VESIENSUOJELUKOSTEIKOT

TEKNILLINEN KORKEAKOULU RAKENNUS- JA YMPÄRISTÖTEKNIIKAN OSASTO Laura Majoinen VESIENSUOJELUKOSTEIKOT Diplomityö, joka on jätetty opinnäytteenä tarkastettavaksi diplomi-insinöörin tutkintoa varten Espoossa 7.3.2005 Työn valvoja: Professori Pertti Vakkilainen Työn ohjaaja: Agronomi Markku Puustinen

TEKNILLINEN KORKEAKOULU DIPLOMITYÖN TIIVISTELMÄ Tekijä ja työn nimi : Laura Majoinen. Vesiensuojelukosteikot Päivämäärä : 7.3.2005 Sivumäärä : 121 Osasto : Rakennus ja ympäristötekniikka Professuuri : Vesitalous ja vesirakennus Työn valvoja : Professori Pertti Vakkilainen Työn ohjaaja : Agronomi, MMM, Markku Puustinen Avainsanat : vesiensuojelukosteikko, hajakuormitus, typpi, fosfori, suunnittelu Rehevöitymisestä on muodostunut vesistöjemme merkittävin haitta. Vaikkakin pistemäisistä kuormituslähteistä tuleva kuormitus on vähentynyt tehostuneen jätevesien puhdistamisen kautta, hajakuormituksen määrä ei ole pienentynyt tavoitellulle tasolle. Nykyään hajakuormitus muodostaa suurimman osan vesistöihin kulkeutuvasta typpi ja fosforikuormituksesta. Hajakuormituksen vähentämiseksi on otettu käyttöön uusia vesiensuojelumenetelmiä, kuten vesiensuojelukosteikot. Tämän diplomityön kirjallisuustutkimusosassa tarkastellaan kosteikoissa tapahtuvia puhdistusprosesseja ja niihin vaikuttavia tekijöitä. Työn toinen osa on selvitys vesiensuojelukosteikkojen rakentamismahdollisuuksista kahden Tuusulanjärveen laskevan puron, Sarsalan ja Haukkalanojan, valuma alueella. Kosteikon toiminta voidaan jakaa kiintoaineen laskeutumiseen, liukoisten ravinteiden reaktioihin sekä ravinteiden pidättymiseen kasvillisuuteen. Kiintoaineen pidättymiselle käänteinen ilmiö on resuspensio. Kiintoaineen laskeutumisen kannalta on tärkeää, että veden viipymäaika kosteikossa on riittävän pitkä. Kasvillisuus voi edistää kiintoaineen pidättymistä hidastamalla veden virtausnopeutta ja vähentämällä resuspensiota. Määrällisesti fosforin poistumisen kannalta merkittävin puhdistusprosessi on kiintoaineeseen sitoutuneen fosforin laskeutuminen. Liukoinen fosfori voi reagoida kosteikon sedimentin raudan ja alumiinin oksidien kanssa. Typen kannalta merkittävin ja mielenkiintoisin prosessi on denitrifikaatio, jossa nitraattityppi pelkistyy typpikaasuksi. Liukoisen fosforin ja typen pidättymisreaktiot vaativat osittain erilaiset happiolosuhteet. Fosforin reaktio raudan oksidien kanssa on aerobinen mutta denitrifikaatio on anaerobinen reaktio. Hapettomissa olosuhteissa sedimenttiin sitoutunut fosfori voi liueta takaisin veteen. Tämän työn perusteella kustannustehokkain ja vesiensuojelullisesti paras kosteikkovaihtoehto Sarsalanojan ja Haukkalanojan valuma alueilla on rakentaa purojen suualueille kosteikot, joihin ohjataan Sarsalanojan vettä. Haukkalanojan vedenlaadun parantamiseen tähtäävät toimenpiteet tulee keskittää Rusutjärven valumaalueelle. 1

HELSINKI UNIVERSITY OF TECHNOLOGY ABSTRACT OF THE MASTER'S THESIS Author and name of the thesis : Laura Majoinen. Constructed Wetlands Date : 7.3.2005 Number of pages : 121 Department : Civil and Environmental Professorship : Water Resources Engineering Supervisor : Professor Pertti Vakkilainen Instructor : Markku Puustinen Keywords : constructed wetland, non point loading, phosphorus, nitrogen, design Eutrofication of surface waters has become the biggest problem in the Finnish water management. Although the purification of wastewaters from point source polluters has improved, the quantity of non point loading has not decreased to desired level. At present non point loading constitutes most of the phosphorus and nitrogen loading into water systems. To reduce non point loading new water pollution control methods, like constructed wetlands, has been introduced. The literature review presents main purification processes in constructed wetlands and factors affecting them. In the second part of the thesis a preliminary plan for two small watersheds (streams Haukkalanoja and Sarsalanoja) in the lake Tuusulanjärvi watershed is presented. The operation of constructed wetlands can be divided into three factors: settling of suspended solids, reactions of dissolved nutrients and assimilation by macrophytes. The opposite reaction to settling of suspended solids is resuspension. A significant factor affecting settling of suspended solids is the detention time of water in the wetland. Macrophytes can have positive influence on settling of suspended solids. They prevent resuspension and reduce current velocity. The most important process affecting phosphorus reduction is settling of suspended solids. Water soluble phosphorus can react with amorphous and crystalline Fe and Al oxides in the wetland s sediment. The most important and the most interesting nitrogen reaction is denitrification that produces nitrogen gas. The retention of watersoluble phosphorus and nitrogen demand partly different oxygen conditions: phosphorus reaction with Fe oxides is an aerobic but denitrification is an anaerobic reaction. Ironbound phosphorus can release from sediment during anoxic conditions. Based on this study, the most cost efficient and most effective alternative is to build constructed wetlands in the end of both streams. Water to the wetlands should only be taken from stream Sarsalanoja. The water pollution control actions aimed to improve the water quality of stream Haukkalanoja should be focused on the watershed of lake Rusutjärvi. 2

Alkusanat Tämä diplomityö on tehty Uudenmaan ympäristökeskuksessa. Suunnitelmaosa on osa Keski Uudenmaan vesiensuojelun kuntayhtymän Tuusulanjärven kunnostusprojektia. Suunnittelun ohjaamiseksi koottiin keväällä 2003 laaja alainen ohjausryhmä, jonka jäseniltä olen saanut arvokkaita kommentteja suunnitelmien edetessä. Työn ohjaajana on toiminut Markku Puustinen Suomen ympäristökeskuksesta. Haluan kiittää Markkua terävistä kommenteista lyhyelläkin varoitusajalla. Uudenmaan ympäristökeskuksessa suurimmat tukeni ovat olleet Kari Rantakokko ja Marketta Virta. Karia haluan erityisesti kiittää vesirakentamiseen liittyvän osaamiseni lisäämisestä. Työn valvojana on toiminut professori Pertti Vakkilainen. Haluan esittää hänelle suuret kiitokseni työni tarkastamisesta, joustavuudesta, ymmärtämisestä sekä kannustamisesta. Lisäksi haluan kiittää Vesitalouden ja vesirakennuksen laboratorion tutkijaa Maija Paasonen Kivekästä erittäin hyödyllisestä työni kommentoinnista. Suurimman kiitoksen haluan esittää rakkaalle Kyöstilleni. Mitäköhän tästäkään olisi tullut ilman sinua? Helsingissä 28.2.2005 Laura Majoinen 3

