkeammista vesikasveista. Makeissa ve sissä makroskooppisia leviä on aihaisen suolapitoisuuden takia vähän. Järvenrantojen tuotanto onkin pääasiassa korkeampien vesikasvien tuotantoa. Paljaita pintoja, niin jär vissä kuin meressäkin, peittää limamainen kerros: mikroskooppinen päällyslevästö 1. perifyton. Perifytonin tuotanto voi olla rantavyöhykkeessä hyvin merkittävää. Rantavyöhykkeen eläimet ovat joko alustaansa kiinnittyneitä, kasvillisuuden seassa eläviä tai osittain vesipatsaassa vapaana uivia. Rantavyöhykkeen eliöstön koostumus vaihtelee paljon ympäristön morfologian (rannan suojaisuus, alusta, syvyys jne.) sekä abioottisten ja biologisten tekijöiden vaikutuksesta. Itämeressä suurin merkitys on abioottisila teki jöillä kuten pohjan laadulla, aallokkoisuudella, suolapitoisuudella ja ravinteisuudella lajit elävät aihaisen suolapitoisuuden takia sietokykynsä äärirajoifia. Lajien välisifiä vuo rovaikutussuhteifia on vähälajisessa Itämeressä pienempi merkitys eliöstöä määräävänä tekijänä. Itämeri on sisämerialueena yksi maailman likaantuneimmista merialueista. Usei den teoffisuusmaiden yhdyskunta-ja maatalousjätteet kuormittavat sitä jatkuvasti. Kuor mitus keskittyy juuri ranta-alueille ja näkyy Itämeren rehevöitymisenä. Myös hyvin mo nissa järvissä on nähtävissä selvä rehevöitymiskehitys ravinteiden kuormittaessa niitä. Perinteisesti myös paikallinen vesistöjen virkistyskäyttö, asutuksen hajakuormitus ja teollisuuslaitosten jätevedet kohdistuvat juuri rannan läheisyyteen. Paikalliset ravinne tasapainon muutokset näkyvät yleistä rehevöitymistäkin selvemmin rantavyöhykkeessä. Pitkäikäisenäja alustaansa kiinnittyneenä rantavyöhykkeen eliöstö kuvastaa rantavyöhykkeen tilaa paremmin kuin vapaan veden muuttujat, erityisesti pitkällä aikaväifi lä. Levät ottavat ravinteita ohivirtaavasta vedestä ja reagoivat esim. kasvua rajoittavan ravinteen määrän muutoksiin. Levien ravinteiden oton ja ravinnetasapainon tutkimuk set ovat pohjana selvitettäessä, miten rantavyöhykkeen levästö heijastaa ravinnekuor mitusta vedessä. Vaikka ravinnelisäyksen vaikutukset näkyvät selvästi rantavyöhykkeessä ja haitat ihmisille ovat suurimmat juuri ranta-alueilla, selkeät menetelmät kuormitettujen ranto jen haitta-asteen ja pilaantuneisuuden arvioimiseksi puuttuvat nykyisin. Monissa vei voitetarkkailuissaja haitta-arvioinneissa on käytetty perifytonlevyjen kasvustoja rantaalueiden tilan arvioimiseen. Luonnonalustojen levästöstä kuormitetuilta alueilta ei juu rikaan ole tietoa. Tällaisella tiedolla olisi paljon käyttöä, kun arvioidaan kuormitettujen alueiden tilaa sekä likaantuneisuuden aiheuttaman haitan suuruutta rantavyöhykkeessä. Tämä selvitys on alustava kirjallisuuskatsaus työhön, jossa selvitetään rantavyöhyk keen kasvillisuuden soveltuvuutta rannan tilan ja rehevyyden arviointiin. Työn yhtey dessä pyritään kehittämään menetelmä, jolla rannan pilaantumisastetta voitaisiin ob jektivisesti arvioida rantavyöhykkeen eliöstön avulla esim. vesioikeudellistenlupakäsit telyiden yhteydessä. Selvitys on rajattu käsittelemään rantavyöhykkeen leviä, joten peh meiden pohjien putkiokasvit, perifyton ja vapaan veden muuttujat (joita on tutkittu paljon) eivät ole mukana. Kiijallisuusselvitys on painottunut murtovesialueille, koska aiheesta tehdyt tutkimukset käsittelevät lähes kaikki rannikkoalueemme leväyhteisöjä. Sisävesien kovien pohjien levästöstä ei juurikaan ole tehty tutkimuksia. Selvityksessä olen koonnut tietoa makroskooppisten levien ravinnevaatimuksista, ravinnelisäyksen vaikutuksista rantavyöhykkeen kovien pohjien eliöstöön ja jätevesien vaikutusten arvi oinnissa käytetyistä menetelmistä. Suomen ympäristö 5

Levien kasvua maaraavät ympäristötekijät.o..o..o..oo...o..oo.oo.ooooooooooooooooooooooooooo Levien kasvuun ja esiintymiseen vaikuttavat mm. valon määrä ja laatu, veden ravinne ja suolapitoisuus, lämpötila, fysikaalinen kulutus (aallokko, jäät), rannan muotoja avoi muus, pohjan laatu, kilpailu muiden yksilöiden kanssa, kemialliset yhdisteet päästö lähteistä ja muista eliöistä sekä leviä syövät eläimet (esim, Bokn 1975, Wallentinus 1976, Wetzel 1983, South ja Whittick 1987, Kautsky ja van der Maarel 199, Viitasalo 1994). Korkeampien vesikasvien ympäristövaatimukset ovat jotakuinkin samat kuin makro levien. Kiinnittymisalustakseen useimmat vesikasvit tarvitsevat pehmeän pohjan, jo hon kasvin juuret voivat kiinnittyä. Sedimentistä vesikasvit ottavat myös osan käyttä mistään ravinteista. 2.! Valo Valo on talvisin merkittävin levien kasvua rajoittava ympäristötekijä. Kun valoa tarkas tellaan rehevöitymisen kannalta, merkittävintä on valon väheneminen veden samentu essa (orgaaninen kuormitus, lisääntynyt kasviplanktonin määrä). Valon vähenemisellä on leville suoria fysiologisia vaikutuksia. Vähäisessä valossa ei koko pemstuotantokykyä voida käyttää tehokkaasti. Kun valon määrä vähenee, levät sopeutuvat mähdollisim man tehokkaaseen valon ottoon; fotosynteesissä toimivien apupigmenttien (mm. karo tenoidit) ja klorofyllin määrä lisääntyy. Tämä näkyy levien tummana värinä. Valon vä hentyessä myös levien esiintymisrajat rantavyöhykkeessä nousevat, ja suurin osa leväbio massasta keskittyy aivan pinnan lähelle. Vesirajassa levät altistuvat talvisin jäiden hanka ukselle ja hyvin voimakkaalle valolle (Kautsky ym. 1986). Voimakas valo on vahingol lisinta leville, jotka ovat sopeutuneet elämään syvällä, missä valoa on hyvin vähän. Lii an voimakas valo vähingoittaa klorofylliä ja muita pigmenttejä vähentäen siten foto synteesiä ja perustuotantoa (South ja Whittick 1987). Myös valon laadulla on merkitystä, sillä eri levät käyttävät yhteyttämiseen valon eri aallonpituuksia. Lisääntynyt orgaaninen aines ja kasviplankton absorboivat valosta eri aallonpituuksia kuin kirkas vesi. Rannikkovesien rehevöityessä vesipatsaan valo absorptio muuttuu lisääntyneen orgaanisen aineen takia. Keltaistaja punaista valoa tun keutuu syvemmälle normaalin vihreän sijaan. Koska viherlevät käyttävät yhteyttäiniseen juuri valon keltaisia ja punaisia aallonpituuksia, viherlevien valonkäyttö tehostuu ve den rehevöityessä ja niiden osuus rannikkoalueilla kasvaa (Lobban ym. 1985, South ja Wbittick 1987). Veteen tunkeutuvan valon määrän väheneminen ja laadun muuttuminen veden rehevöityessä vaikuttavat rantavyöhykkeen levälajiston koostumukseen ja vyöhykkei syyteen. 2.2 Ravinteiden otto Suomen Levien kasvuun ja lisääntymiseen vaadittavista aineista tärkeimmät ovat hiili, happi, typpi ja fosfori. Pieniä määriä tarvitaan myös esim. rikkiäja metalleja kuten magnesiumia, rautaa, kuparia, mangaania, sinkkiä ja molybdeeniä. Ravinnepäästöjen yhteydessä ve teen pääsee usein myös metalleja. Pieninä määrinä niillä ei ilmeisesti ole kasvua kiihdyt tävää vaikutusta (Lobban ym. 1985, South ja Whittick 1987). Suurina annoksina metallit saattavat hidastaa kasvua ja siten pienentää lisääntyneiden ravinteiden vaikutusta. ympanstö 5

Kiinnittyneenä kasvavien levien ravinneolot rantavyöhykkeessä saattavat olla hy vin erilaiset kuin vedessä läheisellä ulapalla. Yleensä kasviplankton on käyttänyt ve destä lähes kaikki ravinteet; makroskooppiset levät joutuvat ottamaan ja varastoimaan jäljelle jääneitä ravinteita. Sedimentistä tai rannanläheisistä kuormittajista saattaa kiinnit tyneille levile vapautua paikallisesti suuriakin ravinnemääriä, jotka lisäävät kasvua. Typen makrolevät ottavat vedestä joko ammoniumina (NH4-N) tai nitraattina (NO3- N) (Wetzel 1983, Lobban ym. 1985, South ja Whittick 1987). Talvisin suurin osa merive den epäorgaanisista typpiyhdisteistä on nitraattia. Talvella ja alkakeväällä yleisinä esiin tyvien lajien kuten Monostrorna grevillein ja Urospora sp. :n typen otto perustuukin lähes yksinomaan nitraatin ottoon. Monivuotiset lajit taas varastoivat myöhään syksyllä ja talvella paljon nitraattia; ravinteita riittää varastoon, kun kilpailu on vähäistä ja ravin teita on vedessä paljon (Wallentinus 1984a). Kesällä yli puolet typestä otetaan ammoni umina, jota eläimet erittävät runsaasti veteen. Ämmonium on energeettisesti leville edul lisin tapa ottaa vedestä typpeä, ja korkeat ammoniumpitoisuudet inhiboivatkin nitraatin ottoa useilla levillä (Lobban ym. 1985, Vymazal 1987). Kesäisille yksivuotisille lajeille, kuten Dictyosiphon foeniculaceukselle ja Enterornorpha-lajeille, ammonium on tärkein ty pen lähde. Koska ravinteiden otto ja levien kasvu on nopeinta juuri kesäaikaan, on ammo nium kokonaisuudessaan merkittävin typen lähde leville. Fosforin levät saavat vedestä pääosin fosfaatti-ioneina (P4-P). Pienempiä määriä otetaan myös epäorgaanisina polyfosfaatteina ja orgaanisina fosforiyhdisteinä (Lobban ym. 1985). Fosfaattipitoisuudet vedessä ovat kesällä lähes olemattomia kevään leväkukin tojen kulutettua vedestä vapaana olevat ravinteet. Pitoisuudet alkavat kasvaa vasta myö häiskesälläja syksyllä kuolevien eläinten ja kasvien myötä. Suurimmillaan pitoisuudet vedessä ovat veden sekoittuessa keväisin ja syksyisin. Kesällä ravinteet ovat tärkeä levien kasvua rajoittava ympäristötekijä. Ravinne pitoisuudet vedessä ovat hyvin affiaisia, sillä suuri osa vapaana olevista ravinteista ote taan kasvisoluihin. Ravinteiden ottonopeuteen vaikuttavat veden ravinnepitoisuuksien lisäksi myös muut ympäristöolosuhteet kuten veden virtausnopeus (Wheeler 198) ja valo. Korkea valomäärä lisää ravinteiden ottonopeutta suurissa levätiheyksissä valo on siis rajoittavana tekijänä tiheässä, ei ravinteiden rajoittamassa levämassassa (Vymazal 1987). Levien ravinteiden otto riippuu pääasiassa veden ravinnepitoisuuksista. Esim, ke sällä pitoisuuksien ollessa hyvin aifiaisia levien ottama ravinnemäärä on pieni. Toisaal ta taas veden ravinnepitoisuudet voivat olla aihaisia juuri levien tehokkaan ravinteiden oton takia. Ravinnekonsentraation kasvaessa levien ravinteden ottonopeus lisääntyy tiettyyn maksimiin asti. Ravinteiden varastointiin kykenemättömät levät (monet yksi soluiset) eivät pysty tehokkaampaan ravinteiden ottoon vaikka ravinnepitoisuus ve dessä kasvaisikin. Makrolevät voivat käyttää tehokkaasti hyväkseen satunnaisia ravinne pitoisuuden nousuja. Ne lisäävät solukkonsa ravinnepitoisuutta ja varastoivat ravintei ta. Tällä varastolla tuetaan kasvua aikana, jolloin ravinteita ei ole saatavilla (Wallentinus 1981, 1984a, South ja Whittick 1987). Levien ravinteiden ottoa voidaan tutkia mittaamalla ravinnehäviötä tunnetusta vesimäärästä tai lisäämällä veteen merkkiainetta (esim. 5N)ja vertaamalla sen ottonope utta todelliseen ravinteiden ottoon (Harlin ja Wheeler 1985, Lobban ym. 1985, O Brienja Wheeler 1987). Arvioitaessa ravinteiden ottonopeuksia luonnossa on otettava huomi oon se osuus, jonka kasviplankton ja bakteerit ottavat sekä se, että ravinnekonsentraatiot sedimentin pinnalla saattavat olla suurempia kuin vapaassa vedessä. Pohjaeläinten eri tys ja sedimentin ravinnevuoto (esim. ammonium ja fosfaatit) keskittyvät juuri sedi mentin läheiseen veteen. Myös kiinnittyneiden eläinten ravinteiden eritys vaikuttaa pal jon levästöön. Mm. sinisimpukan, Mytilus edulis, on todettu lannoittavan levävyöhykettä kovilla pohjilla (Kautsky ja Wallentinus 198). Veden ravinnepitoisuuden perusteella arvioidut levien ottonopeudet saattavat siis olla huomattavasti todellista pienemmät (Wallentinus 1984a). Suomen ympänstö 5

Levien morfologialla on myös suuri vaikutus ravinteiden ottonopeuteen. Runsaasti haaroittuneilla tai karvaisilla opportunistisilla muodoilla (esim. Cladophora giomerata ja Enterornorpha sp.) on suuri pinta-ala tilavuuteensa nähden. Ne pystyvät ottamaan ra vinteita jopa 1 kertaa nopeammin kuin esim. rakkolevä (Leskinen ym. 1992) ja kasva vat nopeasti. Usein ne kykenevät myös ottamaan ravinteita hyvin affiaisissa pitoisuuk sissa ja ovat siksi erittäin tehokkaita raviriteiden hyödyntäjiä. Karkeampirakenteisilla levillä, jotka usein ovat monivuotisia (esim. rakkolevä), aineiden kuljetus on hitaampaa ja pinta-alan suhde tilavuuteen pienempi. Tämä hidastaa ravinteiden ottoa vedestä ja heikentää lajien kilpailukykyä äldllisesti kohonneissa ravinnepitoisuuksissa. Pitkällä ai kavälillä monivuotisilla lajeilla on etuna suuri koko ja kyky varastoida ravinteita huo noja aikoja varten (Wallentinus 1984b). 2.3 Rajoittavat ravinteet Vaikka levien kasvunopeus on riippuvainen veden ravinnepitoisuudesta, ei yhden ravin teen saatavuus vielä takaa kasvua. Levillä, kuten muillakin kasveilla, toimii nk. minimi ravinneperiaate (Lobban ym. 1985, South ja Whittick 1987). Kaikkia elintoiminnoille tär keitä ravinteita tarvitaan oikeissa suhteissa. Ravinne, jota suhteessa tarvittavaan mää rään on vähiten, on kasvua rajoittava ravinne. Tärkeimpiä ravinteita, hiiltä, typpeä ja fosforia, makrolevien on todettu tarvitse van valtamerissä optimikasvun saavuttaakseen atomisuhteessa 55:3:1 (Atkinson ja Smith 1983). Makrolevien suhde poikkeaa selvästi kasviplanktonille määritetystä optimi suhteesta 16:16:1 (nk. Redfield-ratio). Makrolevät tarvitsevat siis huomattavasti enem män typpeä kuin kasviplankton. Ero on niin suuri, että se on ekologisestikin merkittä vä; typpi on kiinnittyneillä levillä useammin kasvua rajoittava ravinne kuin kasvi planktonilla (Ätkinson ja Smith 1983). Vesikasvien tarvitsema ravinnesuhde C:N:P on sama kuin makrolevillä eli 55:3:1 (Ätkinsonja Smith 1983). Itämeressä makrolevillä ei ole tehty tutkimuksia ravinteiden ottosuhteista optimikasvun saavuttamiseksi. Oletet tavasti parhaimpaan kasvuun päästäkseen levät tarvitsevat ravinteita vastaavissa suh teissa kuin valtamerissä. Meressä voivat sekä fosfori (Herbst 1969, Wong ja Clark 1976, Ätkinson ja Smith 1983) että typpi (Lobban ym. 1985, Fujita ym. 1989, Dodds 1991) rajoittaa makrolevien kasvua. Valtamerissä veden N:P-suhde on keskimäärin 12 25:1 (Wheeler ja Björnsäter 1992). Koska suhde on selvästi alle makrolevien optimin (3:1), typpi on usein levien kasvua rajoittava ravinne. Itämeressä Ruotsin rannikolla mm. Kautsky ja Wallentinus (198) ovat todenneet makrolevien käyttävän ravinteita suhteessa 36:18:1. Pienempi N:P-suhde optimiottosuhteeseen (3:1) verrattuna kuvastaa veden ravinnesuhteita; var sinaisen Itämeren alueella levien kasvua rajoittaa typpi (Wallentinus 1979, Viitasalo ym. 1992). Pohjanlahden pohjoisosissa joet tuovat typpipitoista vettä (Pitkänen ym. 1988, Persson 199, Pitkänen 1994) ja rajoittavana ravinteena on useimmiten fosfori (Kautsky 1993). Myös makeissa vesissä fosfori on typpeä useammin levien kasvua rajoittava ravin ne (Wetzel 1983). Kesällä veden ravinnepitoisuudet ovat hyvin alhaisia ja vaihtelevat mikroympäristöissä niin paljon, että usein levien kasvua rajoittavaa ravinnetta on hy vin vaikea määrittää lyhyelläkin ajalla. Paremman ja pidempiaikaisen kuvan levien ti lasta antaa solukon ravinnepitoisuus. Tällöin tulevat esiin myös soluihin varastoidut ravinteet ja niiden vaikutus kasvuun. Suomen ympäristö 5