Sisällysluettelo Tiivistelmä Abstract Alkusanat Kuvaluettelo Taulukkoluettelo Symboliluettelo Johdanto... 13 1 Vesistökuormitus... 15 1.1 Kiintoaine... 15 1.2 Fosfori... 16 1.2.1 Eri fosforimuotojen biologinen käyttökelpoisuus... 17 1.3 Typpi... 19 1.4 Hajakuormituksen merkitys ja määrä... 20 1.4.1 Hajakuormituksen määrän arviointi... 21 1.4.2 Hajakuormituksen laatu... 23 1.4.3 Hajakuormituksen ajallinen vaihtelu... 24 2 Kosteikot osana luonnonmukaisempaa vesiensuojelun tekniikkaa 26 2.1 Kosteikon määritelmä... 26 2.2 Kosteikot vesien puhdistajina... 27 2.3 Kosteikkojen palauttaminen... 27 3 Vesiensuojelukosteikkojen toiminta... 28 3.1 Kosteikon hydrologia... 28 3.2 Kosteikon happitalous... 29 3.3 Orgaanisen aineen hajotus... 30 4

3.4 Kiintoaineen pidättyminen... 31 3.4.1 Pohjakulkeuman pidättyminen... 31 3.4.2 Veteen sekoittuneen kiintoaineen pidättyminen... 31 3.4.3 Resuspensio... 33 3.5 Ravinteiden pidättyminen kasvillisuuteen... 35 3.5.1 Kasvillisuuden määrä kosteikossa... 36 3.5.2 Ravinteiden määrä kosteikkokasvillisuudessa... 36 3.5.3 Kasvillisuuden muut vaikutukset... 38 3.6 Fosforin reaktiot kosteikossa... 40 3.6.1 Epäorgaanisen fosforin sitoutuminen kosteikon sedimenttiin... 41 3.6.2 Liukoisen fosforin reaktiot vedessä... 45 3.6.3 Resuspendoituvan kiintoaineen merkitys... 45 3.7 Typen reaktiot kosteikossa... 46 3.7.1 Denitrifikaatio... 47 3.7.2 Ammonifikaatio ja nitrifikaatio... 49 3.7.3 Ammoniakin höyrystyminen... 50 3.7.4 Ammoniumtypen pidättyminen sedimenttiin... 50 4 Vesiensuojelukosteikkojen vaikutukset vedenlaatuun... 52 4.1 Kuormituksen suuruus ja laatu toteutetuissa vesiensuojelukosteikoissa 52 4.2 Ravinteiden pidättyminen toteutetuissa vesiensuojelukosteikoissa... 53 4.3 Eri puhdistusmekanismien suuruus ja suhteellinen merkitys... 56 4.3.1 Fosforin reaktioiden suhteellinen merkitys... 56 4.3.2 Typen reaktioiden suuruus ja suhteellinen merkitys... 57 5 Vesiensuojelukosteikon suunnittelu... 60 5.1 Kosteikkopaikan valinta... 60 5

5.2 Kosteikkojen mitoittaminen... 61 5.3 Kosteikon vesisyvyys... 62 5.4 Maaperäanalyysit... 63 5.5 Kosteikkoon pidättyvien ravinnemäärien arviointi... 64 6 Esiselvitys Sarsalan ja Haukkalanojan valuma alueille... 65 6.1 Yleistä... 65 6.2 Tarkasteltavien kohteiden esittely... 65 6.2.1 Rantamon pengerryspelto... 67 6.2.2 Seittelin pengerryspelto... 67 6.2.3 Sarsalansuo... 67 6.2.4 Klenkko... 67 6.3 Suunnittelun lähtötiedot ja käytetyt menetelmät... 68 6.3.1 Valuma alueet ja mitoitusvirtaamat... 68 6.3.2 Maaperän fosforinpidätyskyky... 68 6.3.3 Vedenlaatuaineistot... 69 6.3.4 Kosteikkoon tuleva kuormitus... 71 6.3.5 Tuusulanjärven kokonaiskuormitus... 72 6.3.6 Käytetyt korkeusjärjestelmät... 72 6.3.7 Kustannukset... 72 6.3.8 Kosteikkojen vaikutusten arviointi... 72 6.4 Yksityiskohtaiset suunnitelmat... 73 6.4.1 Klenkko... 73 6.4.2 Rantamon kosteikon laajennus... 74 6.4.3 Seitteli... 76 6.4.4 Sarsalansuo... 81 6

6.5 Kosteikkojen kustannukset... 82 6.6 Kosteikkojen vaikutus ravinnekuormitukseen... 83 7 Johtopäätökset... 86 8 Yhteenveto... 91 Lähdeluettelo... 95 Liitteet... 104 7

Kuvaluettelo Kuva 1. Liukoisen fosforin esiintymismuodot ja niistä käytetyt termit... 16 Kuva 2. Fosforihajakuormituksen suhteellinen suuruus eri kuormituslähteittäin vuonna 2003... 21 Kuva 3. Typpihajakuormituksen suhteellinen suuruus eri kuormituslähteittäin vuonna 2003... 21 Kuva 4. Kuukauden keskimääräinen valuma (l s 1 km 2 ) vuosina 1960 2000 Kylmänojan, Myllypuron ja Löytäneenojan valuma alueilla... 25 Kuva 5. Valuman (l s 1 km 2 ) suhteellinen summakäyrä Kylmänojan valuma alueella vuosina 1990, 1992 ja 1998... 25 Kuva 6. Fosforivarastot ja fosforin siirtyminen varastosta toiseen kosteikossa... 40 Kuva 7. Fosfaatti ionin sitoutuminen alumiinioksidin pinnalle.... 42 Kuva 8. Typen kierto kosteikossa... 46 Kuva 9. Fosforin sitoutuminen Kodijärven kosteikossa vuosina 1997 2001... 56 Kuva 10. Kodijärven kosteikon poistama typpi vuonna 2001.... 57 Kuva 11. Denitrifikaation suuruus ja sen osuus pidättyneen typen määrästä Kompsasuon pintavalutuskentällä vuonna 1992... 58 Kuva 12. Kosteikon perustaminen pellolle: patoamisen ja ruoppausten jälkeen vedenvaivaama alue A muuntuu kosteikoksi B....60 Kuva 13. Hyvä ja huono luiskakaltevuus kosteikossa... 63 Kuva 14. Typpireduktion riippuvuus kosteikon ja sen valuma alueen pinta alojen suhteesta.... 64 Kuva 15. Fosforireduktion riippuvuus kosteikon ja sen valuma alueen pinta alojen suhteesta.... 64 Kuva 16. Yleiskartta suunnittelualueesta ja vedenlaadun mittauspisteet... 66 Kuva 17. Sarsalanojan kokonaisfosforin ja liukoisen fosfaattifosforin pitoisuudet 1990 2003... 69 Kuva 18. Sarsalanojan kokonaistypen ja epäorgaanisen typen pitoisuudet 1990 2003... 70 8