2.4 Ravinteiden varastoiminen Solukon ravinnepitoisuus voi vaihdella hyvin paljon levälajien välillä (Lobban ym. 1985, Wheeler ja Björnsäter 1992). Yksivuotisilla levillä solukon vapaa ravinnesisältö on suu rempi kuin monivuotisilla. Koska yksivuotiset levät eivät kykene varastoimaan ravin teita monimutkaisiksi yhdisteiksi, niiden solukossa on oltava jatkuvasti paljon vapaita ravinteita. Korkeimmat typpipitoisuudet meressä on tavattu punalevistä ja aihaisimmat monivuotisten ruskolevien vanhoista osista (Komfeldt 1982). Monivuotisten levien ravin nepitoisuudet (erityisesti fosfori) ovat korkeimmillaan alkukeväällä, kun talvella varastoi tuja ravinteita ei ole vielä ehditty käyttää. Juuri nämä talvella varastoidut ravinteet ovat monivuotisten lajien kilpailuetu leväyhteisössä (Wallentinus 1981, 1984a). Solunsisäiset ravinnepitoisuudet vaihtelevat paljon myös lajin sisällä ajallisesti ja alueellisesti. Pitkällä aikavälillä levien solukon ravinnepitoisuudet riippuvat ympäris tön ravinnepitoisuudesta. Ravinteiden lisääntyessä solun sisäinen ravinnepitoisuus kas vaa ensin suoraan verrannollisesti veden ravinnemäärään. Hyvin korkeissa ravinne pitoisuuksissa ei levien aineenvaihdunta kykene käsittelemään eikä varastoimaan enem pää ravinteita (Wallentinus 1981). Koska solukon sisäiset ravinnesuhteet ratkaisevat lopulta kasvun nopeuden, on solunsisäinen N:P-suhde hyvä kasvupotentiaalin ja ravinnerajoittuneisuuden mittari. Esim. mereisille viherleville on määritetty solukon optimaaliseksi N:P-suhteeksi noin 12-16:1 (Wheelerja Bjömsäter 1992). N:P-suhteen alittaessa sen (tässä tapauksessa <12:1) typpi rajoittaa kasvua ja ylittäessä (>16:1) fosfori. Lajien välillä erot ovat huomattavan suuria ja optimiravinnepitoisuudet hyvin erilaisia. Yksivuotisilla viherlevillä (mm. Cladophora giornerata) solukon N:P-suhde vaihte lee suuresti ajan ja paikan mukaan (N:P=8-66) (Wallentinus 1981). Yksivuotisilla lajeilla on paljon vapaata typpeä soluissaan ja N:P-suhteet korkeita; keväisin erityisesti sisäsaaristoon tulevat runsaasti typpeä sisältävät valumavedet nostavat viherlevien N:P suhdetta huomattavasti. Keväällä fosfori onkin usein rajoittavana ravinteena. Ul.kosaa ristossa tilanne on usein päinvastainen: keväiset kasviplanktonkukinnat käyttävät ve destä lähes kaiken typen, ja typpi rajoittaa keväisin ja kesäisin yksivuotisten levien kas vua. Syksymmällä kasvua rajoittaa jälleen helpommin fosfori (Wallentinus 1981). Monivuotisten levien N:P-suhteet ovat huomattavasti affiaisemmat kuin yksivuo tisten. Tämä johtuu monivuotisten levien kyvystä varastoida erityisesti fosforia moni mutkaisiksi fosfaattiyhdisteiksi. Monivuotisilla levillä kuten Fucus vesiculosuksella solu kon N:P-suhde ei ole riippuvainen veden ravinnepitoisuudesta (varastoituneet ravin teet) eikä siis lyhytaikasia ajallisiaja alueellisia muutoksia ole havaittavissa (Wallentinus 1981). Solukon ravinnepitoisuudet kuvastavat hyvin levän fysiologista tilaaja kasvupoten tiaalia. Esim. Ruotsin luonnonmukaisten rannikkoalueiden tilan seurannassa (Persson ym. 1991, Engkvist ja Persson 1993, Tobiasson 1993) tätä tietoa on käytetty. Tutkittavista levistä mitataan muiden seurattavien muuttujien ohella kokonaishiili, -typpi ja -fosfori määrät. Koska Itämeren ulkosaaristossa levien kasvua rajoittaa luonnostaan typpi, alueel lejohdetuilla typpipitoisifia jätevesifiä on erityisen suuri vaikutus alueen leväkasvustoon. Pienetkin typpimäärät (myös ilman kautta tuleva typpilaskeuma) lisäävät kasvua huo mattavasti. Sisäsaaristossa, jo rehevöityneillä alueilla ja useimmissa makeissa vesissä tilanne ei ole niin akuutti, koska typpeä tulee luonnostaan sulamisvesien mukana ja rantavesissä sitä on enemmän kuin ]evät pystyvät käyttämään. Tälle alueelle lisätyt typ pipitoiset jätevedet eivät lisää leväkasvua, koska fosfori on rajoittavana ravinteena. Suomen ympantd 5

Ravinnekuorniituksen vaikutukset rantavyöbykkeen leväyhteisöihin Rehevöitymisellä tarkoitetaan lisääntyneen ravinnekuormituksen aiheuttamaa tuotan non kasvua vesiekosysteemissä (Wetzel 1983, Lobban 1985, Tamminen 199). Paikalli sesti rehevöitymistä saattavat aiheuttaa luonnolliset prosessit kuten ravinteiden kumpu aminen syvävedestä tai vapautuminen sedirnentistä. Selvästi eniten vesiämme rehevöit tää kuitenkin ihmisen toiminta. Jokien mukana pelloilta huuhtoutuu mereen paljon ra vinteita (hajakuormitus), ja asutuksen sekä teollisuuden jätevedet kuormittavat yksit täisiä vesialueita (pistekuormitus) (Pitkänen ym. 1988, Pitkänen 1994). Paikallisia rehe vöittäjiä ovat kalankasvatuslaitokset, varsinkin Saaristomerellä. Niiden fosforipäästöt ovat kokonaisuudessaan lähes kaksinkertaiset asutuksen jätevesien fosforimäärään ver rattuna (Jumppanen ja Mattila 1994). Merkittäviä merialueiden yleisen rehevöitymisen kannalta ovat myös ilman kautta tulevat typpilaskeumat (Hinga ym. 1991). Esim. ihmi sen aiheuttamasta typpikuormasta varsinaiselle Itämerelle 35 ¾ tulee ilmasta (Tobiasson 1993). Selkämerellä yli puolet kokonaiskuormasta tulee ilmasta (Nordisk Ministerråd 199, Wulff ym. 1994). Siten myös liikenteen pakokaasut kytkeytyvät tiiviisti merten tilaan. 3.1 Hajakuormituksen vaikutus Iuonnontilaisilla murtovesialueilla Ravinnekuormituksen vaikutuksia levävyöhykkeessä on tutkittu lähinnä nk. luonnon tilaisilta alueilta, Vaikka Itämeressä ei varsinaista luonnontilaista aluetta enää ole, käy tän termiä tässä alueista, jotka eivät ole pistekuormittajien välittömän vaikutuksen alai sina. Ravinteet tulevat luonnontilaisille alueille lähinnä hajakuormituksena. Tieto levä vyöhykkeiden reaktioista ravinnekuormitukseen varsinaisesti likaantuneilta alueilta on hyvin puutteellista ja koskee lähinnä lajiston kvalitatiivisia muutoksia. Rantavyöhykkeen rehevöityminen vaikuttaa monella tasolla. Kasvien tuotannon kasvu vaikuttaa kasviyksilöiden fysiologiaan ja morfologiaan. Yksilötasolta on suora vaikutus populaatioon sekä muihin kasvi-ja eläinlajeihin. Rehevöityminen muuttaa siis koko ellöyhteisöä. Rantavyöhykkeen tuottajayhteisöjen kasvua rajoittavat lähes aina ravinteet. Kun ravinteiden saatavuus paranee, makroskooppisten levien perustuotanto kasvaa aivan kuten kasviplanktoninkin. Perustuottajien kuollessa hajotettavan orgaanisen aineen mää rä on suuri eikä pohjan läheisen veden happi riitä levämassan hajotukseen. Täten levät saattavat kasautua paksuiksi patjoiksi pohjan lähelle. Rihmamaisten levien muodosta mia irtonaisia lauttoja on raportoitu ainakin Turun saaristosta. Useat yksivuotiset levät, mm. Cladophora giornerata, Stictyosiplionfoeniculaceits, Polysip]ionia sp,, Rhodornela confer voides, Sphacellaria arctica, Pilayella littoralis, Furceflaria lumbricalis ja Cerarniurn tenuicorne muodostavat paksuja mattoja, jotka peittävät alleen muuta eliöyhteisöä. Paksu matto estää hapen saannin ja aiheuttaa happikadon pohjan läheisissä vesissä. Vähentynyt happi ja muodostuva rikkivety (1125) tappavat erityisesti pohjaeläimiä ja haittaavat ka lojen kutemista (Bonnsdorff 1992, Jumppanen ja Mattila 1994). Suomen ymparisto 5

Kuva 1. Veden rehevöityessä lisääntyy rakkolevän päällä kasvavien rihmamaisten levien määrä. 1-5 1943-44 n=9 L)I 11P1 1 1984 n=1o 5 1) 1 L.. r\ Fucus veszculosus Kuva 2. Lisääntyneestä kasviplanktonin kasvusta aiheutuva samentuminen siirtää levien alarajaa ylemmäksi. Kuvassa l 94- ja 1 98-luvuilla tutkittujen rakkolevävyöhykkeiden peittävyysprosentteja eri syvyyksillä Ahvenanmere/Iä Ruotsissa (Kautsky ym. / 986, Kautsky 1 993). Suomen ympäristö 5

Ravinnelisäyksestä hyötyvät erityisesti rihmamaiset viherlevät (esim. Bokn 1979, Kangas ym. 1982, Salemaaja Kangas 1984, von Wachenfeldt ym. 1986, Pogreboff ja Rönn berg 1987, Jespersen ym. 1989, Kautsky 1993). Opportunistisina lajeina ne pystyvät hyö dyntämään tehokkaasti nopeatkin ravinnepuissit ja lisäävät siten kvantitatiivisesti osuut taan leväyhteisöissä. Monivuotiset lajit häviävät kilpailussa ja peittyvät epifyyttien alle (Kangas ym. 1982) (Kuva 1). Tämä johtaa leväyhteisön lajistollisiin muutoksiin: sini- ja viherlevät lisääntyvät, puna- ja ruskolevät vähenevät. Kokonaisuudessaan lajimäärä pie nenee (Brown ym. 199), kuten myös yhteisön monimuotoisuus. Myös kasviplanktonin tuotanto kasvaa ravinteiden lisääntyessä. Siitä johtuva mentumisen lisääntyminen vähentää valon tunkeutumista veteen ja vaikuttaa siten esim. makrolevien esiintymissyvyyksiin. Kun valoa on vedessä vähemmän, eivät levät kasva enää niin syvälle kuin aikaisemmin. Esimerkiksi rakkolevän optimaalinen kasvusyvyys Tukholman saaristossa 194-luvulla oli 5 6 m:n kohdalla, mutta 198-luvulla rakkolevä kasvoi harvoin yli 5 m:n syvyydessä optimikasvusyvyyden ollessa 3 4 m (Kautsky ym. 1986) (Kuva 2). Viime vuosina kehitys on jatkunut samansuuntaisena, ja monissa pai koissa rakkolevä kasvaa parhaiten noin 2 m:n syvyydessä. Näin lähellä vesirajaa jää repii sekovarret helposti irti. Kehitys on kulkenut samaan suuntaan myös Suomen nikolla esim. Tvärminnen saaristossa (Pentti Kangas, Suomen ympäristökeskus; suulli nen tiedonanto). Veden yleinen rehevöityminen ja lisääntyneestä kasviplanktonista ja orgaanisesta aineesta johtuva samentuminen näkyvät myös rakkolevän esiintymisrajan siirtymisenä ulkosaaristoon päin (Peussa ja Ravanko 1975, Jumppanen ja Mattila 1994). Levät eivät tule toimeen sisäsaariston vähemmän virtaavissa vesissä, joissa orgaanisen aineen mää rä vedessä ja kallioiden pinnalla on suurempi kuin ulkosaaristossa. Myös levien selkeä vyöhykkeisyys muuttuu yhteisörakenteen järkkyessä. Jokin vyöhyke saattaa puuttua tai vyöhykkeet ovat heikosti kehittyneitä. Vyöhykkeet saattavat muuttua myös laikuttai siksi (Lindgren 1975). Lisääntyneet ravinnemäärät muuttavat myös levien morfologiaa. Kohtuullinen vinnelisäys aiheuttaa kasviyksilöiden (myös monivuotisten lajien kuten fucus vesicu losuksen) koon kasvun Myohemmm itsevarjostuksen ja epifyyttien lisaantyessa yksiloi den koko pienenee ja muitakin morfologisia ja kemiallisia muutoksia (esim. kemialli nen puolustuksen järkkymistä) saattaa esiintyä. Kasviyhteisöjen muutokset vaikuttavat suoraan eläinyhteisöihin. Kasvibiomassan kasvaessa kasviplanktonia suodattavat (mm. Mytilus edulis) (Kautsky 1993) ja leviä vintonaan käyttävät eläimet (mm. Idotea sp. ja Hydrobia sp.) lisääntyvät (Cederwall ja Elmgren 198, Haähtela ja Lehto 1982, Kangas ym. 1982, Hällfors ym. 1984, Salemaa ja Kangas 1984, Wallentinus 1986, Kautsky 1993). Koska eläinten suosimat monivuotiset levät, kuten Fucus vesiculosus, vähenevät, yksittäisten levien eläinkuorma kasvaa ja niitä syödään entistä tehokkaammin. Levät joutuvat myös kilpailemaan tilasta idinnittyneiden eläinten (esim. merirokon Balamcs improvisus ja leväruven Electra crustulenta) kanssa (Kan gas ym. 1982, Hällfors ym. 1984). Rakkolevä (Fucus vesiculosus) on eräs olennainen osa Itämeren ekosysteemiä. Rakko levästön muutoksista ja kunnosta on tullut yksi yleisimmin käytetyistä rehevöitymisen indikaattoreista. Rakkolevän häviäminen rannikoltamme 197-luvun lopulla herätti ylei sön ymmärtämään rannikkovesiemme tilaa. Vuoden 1976 voimakas suolapulssi toi mu kanaan ravinteita, jotka olivat kertyneet syvänteisiin. Kummutessaan pintavesiin ravin teikas vesimassa loi ihanteelliset olosuhteet rihmalevien kasvulle. Rakkolevän päällä kasvavien levien määrä kasvoi, jolloin levät alkoivat vaij ostaa rakkolevää kilpaillen malla ravinteista sen kanssa. Rihmalevien määrän kasvaessa myös niissä laiduntavien eläinten määrä (mm. Idotea sp.) lisääntyi. Liikalaidunnuksen vuoksi epifyyttiset levät vähenivät, mutta eläimet siirtyivät syömään rakkolevää huonontaen sen kuntoa. Epi fyyttisten levien ja eläinten paino rasitti myös rakkolevää, jolloin se painui pohjaan (Haahtela ja Lehto 1982) ja irtosi helpommin alustastaan. Kun veden orgaanisen aineen (irronneet levät, kasviplankton) määrä kasvoi ja sedimentaatio lisääntyi, ei rakkolevän sa ran ra ra sa Suomen ympänstö 5

tsygooteille löytynyt enää paljasta kalliopintaa, johon ne olisivat voineet kiinnittyä. Rak kolevän tuho oli rannikollamme paikoitellen lähes täydellinen (Haahtela ja Lehto 1982, Kangas ym. 1982, Mäkinen ym. 1984). 19$-luvun alussa rakkolevä palasi osittain enti sille kasvualueilleen (Kangas ja Niemi 1985). 3.2 Vaikutukset kuormitetuilla murtovesialueilla 3.2.! Levien fysiologiset muutokset Ennen kuin ravinnelisäys näkyy levälajiston koostumuksen muutoksina, se voidaan havaita levien fysiologisina muutoksina. Fysiologiset muutokset heijastuvat usein myös levien morfologiaan ja myöhemmin lajin ekologiaan. Levät sopeutuvat esim. aihaiseen valoon lisäämällä pigmenttimääriä, mikä näkyy levien tummana värinä (South ja Whittick 1987). Tämä fysiologinen sopeutuma tehostaa fotosynteesiä ja parantaa lajin ekologista selviytymiskykyä. Myös hengitys ja muu aineenvaffidunta muuttuvat ravin nekuormituksen vaikutuksesta (Heilenbrand 1977). Morfologisia muutoksia todettiin mm. Tukholman lähellä tehdyssä tutkimukses sa (Pekkari 1973), jossa tutkittiin pehmeän pohjan lajin Chara aspera muutoksia. Lähes tyttäessä Tukholman saaristoa lajin ulkonäkö muuttui huomattavasti. Kun laji yli 5 km:n päässä Tukhoman keskustasta oli normaalisti kehittynyt, havaittiin 3 25 km:n päässä lajin morfologian muuttuneen: yksilöt olivat kuorellisia vain varrestaan ja haa rat olivat epänormaalisti pidentyneitä. Alle 25 km:n päässä Tukholmasta olivat Chara aspera -yksilöt kutistuneet niin pieniksi, että lajia tuskin tunnisti. Leväyksilöiden biomassamuutokset ovat eräs selvä merkki rehevöitymisestä. Bio massan muuttuminen huomataan selvästi ennen kuin muutokset näkyvät yhteisön laji koostumuksessa (Kautsky 1991). Levät esim. muuttuvat kitukasvuisiksi ennen kuin hävi ävät tai irtoavat alustastaan biomassan kasvaessa. 3.2.2 Yhteisön Iajistomuutokset Leväyhteisön lajistomuutokset ovat selviä pahoin saastuneilla paikoilla, mutta näkyvät huonommin vain vähän rehevöityneillä alueilla. Eräs selkeä rehevöitymisen merkki on yksi- ja monivuotisten lajien runsaussuhteiden muuttuminen (Kautsky 1988). Kun ve den ravinnesuhteet muuttuvat typpipitoisten jätevesien vaikutuksesta, yksivuotiset vi herlevät lisääntyvät sekä rantavyöhykkeessä että monivuotisten lajien epifyytteinä. Vi herleville on tyypillistä rihmamainen tai levymäinen ulkomuoto, suuri pinta-ala suh teessa tilavuuteen, tehokas ravinteiden otto ja nopea elinkierto. Nämä nopeammat lajit vievät ravinteet ja kiinnittymisalustan monivuotisilta lajeilta, jotka hitaampina häviä vät. Joillakin alueilla saattavat myös normaalisti syvällä esiintyvät punalevät lisääntyä rantavyöhykkeessä. Tämä indikoi rajoittunutta valon tunkeutumista esim. lisääntyneen kasviplanktontuotannon takia (Kautsky 1991). Paikalliset päästöjen vaikutukset ovat selkeimmät Fucus-vyöhykkeessä. Mm. Bokn (1978) on todennut Norjassa, että rakkolevän esiintymissyvyyttä ja peittävyysprosentteja tarkastelemalla saadaan yleensä selvä kuva rannan tilasta. Ruotsissa Kautsky (1991) ja Kautsky ym. (1992) ovat todenneet, että rakkolevä katoaa täydellisesti päästölähteen läheltä myrkkyjen, veden värjääntymisen ja samentumisen vuoksi (esim. puunjalostus teollisuuden ligniinipäästöt aiheuttavat tällaista). Tilalle tulee pääasiassa myrkkyjä kestä viä viherleviä kuten Enterornorpha sp. Kauempana päästölähteestä rakkoleväyksilöt ovat kitukasvuisiaja epifyyttien vaivaamia. Rakkolevän esiintymissyvyys on alentunut, eikä kunnollista vyöhykettä ole löydettävissä. Koska tutkimus on tehty Pohjanlahdella, ovat tulokset vertailukelpoisia myös Pohjanlahden Suomen puoleisten osien kanssa. Suomen ympänsto 5

Rakkolevien puuttuminen joltakin alueelta voi olla myös sidoksissa myrkyllisten aineiden päästöihin tai veden sameuteen ei välttämättä ravinnelisäykseen (Kautsky ym. 1992). Rakkolevä on hyvin herkkä erityisesti klooratuille yhdisteille, jotka ovat pe räisin paperiteollisuuden valkaisuprosesseista. Esimerkiksi rakenteellisesti samankal tainen kloraatti-ioni voi korvata nitraattitypen ja estää näin normaalin ravinteiden saan nin. Paperiteollisuuden jätevesien purkualueilta rakkolevät puuttuvat laajoilta alueilta täysin (Rosemarin ym. 1986, Kautsky 1991). Ruotsissa on todettu myös muiden rusko levälajien, kuten Chordafilumin, Ectocarpus siliculosusin ja Pilayella littoralisin, reagoivan herkästi kloraatteihin (Lehtinen ym. 1988). Vaikka veden ravinteiden lisääntyessä levälajisto muuttuu usein selvästi, myös luontaiset vaihtelut on otettava huomioon. Lajien vuosittaiset vaihtelut saattavat olla luonnostaan suuria. Tiettyinä vuosina esim. ruskoleviä esiintyy enemmän kuin aikai semmin ( brown algal year ), vaikkei mitään selvää syytä ole todettavissa (Hällfors ja Heikkonen 1992). Erityisesti rihmalevästön muutokset ovat suuria ja nopeita, eikä syitä aina saada selville. Tällöin lajeilla ei juurikaan ole indikaatioarvoa rehevöitymisen suh teen. Yleensä saadaan sitä luotettavampi tulos mitä pidemmällä aikavälillä lajistoa ja sen muuttumista tarkastellaan. Kautsky ym. (198$) ovat työssään tarkastelleet lajiston muuttumista Pohjanlah della paperitehtaan jätevesipäästöjen seurauksena. Tehdas kuormitti ympäristöään lä hinnä orgaanisella aineella, siihen sitoutuneifia ldooriyhdisteillä sekä fosforifia ja typellä. Työssään he totesivat rantavyöhykkeen lajimäärän ja biomassan kasvavan etäisyyden kasvaessa päästölähteestä. Kasvit tunkeutuvat myös sitä syvemmälle mitä paremmin valo tunkeutuu veteen. Myös levien kokonaispeittävyys lisääntyy puhtaammille alueil le siirryttäessä. Päästölähteen läheinen lajisto koostui pääasiassa levistä kuten Vaitcheria sp. ja Cladophora aegagropila sekä Lynrnea-suvun kotiloista ja Cordylophora caspia -runko polyypista. Orgaanisen aineen ja klooriyhdisteiden laimentuessa, eli etäisyyden kasva essa päästölähteestä, lajisto monipuolistui ja kokonaisbiomassa kasvoi. Muutaman ki lometrin päässä alkoi esiintyä lajeja kuten Macorna balticaa, Hydrobia-kotiloita, punaleviä (Polysiphonia, Cerarniurn) sekä Chara-lajeja. Vasta 12 km:n päässä voitiin todeta normaa li lajisto: useita makrolevälajeja (mm. Fucus vesiculosus) ja näiden mukana runsas eläi mistö (mm. Gammarus sp.). Vastaavia tuloksia lajiston vähenemisestä paperitehtaan vai kutusalueella ovat Suomen rannikolla Kaskisissa saaneet Pogreboff ja Rönnberg (1987). 3.2.3 Saprobialuokittelu Saprobialuokittelu on lähes ainoa sopiva menetelmä, jossa kuormitettujen ja likaantu neiden merenrantojen lajistomuutoksia on käytetty alueen tilan arvioinnissa, Jäijestel mä pohjautuu Keski-Euroopan jokivesien tilan arviointiin (Kolkwitz ja Marsson 19$, 199). Orgaanisen aineen ja ravinnekuormituksen vaikutukset päästölähteen alapuoli sessa vesistössä pienenevät hitaasti veden laimentuessa (itsepuhdistuskyky). Päästö lähteen vaikutukset näkyvät eliöyhdyskuntien lajikoostumuksen muuttumisena. Täl löin voidaan määrittää eliöyhdyskuntia, jotka ovat tyypillisiä juuri tietynasteiselle kuor mitukselle ja puhdistumiselle. Suomen ja Itämeren oloihin saprobiajäijestelmän on soveltanut professori Ernst Häyrn 192-luvulla (Häyrn 1921, 1933, 1937, 1944). Hän laati luettelon kasveista ja levistä, joita murtovedessä voitaisiin käyttää saprobisuuden indikaattorilajeina (pääasi assa Enteromorpha-levät). Saprobialuokittelun hän kuitenkin perusti kasviyhdyskuntien lajikoostumuksen muutoksiin veden saprobisuuden muuttuessa. Saprobisuudella prof. Häyr&t käsitti veden likaantumista ja veteen tulevan orgaanisen aineen määrää. Sa malla hän oletti myös perustuottajien käytettävissä olevien ravinteiden lisääntyvän. Laa jan yhteenvedon Suomen rannikon ranta-alueiden tutkimuksista leväyhteisöjen avulla, painottuen erityisesti sabrobialuokitukseen, ovat tehneet Hälliors ym. (1987). Suomen ympärstö 5

Myöhemmin saprobialuokittelua ovat työssään käyttäneet mm. Ray (1974), Maa ja Vesi (1976) ja Viitasalo (1984, 1985, 1988, 199, 1994) Helsingin vesialueiden tilan arvi oinnissa sekä Munsterhjelm (198, 1983, 1986) ja Koistinen (1989) Hangon alueella. Viitasalo (1985) päätyi tutkimuksissaan Helsingin vesialueila seuraavaan aluei den jaotteluun: 1) polysaprobinen (voimakkaasti likaantunut) 2) alia-mesosaprobinen (likaantunut) 3) beta-mesosaprobinen (lievästi likaantunut) 4) alfa-oligosaprobinen (häiriintynyt) 5) beta-oligosaprobinen (lievästi häiriintynyt) 6) katarobinen (luonnontilainen) Hän myös pyrki vähentämään menetelmän subjektiivisuutta ja kehitti numeeri sen menetelmän näytepisteiden saprobisuuden laskemiseksi. Kerätystä aineistosta ar vioidaan lajien runsaudet prosenttiasteikolla, lajeille määritetään lajikohtaiset saprobi suusindeksit, ja vähäisenä esiintyvien lajien merkitystä korostetaan nk. kuutiojuurimuun nosta käyttäen. Lopputuloksena saadaan näytepisteille saprobia-arvo, joka kuvaa alu een likaanturnisen tilaa. Viitasalo (1985) on kuvannut työssään yksityiskohtaisesti saprobialuokkien eliöstöä. Tämä on yksi harvoista yrityksistä määrittää yleisesti likaantuneiden merialueiden kasvi yhdyskuntia. Polysaprobiset alueet (voimakkaasti likaantunut) Korkeampia kasveja tai eläimiä ei esiinny. Alfa-mesosaprobinen alue (likaantunut) Tärkeimmät lajit ovat merirokko (Balanus improvisus) ja levärupi (Electra crushilenta). Beta-mesosaprob inen alue (lievästi likaantunut) Suofflevät (Enteromorpha) muodostavat ylireheviä kasvustoja. Putkilokasveista viih tyy parhaiten karvalehti (Ceratophyllum dernersum). Karvalehden, samoin kuin runsaana kasvavan ruo on (Phragmites cornmunis), pintaan on kiinnittynyt rihmamainen rusko levä Ectocarpus confervoides typusfluviatilis. Ahdinparran (Cladophora giornerata) kääpiö kasvuinen, tummanvihreä muoto asettuu koville pinnoille Enteromorpha-vyön alapuo lelle (.5-1 m). Alfa-oligosaprobinen alue (häiriintynyt) Ahdinparta kasvaa rehevänä ja sen joukossa tavataan säännöifisesti useampia suoli levälajeja (Enteromorpha intestinalis, E. prolifera ja E. ahineriana). Suolilevien biomassa on aina alle 1 % kokonaisbiomassasta. Viherlevävyöhykkeen alapuolella esiintyy rakkolevä (Fucus vesiculosus), josta eläinepifyyttien peitossa on 2 4 % Rakkolevä on steriili ja siltä puuttuu lajisidonnainen kasviepifyytti Elachistafttcicola. Rihmamaisista ruskolevistä etenkin Ectocarpus siliculosus kasvaa runsaana, Beta-oligosaprobinen alue (lievästi häiriintynyt) Vesirajan viherlevävyöhyke koostuu lähes yksinomaan ahdinparrasta, joka lop pukesällä on runsaan piieväkasvuston peitossa. Ahdinparran joukossa on säännölli sesti muutamia Enterornorpha intestinalis -yksilöitä myös pinnoilla, jotka eivät ole paikallisen likaantumislähteen tuntumassa. Rakkolevä on tervekasvuista ja fertiifiä, mut ta Elachista frtcicola puuttuu useimmiten. Rakkolevän epifyytteinä kasvavat ruskolevät Stictyosiphon tortilis ja Dictyosiphonfoeniculaceus. Rakkolevävyöhykkeen alapuolella esiin tyvät Cladophora rupestris, Sphacelaria arctica, punalevät Cerarnium tenuicorne (runsaana), Suomen ymparö 5

Furcellaria lumbricalis, Polysiphonia nigrescens ja Rhodomela confervoides (harvinaisena). Var sinaista punalevävyöhykettä ei kuitenkaan muodostu. Katarobinen alue (luonnontilainen) Rantaviivassa esiintyvä ahdinparta on lyhytkasvuistaja antanut paikoin sijaa koleville (Dictyosiphon chordaria, Eudesme virescens). Rakkolevä (.5 2 m:n syvyydessä) on hyväkuntoista ja sen epifyytit ovat lyhyt kasvuisia. Ulkosaariston rakkolevävyöhyke on runsaslajinen ja siinä voidaan erottaa eri kasvukerroksia: kivipinnan levät Hildenbrandia prototypus ja Lithodermafatiscens, nukka maisen kerroksen levät Cladophora aegagropila, Pilayella littoralis, Sphacelaria arctica, Furcel Jona lurnbnicalis ja Ceramiurn temdcorne sekä rakkolevän epifyytit Dictyosiplwnfoeniculaceus, Elachis ta frtcicola, Pilayella littoralis ja Ectocarpus foeniculaceus. Välisaariston katarobisten alueiden rakkolevävyöhykkeessä kasvaa lisäksi putkilo kasveja, nun. Potamogeton perfoliatus, P. pectinatus, Rammculus baudotii ja Zannicheflia palus Ins. Suojaisilla paikoilla kasvaa rakkolevän joukossa Chordafilwn. Rakkolevävyöhykkeen alapuolisen msko-punalevävyöhykkeen (3 9 m:n syvyy dessä) muodostavat Sphacelania-lajit, Furcellania lumbnicalis, Polysiphonia nigrescens, Ctado phora rupestnis, Ceramium tenuicorne ja Callitharnnion roseum. Alin kasvillisuusvyöhyke muodostuu pienikokoisista punalevistä, kuten Phyilo phora sp. ja Audionella purpurea sekä kivipintojen Lithothamnium-lajeista. Kivipinnat ovat usein myös leväruven (Electra crustulenta) peitossa. Sisäsaariston katarobiset alueet ovat yleensä hiekka- tai savipohjaisia matalahkoja lahtia. Rakkolevä jajouhilevä kiinnittyvät kiviin, ja pehmeällä alustalla kasvavat samat putidiokasvit kuin välisaariston rakkolevävyöhykkeessä. Lisäksi esiintyy Chara-ja Toly pella-lajeja, Myniophyflum spicatum, Ruppia manitiina jne. Saprobialuokituksen ongelmiin on työssään törmännyt mm. Bäck (1986). Hän teaa, ettei saprobialuokitus sellaisenaan ole sopiva Hangon Bengtsårin vesialueen viilisuuden kartoittamiseen. Alueelle tuleva kuormitus on liian yksipuolista; saprobia luokitus on suunniteltu monenlaisen orgaanisen aineen kuormitukseen. Myös Viitasalo (1994) on luopunut osittain kasvillisuusyhdyskuntien käytöstä rehevöitymisarvioinnissa. Yhdyskunnat Itämeressä ovat niin väliälajisia ja liukuvia, että alueen tilan kuvaamises sa on mielekäämpää käyttää näytepisteille laskettua saprobiaindeksiä kuin tiettyjä lajis toltaan sidottuja kasviyhdyskuntia, joita luonnossa esiintyy harvoin. Vaikka päästölähteen läheisyydessä on nähtävissä selviä suuntaviivoja lajiston muutoksissa, alueen lajisto on kuitenkin aina sidoksissa luontaisiin lähtökohtiinsa; kuperäiseen lajistoon, ympäristöoloihin ja luonnollisiin vaihteluihin. Useat tutkijat (mm. Jespersen 1989, Kautsky 1991) ovat todenneet, että pelkkä lajisto muutosten tallentaminen ei riitä tutkimukseen ravinteiden vaikutusten selvittämiseksi ranta-alueella. Täydentäväksi tiedoksi tarvitaan mm. levien biomassatietoja, C:N:P-suh detta ja klorofylli :n pitoisuuksia. rus to kas al 32.4 Indikaattorilajit Vaikka ravinteikkailta alueilta usein löytyykin tiettyjä lajeja, ei näiden nimeäminen rehe vyyttä indikoiviksi lajeiksi ole ongelmatonta. Lajien ekologia, fysiologia ja reagointi nopeus tulisi tuntea perinpohjaisesti, ennen kuin lajilla on indikaatioarvoa. Esim. taan alueen lajistoksi mielletään sisäsaaristossakin usein mereistä lajistoa, mikä ei kaan vastaa tarkoitusta. Indikaattorilajien määrittelyä vaikeuttaa lajin esiintyminen hy vin harvinaisena; yksittäiset havainnot eivät ole tilastollisesti luotettavia. Ravinteiden lisäksi monet muut tekijät vaikuttavat levän esiintymiseen. Jokaisella tutkittavalla alueella tulisikin erikseen selvittää, mikä ympäristömuuttuja määrää levien esiintymisen. Yllättäen levän esiintymistä saattavat ravinteiden sijaan rajoittaa esim. puh suin Suomen ympanstö 5

veden suolapitoisuus tai virtaus, lämpötila (Liining 199), levien kuivuminen (Dodds 1991), valo (Lorenz ym. 1991) tai jätevesien myrkylliset yhdisteet (Herbst 1969). Esiinty miseen vaikuttavien ympäristötekijöiden selvittäminen voi olla hyvin vaikeaa, sillä kun nittyneinä, pitkäikäisinä eliöinä levät edustavat jo menneitä alueen oloja tämänhetkis ten ravinnepitoisuuksien vaikutukset näkyvät vasta tulevaisuudessa. Lajien indikaatioarvoa on pohdittu useissa tutkimuksissa. Saprobialuokituksen yh teydessä (Kolkwitz ja Marsson 198, 199, Häyr&i 1921, 1933, 1937, 1944, Ray 1974, Maa ja Vesi 1976, Viitasalo 1984, 1985, 1988, 199, 1994) on määritetty lajeille saprobisuus indeksejä eli lukuja, jotka kuvaavat lajien suhtautumista orgaanisen aineen kuormituk seen. Wallentinus (1979) on tehnyt laajan kirjallisuusyhteenvedon lajien suhtautumises ta ravinnelisäykseen ja saasteisiin. Selvityksessä on koottu tiedot kaikista Itämeressä esiintyvistä makrolevä- ja vesikasvilajeista. Myös muut tutkijat (esim. Grenager 1957, Bokn 1979, Hällfors ym. 1984, Bäck 1986, Koistinen 1989) ovat pyrkineet määrittämään rehevyyttä indikoivia lajeja tutkimusalueillaan. Viherlevät Lähes kaikki Itämeressä esiintyvät viherlevät ovat tyypillisiä opportunistisia lajeja, ka hyötyvät lyhytaikaisista korkeista ravinnepitoisuuksista tehokkaan ja nopean ravin teidenottokykynsä ansiosta. Esim. Cladophora giorneratan on todettu selvästi indikoivan rehevöitymistä (Norin ja Waern 1973, Hällfors ym. 1984, Mäkinen ja Aulio 1986, Ruoko lahti 1988, Henriksson ja Myllyvirta 1991, 1992, Mäkinen 1992) mutta karttavan makkaimmin likaantuneita alueita (Luttinen 1989). Viitasalo (1994) toteaa yli 1 cm pit kän Cladophora glomeratan indikoivan rehevöitymistä. Cladophora giomerata on kuitenkin ongelmallinen indikaattorilaji. Kirjallisuudesta löytyy hyvin vaihtelevaa tietoa sen kasvuvaatimuksista ja siitä, minkä ravinteen lisäys aiheuttaa suuria kasvustoja. Esim. Herbst (1969) sekä Wongja Clark (1976) toteavat fosforin rajoittavan kasvua, mutta Wallentinus (1976) on selkeästi todennut typpilisäyksen lisäävän levämäärää. Ilmeisesti eri elinympä ristöissä laji on sopeutunut käyttämään tehokkaasti ravinnetta, jota vedessä on tarjolla enemmän. Suurimmilta ulkoisen kuormituksen alueilta löytyy pääasiassa Enterornorpha-laje ja (Peussa ja Ravanko 1975, Wallentinus 1979). Korkeissa ravinnepitoisuuksissa saattaa Enteromorpha intestinalis muodostaa suuria levymäisiä hiutaleita ja lauttoja, jotka kellu vat irrallaan (Wallentinus 1979, Bäck ym. 1993). Kaikki Enterornorpha-lajit eivät ilmeises ti kuitenkaan esiinny runsaina ravinteikkailla alueilla. Eri muotojen systemaattinen asema on tällä hetkellä epäselvä ja luokittelu vaikeaa. Suku Enterornorpl;a tuntuu silti viihtyvän kuormitetuilla rannoilla. Muita ravinnekuormituksesta hyötyviä viherlevälajeja ovat mm. Prasiola stipitata, Ulothrix sp. (usein osana kelluvaa levämassaa), Urospora sp. (Wallentinus 1979) sekä Percctsaria percusa (Viitasalo 1994). Myös Monostroma grevillein on todettu lisääntyneen Itämeressä viimeisten vuosikymmenien aikana (Wallentinus 1979). Tämän oletetaan joh tuvan yleisestä rehevöitymisestä. Keväisin esiintyvänä Monostrorna grevitlei ei kuiten kaan tule mukaan kuormitetuilla rannoilla tehtyihin kasvillisuustutkimuksiin, koska ne tehdään yleensä heinä-elokuussa. jot voi Ruskolevät Ruskolevälajit vähenevät yleensä veden rehevöityessä. Lajit, kuten Fucus vesiculosus ja sen epifyyttinä elävä Elachista fucicola, kärsivät veden samentumisesta ja ravinteiden lisäyksestä. Eräät rihmamaiset lajit, kuten Ectocarpus siliculosus ja Pilayella littoralis, hyö tyvät ravinteiden lisäyksestä. Ne lisääntyvät erityisesti rakkolevän epifyyttinä. Herkkinä Suomen ympäristö 5

lajeina ne reagoivat nopeasti vedessä oleviin myrkyllisiin yhdisteisiin. Useimpien msko levälajien suhtautuminen veden rehevöitymiseen on edelleen epäselvä. Joko lajit ovat indifferenttejä saasteille tai niiden ekologiaa niin puhtailta kuin saastuneiltaldn alueilta, ovat mm. Pseudolithoäerrna sp., Dictyosiphon ei ymmärretä riittävästi. Lajeja,joita löytyy chordaria, Dictyosiphonfoenicitlaceus, S tictyos iphon tortilis, Chordafilurn ja Sphacelaria arctica 1979, Hällfors ym. 1984). (Wallentinus Punalevät Punalevien suhtautuminen rehevöitymiseen ja saastumiseen on vieläkin ongelmallisempi kuin rusko-ja viherlevien. Monet punalevät ovat syvienja suolaisten vesien lajeja. Usein onkin vaikea erottaa, johtuuko lajin puuttuminen päästöjen ravinteista vai aihaisesta suolapitoisuudesta. Lajeja, Cerarnium riihrum, Polysiphonia nigrescens, Polysiphonia violacea Rhodornela confervoides 1979). Cerarniurn tenuicorne puuttuu myös päästöjen 1975), (laji esiin Ceramium tenuicorne pitoisuutta, ovat mm. vaikutusalueilta (Lindgren jotka karttavat päästölähteitä, mutta myös aihaista suola (Wallentinus vaikkei kartakaan aihaista suolapitoisuutta tyy pitkälle Perämeren pohjoisosiin). kärsii rehevöitymisestä. Myös Fitrcellaria lumbricahs esiintyy pääsääntöisesti harvinaise na likaantuneilla alueilla, mutta saattaa la. Furcellaria lurnbricaliksen olla esiintymistä säätelevätkin ilmeisesti aivan muut ympäristötekijät kuin veden ravinteisuus (Wallentinus ja saattaakin olla punalevä, joka harvinainen luonnonmukaisillakin alueil 1979). Korkeammat vesikasvit Putkilokasvien suhde veden rehevöitymiseen on ongelmallisempi kuin makrolevien; vesikasvit ottavat ainakin osan käyttämistään ravinteista sedimentistä. Itämeressä ylei sinä esiintyvistä vesikasveista ravinteikkaita alueita suosivat mm, Myriophyl?um verti cillatum, Potarnogeton pectinatus, P. perfoliatits, Zannicheliia palustris ja Ceratophyllurn derner sum 1979, Bäck 1986, Koistinen 1989). (Wallentinus 3.3 Vaikutukset sisävesissä Suomen makeissa vesissä ravinnelisäyksen vaikutuksia luonnolliseen päällyslevästöön on tutkittu hyvin vähän. Päällyslevästön tuotanto, kuten muukin levätuotanto, lisään tyy veden rehevöityessä (Wetzel 1983, Meriläinen ym. 1987, Paavilainen ja Langi 199). Suomen ympäristö 5