Kuva 19. Haukkalanojan kokonaisfosforin ja liukoisen fosfaattifosforin pitoisuudet 2000 2003... 70 Kuva 20. Haukkalanojan kokonaistyppi ja epäorgaanisen typen pitoisuudet 2000 2003... 71 Kuva 21. Rantamon kosteikon laajennus... 75 Kuva 22. Seittelin kosteikko, vaihtoehto 8... 77 Kuva 23. Havainnekuva Haukkalanojan alituksesta... 80 Kuva 24. Vaihtoehtokohtaiset poistuvat fosforimäärät ja kustannukset poistuvaa fosforikiloa kohti... 85 9

Taulukkoluettelo Taulukko 1. Maan ja sedimentin fosforin partikkelimaiset ja liuenneet muodot ja niiden biologinen käyttökelpoisuus....17 Taulukko 2. Fosfori ja typpikuormituksen suuruus kuormituslähteittäin Suomessa vuonna 2003 ja eri kuormituslähteiden suhteellinen osuus... 20 Taulukko 3. Metsävaltaisten valuma alueiden ja maatalouden typpi ja fosforikuormitus Suomessa vuosina 1991 1995....22 Taulukko 4. Suomessa mitattuja kiintoainekuormia... 23 Taulukko 5. Kokonais ja liukoisten ravinteiden kuormitus pieniltä valuma alueilta vuosina 1991 1995 ja liukoisten ravinteiden kuormituksen osuus kokonaiskuormituksesta.... 24 Taulukko 6. Elektropotentiaalin vaikutus eräiden alkuaineiden hapetus ja pelkistystilaan.... 29 Taulukko 7. Eri kokoisten mineraalipartikkeleiden laskeutumisnopeuksia ja liikkeellelähdön rajanopeuksia, kun veden lämpötila on 10 o C ja partikkelien tiheys 2650 kg m 3... 34 Taulukko 8. Kasvibiomassaan sitoutuneen fosforin ja typen määrä neliömetriä kohden sekundäärisiä jätevesiä käsittelivässä kosteikossa Australiassa..... 38 Taulukko 9. Keskimääräisiä EPC arvoja suomalaisten peltojen pintamaanäytteille (kivennäismaalajeja)... 43 Taulukko 10. Ammoniumhydroksidin osuus (%) ammoniakin määrästä... 50 Taulukko 11. Havaittuja kokonaisfosforipitoisuuden alenemisia toteutetuissa kosteikkohankkeissa... 54 Taulukko 12. Havaittuja kokonaistyppipitoisuuden alenemisia toteutetuissa kosteikkohankkeissa... 55 Taulukko 13. Fosforin eri olomuotojen vuotuisia pidättymisiä... 57 Taulukko 14. Typen eri olomuotojen vuotuisia pidättymisiä... 59 Taulukko 15. Valuma alueet, valuma alueiden maankäyttö ja mitoitusvirtaamat... 68 Taulukko 16. Maanäytteiden fosforinpidätyskyky.... 69 Taulukko 17. Ravinnekuormat valuma alueittain.... 71 10

Taulukko 18. Kosteikkojen rakentamiskustannukset ja pinta alat.... 82 Taulukko 19. Vaihtoehtokohtaiset ravinnepitoisuuksien alenemiset ja poistuvat ravinnemäärät sekä kosteikon pinta alan osuus valuma alueen pinta alasta... 83 Taulukko 20. Vaihtoehtokohtaiset kustannusarviot ja kustannukset poistuvaa ravinnekiloa kohti.... 84 11

Symboliluettelo A m 2 pinta-ala D 80 m läpäisyprosentin 80 osoittava raekoko ET m 3 s -1 evapotranspiraatio F p % valuma-alueen peltoprosentti G i m 3 s -1 kosteikkoon tuleva pohjavesivirtaama G o m 3 s -1 kosteikosta lähtevä pohjavesivirtaama L - hydraulinen tehokkuus N L kg km -2 a -1 vuotuinen typpikuorma P µg ravinnemäärä P L kg km -2 a -1 vuotuinen fosforikuorma P n m 3 s -1 nettosadanta Q m 3 s -1 virtaama R e - Reynoldsin luku S m s -1 laskeutumisnopeus S i m 3 s -1 kosteikkoon tuleva pintavirtaama S o m 3 s -1 kosteikosta lähtevä pintavirtaama T m 3 s -1 lähtevä/ tuleva vuoroveden aiheuttama virtaama T o C lämpötila V m 3 tilavuus, varastotilavuus a - pohjan laadusta riippuva kerroin d m halkaisija g m s 2 putouskiihtyvyys h m vesisyvyys q µg m -2 d -1 ravinnekuorman suuruus r 20 reaktion nopeus lämpötilassa 20 o C r T reaktion nopeus lämpötilassa T t s viipymäaika t n s todellinen viipymä t p s teoreettinen viipymä x % kosteikon pinta-alan osuus valuma-alueen pinta-alasta y n % typpireduktioprosentti y p % fosforireduktioprosentti θ - lämpötilakerroin η N s m -2 dynaaminen viskositeetti ν m 2 s -1 kinemaattinen viskositeetti ρ s kg m -3 partikkelin tiheys ρ w kg m -3 veden tiheys 12

JOHDANTO Vesistöjen rehevöitymisestä on muodostunut sisä- ja rannikkovesiemme merkittävin haitta. Rehevöitymisen merkkejä on havaittu myös aikaisemmin hyvälaatuisissa suurissa järvissä. Vesiensuojelun tehostuessa pistemäisen kuormituksen, kuten yhdyskuntien ja teollisuuden jätevesien, osuus vesistöjen kuormituksesta on pienentynyt. Vesien yleistila on silti huolestuttava lähinnä hajakuormituksen vaikutuksesta (esim. Ympäristöministeriö 1998). Valtaosa hajakuormituksesta on peräisin maataloudesta. Valtioneuvoston periaatepäätöksen mukaisesti valtakunnallisena tavoitteena on vähentää vesistöihin kulkeutuvaa maa- ja metsätalouden typpi- ja fosforikuormitusta 50 % vuosien 1990-1993 arvioidusta keskimääräisestä tasosta (Ympäristöministeriö 1998). Myös Euroopan unionin vesipolitiikan puitedirektiivi ja sen toteuttamiseksi säädetty laki vesienhoidon järjestämisestä asettavat omat vaatimuksensa suomalaiselle vesiensuojelulle. Viime vuosina on otettu käyttöön uusia luonnonmukaisempia vesirakennuksen menetelmiä vesiensuojelussa, kuten vesiensuojelukosteikot. Kosteikolla tarkoitetaan aluetta, joka on koko ajan tai suuren osan vuodesta veden peitossa, mutta jolla vesisyvyys on matalampi kuin varsinaisessa vesistössä. Kosteikko voi olla luonnonvarainen tai ihmisen rakentama. Ennallistamis- ja rakentamishankkeet liittyvät yleensä olemassa olevien kosteikkoalueiden suojelemiseen ja kosteikkoelinympäristöjen palauttamiseen tai vesiensuojelullisiin tavoitteisiin. Rakennettuja kosteikkoja käytetään mm. maatalouden jätevesien, hulevesien, kaivosten ja kaatopaikkojen suotovesien puhdistamiseen sekä hajakuormituksen vähentämiseen (Mitsch ja Jørgensen 2004; Kadlec ja Knight 1996). Suomessa kosteikkoja on käytetty mm. maatalouden hajakuormituksen vähentämiseen, turvetuotannon valumavesien puhdistamiseen, yhdyskuntajätevesien jälkikäsittelyyn ja kaivosalueiden valumavesien puhdistukseen (Puustinen ym. 2001; Heikkinen ym. 1994; Vääräniemi ja Lakso 2000; Räisänen 2004). Tässä työssä vesiensuojelukosteikolla tarkoitetaan pääasiassa maatalouden hajakuormituksen vähentämiseksi rakennettua kosteikkoa. Kosteikot voivat toimia kemikaalien nieluna, lähteenä tai muuntajana (Mitsch ja Jørgensen 2004). Vesiensuojelukosteikkojen toiminta perustuu useisiin biologisiin ja kemiallisiin reaktioihin sekä fysikaalisiin ilmiöihin. Toiminta voidaan jakaa kiintoaineen laskeutumiseen, liukoisten ravinteiden pidättymiseen ja ravinteiden pidättymiseen kosteikon kasvillisuuteen. Kiintoaineen laskeutuessa myös niihin sitoutuneet ravinteet laskeutuvat kosteikon pohjalle. Liukoinen fosfori voi sitoutua sedimentin raudan ja alumiinin oksideihin (esim. Reddy ym. 1999). Typen kannalta merkittävin reaktio on denitrifikaatio, jossa nitraatti- tai nitriittityppi pelkistyy typpikaasuksi tai typpioksiduuliksi (esim. Bachand ja Horne 2000; Leonardson 1994). Suomessa on ollut käytössä vuodesta 1995 lähtien laaja maatalouden ympäristötukiohjelma, jonka toinen tukikausi (2000-2006) on nyt käynnissä. 13

Tukijärjestelmän tarkoituksena on vähentää maataloudesta aiheutuvia ympäristöhaittoja ja huolehtia luonnon monimuotoisuuden suojelusta ja maisemanhoidosta. Ympäristötukea voi saada mm. lannoitustason alentamiseen, suojakaistojen ja -vyöhykkeiden hoitamiseen, peltojen kevennettyyn muokkaamiseen, talviaikaisen kasvipeitteisyyden ylläpitämiseen sekä suojakaistojen, laskeutusaltaiden ja kosteikkojen perustamiseen. Ensimmäisellä tukikaudella toteutettiin kosteikkoja vajaa sata kappaletta ja laskeutusaltaita runsaat kolmesataa. Niiden suunnittelusta ja mitoituksesta oli Suomessa hyvin vähän kokemuksia (esim. Puustinen ym. 1999). Vuonna 1997 käynnistyneen Viljelyalueiden valumavesien hallintaprojektin (VIHTA) yhtenä keskeisenä tavoitteena oli selvittää kosteikkojen toimivuutta ja vesiensuojelumerkitystä. Projektin yhteydessä Hoviin rakennettiin tutkimus- ja esittelykosteikko. Hovin kosteikon lisäksi tutkimuksia suoritettiin kahdella jo aikaisemmin toteutetulla (Alastaron ja Flytträskin) kosteikolla. Hovin, Alastaron ja Flytträskin kosteikkojen seurantatulokset antavat arvokasta tietoa vesiensuojelukosteikkojen toimintamahdollisuuksista Suomen olosuhteissa. Kosteikkojen vesiensuojelullisia vaikutuksia ja toimintaedellytyksiä Suomen olosuhteissa ei kuitenkaan vielä tunneta tarkkaan. Hajakuormituksen ominaispiirteiden merkitystä kosteikkojen toimintaan on arvioitu vähän. Samoin eri ravinteidenpoistoreaktioiden ja -ilmiöiden keskinäisiin merkityksiin on paneuduttu varsin vähän. Tämän työn kirjallisuusosan tavoitteena oli perehtyä kosteikkojen käyttöön vesiensuojelun työvälineenä, tarkastella kosteikoissa tapahtuvia puhdistusprosesseja ja niihin vaikuttavia tekijöitä. Tavoitteena oli lisäksi arvioida hajakuormituksen ja Suomen olosuhteiden vaikutusta kosteikkoprosesseihin ja eri ravinteidenpoistoreaktioiden ja ilmiöiden keskinäisiä merkityksiä. Työssä keskityttiin vesipintaisten rakennettujen kosteikkojen käyttömahdollisuuksiin hajakuormituksen alentamisessa. Työn toinen osa on kosteikkoselvitys kahden Tuusulanjärveen laskevan puron valumaalueelle. Selvitys on osa laajaa Keski-Uudenmaan vesiensuojelun kuntayhtymän koordinoimaa Tuusulanjärven kunnostusprojektia. Tuusulanjärvellä on merkittävää virkistyskäyttöarvoa, mutta sen virkistyskäyttöä rajoittaa järven huono tila. Järven kunnostamiseksi on tehty paljon töitä: käytettyjä kunnostusmenetelmiä ovat mm. hoitokalastus, alusveden hapetus sekä vähäravinteisen veden johtaminen järveen Päijänne-tunnelista Rusutjärven kautta ja kunnostustoimia on ohjattu myös järven valuma-alueelle ulkoisen kuormituksen alentamiseksi. Selvityksen tavoitteena oli tarkastella kosteikkomahdollisuuksia purojen valuma-alueilla ja arvioida kosteikkojen vaikutusta Tuusulanjärveen kulkeutuvaan kuormitukseen. Se toimi pohjana Suomen ympäristökeskuksen laatimaan Rantamon kosteikon laajennuksen ja Seittelin kosteikon suunnitelmaan. 14