Rantavyöbykkeen tilan seuranta ja vaikutusten arviointi 4! Veden laadun seurantaohjelmat pohjoisella Itämerellä Rannikkovesien tilan seuranta aloitettiin v. 1965 (Vesi- ja ympäristöhallitus 1994). Seu ranta toteutetaan yhteistyössä rannikon ympäristökeskusten (entisten vesi-ja ympäristö piirien), tutkimuslaboratorion ja Merentutkimuslaitoksen kanssa. Havaintopisteitä on Suomen rannikolla yli 1. Näytteet havaintoasemilta otetaan kahdesti vuodessa. Fysi kaalis-kemiallisten muuttujien (suolapitoisuus, lämpötila, ravinteet ym.) lisäksi vedes tä mitataan idorofylli a:n määrä. Vuonna 1983 aloitettiin rannikkovesien intensllviseuran ta. Intensiiviasemilta (12 kpl) fysikaalis-kemialliset muuttujat sekä a-klorofylli, perus tuotanto, kasviplanktonbiomassa ja -lajisto mitataan 2 kertaa vuodessa. Vaikka Suo men merialueiden tilaa seurataan erittäin tehokkaasti, ovat ranta-alueet, erityisesti bio logisten muuttujien osalta, jääneet vähälle huomiolle. Seurantapisteet ovat harvoin ai van rantavyöhykkeessä, vaikka ravinneolosuhteet aivan rannassa pohjan lähellä saatta vat olla hyvinkin erilaiset kuin läheisellä ulapalla. Kokonaisuudessaan suurimmaksi ongelmaksi suomalaisessa vesien tilan seurannassa on muodostumassa tarkkailun ha janaisuus. Vesistöjen tilaa indikoivia muuttujia (esim. veden laatu, pohjaeläimet ja ka lat) tutkitaan monissa eri tutkimuslaitoksissa, eikä kokonaiskuvan luomiseksi tarvitta vaa tiedonkulku- ja raportoimisjärjestelmää ole kehitetty. Suomen sisävesien seurantaohjelmat jakautuvat virtaavien vesien seurantaan ja järviseurantaan. Virtaavien vesien havaintopaikoilta (187 kpl) veden ravinnepitoisuus, orgaanisen aineen määrä, raskasmetallit ja orgaanisten klooriyhdisteiden määrä mita taan vähintään neljä kertaa vuodessa. Järvihavaintopaikoilta (174 kpl) veden laatu tut kitaan kolme kertaa vuodessa. Tämän lisäksi 24 Suomen järveä on valittu intensiivi seurannan piiriin. Seurannassa tutkitaan vuosittain veden laadun muuttujien lisäksi kas vi-ja eläinplanktonin sekä pohjaeläinten määrä ja lajisto sekä pintakasvustot perifyton levyillä. Kymmenen vuoden välein järvillä on myös tarkoitus tehdä kasvillisuustutkimus (Heinonen ja Hyvärinen 1994, Vesi- ja ympäristöhallitus 1994). Sisävesien biologisen tutkimuksen kehittämisohjelmaan. eivät sisälly rantavyöhykkeet. Muutama järvi Suo messa sisältyy myös kansainvälisen yhdennetyn seurannan projektiin, jossa järveä tut kitaan osana laajempaa alueen tilan tutkimusta (Nordic Council of Ministers 1988, En vironment Data Centre, National Board of Waters and the Environment 199, Söderman ja Dahibo 199). Vuodesta 1993 Ruotsin kansalliseen ympäristönseurantaan ovat kuuluneet kasvija eläinyhteisöt ranta-alueilla (Kautsky 1994, Stockholms Marina Forskningscentrum 1994). Kovien pohjien eliöstöä tutkitaan kerran kesässä pääasiassa kahdella alueella: itärannikolla Äskössa ja länsirannikolla Gulhnarsfjordenissa. Itärannikon seurannassa keskitytään kasviyhteisöjen muutosten havainnointiin. Seurattavina muuttujina ovat makrolevien syvyysjakautuminen, lajien peittävyysprosentit ja päällyskasvillisuuden määrä. Näitä tarkastellaan valokuvauksen ja silmämääräisen arvioinnin perusteella. Ylei simmistä lajeista otetaan biomassanäytteitä. Kansallista ympäristön seurantaa täyden netään alueellisilla (läänitason) seurantaohjelmilla. Viron rannikon seurantaohj elmat ovat kehitteillä Viron merentutkimuslaitoksessa (Eesti Mereinstitut). Merialueiden rehevöitymisen seurantaan on tutkittaviksi osa-alu eiksi ehdotettu hydrologiaa, vesikemiaa, kasviplanktonia, eläinplanktonia, pohjaeläimiä, pohjakasvillisuutta ja makroleviä. Suomen ympänstö 5

Tanskassa toimii koko rannikon kattava monitorointiohjelma, jota koordinoi pai kallinen ympäristöhallitus (Miljøstyrelsen). Ohjelmassa on mukana vapaan veden muut tujia, pohjaeläin-ja kasvillisuustutkimuksia. Pelagiaalin tutkimukset tehdään vähintään 12 kertaa vuodessa, intensiiviasemilta 32 52 kertaa vuodessa. Pohjaeläin-ja kasvillisuus 3 5 tutkimukset tehdään vähintään kerran vuodessa, mutta paikoin jopa kertaa vuo dessa. Intensilviasemia, joissa tehdään kaikkien osa-alueiden tutkimukset vähintään vuo sittain, on Tanskan rannikolla 15 kpl (Miljøministeriet 1993). Pohjoismaisille ranta-alueille on suunnitteilla Rannikkovesien yhdennetyn seu rannan ohjelma, jota koordinoi Pohjoismainen ministerineuvosto nisterråd eita, (NMR) 1993, Vesi- 1994). joille maalta tulevan kuormituksen suorat vaikutukset eivät ulotu. Suomen osalta ja ympäristöhallitus (Nordisk Mi Seuranta on tarkoitettu koskemaan alu seurantaan on ehdotettu neljää merialuetta (Krunnit, Valassaaret, Saaristomeri ja Haapa pohjaeläimistö, kalat, linnut ja saari). Tutkittavina ekosysteemin osina olisivat sedimentti, pohjaja rantakasvillisuus, nisäkkäät. Ohjelma on tarkoitettu täydentämään massa olevia seurantaohjelmia, eikä siksi sisällä vapaan veden muuttujia. Itämeren suojelusopimuksen puitteissa Helsingin Komissio (HELCOM) on koor dinoinut seurantaa lähinnä avomerellä vuodesta 1979 me, BMP). uusittiin vuonna alkaen jo ole (Baltic Monitoring Program Seuranta sisältää fysikaalisia, kemiallisia ja biologisia mittauksia. Sopimus kattaa nyt myös valtioiden sisäiset aluevedet. HELCOMin puitteissa toimii nyt työryhmä, jonka tehtävänä on laatia esitys yhteiseksi rannikoiden 1992 ja se seurantaohjelmaksi. Työryhmän alustavan suunnitelman mukaan litoraalin leväkasvil olennainen seurattava muuttuja Itämeren rannikkovesissä. Itämeren lisuus eet), mivat olisi suojelusopimuksen yhteydessä on perustettu suojelualueita (BSPÄ-alu joille muun tutkimuksen ohessa on suunniteltu levävyöhykkeen tutkimusta, Toi ja suunnitteluasteella olevat seurantaohjelmat on tarkoitus koordinoida keske nään päällekkäistyön välttämiseksi. USA:ssa on kokeiltu pohjoismaisiin menetelmiin verrattuna paljon laajempaa ve sien tilan seurantaohjelmaa. Tämä nk. National Water-Quality Ässessment Program on kehitetty ensisijaisesti virtaavien vesien tilan arviointiin, mutta soveltuu periaatteessa myös muihin vesiin. Ohjelma perustuu ympäristön morfologian ja muuttujien kuvaa miseen (Meador ym. 1993). Näin saadaan luonnolliset lähtökohdat ja abioottisen ympä ristön muuttujat pohjustamaan biologista tietoa. Biologisista muuttujista on mukaan pyritty saamaan useita erilaisia: kasviplankton, perifyton, makrolevät, pohjaeläimet kalat (Plafkin ym. 1988). ja 4.2 Luonnontilaisten Ieväyhteisöjen seuranta Virallista leväyhteisöjen seurantaa Vuonna 1993 ei Suomessa ole toteutettu (ei meri- eikä järvialueilla). aloitettiin epävirallinen rannikkoalueiden makroleväyhteisöjen seurannan suunnittelu. Suunnittelussa ovat olleet mukana mm. Helsingin ja Turun yliopistot, eräät rannikkoalueiden vesi-ja ympäristöpiirit alueelliset ympäristökeskukset), vesienja ympäristöntutkimuslaitos (nyk. (nyk. SYKE) sekä Helsingin kaupungin ympäristökeskus. Seurantaohjelman tarkoituksena on luoda pohjaa tuleville virallisille seurantaohjelmille perustamalla rannikkoalueelle tutkimuslinjojen verkko, jossa yhtenäisin menetelmin tai lennetaan rantavyöhykkeen kasvillisuuden muutoksia, Seuranta toteutetaan levälinja menetelmällä, jossa pääpaino on levävyöhykkeiden leveyksien tarkastelussa ja rakkole vän kunnon mittaamisessa (Mäkinen ym. 1994). Myös levälajisto, lajien peittävyyspro sentit ja epifyytit tutkitaan. Linjapaikat on pyritty sijoittamaan mahdollisimman luon nonmukaisiin paikkoihin. Vaikka menetelmällä saadaan paljon tietoa leväyhteisöistä, se kuitenkaan sellaisenaan ole on, ja gelmana sopiva kuormitettujen alueiden tilan selvittämiseen. On että luonnonalueiden seuranta perustuu levävyöhykkeiden tarkasteluun, kuormitetulta alueelta selvät levävyöhykkeet usein puuttuvat (Lindgren 1975). ei Suomen ympäosto 5

Vuonna 199 Ruotsin rannikolla on aloitettu ainakin Biekingen ja Kalmarin neissä läänitasolla yhdennetty rantavyöhykkeen tilan seuranta (Samordnad kustvatten kontrolli Biekinge iän, Samordnad kustvattenkontroll i Kalmar iän). Seurannassa mita taan fysikaalis-kemialliset parametrit vedestä ja sedimentistä, kasviplanktonin kloro fyllisisältö. Lisäksi tutkitaan makrolevät, niiden seassa elävät eläimet ja pehmeän poh jan eläimet sekä metallit ja orgaaniset yhdisteet sedimentistä ja eliöistä. Makrolevästö tutkitaan linjaruutumenetelmällä (Persson ym. 1991, Engkvist ja Persson 1993, Tobiasson 1993). Myös Tanskassa on annettu ohjeita menetelmistä, joita tulisi käyttää levien ja vesikasvien kartoittamiseen ja seurantaan (Jespersen ym. 1989, Miljøministeriet 1993). Par haiten ohjeet soveltuvat lähinnä luonnontilaisten alueiden seurantaan ja vastaavat mene telmällisesti meillä rantavyöhykkeen kasvillisuuden seurantaan annettuja ohjeita (vrt. Mäkinen ym. 1994). lää 4.3 Vesioikeudelliset Iupakäsfttelyt Rantavyöhykkeen tila vaikuttaa ratkaisevasti vesistöjen virkistyskäyttöön. Sitä koske vat tiedot ovat tarpeellisia vesioikeudellisissa lupakäsittelyissä hankkeiden vaikutuk sia ja niistä rantakiinteistöille aiheutuvia haittoja arvioitaessa. Vesioikeudellista lupakäsittelyä varten on katselmustoimituksissa tehtävässä vai kutusten arvioinnissa yhä useammin kiinnitetty vedenlaatutietojen ohella huomiota myös biologisiin tekijöihin. Useiminiten hakemusasiakiijoissa on esitetty tietoja alueen kasviplanktontuotannosta ja pohjaeläimistä. Toimitusten aikana hakijoilla on teetetty lisäselvityksinä mm. perifyton- ja havastutkimuksia, jotka kuvaavat rantojen iimoittu mista. Lisäksi toimitusmiehet ja asiantuntijat ovat silmämääräisesti arvioineet rantojen luonnontaloudellista tilaa. Helsingin kaupungin jätevesikatselmuksessa on rantavyöhykkeen makrolevästön tilasta ollut käytettävissä useiita vuosilta riittävästi tietoja vahinkoalueiden rajaamiseksi (Viitasalo 1984, 1985, 1988, 199, Kärmeniemi 1992). Myös Vaasan vesialueella Metsä Botnia Oy:n, Metsä-Serla Oy:n ja Kaskisten kaupungin jätevesikatselmuksessa rantojen viherlevästöä on käytetty silmämääräisesti arvioimalla indikoimaan vesialueen tilaa (Rautio ym. 199). Kemira Ägro Oy:n Uudenkaupungin tehtaiden vahinkoarviohake muksessa (vuodelta 1992) asiakirjojen liitteenä on ollut mm. ilmakuvausten perusteella tehty ranta- ja vesikasvillisuuskartoitus (Lampolahti 199, 1991). Vaikka näiden lisäksi löytyy muitakin myönteisiä esimerkkitapauksia, ovat tiedot rantavyöhykkeen tilasta useimmiten liian puutteellisia, jotta niiden perusteella voitaisiin arvioida kuormituksen haittavaikutuksia. 4.4 Velvoitetarkkaifut ja muu seuranta Vesistöjen velvoitetarkkailulla tarkoitetaan vesioikeuden lupapäätösten tai vesiviran omaisen ennakkoilmoituslausuntojen edellyttämää tarkkailua, jonka päämääränä on vittää vesistöjä muuttavan toiminnan vaikutukset (Kärmeniemi 1988). Velvoitetarkkailuja toteuttavat julkisen valvonnan alaiset tutkimuslaitokset (esim. vesiensuojeluyhdistykset ja vesialan suunnittelutoimistot) ympäristöhallinnon hyväksymän ohjelman mukaan. Vesi- ja ympäristöhallitus on antanut suosituksia velvoitetarkkailujen toteuttami sesta. Vuoden 1976 ohjeissa (Vesihallitus 1976) suositellaan perustuotannon ja levätuo tantokyvyn mittauksia jätevesien rehevöittävän vaikutuksen havaitsemiseksi. Ohjeissa on yleisempi suositus biologisten testien soveltamisesta tapauskohtaisesti. Uusissa oh jeissa velvoitetarkkailujen tekemiseksi (Vuoristo 1992) vesistötarkkailun kohteiksi on selkeästi määritelty vesi, pohja ja ranta. Voimakkaan ravinnekuormituksen kohteissa sel Suomen ympariö 5

päähuomio kehotetaan kiinnittämään tuotantoa kuvaaviin selvityksiin, kuten plankton päällyslevästö-, vesikasvi-, pohjaeläin ja sedimenttitutkimuksiin. Vesikasvillisuuden ja levästön tutkimisen menetelmäohjeita ei ole standardisoitu, vaan käytettävät mene telmät riippuvat tutldttavan alueen lajistosta, rakenteesta ja koosta, Suositetut menetelmäohjeet (Vesi- ja ympäristöhallitus 199) painottuvat putkilokasveihin ja soveltuvat par haiten pehmeille pohjille. Suosituksena on mitata kasvien kasvutiheys, vesikasvien poh janpäällisten osien paino ja koko, kartoittaa kasvillisuus lajistollisesti (täydennettynä ilmakuvauksella) sekä arvioida lajien yleisyys ja runsaus. Vesikasvien käytöstä veden laadun indikaattorina on kirjoitettu paljon (esim. Jensen 1977, Nybom 1981, Niemi 199, Vesi-ja ympäristöhallitus 199, Heitto 1991, Nybom 1991, Salonen ym. 1992), eikä siihen siksi puututa tarkemmin tässä yhteydessä.. Rantavyöhykkeen osalta rannikkoalueemme velvoitetarkkailut keskittyvät yleen sä pehmeiden pohjien vesikasviarviointeihin, Velvoitetarkkailuja on tehty esim. seuraavilla alueilla: Hangon merialueen tarkkailussa on tehty vesikasvillisuuskartoituksia vaihtelevin menetelmin ja yleensä pehmeiltä pohjilta (Munsterhjelm 198, Eklund 1981, Munster hjelm 1983, Bäck 1986, Munsterhjelm 1986, Ranta 199). Koistinen (1989) on tehnyt laa jan rantakasvillisuustutkimuksen Hangon merialueen kuormittajien vaikutusten arvi oimiseksi. Myös Inkoossa on Imatran Voima Oy:n velvoitetarkkailussa tehty pienimuotoi nen kvalitatiivinen kasvillisuuskartoitus (Hanski ja Venetvaara 1992). Laajempi vesi kasvillisuusselvitys on Inkoon ja Porkkalanniemen väliseltä Pikkalanlahden alueelta (Lut tinen 1989). Muut alueen tutkimukset ovatkin pääosin vedenlaadullisia tai bakteriologisia (Lahti 1984). Laajin ja pitkäaikaisin ranta-alueiden seuranta Suomen rannikolla on Helsingin edustan vesialueiden tarkkailu, jota hoitaa Helsingin kaupungin ympäristökeskus (Ray 1974, Hällfors ym. 1976, Maa ja Vesi 1976, Viitasalo 1985, 1988, 199, 1994). Seurannassa käytetään rantavyöhykkeen yhteisöjen muutoksia rannan tilan indikaattorina (nk. sapro bialuokittelu). Loviisan edustalla Säteilyturvakeskus tekee rantojen seurantaa lähinnä ydinvoi malan lauhdevesien vaikutusten arvioimiseksi (Ilus ja Keskitalo 1986, Ilus 1992). Vaasan vesialueella Metsä-Botnian jätevesien vaikutusta on seurattu kasviplank tonin, perifytonin, pohjaeläinten, sedimentin sekä ranta- ja vesikasvillisuuden muutos ten avulla (Paavilainen ym. 1985). Makroskooppisia leviä ja luonnonalustojen nk, limoittumista on käytetty hyvin vähän järvien tilan selvittämiseen. Yleensä tutkimukset ovat keskittyneet makroskoop piseen kasvillisuuteen pehmeillä pohjilla (esim. Niemi 199) tai keinoalustojen perifyton tutkimuksiin (Poikolainen 1988). Metsä-Serla Oy:n Mäntän tehtaiden velvoitetarkkailussa kailiopinnan levästö ja yleisen rehevöitymisen arviointi on otettu osaksi tehtaan vaiku tusten selvitystä (Paavilainen ja Langi 199). 4.5 Kalankasvatuslaitosten vaikutusten arviointi Suurin osa kalankasvaftislaitosten biologisten vaikutusten arviohmista merialueilla on tehty perifytonin avulla (Isotalo ym. 1985, Kauko Häkkilä 1994; Turun vesi-ja ympäristö piiri, suullinen tiedonanto). Joissain tapauksissa mukaan on otettu muitakin muuttujia, kuten kasviplankton ja pohjaeliöstö (Koskenniemi ja Sevola 1982). Perifytonkasvustojen käytöstä ja mittausmenetelmistä on kirjoitettu paljon (Ko lehmainen 1982, Leskinen 1983, 1985, 1986, Leskinen ym. 1986, Poikolainen 1988, Leski nen 199). Etelä-Savon ympäristökeskuksessa on myös valmistumassa tutkimus luon non-ja keinoalustojen käytöstä rehevöitymistutkimuksessa kalankasvatuslaitosten vaiku tusalueilla (Pertti Manninen 1994; Mikkelin vesi- ja ympäristöpiiri, suullinen tiedonan Suomen ymarnto 5

to). Koska kyseinen tutkimus keskittyy juuri menetelmäarviointiin, jätän limoittumis ja perifytonmenetelmät tässä selvityksessä vähemmälle. Makrolevästöä on muutamissa yksittäisissä tutkimuksissa käytetty kalankasvatus laitosten vaikutusten arviointiin. Mäkinen ja Ilvessalo (1983) ovat arvioineet kalankasva tuslaitosten vaikutuksia Turun saaristossa rihmalevävyöhykkeenbiomassatutldmuksella ja rakkolevän silmämääräisellä arvioinnilla, Ruokolahti (198$) on mitannut Cladophora glorneratan biomassaa, pituutta ja klorofylli a:n pitoisuuksia rehevyyttä indikoivina muut tujina. Rönnberg ym. (1992) ovat tutkineet rakkolevän epifyyttejä. Suomen ympäristö 5