1 VESISTÖKUORMITUS Vesistökuormituksesta puhuttaessa tarkoitetaan yleensä ravinne (typpi ja fosforikuormitusta) ja kiintoainekuormitusta. Myös torjunta aineet tai suolistoperäiset bakteerit ovat osa vesistökuormitusta. Kuormitus on ihmistoiminnasta aiheutuvaa tai luonnonhuuhtoumaa ja se on joko valuma alueelta peräisin tai laskeumaa. Valuma alueelta tuleva kuormitus jaetaan haja ja pistekuormitukseen. Myös sisäisellä kuormituksella, lähinnä sedimentistä vapautuvilla ravinteilla, voi olla merkittävä osuus kokonaiskuormituksesta. Ravinnepitoisuuden nousu lisää perustuotannon määrää; vesistö rehevöityy. Rehevöityvässä vesistössä biomassa lisääntyy. Usein rehevöitymisen epämiellyttävimmäksi vaikutukseksi koetaan loppukesän sinileväkukinnat. Fosfori ja typpi ovat yleisimmät kasvua rajoittavat tekijät vesiekosysteemeissä. Suomalaisissa järvissä minimiravinne on yleensä fosfori. Osa Suomen sisävesistä on kuitenkin arvioitu yhteisrajoitteisiksi, joissa kasvua rajoittavat sekä fosfori että typpi ja lisäksi jotkin alueista on arvioitu heikosti typpirajoitteisiksi. (Pietiläinen ja Räike 1999) Itämeren minimiravinteesta on kahdenlaisia mielipiteitä, ja kolmessa tuoreessa mallitarkastelussa on päädytty fosforirajoittuneisuuteen (Lignell ja Stipa 2004). Kirkkalan ym. (1998) mukaan Suomen rannikkoalueella minimiravinne on yleensä fosfori ja Saaristomerellä se vaihtelee vuodenajan mukaan. Perämeren avovesialueella minimiravinne on fosfori (mm. Ympäristöministeriö 2000). 1.1 Kiintoaine Kiintoaine kulkeutuu vesistössä joko veteen sekoittuneena eli suspendoituneena tai pohjaa pitkin kulkeutumalla. Prosessit eivät kuitenkaan ole toisistaan riippumattomia, sillä yhdessä uoman poikkileikkauksessa uoman pohjalla kulkeutuva kiintoaine voi toisessa poikkileikkauksessa kulkeutua myös veteen sekoittuneena ja toisin päin. (esim. Seuna ja Vehviläinen 1986) Kiintoainekuormitusta pidetään usein varsinkin esteettisenä haittana. Kirkas vesi on miellyttävämmän näköistä kuin samea. Kirkkauden väheneminen ilmenee mm. näkösyvyyden pienenemisenä. Kiintoainekuormituksen voidaan katsoa vähentävän vesistön virkistyskäyttöarvoa. Liiallinen kiintoaineen kulkeutuminen vesistöihin voi myös aiheuttaa kalojen elinympäristöjen, varsinkin kutualueiden tuhoutumista ja pienentää järven varastotilavuutta. Samoin kiintoaineen vaikutuksesta levien ja vesikasvien tuotantokerros ohenee. Kiintoainekuormitus lisää hapenkulutusta vastaanottavassa vesistössä. Kiintoaineeseen sitoutuneena kulkeutuu huomattava osa vesistöön tulevasta fosforikuormituksesta. Lisäksi kiintoaineen mukana vesistöön voi kulkeutua torjuntaaineita. 15

1.2 Fosfori Fosfori on rakennusaineena DNA:ssa ja RNA:ssa sekä solun aineenvaihduntaan osallistuvassa adenosiinitrifosfaatissa (ATP). Noin 0,3 prosenttia elävän aineen kuivapainosta on fosforia. Vaikkakin fosforia tarvitaan suhteellisen pieni määrä verrattuna esimerkiksi hiileen, happeen, vetyyn tai typpeen, se on ehkä yleisin kasvua rajoittava tekijä makeissa vesissä (esim. Horne ja Goldman 1994). Fosfori esiintyy vedessä pääasiassa liukoisena tai kiintoaineeseen sitoutuneena. Sen kaasumuotoa, fosfiinia, esiintyy luonnossa vain harvoin, mutta sitä voi muodostua esimerkiksi järven tai kosteikon hapettomassa sedimentissä (esim. Wetzel 2001). Pohjasedimentissä fosfori esiintyy taas maa ainekseen sitoutuneena tai huokosveteen liuenneena. Sekä liukoinen että kiintoaineeseen sitoutunut fosfori käsittävät useita eri komponentteja, niin orgaanisia kuin epäorgaanisiakin. Liukoinen fosfori määritetään yleensä suodattamalla vesinäyte ja määrittämällä suodatetun näytteen fosforipitoisuus. Koska määritys perustuu fysikaaliseen jakoon, voi liukoinen kokonaisfosfori sisältää myös pieniin partikkeleihin ja kolloideihin sitoutuneen fosforin. Liukoinen fosfori voidaan jakaa edelleen liukoiseen epäorgaaniseen ja liukoiseen orgaaniseen fosforiin. Molemmat fraktiot käsittävät sekä reaktiivisia sekä eireaktiivisia muotoja (kuva 1). (Broberg ja Persson 1988) Tärkeimmät liukoiset epäorgaanisen fosforin muodot ovat orto ja polyfosfaatit. Liukoiseen orgaaniseen fosforiin kuuluvat mm. matala molekyylipainoiset fosfaattiesterit (esim. Wetzel 2001). Liukoinen kokonaisfosfori (=total dissolved phosphorus, TDP) Liukoinen epäorgaaninen fosfori (=dissolved inorganic phosphorus, DIP) Liukoinen orgaaninen fosfori (=dissolved organic phosphorus, DOP) Liukoinen ei reaktiivinen epäorgaaninen fosfori (=unreactive DIP) Liukoinen reaktiivinen epäorgaaninen fosfori (=reactive DIP) Liukoinen reaktiivinen orgaaninen fosfori (=reactive DOP) Liukoinen ei reaktiivinen orgaaninen fosfori (=unreactive DOP) Liukoinen reaktiivinen fosfori (=dissolved reactive phosphorus, DRP) Kuva 1. Liukoisen fosforin esiintymismuodot ja niistä käytetyt termit. Kiintoaineeseen sitoutunut eli partikkelimainen fosfori määritetään yleensä kokonaisfosforimäärän ja liukoisen fosforin määrän erotuksena (Broberg ja Persson 1988). Veden tai sedimentin kiintoaineeseen sitoutunut fosfori voidaan luokitella fosforin sitoutumismuotojen mukaan useisiin eri fraktioihin, jotka määritetään kemiallisten uuttomenetelmien avulla. Fraktiointi perustuu eri reagenssien kykyyn uuttaa eri tavoin 16

reagoivia fosforivaroja. Sedimentin fosforista voidaan erottaa mm. labiili fosfori, raudan ja alumiinin oksideihin sitoutunut fosfori, kalsiumiin sitoutunut fosfori sekä orgaaninen fosfori (Persson ym. 1988). Loganin (1982) mukaan maa ainekseen sitoutunut fosfori voidaan jakaa biologisen käyttökelpoisuuden mukaan labiiliin fosforiin ja ei labiiliin fosforiin (taulukko 1). Jotkin eliöt pystyvät hyödyntämään kiintoaineeseen sitoutunutta fosforia. Lisäksi partikkelimainen fosfori voi muuttua käyttökelpoisempaan muotoon olosuhteiden muuttuessa. Partikkelimaisen fosforin osuutta eliöiden fosforin lähteenä ei vielä täysin tunneta, mitä kuvaa? merkintä taulukossa 1. Labiili fosfori sisältää adsorboituneen fosfaatin ja fosfaatin, joka hydrolysoituu tai liukenee helposti. Labiilit fosforireservit vapautuvat nopeasti nesteeseen olosuhteiden muuttuessa. Labiilien fosforivarastojen pienentyessä tapahtuu hidasta ei labiilin fosforin muuttumista labiiliin muotoon (Hartikainen 1991). Taulukko 1. Maan ja sedimentin fosforin partikkelimaiset ja liuenneet muodot ja niiden biologinen käyttökelpoisuus (Logan 1982). Fosforifraktio Kemiallinen tunnuspiirre Biologinen käyttökelpoisuus (%) Kokonaisfosfori Partikkelimainen fosfori Liukoinen fosfori Liukoinen epäorgaaninen fosfori Liukoinen orgaaninen fosfori > 90 < 50 Labiili fosfori potentiaalisesti 100 absorboitunut, vaihtuva, liukeneva ja hydrolysoituva fosfori välittömästi? Epäorgaaninen fosfori potentiaalisesti? suhteellisen pysyvät primaariset ja sekundaariset Fe, Al ja Ca yhdisteet välittömästi 0 Orgaaninen fosfori potentiaalisesti? (<50) suhteellisen pysyvät humusyhdisteet kuten inosotolit välittömästi 0 1.2.1 Eri fosforimuotojen biologinen käyttökelpoisuus Suomessa vesiensuojelun tavoitteet on asetettu yleensä kokonaisfosforin alenemisen kautta (Ympäristöministeriö 1998). Kuitenkin vain osa fosforista on leville suoraan käyttökelpoisessa muodossa, kun taas osa voi olla käyttökelpoista vasta pitkän ajan kuluttua ja osa voi olla kokonaan inerttiä. Mikrolevät ottavat fosforin yleensä ortofosfaattimuodossa. Tätä fosforivaraston osaa kutsutaan usein välittömästi käyttökelpoiseksi fosforiksi. Se ei kuitenkaan sisällä kaikkea sitä fosforia, joka ajan kuluessa on 17

potentiaalisesti käyttökelpoista fosforia. Potentiaalisesti käyttökelpoinen fosfori sisältää välittömästi käyttökelpoisen fosforin ja fosforin, joka fysikaalisten, kemiallisten ja biologisten prosessien kautta voi muuttua käyttökelpoiseksi. (Boström 1988a) Varsinkin tilanteissa, joissa partikkelimainen fosfori muodostaa merkittävän osan kokonaisfosforista, voi se muodostaa huomattavan lisän potentiaalisesti käyttökelpoiseen fosforiin. Partikkelimaisesta fosforista desorboituvan ja hapettomissa olosuhteissa vapautuvan fosforin ajatellaan olevan potentiaalisesti käyttökelpoista. Fosforikuormituksen todellinen biologinen käyttökelpoisuus riippuukin vastaanottavan vesistön ominaisuuksista, kuten ph tasosta ja alusveden happiolosuhteista (Boström ym. 1988a). Suomessa potentiaalisesti käyttökelpoisen fosforin määrää on arvioitu mm. levätestien (Ekholm 1998) ja anionin vaihto hartsi uuttoon (AER uutto) perustuvien menetelmien avulla (Uusitalo ym. 2000). Kummatkaan menetelmistä eivät kuitenkaan sisällä hapettomissa olosuhteissa mahdollisesti vapautuvaa fosforia. Uusitalo ym. (2003) käyttivät bikarbonaatti dithioniitti uuttoa (BD uutto) hapettomissa olosuhteissa vapautuvan fosforin määrän arviointiin. He arvioivat neljän koekentän fosforikuormituksen potentiaalisesti käyttökelpoisen fosforin määrää määrittämällä desorboituvan fosforin määrän AER uutolla ja hapettomissa olosuhteissa vapautuvan fosforin määrän BDuutolla. Kiintoaineesta vapautunut fosfori lisäsi merkittävästi biologisesti käyttökelpoisen fosforin määrää kaikilla koekentillä sekä pinta että salaojavalunnassa. AER uutossa vapautui 6 10% kiintoaineeseen sitoutuneesta fosforista ja BD uutossa 34 58%. 18