Rantavyöbykkeen tdan arviomntimenetelnhiä Suurimmassa osassa rantavyöhykkeen levästön tutkimuksia tutkimuskohteena on ol lut leväyhteisön lajikoostumus. Sitä on pyritty selvittämään mm. levien keruulla sekä vesikiikarinja sukellusten avulla. Yksittäistapauksissa on paneuduttu leväyhteisönbio massamuutoksiin ja esim. idorofyllipitoisuuksiin. Yleisemmin alueen kasvifiisuuden le vinneisyyttä on selvitetty valokuvaamalla, videoimalla tai ilmakuvauksella, 5.1 Levien kerääminen Yksinkertaisimmin vedenalaiseen maailmaan pääsee käsiksi keräämällä leviä pinnalta. Näytteitä voidaan kerätä käsin rannasta kurottamalla tai kahlaamalla samalla kun ran nan tilaa arvioidaan silmämääräisesti (Paavilainen ja Langi 199, Rautio ym. 199). Varsi haavilla (Ranta 199) ja haralla (Piinskija Florczyk 1984a, Viitasalo 1984, 1985, Pogreboff ja Rönnberg 1987, Viitasalo 1988, 199, 1994) saadaan kvalitatlivisia näytteitä syvem mältäkin. Hyvin monissa tutkimuksissa haraus on yhdistetty esim. sukeltamiseen tai vesikiikarin käyttöön (Ray 1974, Piinski ja Florczyk 1984b, 1985, Bäck 1986, Ilus ja Keskitalo 1986, Koistinen 1989, Luttinen 1989, Ilus 1992, Bäck ym. 1993). Haraukseen on Suomessa käytetty yleisimmin nk. Luther-tyypin haraa (Luther 1951:51) (Kuva 3). Sillä saatavat näytteet ovat kvalitatiivisia, vaikka joissain tutkimuk sissa (Plinski ja Florczyk 1984a,b) haralla on otettu kvantitatlivisialdn levänäytteitä. Ha rauksella voidaan selvittää alueen lajimäärää ja suurikokoisten lajien yleisyyttä. Viita salo (1984, 1985, 1988, 199, 1994) on tutkimuksissaan käyttänyt haraustuloksialevälajien prosenttiosuuksien selvittämiseen. Haratuista näytteistä on silmämääräisesti arvioitu lajien osuuksia koko näytteestä. Suomen Kuva 3. Luther-hora (Nybom 1 99 1). ympansto 5

Kuva 4. Vesikiikari (Nybom 1 99 1). 5.2 Vesikiikarin käyttö Vesikiikarifia (esim. Nybom 1991:125) (Kuva 4) voidaan pinnalta käsin tutkia matalien ja kirkasvetisten vesialueiden kasvillisuutta. Menetelmä sopii laajojen matalien lahtien vesikasvien kartoitukseen. Levävyöhykkeessä havaintotarkkuus on huono lajien kerrok sellisen kasvun takia. Vesikiikarin käyttö voi olla mielekästä muiden tutkimusmenetel mien, kuten harauksen, ohessa (Rönnberg ym. 1985). Kasvillisuuden kartoituksessa vesi klikaria ovat käyttäneet mm. Bäck (1986) ja Ranta (199). 5.3 Sukeltaminen Hyvin monet levävyöhykkeen tutkijat ovat käyttäneet sukeltamista tutkimuksissaan (mm. Boström 1936, Lind ja Cottam 1969, Kangas 1972, Ravanko 1972, Jansson 1974, Lindgren 1975, Jansson ja Kautsky 1977, Klavestad 1978, Kukk 1981, Kangas ym. 1982, Christie 1983, Lindvall ja Älm 1983, Lindvall 1984, Plinski ja Florczyk 19845, Boberg ym. 1986, Ekengren ym. 1986, Ilus ja Keskitalo 1986, Kautsky 1988, Koistinen 1989, Hällfors ja Heikkonen 1992, Ilus 1992, Bäck ym. 1993, Gestrin 1993, Leinikki ja Oulasvirta 1993, Mäkinen ym. 1993, Oulasvirtaja Leinikki 1993, Mäkinen ym. 1994). Mm. Kautsky (1988) ja Mäkinen ym. (1994) ovat todenneet sukeltamisen olevan ainoa varteenotettava mene telmä ranta-alueiden tilan arvioimiseksi. Vedenalaisten kasviyhteisöjen tutkiminen sukeltamalla voidaan jakaa si]mämää räiseen arviointiin, linja-arviointiin ja ruutumenetelmään. Yleensä käytetään näiden yh distelmää. Suomen ympäristö 5

Silmämääräinen arviointi ei perustu mihinkään jäijestelmälliseen luokitukseen tai runsaudenarviointiin, vaan alueen tilan selvittämiseksi saatetaan esimerkiksi tutkia, mitä lajeja kyseisellä paikalla on (+1 ). Alueella voidaan sukeltaa ristiin rastiin tai esim. leve 1993). ällä kaistaleella edestakaisin (Leinikki ja Oulasvirta Joissain tapauksissa voidaan karkealla asteikolla arvioida lajin esiintymistä sukelluksesta tulevan mielikuvan perus teella: laji (Bokn 1975, Flinkman 1989). Silmämääräistä arviontia on käytetty pääasiassa muun tutkimuk puuttuu, esiintyy satunnaisesti, on harvinainen, yleinen tai vallitseva sen tukena tai esityönä karkean yleiskuvan saamiseksi. Linja-arvioinnissa merkitään rannasta ulospäin suuntautuva linja,jota pitkin sukel letaan. Linjalta voidaan arvioida lajit ja yleinen runsaus esim. kahden metrin leveydeltä (Ilusja Keskitalo (Koistinen 1986, 1989). Ilus 1992) tai kasvillisuuden vaatimusten mukaan leveämmältälän Ruutumenetelmässä valitaan näytealoja, joilta tehdään tarkempi lajinmääritys arvioidaan peittävyysprosentit (Mäkinen ym. 1994) son ym. (yleensä 1991, Engkvist ja Persson 1993, Tobiasson tai otetaan biomassanäytteitä (Pers 1993). Ruutumenetelmä on usein yhdistetty linja-arviointiin: linjalta valitaan ruutuja.5 m2 tai 1 m2),joihin tarkat määritykset keskitetään. Jotta linj at ja ruudut edus taisivat koko alueen tilaa, tulisi niiden paikat valita satunnaisesti. Useimmissa tutkimuk sissa tutkittavat linjat ja ruudut on kuitenkin valittu täysin subjektflvisesti (Lindgren tai linjat on sijoitettu maastoon tasavälein (Kukk Joskus ruutuvalinta on tehty myös tasasyvyyksin (Heitto 1975, Gestrin 1993) 1981). (1988) Kautsky mää: ja (esim..5 2 1988, Kukk 1981). km:n välein) on tutkimuksissaan käyttänyt näytealojen valinnassa viittä eri menetel 1. 2. 3. 4. 5. linjat sijoitettiin tutkimusalueelle satunnaisesti, ja näytteet linjoilta otettiin sa tunnaisesti, linjat jaettiin tasaisesti päästölähteen oletetun vaikutussuunnan mukaan, vanhoja, 194-luvulta peräisin olevia tutkimuslinjoja uusittiin, neljälle eri pohjatyypille sijoitettiin kullekin satunnaisesti tutkimuslinjoja, linjoja sijoitettiin tasaisesti kartalle, Eräs muunnelma ruutumenetelmästä on vakioruutujen seuranta esim. valokuva uksella (Christie 1983, Andersson ja Tunberg 1992). Pohjaan pysyvästi merkityn ruudun kasvillisuuden seurannalla saadaan tietoa sukkessiosta ja eliöiden välisestä kilpailusta. Kiinteä ruutu kuvastaa tosin vain ruudun muutoksia, Koska tutkimusalueen lajisto on lopulta systeemissä, tulee myös lajisto tutkia. Jespersen ym. se ei koko alueen tilaa. taso, jolla on ekologista merkitystä eko (1989) sekä Gray ja Pearson (1982) kehottavat keskittämään lajistomääritykset biomassaltaan merkittäviin lajeihin. Vaikka harvinaisten lajien asema tunnetaan tällä hetkellä huonosti, saattaa niillä myöhemmin olla indikaatioarvoa. Mikäli lajitason määritys ampia systemaattisia tai funktionaalisia ryhmiä (Kautsky rolevälajien määrittäminen on suhteellisen helppoa, koska 2) verrattuna valtameriin (lajimäärä useita ei ole mahdollista, tulisi käyttää korke 1993). Suomen rannikolla mak lajeja satoja). on vähän (yleensä noin 5,4 Kvantitatiivinen näytteenotto Biomassan mittaaminen leväyhteisöistä on tärkeä osa tutkimusta, jolla rehevöitymisen vaikutuksia pyritään selvittämään (Kautsky 1991). Yleensä biomassamuutokset näky vät aikaisemmin kuin lajistomuutokset; leväyksilöiden koot kasvavat, ja levät irtoavat helpommin alustastaan. Yksilöt saattavat myös muuttua ensin kitukasvuisiksi ja hävitä vasta sen jälkeen. Esimerkiksi eräiden myrkkyjen vaikutukset näkyvät aihaisena bio massana, mutta eivät lajiston muutoksina (Plafkin ym. merkittävin on yksivuotisten viherlevien biomassa. Kautsky 1988). (1993) Rehevöityneillä alueilla toteaa, että pinnan Suomen ympanstä 5

läheisten yksivuotisten levien biomassa, lajistosta riippumatta, indikoi hyvin ympäris tön muutoksia ajallisesti ja alueellisesti. Hän suosittelee myös jokaiseen tutkimukseen kvantitatiivisia sukellusinventointeja ja tulosten analysointia monimuuttujamenetelmilä. Näin saadaan jo varhain pienetkin muutokset esiin ja vähennetään näytteenottajien vä lisiä arviointieroja. Muutamissa tutkimuksissa (Jespersen ym. 1989, Wallentinus 1979, 19845) rehevyysindikaattoriksi on myös ehdotettu yksi- ja monivuotisten levien bio massasuhdetta. Itämeressä on suhteellisen harvoin tehty kvantitatiivisia tutkimuksia kovien pohjien levistä (Jansson 1974, Hällfors ym. 1975, Wallentinus 1979, Mäkinen ja Ilvessalo 1983, Kautsky ym. 1988, Kautsky ja van der Maarel 199, Korolev ym. 1993). Kvantitatiivista näytteenottoa ei ole käytännössä juuri ollenkaan rantavyöhykkeiden tilan seurannassa eikä velvoitetarkkailussa. Kovien pohjien näytteenottoon on kehitetty useita menetelmiä, jotka vaativat lä hes poikkeuksetta sukeltajaa näytteenottoon yli puolen metrin syvyyksillä (The Finnish IBP-PM Group 1969, Kangas 1972, Kangas ja Hällfors 1974, Flinkman 1989). Rajatulta pinta-alalta (muovikehikot) voidaan kaikki elollinen raaputtaa käsin näytepussiin (Mä kinen ja Ilvessalo 1983) (Kuva 5) tai kerätä talteen esim, paineilmaimuria (Finnish IBP FM Group 1969) käyttäen. fucus-vyöhykkeessä rakkolevät voidaan irrottaa nk. fucus noutimeen (The Finnish IBP-PM Group 1969:189). Biomassamäärityksiin on käytetty joko levien märkäpainoa (esim. Mäkinen ym. 1994), kuivapainoa (esim. Kautsky ym. 1988) tai orgaanista painoa (Kangas ja Hällfors 1974). Kuivapainon mittaaminen on märkäpainoa objektiivisempi mutta työläämpi, me netelmä. Orgaanisen painon mittaarninen (näytteiden hehkutus usean sadan asteen läm pötilassa) on aikaavievää ja suuritöistä, eikä siihen kannata usein ryhtyä. 5,5 Valokuvaaminen ja videointi Vedenalaista valokuvausta ja videointia käytetään yleensä täydentämään muuta tutki musta yleiskuvan saamiseksi (Korolev ym. 1993). Stereovalokuvauksella (kolmiulottei nen kuva) saatetaan päästä tarkkoihinkin prosenttipeittävyyksiin (Lundälv ym. 1986, Andersson ja Tunberg 1992), mutta lajimääritykset valokuvista ovat vaikeita, usein jopa mahdottomia. Videointia on käytetty korvaamaan sukeltajaa syvillä alueilla. Myös vide oinnilla saadaan hyvä yleiskuva, mutta tarkat määritykset ovat vaikeita. Kuva 5. Kvantitatiivinen nöytteenatin. Muovi putken sisöönjöövä pintaala puhdistetaan kaikesta kasvillisuudesta ja putki suljetaan alta metallilasta/ia (Mäkinen ja Ilvessalo l 983). Suomen ympäristö 5

5.6 Ilmakuvaus ilmakuvausta on käytetty kirkkaila vesialueilla laajojen alueiden vesikasvien kartoituk seen. Itämeren oloissa ilmakuvauksella voidaan saada näkyviin mm. fucus-vyöhyke (Rönnberg ym. 1985, Boberg ym. 1986) ja Zostera-kasvustoja (Ösfrömja Rex 1978). Korolev ym. (1993) ovat käyttäneet ilmakuvausta Viron rannikolla muun tutkimuksen tukena. 5.7 Eläinyhteisöjen tutkimukset Eräänlaisena rehevyysindikaattorina voisi toimia levästössä olevien eläinten määrä. Mm. Kangas (198) ja Salemaa (1986) ovat tutkineet Tvärminnen saaristossa levästössä (eri tyisesti rakkolevävyöhykkeessä) eläviä eläimiä. Kovien pohjien eläinten esiintymisen muutoksista ravinnelisäyksen vaikutuksesta on kuitenkin vähän tietoa Itämeren alu eelta, Lindvall ja Alm (1983) ovat todenneet, että Idotea baltican määrä rakkolevissä on korkeampi päästölähteen läheisyydessä. Kyseistä mittaria voidaan luonnollisesti käyt tää vain kun rakkolevää on. Eläinten määrä saattaa usein olla selittävänä tekijänä levävyöhykkeen muutoksis sa. Mm. Blekingen läänin seurannassa Ruotsissa todettiin rakkolevän hävinneen kah dessa vuodessa alueelta, jossa edellisessä seurannassa oli havaittu suuria Idotea baltica - määriä rakkolevän seassa (Persson ym. 1991, Engkvist ja Persson 1993). Jos eläinmääriä ei olisi tutkittu, ei todennäköistä selitystä rakkolevän häviämiseen olisi. 5.8 Muita menetelmiä Rantavyöhykkeessä, samoin kuin vapaassa vesipatsaassa, levien perustuotanto on tär keä levien kunnon mitta. Kangas ja Hällfors (1974) mainitsevat makrolevien perustuotan non mittaukseen sopiviksi menetelmiksi 4C-menetelmän, happimenetelmän ja ph-muu tosten mittauksen. Happimenetelmä mainitaan helppona ja yksinkertaisena. Hapen muu tos inkubointivedessä (voidaan mitata joko Winkler-menetelmällä tai happielektrodilla) on suoraan verrannollinen tuotettuun leväbiomassaan. Hellenbrand (1977) on myös to dennut, että fotosynteesin ja hengityksen mittauksella voidaan todeta aikaisin jätevesi en krooniset vaikutukset rakkolevälle. Fotosynteesi ja hengitys vähenevät jo paljon en nen kuin näkyviä myrkkyvaikutuksia leville on havaittavissa, Kalankasvatuslaitosten vaikutuksia arvioitaessa on tutkittu mm. makrolevien pi tuutta, klorofylli a:n määrää (Ruokolahti 1988) sekä rakkolevän epifyyttejä ja ravinne sisältöä (Rönnberg ym. 1992). Viitasalo (1994) on työssään Helsingin edustan rantavyö hykkeen kasvillisuuden kartoituksessa käyttänyt rakkolevän kuntoa ja epifyyttejä rehe vöitymisen arviointiin. Rehevöitymistä indikoivat steruilit rakkoleväyksilöt sekä sellai set kiinnittyneet eläimet, jotka peittävät yli 1 ¾ rakkolevän pinta-alasta (esim. Electra crustulenta ja Balanus irnprovisus). Porvoon merialueella Itä-Uudenmaan ja Porvoonjoen vesien- ja ilmansuojeluyhdis tys ry. on tehnyt laajalta alueelta bioindikaattoritutkimuksen, jossa on käytetty pohja eläimistöäja viherlevävyöhykkeen leviä bioindikaattoreina selvitettäessä vesistön tilaa. Viherlevävyöhykkeestä mitattiin ahdinparran (Cladophora giomerata) ja klorofylli :n pi toisuuksia (Henriksson ja Myllyvirta 1991, 1992). Bokn (1975) on tutkinut levien peittävyysprosenttien käyttämistä rannan tilan indi kaattorina. Hän ehdottaakin tarkastelun kohteeksi punalevät:ruskolevät:viherlevät -suh detta. Puhtaifia alueilla Norjassa suhde on n. 45:35:15. Ravinteisuuden lisääntyessä viher levien osuus kasvaa huomattavasti. Itämeressä tämä menetelmä ei toimine, koska lajeja on vähän. Suomen ympänisto 5

mielellään ja Ruotsissa Biekingen ja Kalmarin lääneissä rantavyöhykkeen tilan seurantaa toteu tetaan levälinjamenetelmäilä (Samordnad kustvattenkontroll i Biekinge iän, Samordnad kustvattenkontroli i Kaimar iän). Makrolevästö tutkitaan linjaruutumenetelmällä. Lin jat merkitään köydellä, valokuvataan ja jaetaan vyöhykkeisiin vallitsevien levälajien mu kaan. Tutkimuksissa on keskitytty Fucus vesiculosits - Fucus serratits -vyöhykkeisiin. Vyöhykkeiltä otetaan kolme kvantitatiivista levänäytettä (ruutu.5 m2). Kaikki levät kerätään verkkopussiin, lajisto tutkitaan, ja kuivapaino (6 C :n kuivatus) mitataan lajeit tain. Lisäksi levistä mitataan kokonaishiili, -fosfori ja -typpi. Levätyön yhteydessä tut kitaan myös levästön seassa elävät eläimet (Persson ym. 1991, Engkvist ja Persson 1993, Tobiasson 1993). Viron rannikolla (Eesti Mereinstitut) suunnitellaan makroleviin perustuvaa bio testiä rantojen tilan seurantaa varten. Luonnollisissa syvyyksissä inkuboidaan makroleviä (mahdollisesti Cladophora giornerata, Furcellaria lumbricalis, Ceramiurn tenuicorne tai Pilayetla littoralis) happipulioissaja mitataan niiden hapen tuotto ( leväyksilön tuotanto) (Ilkka Viitasalo 1994; Helsingin kaupungin ympäristökeskus, suullinen tiedonanto). Sisävesissä yksi harvoista tutkimuksista, joita on tehty kovien pohjien levästöstä on Karjalan Pyhäjärven tilan selvitys (Meriläinen ym. 1987). Tutkimuksessa on luonnon alustoilta irrotettu makroskooppiset ja mikroskooppiset levät. Näiden kokonaisbiomas san ja lajiston vaihteluista on selvitetty järven eri osien rehevöitymisastetta ja alueen tilaa. Yksinkertaisempana menetelmänä Mäntän vesistön velvoitetarkkailussa (Metsä Serla Oy) on käytetty silmämääräistä rantojen limoittumis-ja rehevyysasteen määritystä (asteikkona 3) (Paavilainen ja Langi 199). Vastaavaa silmämääräistä rannan limoit tumisarviointia on käytetty lijoen vesistöalueella Koutuanojan vesistötarkkailussa (Pyyk könen 1994). Tällöin kartoitettiin korkeampi vesi-ja rantakasvillisuus ja laskettiin rihma maisten levien peittävyysprosentit. 5.9 Menetelmien tarkastelua Seurattaessa jätevesien vaikutuksia luonnossa perustutkimus ja jatkuva purkualueiden tilan seuranta on erotettava toisistaan. Jätevesien purkamisen yhteydessä tehtävä seu ranta vaatii yksinkertaisen menetelmän, jotta vaikutuksia voidaan arvioida laajoilla alu eilla eikä seurantaa esimerkiksi taloudellisista syistä jätetä tekemättä. Jotta yksinkertai sella ja nopealla menetelmällä (esim. levien pituuden mittauksilla) pystyttäisiin luotet tavasti tutkimaan alueen tilaa, tulee pohjana olla kattavaa perustietoa siitä, miten ra vmnnelisäys luonnollisessa ympäristössä vaikuttaa. Jätevesien vaikutusten tutkiminen ei ole yksinkertaista. Paras tulos saataisiin, jos kaikki vaikutusalueen ekosysteemin osat voitaisiin ottaa mukaan samaan tutkimuk seen. Koska tämä ei taloudellisista syistä ole mahdollista, on keskityttävä johonkin eko systeemin osaan. Rantavyöhykkeen kasvillisuus on vesialueilla erittäin otollinen tutki muskohde. Ranta-aluiden perustuotannosta se tuottaa valtaosan ja on ihmisen kannalta yksi harvoista silmin nähtävistä veden laadun kuvaajista. Pitkäikäisinä ja alustaansa kiinnittyneinä herkkinä eliöinä rantavyöhykkeen levät kuvastavat veden laatua pitkäl lä aikavälillä juuri kyseisellä paikalla. Rantavyöhyke monimutkaisena yhteisönä ei kui tenkaan ole helppo tutkimuskohde. Kun hyvällä tutkimuksella ja seurannalla on paljon vaatimuksia sekä taloudelliset rajoitteet, sopivan tutkimusmenetelmän valinta on erit täin vaikeaa. Käytettävän menetelmän tulee olla riittävän herkkä, jotta tutkittavat vaikutukset näkyvät jo ennen kuin muutokset peruuttamattomasti vaikuttavat ekosys teemiin. Menetelmän tulee myös olla objektiivinen, käyttökelpoinen eri sääoloissa ja mielellään koeobjektin säästävä. Seurantamenetelmän tulisi olla riittävän yksinkertai nen, jottei sitä taloudellisista syistä jätettäisi tekemättä, mutta liika yksinkertaistaminen on vaarallista; on aivan liikaa esimerkkejä tutkimuksista, joiden aineistoa ei enää voida käyttää tieteelliseen tutkimukseen. Työ on tällöin turhaan tehty. Eräs suurimmista puut Suomen ymparistö 5

teista vesialueiden tutkimuksessa tuntuu olevan tutkimusten puutteellinen suunnitte lu, Useimmissa velvoitetarkkailuissa myös aineiston tilastollinen käsittely on puutteel lista tai sitä ei ole tehty ollenkaan (Kärmeniemi 1988). Jokaiseen seurantatutkimukseen tulisi aina sisällyttää aineiston tilastollinen käsittely (Gray ja Pearson 1982). Mikäli se ei saadun aineiston perusteella ole mahdollista, tulee tutkimus suunnitella uudelleen. On luonnollista, että eliöyhteisöjen muutoksia tutkitaan niiden luonnollisessa ym päristössään. Kaikki eliöihin vaikuttavat ympäristötekijät saadaan tällöin mukaan loksiin,ja käytännön ratkaisut ovat yksinkertaisempia kuin laboratoriossa tehdyt. Näytepaikkojen valinnan tulisi mahdollisimman usein perustua satunnaisotantaan. Tällä valla eliminoidaan tutkijoiden painotuksia, ja näytteistä saadaan tilastollisesti käsiteltäviä ja luotettavia. Näytemäärän tulisi olla riittävän suuri. Jokaisessa tapauksessa työn mää rä on suhteutettava saavutettavaan hyötyyn. Muutoksen havaitseminen ei yleensä ole ongelma. Vaikeampaa on erottaa mui den muuttujien vaikutukset ravinteiden vaikutuksista. Esim. vähentynyt suolapitoisuus ja lisääntynyt ravinteisuus näkyvät samanlaisina vaikutuksina lajistossa. Saasteiden vai kutukset tulisikin aina asettaa kyseenalaisiksi. Luonnolliset vaihtelut saattavat esiintyä kymmenien vuosien aikajaksoissa. Jotta muutoksen voidaan todeta johtuneen juuri saas teista, tulisi sen olla selvästi luonnollisten vaihteluvälien ulkopuolella. Mikäli näin ei ole, voidaan vain olettaa saasteiden vaikuttavan (Hawkins ja Hartnoll 1983). Muuttuji en erottelua helpottaa, jos aineistoa on pitkältä ajalta ja esim. samalta alueelta ennen kuormituksen alkamista. Vaikutukset voidaan havaita vain, jos tunnetaan alueen villisuuden muutokset tai kasvillisuus luonnostaan kyseisessä saaristovyöhykkeessä. Myös luonnonoloiltaan vastaavat vertailualueet auttavat alueen tilan selvittämisessä. Mikään yksittäinen menetelmä ei myöskään voi olla sopiva joka paikkaan, vaan täntöä on sovellettava ympäristön mukaan. tu ta kas käy Suomen yrnpänsto 5

Yhteenvet Rantavyöhykkeen levästö kuvastaa alustaansa kiinnittyneenä hyvin vesialueen tilaa. Koska makroskooppiset levät ottavat kaikki yhteyttämiseen tarvitsemansa ravinteet ym päröivästä vedestä, levien tuotanto on verrannollinen veden ravinnepitoisuuksiin ja en nen kaikkea kasvua rajoittavien ravinteiden pitoisuuksiin. Suomen rannikkoalueilla ran tavyöhykkeen levästön kasvua rajoittaa yleensä typpi, Pohjanlahdellaja sisävesissä use ammin fosfori. Koska ravinnepitoisuudet vaihtelevat vedessä paljon, solukon sisäinen ravinnepitoisuus antaa levien ravinneoloista paremman kuvan. Ravinnekuormituksen vaikutuksia kovien pohjien rantoihin on tutkittu pääasias sa luonnontilaisilla murtovesialueilla. Tietoja kuormitetuilta alueilta ja sisävesistä on hyvin vähän. Ravinnekormitus lisää kuitenkin selvästi rantavyöhykkeen tuotantoa, Yk sivuotiset rihmamaiset levät (pääasiassa viherlevät) runsastuvat monivuotisten (esim. rakkolevä) kustannuksella. Kasviyhteisöjen muutokset vaikuttavat suoraan myös kiinnit tyneisiinja levästön seassa eläviin eläimiinja kaloihin. Vesialueidemme seurannassa on tähän mennessä keskitytty vapaan veden muut tujien seuraamiseen. Rannikkoalueetja erityisesti levävyöhyke jäävät seurantaohjelmissa huomiotta. Eräissä velvoitetarkkailuissa ja katselmustoimituksissa myös rantavyöhyke on otettu tutkittavaksi osa-alueeksi, Tutkimukset ovat yleensä pienimuotoisiaja keskit tyvät pehmeille pohjille. Levävyöhykkeen tutkimiseen on kehitetty useita menetelmiä, joiden kattavuus riip puu tutkimuksen tarkoituksesta. Useimmin tutkimuskohteena on ollut tutkimusalueen lajisto, jonka koostumuksesta ja indikaattorilajien esiintymisestä alueen tilaa on pyritty selvittämään. Myös kvantitatiivista yhteisörakennetta on selvitetty laajemmissa tutki muksissa. Kuormitettujen alueiden tilan seuranta vaatii yksinkertaisen ja nopean seuranta menetelmän (esim. makrolevien peittävyyden ja pituuden mittaus), jotta laajojen aluei den tilaa pystytään seuraamaan. Yksinkertainen menetelmä vaatii pohjaksi kattavaa tie toa ravinnekuormituksen vaikutuksista rantavyöhykkeeseen. Suomen ympäristö 5

Netherlands KiraIIisuus...O..... Andersson, J. & Tunberg, B. 1992. Kartering och övervakning av västkustens grunda hårdbottensamhällen. Slutrapport från verksamheten 1989 1992. Naturvårds verket, rapport 456: 1 14 + biider och tabeller. Ätkinson, M.J. & Smith, S.V. 1983. C:N:P ratios of benthic marine plants. Limnology and Oceanography 28(3): 568 574. Boberg, G., Ganning, B. & Ytterborn, KH. 1986. Distribution and biomass of fucus vesi culosus L. near a cooling-water effluent from a nuclear power plant in the Baltic Sea estimated by aerial photography. International Journal of Remote Sensing 7: 1797 187. Bokn, T. 1975. Fastsittende aiger brukt som forurensningsindikator. Norsk institutt for vannforskning. Moniste. 14 s. Bokn, T. 1978. Bruk av tang som overvåkningsparameter i en naeringsdrik fjord. Norsk institutt for vannforskning (NWA), Blindern, Oslo 3, Norge. 2 s. Moniste. Bokn, T. 1979. Use of benthic algae classes as indicators of eutrophication in estuarine and marine waters. In: The use of ecological variabies in environmental monitoring. The National Swedish Environment Frotection Board, Report PM 1151: 138 146. Bonnsdorff, E. 1992. Drifting algae and zoobenthos. Effects on settling and community structure. Journal of Sea Research 3: 57 62. Boström (Purasjoki), K.F. 1936: Merilevien vertikaalisesta esiintymisestä Tvärminnestä. 126 s. Laudatur-työ. Tvärminnen eläintieteellinen asema. Brown, V.B., Davies, S.A. & Synnot, R.N. 199. Long-term monitoring of the effects of treated sewage effluent on the intertidal macroalgal community near Cape Schanck, Victoria, Australia. Botanica Marina 33: 85 98. Bäck, 5. 1986. Bengtsårin vesialueen kasvillisuuskartoitus 1986. Ämmoniumkuormituk sen vaikutus makrofyyttikasvillisuuteen. 16 s. + kuvat, Krogarsin vesiensuojelu yhdistys r.y. Käsikirjoitus. Bäck, 5., Kiirikki, M. & Lehvo, A. 1993. Vesikasvillisuus Olldluodon voimalaitosten vesi alueella. Loppuraportti 1.8.1993. 21 s. + liitteet. Seaweed Oy. Käsikirjoitus. Cederwall, H. & Elmgren, R 198. Biomass increase of benthic macrofauna demonstrates eutrophication of the Baltic Sea. Ophelia, Suppi. 1: 278 34. Christie, H. 1983. Natural ftuctuations in a rocky subtidal community in the Oslo Fjord (Norway). Oceanologica Äcta, Proceedings l7th European Marine Biology Sym posium, Brest, France, 27.9.-1.1.1982: 69 73. Dodds, W.K. 1991. Factors associated with dominance of the filamentous green alga Cladophora giornerata. Water Research 25(11): 1325 1332. Ekengren, R., Mäkinen, Ä. & Aulio, K. 1986: Rantavyöhykkeen suurkasvillisuus Olki luodon ydinvoimalan edustalla kesällä 1985. Lounais-Suomen vesiensuojeluyh distys r.y:n julkaisu 67: 41 54. Eklund, U. 1981. Makroalgfloran på hårdbottnar i Krogars-vattnen. Ärbetsrapport 1981. Krogarsin vesiensuojeluyhdistys. 4 s. + liitteet. Käsikirjoitus. Engkvist, R. & Persson, L-E. 1993. Blekingekustens Vattensvårdsförbund. Årsrapport 1992. Kalmarsundslaboratoriet, Institutionen för Naturvetenskap, Högskolan i Kai mar. Rapport 93(2): 1 25 + bilagor. Environment Data Centre, National Board of Waters 199. Environmental monitoring programmes in Finland. Environmental Report 1: 1 151. Finnish IBP-PM Group 1969. Quantitative sampling equipment for the littoral benthos. Jnt. Revue ges. Hydrobiologia 54(2): 185 193. Flinkman, M. 1989. Biologisen tutkimuksen apuna käytetyt sukeilusmenetelmät ja nii den sovellukset Pohjoismaissa. Helsingin yliopisto. 11 s. + liitteet. Pro gradu - tutkielma. Eläintieteen laitos, Fysiologian osasto. Suomen yrnpanstö 5

Finnish Fujita, RM., Wheeler, P.Ä. & Fdwards, Ri. 1989. Assessment of macroalgal nitrogen limitation in a seasonalupweiling region. Marine Ecology Progress Series 53:293 33. Gestrin, C. 1993. Makrofyter som bioindikatorer på miljöeffekter av fiskodiingen i Pernå skärgård. 83 s. + bilagor. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 474. Gray, J.S. & Pearson, T.H. 1982. Objective selection of sensitive species indicative of pollution-induced change in benffiic communities. 1. Comparative methodology. Marine Ecology Progress Series 9: 111 119. Grenager, B. 1957. Algological observations from the polluted area of the Oslofjord. Nytt Magasin Botanikk 5: 41 6. Haahtela, 1. & Lehto, J. 1982. Rakkolevän (Fucus vesiculosus) esiintyminen vuosina 1975 198 Seilin alueella Saaristomerellä. Memoranda Societas Fauna Flora Fennica 58: 1 5. Hanski, A. & Venetvaara, J. 1992. Osaraportti V; Fagervikenin vesikasvillisuuskartoitus. Monisteessa: Imatran Voima Oy; Inkoon voimalaitoksen edustan tutkimukset vuonna 1991. Hollola, Insinööritoimisto Paavo Ristola Oy. Harlin, M.M. & Wheeler, P.Ä. 1985. Nutrient uptake. In: Littier, M.M. & Littler, D.S. (ed.) 1985: Handbook of phycological methods. Ecological field methods: macroalgae. Cambridge University Press, New York, 493 511. Hawkins, Sj. & Hartnoll, R.G. 1983. Changes in a rocky shore conimunity: an evaluation of monitoring. Marine Environmental Research 9(3): 131 181. Heinonen, P. & Hyvärinen, V. 1994. Vesiympäristön havaintoverkot. Puhtaasti vedestä. Vesiyhdistys r.y. 25 vuotta: 77 84. Heitto, L. 1988. Pernajan Lohi Oy:n Ryssholmenin kalankasvatuslaitoksen vesikasvi kartoituksen tulokset 15. 16.8.1988. Liite 4. Helsingin vesi-ja ympäristöpiirin ar kisto. 2 s. + liitteet. Moniste. Heitto, L. 1991, Macrophyte monitoring program in Finland. In: Freindling, A. & Heitto, L. (toim.) 1991: Primary production of inland waters. The second Soviet-Karelian Symposium on water problems held in Petrozavodsk, USSR, 21. 25.5.199. Vesi- ja ympäristöhallinnon julkaisuja, Sarja Ä 72: 19 115. Hellenbrand, K. 1977. Effect of pulp mill effluent on productivity of seaweeds. Pro ceedings of the Ninffi International Seaweed Symposium Santa Barbara, Califomia 2 27 August, 1977: 161 171. Henriksson, M. & Myllyvirta, T. 1991. Itä-Uudenmaan saaristoalueen bioindikaattori tutkimus, 199. Porvoo, Itä-Uudenmaan ja Porvoonjoen vesien- ja ilmansuojelu yhdistys r.y. 74 s. Henriksson, M. & Myllyvirta, T. 1992. Itä-Uudenmaan saaristoalueen bioindikaattori tutkimus, 1991. Porvoo, Itä-Uudenmaan ja Porvoonjoen vesien- ja ilmansuojelu yhdistys r.y. 12 s. Herbst, R.P. 1969. Ecological factors and the distribution of Cladophora giomerata in the Great Lakes. The Ämerican Midland Naturalist 82: 9 98. Hinga, K.R., Keller,A.A. & Oviatt, C.A. 1991. Ätmospheric deposition and nitrogen inputs to coastal water. Ambio 2(6): 256 26. Hällfors, G. & Heikkonen, K 1992. Chorda tomentosa Lyngbye in Finnish coastal waters. Acta Phytogeographica Suecica 78: 79 84. Hällfors, G., Kangas, P. & Lappalainen, Ä. 1975. Littoral benthos of the Northem Baltic Sea. III. Macrobenffios of the hydrolittoral beit of filanmentous algae on rocky shores in Tvärminne. Internationale Revue der Gesamten Hydrobiologie 6(3): 313 333. Hällfors, G., Kangas, P. & Niemi, Ä. 1984. Recent changes in the phytal at the souffi coast of Finland. Ophelia, Suppl. 3: 51 59. Hällfors, G., Ronkainen, J., Silvola, P. & Viitasalo, 1. 1976: Helsingin ranta-alueiden ii kaantumisaste litoraalin kasviyhdykuntien perusteella vuosina 1974 1975. Vesien suojelulaboratorion Tiedonantoja 8(1): 45 53. Suomen ympäristö 5