1.3 Typpi Typpi on ilmakehän yleisin alkuaine ja soluissa neljänneksi yleisin alkuaine. Esimerkiksi kaikki proteiinit sisältävät typpeä. Valtaosa maapallon typestä on kuitenkin inerttiä typpikaasua (N 2 ). Se on vain harvoille organismeille käyttökelpoista, sillä N N kolmoissidoksen rikkominen vaatii paljon energiaa. Typen kierto poikkeaakin fosforin kierrosta nimenomaan kaasumuodon merkittävyyden takia. Sopivissa olosuhteissa järvessä tai kosteikossa voi muodostua typpikaasua, joka voi poistua ilmakehään Lisäksi, kun fosforikuormituksessa laskeumalla on vain pieni merkitys, Suomessa vuosittaisesta typpikuormituksesta lähes 20 % on ilmaperäistä (http://www.ymparisto.fi/ default.asp?contentid=29826&lan=fi). Typpiatomilla on uloimmalla elektronikuorellaan viisi elektronia. Uloimman elektronikehänsä rakenteen vuoksi typpi voi muodostaa erilaisia yhdisteitä, joilla on erilainen kemiallinen pysyvyys sekä hapetusaste. Vedessä typpi voi esiintyä sekä epäorgaanisina että orgaanisina typpiyhdisteinä ja useassa eri olomuodossa: kaasuna, liukoisena ja kiintoaineeseen sitoutuneena (esim. Horne ja Goldman 1994). Tärkeimmät epäorgaanisen typen muodot ovat ammoniakki (NH 3 ), nitriitti (NO 2 ) ja nitraattityppi (NO 3 ) sekä kaasumuotoiset typpioksiduuli (N 2 O) ja typpikaasu (N 2 ). Ammoniakin vesiliuos ammoniumhydroksidi (NH 4 OH) dissosioituu neutraalissa ph:ssa lähes täydellisesti ammoniumioniksi (NH 4 + ) ja hydroksyyli ioniksi (OH ). Nitraatti ja nitriittityppi esiintyvät yleensä liukoisina, mutta koska ammoniumtypellä on positiivinen varaus, se voi esiintyä myös maahiukkasten negatiivisille pinnoille sitoutuneena. Tärkeimpiä orgaanisia typpiyhdisteitä ovat urea, aminohapot, amiinit, puriinit ja pyridimiinit. Orgaanisia typpiyhdisteitä esiintyy sekä liukoisina että kiintoaineeseen sitoutuneena. (esim. Horne ja Goldman 1994; Hartikainen 1992a; Kadlec ja Knight 1996) Epäorgaanisen typen muodoista ammonium ja nitraattitypellä on suurin merkitys perustuottajien typen lähteenä. Eräät bakteerit, kuten sinilevät, pystyvät hyödyntämään myös typpikaasua. Typen sidonnalla voi olla suurikin merkitys ekosysteemin typpitalouteen, jos muita typen muotoja on niukasti saatavilla. Osa typpeä sitovista bakteereista elävät vapaana, osa vuorovaikutuksessa kasvin kanssa. Maaekosysteemissä tunnetuin symbioosi lienee palkokasvien ja Rhizobium sukuisten bakteerien välinen suhde. Osa bakteereista voi myös elää löyhemmässä vuorovaikutussuhteessa kasvin kanssa. Kosteikkoympäristössä tällaisia löyhempiä vuorovaikutussuhteita on havaittu mm. osmankäämin Typha spp. sekä Glyceria borealiksen juurakossa. Orgaanisen typen muodoista biologisesti mielenkiintoisimpia ovat urea ja virtsahappo, jotka hydrolysoituvat helposti vapauttaen ammoniumtyppeä. (esim. Kadlec ja Knight 1996; Hartikainen 1992a) 19

1.4 Hajakuormituksen merkitys ja määrä Hajakuormituksella tarkoitetaan kuormitusta, joka tulee laajalta alueelta, eikä sillä ole yksikäsitteistä purkupaikkaa vesistöön. Yhdyskuntien ja teollisuuden tehostunut jätevesien puhdistus on parantanut veden laatua useilla teollisuuden ja yhdyskuntien kuormittamilla vesialueilla, mutta hajakuormituksen määrän pienentämiselle asetettuja tavoitteita ei ole saavutettu (Ympäristöministeriö 1998). Suomessa hajakuormituksen osuus kokonaisfosforikuormituksesta on lähes 80 % ja typpikuormituksesta lähes 60 % (taulukko 2). Sen vähentämisestä onkin muodostunut yksi vesiensuojelun päätavoitteista. Hajakuormituksesta suurimman osuuden muodostaa maatalouden aiheuttama vesistökuormitus. Se on myös kokonaiskuormituksen osalta suurin kuormituslähde (kuva 2, kuva 3 ja taulukko 2). Taulukko 2. Fosfori ja typpikuormituksen suuruus kuormituslähteittäin Suomessa vuonna 2003 ja eri kuormituslähteiden suhteellinen osuus Suomen ympäristökeskuksen mukaan. (http://www.ymparisto.fi/default.asp?contentid=29826&lan=fi). Fosfori Typpi Fosfori Typpi Päästölähteet t a 1 t a 1 % % Pistemäinen kuormitus Massa ja paperiteollisuus 196 2 568 4,7 3,3 Muu teollisuus 23 946 0,5 1,2 Yhdyskunnat 203 11 843 4,8 15,1 Kalankasvatus 89 722 2,1 0,9 Turkistarhaus 45 430 1,1 0,5 Turvetuotanto 45 1 000 1,1 1,3 Pistemäinen kuormitus yhteensä 601 17 509 14,3 22,4 Hajakuormitus Maatalous 2 600 39 500 61,8 50,5 Haja asutus 355 2 500 8,4 3,2 Metsätalous 350 4 100 8,3 5,2 Hajakuormitus yhteensä 3 305 46 100 78,6 58,9 Laskeuma 300 14 600 7,1 18,7 Kuormitus yhteensä 4 206 78 209 100,0 100,0 Luonnon huuhtouma 2 700 70 000 20

11% 11% Maatalous Haja asutus Metsätalous 79% Kuva 2. Fosforihajakuormituksen suhteellinen suuruus eri kuormituslähteittäin vuonna 2003. Piirretty taulukon 2 arvojen perusteella. 5% 9% 86% Maatalous Haja asutus Metsätalous Kuva 3. Typpihajakuormituksen suhteellinen suuruus eri kuormituslähteittäin vuonna 2003. Piirretty taulukon 2 arvojen perusteella. 1.4.1 Hajakuormituksen määrän arviointi Hajakuormituksen kokonaismäärää arvioidaan Suomessa ns. kuormituslukujen perusteella (Puustinen 1999). Ne kuvaavat maankäytöltään erilaisilta alueilta tulevan kuormituksen määrää, joten niiden avulla voidaan arvioida vesistöön tulevan kuormituksen määrä valuma alueen maankäytön perusteella. Kuormitusluvut perustuvat pieniltä valuma alueilta mitattuihin kuormituksiin. Maatalouden aiheuttama fosfori ja typpikuormitus on huomattavasti metsävaltaisilta valuma alueilta tulevaa kuormitusta suurempaa (taulukko 3). Vuorenmaan ym. (2002) esittämät kuormitusluvut maatalousvaltaisille valuma alueille on määritetty Etelä ja Lounais Suomessa sijaitsevilla tutkimusalueilla ja metsävaltaisten valuma alueiden tutkimusalueet sijaitsivat tasaisemmin ympäri Suomea. 21