Ä Hällfors, G., Viitasalo, 1. & Niemi, Å. 1987. Macrophyte vegetation and trophic status of the Gulf of Finland review of Finnish investigations. Meri 13: 111 158. Häyrn, E. 1921. Studier över föroreningens infiytande på strändernas vegetation och fiora i Helsingfors hamnområde. Bidrag till Kännedom av Finlands Natur och Folk 8(3): 1 128. Häyr&t, E. 1933. Förorening och strandvegetation i Helsingfors hamnområde år 1932. Bidrag till Kännedom av Finlands Natur och Folk 84(5): 1 38. Häyrn, E. 1937. Iakttagelser rörande förorening och strandvegetauon i Helsingfors han,nområde år 1936. Bidrag till Kännedom av Finlands Natur och Folk 85(6): 1 18. Häyr&i, E. 1944. Studier över saprob sfrandvegetation och fiora i några kuststäder i Södra Finland. Bidrag till Kännedom av Finlands Natur och Folk 88(5): 1 12. Ilus, E. 1992. Loviisan ydinvoimalaitosta ympäröivän merialueen biologinen tarkkailu vuonna 1991. Julk.: Loviisan voimalaitoksen jäähdytys- ja jätevesien tarkkailuraportti 1991. Säteilyturvakeskus. Liite 6. Ilus, E. & Keskitalo, J. 1986. Äquatic macrophytes in the sea area around the Loviisa nuclear power station, south coast of Finland. Äqua Fennica 16(2): 111 123. Isotalo, 1., Huttula, T., Leskinen, E., Niemi, J., Niemi, M., Pitkänen, H. & Sarkkula, J. 1985. Kalankasvatuksen vaikutukset Kustavin Ströömin tilaan kesällä 1984. 87 s. Vesihallituksen monistesarja 352. Jansson, A-M. 1974. Community sturcture, modelling and simulation of the Cladophora ecosystem in the Baltic Sea. Contributions from the Äskö Laboratory 5: 1 11 + appendix. Jansson, A-M. & Kautsky, N. 1977. Quantitative survey of hard botttom communities in a Baltic Ärchipelago. In: Keegan, B.F. & Ceidigh, P.O. & Boaden, P.J.S (toim.) 1977: Biology of benthic organisms. Pergamon Press London and New York, 359 366. Jensen, 5. 1977. An objective method for sampling the macrophyte vegetation in lakes. Vegetatio 33: 17 118. Jespersen, H., Kaas, H., Larsen, G.R., Nielsen, K, Laursen, J.S., Rask, N. & Schwaerter, 5. 1989. Reb-tingslinier for bundvegetation. Miljöstyrelsens Havforureningslabora torium, Denmark. 2 s. + liitteet. Käsikirjoitus. Jumppanen, K. & Mattila, J. 1994. Saaristomeren tilan kehitys ja siihen vaikuttavat teki jät. Lounais-Suomen vesiensuojeluyhdistys r.y:n julkaisu 82: 1 26 + liitteet. Kangas, P. 1972. Quantitative sampling equipment for the littoral benthos.ii. IBP i Nor den 1: 9 16. Kangas, P. 198. Litoraalivyöhykkeen kovien pohjien eläimistö pohjoisella Itämerellä. Lisensiaattitutkielma. Oulu, Oulun Yliopisto. Eläintieteen laitos. 28 s. + liitteet. Käsikirjoitus. Kangas, P. & Hälllors, G. 1974. Litoraalin biomassanja tuotannon määrittämisestä. Lim nologisymposion 1974: 63 75. Kangas, P., Autio, H., Hällfors, G., Luther, H., Niemi, Å. & Salemaa, H. 1982. A general model of the decline of Fucus vesiculosus at Tvärminne, south coast of Finland in 1977 1981. Acta Botanica Fennica 118: 1 27. Kangas, P. & Niemi, Å. 1985. Observations of recolonization by the bladder wrack, Fucus vesiculosus, on the southern coast of Finland. Aqua Fennica 15(1): 133 141. Kautsky, H. 1988. Factors structuring phytobenthic communities in the Baltic Sea. Dissertation. University of Stockholm. Department of Zoology. 29 pp +5 papers. Kautsky, H. 1989. Quantitative distribution of plant and animal communities of the phyto benthic zone in the Baltic Sea. Contributions from the Askö Laboratory 35: 1 8. Kautsky, H. 1991. Jnfluence of eutrophication on the distribution of phytobenthic plant and animal communities. Intemationale Revue der Gesamten Hydrobiologie 76(3): 423-432, Kautsky, H. 1993. Monitoring of phytobenthic plant and animal communities in the Baffic Sea. Department of Systems Ecology. Stockholm, Sweden. Stockholm University. 36 s. Käsikirjoitus. Suomen yrnpänstö 5

12.9 28.12.1982. red Kautsky, H. 1994. Vegetationsklädda bottnar. Östersjö 93. Årsrapport från den marina miijöövervakningen Juni 1994: 26. Kautsky, H., Kautsky, L, Kautsky, N., Kautsky, U. & Lindbiad, C. 1992. Studies on the Fucus vesiculosus community in the Baitic Sea. Äcta Phytogeographica Suecica 78: 33-47. Kautsky, H., Kautsky, U. & Neilbring, 5., 1988. Distribution of fiora and fauna in an area receiving pulp miii effluents in the Baltic Sea. Opheiia 28(2): 139 155. Kautsky, H. & Waiientinus, 1. 198. Nutrient release from a Baitic Mytilus aigal community and its role in benthic and pelagic productivity. Ophelia, Suppi. 1: 17 3. Kautsky, H. & van der Maarel, E. 199. Multivariate approaches to the variation in phyto benthic communities and environmental vectors in the Baltic Sea. Marine Ecology Progress Series 6: 169 184. Kautsky, N., Kautsky, H., Kautsky, U. & Waern, M. 1986. Decreased depth penetration of fucus vesiculosus L. since the 194 s indicate eutrophication of the Baltic Sea. Marine Ecology Progress Series 28: 1 8. Klavestad, N. 1978. The marine aigae of the polluted inner part of the Oslofjord. Ä survey carried out 1962 1966. Botanica Marina 21: 71 97. Koistinen, M. 1989. Vesikasvihisuus Hankoniemen pohjoispuoien merialueelia, teolli suuden ammoniumsuffaattipäästöjen vaikutuspiirissä v. 1987.8 s. + liitteet. Vesija ympäristöhallituksen monistesarja 186.. Kolehmainen,. 1982. Lounais-Suomen vesiensuojeluyhdistyksen perifytonkokeet Saa ristomerellä v. 1982. Lounais-Suomen vesiensuojeluyhdistys r.y. 2 s. Käsikirjoitus. Kolkwitz, R. & Marsson, M. 198. Ökologie der pflanzlichen Saprobien. Berichte der Deutschen Botanischen Geseilschaft 26a: 55 519. Kolkwitz, R. & Marsson, M. 199. Ökologie der tierischen Saprobien. Intemafionale Revue der Gesamten Hydrobiologie 2: 126 152. Kornfeldt, R-A. 1982. Relation between nitrogen and phosphorous content of macroalgae and the waters of northern Öresund. Botanica Marina 25: 197 21. Korolev, Ä., Kuznetsova, T. & Drozcletsky, V. 1993. Investigations of the Furcellaria lumb ricalis distribution and abundance at the eastem coast of the Baltic Sea. International Council for the Exploration of the Sea. C.M. 1993/L:39. Baitic Fish Committee. 9s. + liitteet. Käsikirjoitus. Koskenniemi, E. & Sevola, P. 1982. Kalankasvatuksen vaikutus Skaftungin edustan me rialueen tilaan. Esitutkimus 12.8.1982. Vaasan vesipiirin vesitoimisto. 11 s. Käsi kirjoitus. Kukk, H. 1981. The influence of anthropogenous factors on the composition and distribution of bottom vegetation in the Gulf of Finland. VI Suomenlahtisymposio, Pärnu 8. 1981. Käsikirjoitus. Kärmeniemi, T. 1988. Vesistöjen velvoitetarkkailun taso Suomessa 198-luvulla. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 87: 1 27. Kärmeniemi, T. 1992. Helsingin kaupungin puhdistamoita johdettujen jätevesien vai kutus merialueen tilaan. Helsingin kaupungin hakemus jäteveden johtamiseksi mereen Helsingin kaupungissa. Katselmuskiija 3.5.1993, liite 4. Lahti, K. 1984. Suomen Sokeri Oy:n Porkkalan tehtaiden jätevesien vaikutusalueen määri tys bakteerilajiston avulla. Vesihallituksen monistesaija 254: 1 19. Lampolahti, J. 199. Uudenkaupungin merialueen kasvillisuus vuonna 199. Tutkimusraportti Kemira Oy:n Uudenkaupungin tehtaille. Turku, Turun yliopiston biolo gian laitos. Lampolahti, J. 1991. Uudenkaupungin merialueen vesikasvillisuuden ilmakuvatulkinta 1991. Tutkimusraportti Kemira Oy:n Uudenkaupungin tehtaille. Turku, Turun yliopiston biologian laitos. Suomen ympäristö 5

Ophelia, Lehtinen, Leinikki, J. & K-J., Notini, M., Mattsson, L. 1988. Disappearance of bladder (Fucus vesiculosus L.) to pulp-mill chlorate, Ambio 17(6): 387 393. J. & Oulasvirta, P. 1993. Perämeren kansallispuiston vedenalaisen luonnon kar 1. Alleco ky. Helsinki. 17.12.1993. Käsikijoitus. E. 1983. Keinoalustojen käyttö vedenlaadun seurantamenetelmänä murtove 1. Eksponointiajanja alustatyypin vaikutus perifytonin kolonisaatioon, Vesi 171: 1 24. E. 1985. Julk.: L, Huttula, T., E., Niemi, J., H. & J. 1985: 1984. Vesihallituksen monistesaija 352: 7 78. E. 1986. Keinoalustojen käyttö vedenlaadun seurantamenetelmänä murtove II. Eksponointisyvyydenja vuodenajan vaikutus perifytonin kolonisaatioon. 41: 1 16. E. 199. Keinoalustojen päällyskasvusto rehevöitymisen ilmentäjänä. Helsin ki, 3 s. + wrack Leskinen, toitus. Osa dessä. Leskinen, Leskinen, hallituksen monistesarja Landner, in the Baitic Sea: Relation Perifyton kuormituksen ilmentäjänä kalanviljeylaitosten vaikutus piirissä Kustavin Ströömissä. Niemi, M., Pitkänen, Kustavin Ströömin tilaan kesällä dessä. Leskinen, Vesihallituksen monistesaija Helsingin yliopisto. Sarkkula, Isotalo, laitos, Hydrobiologian laboratorio, Käsikirjoitus. load Isotalo, Leskinen, Kalankasvatuksen vaikutukset osajulkaisut. Lisensiaattitutkielma, Kasvitieteen Leskinen, organic matter and nutrients originating from Forsskåhl, M. 1986 (ed.): on the Gulf Leskinen, Lind, E., Kolehmainen,. & L 1986. to a of P. & of of 6$: 155 159. E., Mäkinen, Ä., of macroalgae in relation to Water Research Institute production Proceedings The response of periphytic organisms a In: Kangas, fishfarm. the ffiird Finnish-Swedish seminar the Bothnia. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja, Publications Fortelius, W, Lindström, M. & conditions in the Tvärminne archipelago, northern geographica Suecica 78: 85 93. C. & G. 1969. 81(2):353 369. Cottam, Salemaa, the spectral range and subiittoral light Äcta Phyto Baltic Sea. H. 1992. of Primary Submerged aquatics. The Ämerican Midland Naturalist Lindgren, L. 1975. Älgal zonation on rocky shores outside Helsinki as a basis for pollution Lindvall, Lindvall, Lobban, Lorenz, monitoring. Merentutkimuslaitoksen julkaisu 239: 344 347. B. 1984. The condition of a Fucus-community in a polluted archipelago area on of Sweden. 3: 147 15. B. & Aim, Ä. 1983. i 16 Teknik. Meddelande 5: 1 14 + C., P. & of 242 s. R.C., Monaco, M.E. & Herdendorf, C.E. 1991. Minimum light requirements for Cladophora giornerata. of Great Lakes Research 17(4): 536 542. the east coast på med Suppiementum Blåstångsamhällets status Svartö-Ödängla skärgård och referensstationer längs Kalmar läns kust. Institutionen för Naturvetenskap Harrison, Cambridge University Press, substrate colonization by bilagor. Duncan, M. 1985. The physiological ecology Journal seaweeds. Lundälv, T., Larsson, C. & Äxelsson, L. 1986. Long-term trends in algal-dominated rocky subtidal communities on the Swedish west coast biologia 142: 81 95. - a transitional system? Hydro Luther, H. 1951. Verbereitung und Ökologie der höheren Wasserpflanzen im Brackwasser Luttinen, der Ekenäs-Gegend in Stidfinnland. 1 Ällgemeiner TeiL Acta Botanica Fennica 49: 1 231. R. 1989. Makrofyyttikasvillisuus Pikkalanlahden tilan indikaattorina. Vesi- ja 198: 1 87. K. 199. ympäristöhallituksen monistesaija Ltining, Wiley-Interscience Publication, John Wiley & Sons, mc. New York. 527 s, Seaweeds. Their environment, biogeography and ecophysiology. Ä Maa ja Vesi 1976: Helsingin ranta-alueiden likaantumisaste litoraalin kasviyhdyskuntien perusteella vuosina H4453: 44 s + liitteet. 1974 1975. Helsingin kaupungin rakennusvirasto, Raportti Suomen yn pansto 5

Länsi-Uudenmaan Meador, M.R., Hupp, C.R., Cuffney, T.F., Gurts, M.E. 1993. Preliminary methods for evaluating stream habitat as part of the National Water-Quality Ässessment Program. U.S. Geological Survey. Open-File Report 93-xxx. Raleigh, North Carolina. 73 s. Meriläinen, J., Kokko, H. & Järvinen, A. 1987. Periphyton of Lake Pyhäjärvi (Karelia). Finnish Fisheries Research 8: 2 26. Miljøministeriet, Miljøstyrelsen 1993. Aquatic Environment Nationwide Monitoring Programme 1993 1997. Redegørelse fra Miljøstyrelsen 3. Munsterhjelm, R. 198. Undersökning av vattenvegetationen i Pojoviken, Dragsviks fjärden och Ekenäs skärgård sommaren 1979. Julk.: Lönnqvist, S., Helminen,. 198: Karjaanjoen, Fiskarsinjoen, Pohjanpitäjänlahden ja Tammisaaren merialu een yhteistarkkailun vuosiyhteenveto 1979. vesiensuojelu yhdistys ry., 34 s. + kuvat ja liitteet. Tutkimusjulkaisu 1: liite 3. Munsterhjelm, R 1983. Undersökning av vattenvegetationen i Pojoviken, Dragsviks fjärden och skärgården mellan Ekenäs och Tvärminne i augusti 1982. Julk.: Hei minen,. & Holmberg, R. (toim.): Mustionjoen, fiskarsinjoen, Pohjanpitäjänlahden ja Tammisaaren merialueen yhteistarkkailun vuosiyhteenveto 1982. Länsi-Uu denmaan vesiensuojeluyhdistys r.y., 3 s. Tutkimusjulkaisu 26: liite 4. Munsterhjelm, R. 1986. Undersökning av vattenvegetationen i Pojoviken, Dragsviks fjärden och skärgården mellan Ekenäs och Tvärminne i augusti 1985. Julk.: Holm berg, R. & Helminen,. (toim.): Mustionjoen, Fiskarsinjoen, Pohjanpitäjänlahden ja Tammisaaren merialueen yhteistarkkailun vuosiyhteenveto 1982. Länsi-Uu denmaan vesiensuojeluyhdistys r.y., 22 s. Tutkimusjulkaisu 52: liite 3. Mäkinen, A. 1992: Ahdinparta (Cladophora giomerata (L.) Kiitz.) veden laadun kuvaajana Saaristomerellä. Turku, Turun yliopisto. 57 s. + liitteet. Pro gradu -tutkielma. Mäkinen, A. & Ilvessalo, H. 1983. Loppuraportti rihmalevätutkimuksesta Kustavissa, Houtskarissaja Iniössä kalankasvatuslaitosten vaikutusalueilla. Turun vesi-ja ym päristöpiiri. 32 s. Käsikirjoitus. Mäkinen, A., Haahtela, 1., Ilvessalo, H., Lehto, J. & Rönnberg,. 1984. Changesin the littoralrocky shore vegetation in the Seii area, SW archipelago of Finland. Ophelia, Suppiementum 3: 157 166. Mäkinen, A. & Äulio, K. 1986. Cladophora giornerata (Chlorophyta) as an indicator of coastal eutrophication. In: Kangas, R & Forsskåhl, M. 1986 (ed.): Proceedings of the third finnish-swedish seminar on the Gulf of Bothnia. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja, Publications of the Water Research Institute 68: 16 163. Mäkinen, A., Hänninen, J. & Vahteri, P. 1993: Tutkimusraportti Tahkoluodon voimalai tosten edustan merialueen kasvihisuudesta kesällä 1993. Turku, Turun yliopisto, Saaristomeren tutkimuslaitos. 13 s. Mäkinen, A., Bäck, 5. & Kangas, 1. 1994. Proposal for methods in phytobenffios monitoring. Kokous 29.4.1994. Saaristomeren tutkimuslaitoksessa Turussa. 4 s + litteet. Käsikirjoitus. Niemi, R.A. 199. Makrofyytit vesien tilan seurannassa. Vesi-ja ympäristöhailinnonjul kaisuja -sarja Ä 53: 1 6 + liitteet. Nordic Council of Ministers 198$. Guidlines for integrated monitoring in the Nordic Countries. NORD 198$: 26, Environmental Report: 1 61. Nordisk Ministerråd 199. Nordisk handiingsplan mot förorenig av havet. Nordisk Mi nisterråd, Köpenhamn, Danmark, NU 2: 1 68 + liitteet. Nordisk Ministerråd 1993. Arbetsprogram 1993-1995 för långsiktig övervakning av Nor dens yttre miljö. Nordiske Seminar- og arbejdsrapporter 51: 1 35. Norin, L.-L. & Waern, M. 1973. The zone of algal low standing crop near Stockholm. Nutrients and their influence on the algae in the Stockholm Archipelago during 197. Oikos Supplementum 15: 179 184. Nybom, C. 1981. Vesihallinnon käyttämät vesikasvustojen tutkimusmenetelmät. Vesi hallituksen monistesarja 76: 1 18 + liitteet. Suomen ympäristö 5

- Nybom, C. 1991. Methods for sampling aquatic vegetation used by the water authorities in Finland. In: Freindling, Ä. & Heitto, inland waters. The second Soviet-Karelian L. (toim.) 1991: Primary production Finnish Symposium on water problems held in Petrozavodsk, USSR, 21. 25.5.199. Vesi-ja ympäristöhallinnon julkaisuja sarja Ä 72: 123 129 + liitteet. Cent O Brien, M.C. & Wheeler, P.Ä. 1987. of Enterornorpha prolifera of Phycology 23: 547 556. P. & J. 1993. 1. Metsähallituksen luonnonsuojelujulkaisuja. Sarja Ä, 1: 1 91. Tana, J., Kovanen, V., S. 1985. Äb, Kaskö, 1985. Undersökning av i havsområdet. Del 1. Oy Keskuslaboratorio Esbo. Käsikirjoitus. v. 1989 198- Oulasvirta, kartoitus. Osa Paavilainen, K, heten och Short term uptake nutrients by (Chlorophyceae). Journal Tammisaaren kansallispuiston vedenalaisen luonnon Leinikki, fiskerihushållningen rallaboratorium Ab, Otnäs, Langi, Ä. & Pogreboff, Paavilainen, K. & Langi, Ä. 199. Vesistön velvoitetarkkailu No. of Oy Metsä-Botnia avloppsvattnens inverkan på vattenbeskaffen ja vesistön tila luvulla. Mänttä, Metsä-Serla Oy. Oy Keskuslaboratorio, Centrallaboratorium Ab. Käsikirjoitus. Pekkari, influence on the algae in the Stockholm Ärchipelago during Supplementum Persson, G. 199. Växffiäringsämnen Persson, Engkvist, R sewage water on benthic vegetation. Nutrients and their Tobiasson, Samordnad kustvattenkontroll eutrofiering No.6. Oikos Blekingekustens vattenvårdsförbund, mar, Institutionen för naturvetenskap med teknik. Kalmarsundslaboratoriet. Peussa, M. & Ravanko,. area. Merentutkimuslaitoksen julkaisu Pitkänen, H. 1994: riverine nutrient Institute Pitkänen, H., Kangas Plafkin, Barbour, Eutrophication Porter, the Finnish coastal waters: Origin, fate and the Water and Environment Research Publications Ekholm, The state 5. 1973. Effects of 197. 15: 185 188. och i havet. Underlagsrapport till Hav -9, Äktionsprogram mot havsföroreningar. Naturvårdsverket, Rapport 3694: 1 47. L-E., & 5. 1991. i Biekinge län. Årsrapport 199. Högskolan i Kal 22 s. + bilagor. 1975. Benthic macroalgae indicating changes in the Turku sea 239: 339 343. of effects of fluxes. of 18: 1 45. P., Miettinen, V., P. 1988. of 1979 1983. Vesi- 8: 1 168. J.L., M.T., K.D., S.K. & 1988. ja ympäristöhallinnon julkaisuja Gross, the Finnish coastal waters in Hughes, RM. Rapid bioassessment protocols for use in streams and rivers: benthic macroinvertebrates and FÄ Report RTI82A. Washington, U.S. Environmental Protection Ägency, Monitoring and Data Support Division, Plinsld, M. & Florczyk, the macroalgae Plinsld, fish. 172 s + 1. 1984a. Analysis of of in westem part of in 1979 198. Oceanologia 19: 11 115. M. & 1. 1984b. of Bay. 15(2): 325 327. 1. 1985. Changes in the composition and biomass of phytobenthos 1977 1984. Gdynia, Poland. Institu te of Oceanography, Gdansk University. 8 s. + 5. & Rönnberg,. 1987. Notes on benthic macroalgae off of Sea. Memoranda Societas Fauna Fiora Fennica 63: 85 89. Florczyk, eutrophication Plinski, M. & Florczyk, in the Puck Bay - Pogreboff, the Bothnian Poikolainen, M-L 1988. Pyykkönen, the Puck appendices. Draft. the composition and vertical distribution the Gulf of Gdansk and Changes in the phytobenthos resulting from the Limonologica inner between the years and kuvat. Käsikirjoitus. the north-east coast Bibliografia suomalaisista kalanviljelyn vesistövaikutuksia, kuormitustaja sen vähentämistä käsittelevistä julkaisuista ja raporteista vuosilta 1971 1988. Vesi- ja 99: 1 39. P. 1994. Ennakkoselvitys metsäojituksen vaikutuksista Koutuanojan tilaan. 7 s. + Oulun vesi- ja ympäristöpiiri. ympäristöhallituksen monistesarja liitteet. Moniste. Suomen yrnoanstö 5

Länsi-Uudenmaan sarja en vaikutusten saprobiatiianne Ranta, E. 199. Pohjanpitäjänlahden, Dragsvikeninja Tammisaaren ja Tvärminnen väli sen saaristoalueen vesikasvillisuustutkimus vuonna 1989. Julk.: Holmberg, R & Ranta, E. & Kuosa, H. & Rissanen, J. 1989: Mustionjoen, Fiskarsinjoen, Pohjan pitäjänlahden ja Tammisaaren merialueen yhteistarkkailun yhtenveto vuodelta 1989. vesiensuojeiuyhdistys r.y. Tutkimusjulkaisu 94. Rautio, L.M., Skur, H., Åberg, Å., Lax, H-G. & Engman, C. 199. Oy Metsä-Botnia Ab:n, Metsä-Serla Oy:n ja Kaskisten kaupungin jätevesiä käsittelevä katselmuskirja. 5.11.199. Vaasan vesi- ja ympäristöpiirin arkisto. Käsikirjoitus. Ravanko,. 1972. The physiognomy and structure of the benthic macrophyte communities on rocky shores in the southwestern archipelago of Finland (Seili Isiands). Nova Hedwigia 23: 363 43. Ray, I-L. 1974. Vattenväxtiighet och förorening studie av saprobiförhålianden i Hel singfors området 1968. Vesikasviilisuus ja likaantuminen Hel singin merialueella vuonna 1968 (yhteenveto). Helsingin kaupungin rakennus virasto. Vesiensuojelulaboratorion tiedonantoja 6: 1 166 + liitteet. Rosemarin, A., Mattsson, J,, Lehtinen, K-J., Notini, M. & Ny1n, E. 1986. Effects of pulp miii chlorate (Cl3) on Fucus eesiculosus Ä summary of projects. Ophelia, Suppiementum 4: 219 224. Ruokolahti, C. 1988. Effects of fish farming on growth and chlorophyll a content of Cladophora. Marine Pollution Bulletin 19(4): 166 169. Rönnberg,., Lehto, J. & Haahtela, 1. 1985. Recent changes in the occurence of Fucus vesiculosus in the Ärchipelago Sea, SW Finland. Annales Botanici Fennici 22: 231 244. Rönnberg,., Ådjers, K, Ruokolahti, C. & Bondestam, M. 1992. Effects of fish farming on growth, epiphytes and nutrient content of Fucus vesiculosus L. in the Åiand archipeiago, northem Baltic Sea. Äquatic Botany 42: 19 12. Salemaa, H. 1986: Fcological and genetic adaptations of Idotea spp. (Isopoda, Crustaceae). University of Helsinki, Finland. Department of Genetics and Hydrobiological laboratory, 46 s. + liitteet. Dissertation. Salemaa, H. & Kangas, P. 1984. Itämeren litoraaliyhteisö meriympäristön tilan ilmen täjänä. Luonnon Tutkija 88: 96 99. Salonen, 5,, Frisk, T., Kärmeniemi, T., Niemi, J., Pitkänen, H., Silvo, K. & Vuoristo, H. 1992. Fosfori ja typpi vesien rehevöittäjinä - arviointi. Vesi-ja ympäris töhallinnon julkaisuja Ä: 96: 1 122 + liitteet. South, G.R. & Whittick, Ä. 1987. Jntroduction to phycology. Blackwell Scientific Publications. 341 s. Stockholms Marina Forskningscentrum 1994. Östersjö 93 Årsrapport från den marina miljöövervakningen juni 1994: 35 s. Söderman, G. & Dahlbo, K. 199. Tuloksia Suomen ympäristön yhdennetystä seuran nasta kaudelta 1988/89. Vesi- ja ympäristöhallitus, Ympäristötietokeskus, YYS raportti: 1 25. Tamminen, T. 199. Eutrophication and the Baltic Sea: Studies on phytoplankton, bacterioplankton, and pelagic nutrient cycles. Dissertation, University of Helsin ki, Helsinki. 21 s + liitteet. Tobiasson, 5. 1993. Samordnad kustvattenkontroll i Kalmar iän. Årsrapport 1992. Kalmarsundslaboratoriet, Institutionen för Naturvetenskap, Högskolan i Kalmar. Rapport 93(3): 34 + bilagor. Vesihallitus 1976. Jätevesikuormituksen ja sen vaikutusten velvoitetarkkailu. Vesihalli tuksen julkaisuja 17: 1 46. Vesi- ja ympäristöhallitus 199. Vesiviranomaisen käyttämät vesitutkimusten näytteen ottomenetelmät. Työryhmän ehdotus. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 264: 1 96 + liitteet. Vesi- ja ympäristöhallitus 1994. Vesi- ja ympäristöhallinnon ympäristön seurannan oh jelma 1994 1996. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 545: 1 21 + liitteet. Suomen ympäristö 5

- Äskö Viitasalo, Viitasalo, Viitasalo, Viitasalo, Viitasalo, L 1984. Changes in the littoral vegetation of a brackish-water bay near Helsin ki, of 3: 253 258. 1. 1985. 1979. Helsingin kaupungin vesija viemärilaitos. Vie Finland, following conversion the sewage outlet system. Ophelia Rantavyöhykkeen uposversoisen vesikavihisuuden tila Helsingin ja Espoon merialueila vuonna märilaitososasto. Vesiensuojelulaboratorio. Vesiensuojelulaboratorion tiedonan toja 16: 1 4 + 1. 1988. Helsingin ja Espoon saariston rantojen vesikasvillisuuden tila vuosina 1974, 1979 1984. Julk.: L.(toim.) 1988: 197 1986. Helsingin kaupungin vesi- ja ja liitteet. Pesonen, merialueiden velvoitetarkkailu vuosina Helsingin ja Espoon edustan viemärilaitos. Käyttöosasto. Tutkimustoimisto. Tutkimustoimiston tiedonantoja 17: 147 165. 1. 199. Rantavyöhykkeen uposkasvillisuuden tila Helsingin ja Espoon meri- 1988. Vertailu vuosiin 1979 1984. Helsingin kaupungin vesija alueilla vuonna viemärilaitos. Käyttöosasto. Tutkimustoimisto. Tutkimustoimiston tiedonantoja 18: 1 33 + 1. 1994. liitteet. ja Espoon meri- 1993. Helsingin kaupunki. Ympäristökeskus. 15.6.1994. 4s+ liit alueilla vuonna teet. Moniste, Rantavyöhykkeen uposkasvillisuuden tila Helsingin ja types content um. Olsen Proceedings Vuoristo, H. (toim.) 1992. Yleisohjeet velvoitetarkkailusta. sarja Vymazal, julkaisuja nro (Chlorophyta). British Phycological Journal von Wachenfeldt, Wallentinus, Waldemarsson, communities along the Baltic Sea area, northern Baltic proper. coasts. Kangas, the l2th Baltic Marine Symposi Viltasalo, 1., Einiö-Selovuori, 1., Ärnold-Larsen, H. & Lehvo, Ä. 1992. The effect of different of municipal sewage on the primary production, biomass and chlorophyll a of Cladophora giornerata. of & Olsen, Fredensborg: 163 167. Vesi- B, 12, 36 s. J. 1987. Ammonium uptake and biomass interaction in Cladophora giornerata 22: 163 167. T., S. & P. 1986. Baltic Sea Environment Proceedings 19: 394-43. 1. 1976. Environmental influences on benthic macrovegetation in Äskö 1. Hydrographical and chemicai parameters, ja ympäristöhallinnon Changes in the littoral the Trosa and the macrophytic communities. Contributions from the Äskö Laboratory. Uni versity of Stockholm. 15: 1 138. 1. 1979. II. The ecology of macroalgae and submersed of Stockholm. 25: 1 21. 1. 1981. of Baltic to In: 11 15.198, Göteborg, Sweden. Ed. & Co., Berlin: 363 37. 1. 1984a. of nutrient uptake between annual and perennial sea a Baltic area. Hydrobiologia 116/117: 363 37. 1. 19845. of nutrient uptake rates for Baltic macroalgae with 8: 215 225. 1. 1986. Responses of macroalgae to nutrient load in the eutrophicated bay of Himmerfjärden, Northern Baltic in: Baltic Sea USSR, 1 15. March 1986. P.A. 198. Effect of boundary layer transport on the fixation of 56: 13 11. P.A. & B.R. 1992. five macroalgal species common to of Phycology 28: 1 6. Wallentinus, Wallentinus, area, northern Baltic Environmental influences on benthic macrovegetation in the Trosa proper. phanerogams. Contributions from the Äskö Laboratory. University environmental conditions. um August Wallentinus, weeds in Chemical constituents Partitioning archipelago some Proceedings Xth Wallentinus, different thallus morphologies. Marine Biology Wallentinus, Wheeler, Wheeler, Comparisons Proper. Abstract macroalgae in relation International Seaweed Symposi Levring,T., Waller de Gruyter Proceedings No. 19, 1986. Baltic Sea Monitoring Symposium, Talllnn, giant kelp Macrocystis pyrifera. Marine Biology Björnsäter, phorous, and N:P for coast. Journal Environment carbon by the Seasonal fluctuations in tissue nitrogen, phos the Pacific northwest Suomen ympanetö 5

Wetzel, RG. 1983. Limnology. United States of America. Saunders College Publishing, 767 s. Wong, S,L. & Clark, B. 1976. Field determination of the critical nutrient concentrations for Cladophora in streams, Joumal of the Fisheries Research Board of Canada 33: 85 92. Wulff, F., Perttilä, M. & Rahm, L. 1994. Bottniska vikens tillstånd och framtid. Pohjan lahden tila ja tulevaisuus. Skärgård 1, Specialnummer: 67 8. Öström, B. & Rex, B. 1978, Aerial photography of coastal waters. Some results from a test at Brofjorden on the Swedish west coast. Meddelande från Havsfiske laboratoriet, Lysekil 234: 1-48. Suomen ympäristö 5

1 Kuvailulehti i7rjsijej 1 Tekija(t) Suomen ympäristökeskus, Uudenmaan ympäristökeskus Jaanika Blomster julkaisua i ka kesäkuu 1996 ]kaisun mmi Ravinnekuormituksen vaikutus rantavyöhykkeen leväyhteisöihin ja vaikutusten arvioinnissa käy tetyt menetelmät jsi - muut saman projektin tuottamat julkaisut. Tiivisteima Raportissa on koottu kirjallisuutta rantavyöhykkeen ja erityisesti kovilla pohjilla kasvavien makroskooppisten levien käyttökelpoisuudesta rannikkovesien tilan seuranriassa. Työ sisältää yhteenvedon makroskooppisten levien ravianevaatimuksista ja ravinnekuormituksen vaikutuk sista rantavyöhykkeen leväyhteisöihin. Lisäksi esitetään yhteenveto tehdyistä tutkimuksista ja niissä käytetyistä menetelmistä vesien rehevöitymisasteen arvioimiseksi. Sisävesien osalta kirjalli suutta on äärimmäisen vähän. Asiasanat rannikot, rannat, levät, bioindikaattorit, ravinteet, kuormitus, rehevöitymirien, khjallisuuskatsaukset L ] ulkaisusarjan nimi a numero Suomen ympäristö 5 Julkaisun teema Luonto ja luonnonvarat Projektihankkeen nimi - - -- ja projektinumero Rannan levävyöhykkeet ympäristön tilan ilmentäjinä Rahoittaja/ toimeksiantaja Vesi- ja ympäristöhafiitus, Helsingin vesi- ja ympäristöpiiri Projektiryhmään kuuluvat organisaatiot Suomen ympäristökeskus, Uudenmaan ympäristokeskus, Helsingin kaupungin ympäristökeskus ISSN Sivuja 1238-7312 ISBN 952-11-12-5 Kieli suomi Luottamuksellisuus julkinen Hinta 35 mk julkaisun myynti! jakaja Oy Edita Ab Julkaisumyynti puh. telefax (9) (9) 566 266 566 38 Suomen ympäristökeskus Asiakaspalvelu puh. telefax (9) (9) 43 1 43 19 julkaisun kustantaja Suomen ympäristökeskus Painikka a -aika Oy Edita Ab, Helsinki 1996 Suomen ymänsto 5

Presentationsblad Utgivote Dotum finlands miljöcentral, Nylands miljöcentral juni 1996 Forfoorekt Pubffkot!onens titel Effekter av närsaltsbelastningen på strandzonens algsamhällen samt mätmetoder för konsekvensbed ömningen Publikationens delori ondro pubiikotioner inom somma projekt So m m on drog 1 rapporten presenteras en sammanställning över litteratur om littoralzonens makroalger, speciellt p å hårda botten, som indikatorer på eutroflering. 1 rapporten ges ett sammandrag av makroalgernas närsaltsbehov och närsaltsbelastningens effekterpå det littorala algsamhället. Likaså presenteras en översikt av undersökningar (inkiusive metoder) för attbedöma eutrofieringsgraden. Praktiskt taget hela den existerande litteraturen gäller brackvatten, kuster, zoner, alger, bioindikatorer, närsalter, belastning, eutrofiering, litteraturöversikter Publikotionsserie och nummer Suomen ympäristö 5 Publikotionens temo Projektets nomn och nummer Finonsiärl uppdrogsgivote - Organisotioner projektgtuppen ISSN natur och naturtiligangar Algzonerna som indikatorer för miljökvaliteten Vatten- och miljöstyrelsen, Helsingfors vatten- och miljödistrikt JFinlands miljöcentral, Nylands miljöcentral, Helsingfors stads miljöcentral /SBN 1238-7312 952-11-12-5 Sidontol Offent(ighet och ondro viitkor Beställningor/ distrtbution Färläggore offentlig Oy Edita Ab publikationförsäljning tel. (9) 566 266 telefax (9) 566 38 Finlands miljöcenfral Språk finska Pris 35 mk Finlands miljöcentral kundservice tel. (9) 43 1 telefax (9) 43 19 Iryckeri/ tryckningsort och -år Oy Edita Ab, Helsingfors 1996 Suomen ympario 5

Documentation pae Publisher Dote Finnish Environment Ägency, Uusimaa Regional Environment Centre June 1996 Author(s) Jaanika Blomster Tit!e opubiicotion Effects of nutrient load on littoral aigal communities and methods used to evaluate that Ports of publicotion/ other project CiOflS_ Abstract The report is a summary of literature about using macroscopic algae and other organisms in shallow hard bottoms as bioindicators of eutrophication. Nutrient requirements of macroscopic algae and effects of nutrient load on littoral zone have been summarized. The report also contains a summary of studies (and methods used in them) aiming to evaluate the rate of eutrophication. Nearby ali existing literature concerns only brackish water, Keywotds coasts, littoral zones, algae, bioindicators, nutrients, loading, eutrophication, literature surveys Publication series and number Suomen ympäristö 5 Themeofpublication natural resources Project name and number, if any Littoral aigal communities as indicators of the state of environment cm oner National Board of Waters and the Environment, Helsinki Water and Environment District Project organization ISSN Finnish Environment Agency, Uusimaa Regional Environment Centre, Helsinki City Environment Centre ISBN 1238-7312 952-11-12-5 No. ofpages Restnctions public Languoge Finnish Pnce 35 FMK For sale at! distributor Oy Edita Ab Finnish Environment Ägency Julkaisumyynti Customer service tel. (9) 566 266 tel. (9) 43 1 telefax (9) 566 38 telefax (9) 43 19 Fi no n ci e r of publication Printing ploce and yeor. Finnish Environment Agency. Oy Edita Ab, Helsinki 1996 Suomen ympansto 5

SUOMEN YMPÄRISTÖ 1. Järvinen, Mika: Ympäristöystävä vai vapaamatkusta? Helsinki 1995. 2. Saukkonen, San & Kenttämies, Kaarle (toim.): Metsätalouden vesistövaikutuk set ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Helsinki 1996. 3. Kosola, Marjaleena; Miettinen, Pauli & Laikari Hannu: Ympäristötalous - kohtaisia tutkimus- ja kehil:tämistehtäviä. Helsinki 1996. 4. Riihimäki, Juha; Yrjänä, Timo & van der Meer, Olli: Lyhytaikaissäädön elin ympäristövaikutusten arviointimenetelmät. Helsinki 1996. ajan Suomen ympansto 5

Suomen ympäristö LUONTO JA LUONNONVARAT Ravinnekuormituksen vaikutus rantavyöhykkeen leväyhteisöihin ja vaikutusten arvioinnissa käytetyt menetelmät Tässä kirjallisuustutkimuksessa käsitellään rantavyöhykkeen eliöyhteisöjä ja niiden tutkimusmenetelmiä sekä näiden soveltuvuutta vesialueen tilan arvioimiseen. Koska sisävesistä ei tällaisia tutkimuksia juuri ole tehty, julkaisu käsittelee käytännössä pelkästään Itämeren rannikoita, ja siihen on pyritty kokoamaan kaikki löydetty alan kirjallisuus. Työ sisältää myös yhteenvedon makroskooppisten levien ravinnevaatimuksista ja ravinnekuormituksen vaikutuksista rantayhteisöihin. Julkaisu on tarkoitettu kaikille, jotka tarvitsevat tietoja pohjoisen Itämeren rantavyöhykkeen rakenteesta ja toiminnasta. ISBN 952-11-12-5 ISSN 1238-7312 Myynti: Suomen ympäristökeskus Asiakaspalvelu Puh. (9) 43 1 Oy EDITA Ab PL 8, 43 EDITA, vaihde (9) 566 1 ASIAKASPALVELU puh. (9) 566 266, telefax (9) 566 38 EDITA-KIRJAKAUPAT HELSINGISSA Annankatu 44, puh. (9) 566 566 Eteläespianadi 4, puh. (9) 662 81 9 789521 1123 OOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOO SUOMENYMPÄRISTÖKESKUS PL 14,251 HELSINKI..