Taulukko 3. Metsävaltaisten valuma alueiden ja maatalouden typpi ja fosforikuormitus Suomessa vuosina 1991 1995 (Vuorenmaa ym. 2002). Kuormituslähde Kokonaisfosfori Kokonaistyppi kg km 2 ha 1 kg km 2 ha 1 Maatalous 110 1500 Metsätalous (1 9 190 1) sisältää luonnonhuuhtouman. Kuormituslukujen lisäksi hajakuormituksen määrää voidaan arvioida regressioyhtälöiden avulla. Sekä fosfori että typpikuormituksen suuruuden on havaittu korreloivan erittäin voimakkaasti valuma alueella olevien peltojen suhteelliseen osuuteen ja Rekolainen (1989) on esittänyt, että valuma alueelta tuleva hajakuormitusta voidaan arvioida pelkän valuma alueen peltoprosentin perusteella (yhtälöt 1 ja 2). P L 1,4F + 9,5 = p N L 11,4F + 240 = p (1) (2) joissa P L = vuotuinen fosforikuorma (kg km 2 a 1 ) N L = vuotuinen typpikuorma ja (kg km 2 a 1 ) F p = valuma alueen peltoprosentti (%) Lannoitusmäärät ovat vähentyneet tämän tutkimuksen jälkeen. Hajakuormituksen arviointiin on kehitetty myös monimutkaisempia malleja, joilla voidaan huomioida esimerkiksi viljelytekniikan, maaperän, viljelykasvin tai maan kaltevuuden vaikutus ravinnekuormituksen suuruuteen. Kiintoainekuormituksen arviointi on ravinnekuormitusta vaikeampaa, sillä vastaavanlaisia kuormituslukuja ei ole muodostettu kiintoainekuormitukselle kuin on ravinnekuormitukselle. Suomalaisissa tutkimuksissa vuosittaisen kiintoainekuormituksen määrä on vaihdellut alle 100 kg ha 1 :sta lähes 2000 kg ha 1 :aan (taulukko 4). 22

Taulukko 4. Suomessa mitattuja kiintoainekuormia (Puustinen 1999, useita lähteitä). Alue Pinta ala km 2 Eroosio kg ha 1 a 1 Määrityksessä käytetty suodatin µm Peltoprosentti % Kurinkrotti, Paimionjoki 1,7 1860 0,45 51,2 Vaihinoja, Paimionjoki 4,2 1350 0,45 63,3 Kotkoja, Paimionjoki 4,2 1050 0,45 53,8 Suolanoja, Paimionjoki 3,2 730 0,45 32,2 Pajaoja, Paimionjoki 2,6 670 0,45 65,8 Kuukkalanoja, Paimionjoki 2,5 530 0,45 67,9 Siuntionjoki alue 1 4,2 200 n. 1 7 alue 2 0,85 147 n. 1 40 Koiranoja 1, Lammi 1,12 212 n. 1 21 Koiranoja 2, Lammi 5,18 148 n. 1 22 Löyttynoja 1, Lammi 2,31 55 n. 1 4 Löyttynoja 2, Lammi 5,53 116 n. 1 14 Hovi, Vihti 0,12 140 n. 1 100 1.4.2 Hajakuormituksen laatu Suuri osa pelloilta poistuvasta fosforista päätyy vesistöön maa ainekseen sitoutuneena. Vuorenmaa ym. (2002) ovat arvioineet kokonaisravinnekuormituksen ja liukoisen ravinnekuormituksen määrää pienillä valuma alueilla (taulukko 5). Liukoisen fosforikuormituksen osuus vuosina 1991 1995 on vaihdellut 8 ja 50 %:n välillä kokonaiskuormituksesta (taulukko 5). Pietiläinen ja Rekolainen (1991) ovat arvioineet, että liukoisen fosforin osuus vuosina 1987 1989 oli 8 58 % kokonaisfosforikuormituksesta. Maatalousvaltaisilla valumaalueilla liukoisen fosforin osuus kokonaiskuormituksesta oli keskimäärin n. 25 % vaihteluvälin ollessa 17 43 %. Maatalousvaltaisilla valuma alueilla liukoisen fosforin osuus kokonaisfosforikuormituksesta oli korkeimmillaan keväällä lumen sulamisesta aiheutuvan tulvahuipun alussa. (Pietiläinen ja Rekolainen 1991) Valtaosa peltomailta tulevasta typpikuormasta on nitraattityppeä (esim. Rekolainen ym. 1992). Kolmelta maatalousvaltaiselta valuma alueelta tulleesta vuotuisesta typpikuormituksesta oli liukoisen epäorgaanisen typen osuus 59 82 % (taulukko 5) (Vuorenmaan ym. 2002). Happamilta sulfaattimailta (alunamaat) huuhtoutuu suhteellisen paljon ammoniumtyppeä. Suuri ammoniumtypen määrä kertoo yleensä jätevesien vaikutuksesta. Myös turvetuotannon valumavedet sisältävät paljon ammoniumtyppeä. 23

Taulukko 5. Kokonais ja liukoisten ravinteiden kuormitus pieniltä valuma alueilta vuosina 1991 1995 (Vuorenmaa ym. 2002) ja liukoisten ravinteiden kuormituksen osuus kokonaiskuormituksesta. TP DRP DRP/TP (1 TN TIN TN/TIN (1 kg km 2 a 1 kg km 2 a 1 % kg km 2 a 1 kg km 2 a 1 % Maatalousvaltaiset valuma alueet 11 Hovi 144 11.3 8 1500 880 59 13 Löytäneenoja 47 9.5 20 1200 980 82 14 Savijoki 63 10.3 16 790 590 75 "Seka" valuma alueet 16 Latosuonoja 13 4.1 32 470 250 53 71 Ruunapuro 27 5.1 19 310 160 52 Metsävaltaiset valuma alueet Rudbäck 2.1 0.6 29 110 17 15 13 Yli Knuutila 14 0.9 6 390 250 64 13 Teeressuonoja 4.4 0.7 16 250 120 48 44 Huhtisuonoja 9.9 4 40 170 51 30 Kesselinpuro 16 7.1 44 210 24 11 Liuhapuro 8.6 1.8 21 240 6.7 3 103 Myllypuro 8.3 2.4 29 160 7.4 5 Vähä Askanjoki 5.6 1 18 100 9.5 10 Laanioja 1.8 0.9 50 42 11 26 Alunamaat 81 Haapajyrä 27 1.2 4 520 320 62 TP = kokonaisfosfori, DRP = liukoinen reaktiivinen fosforin, TN = kokonaistyppi, TIN = liukoinen epäorgaaninen typpi 1) Liukoisten ravinteiden osuus kokonaiskuormituksesta laskettu Vuorenmaan ym. (2002) esittämien kuormituslukujen perusteella. 1.4.3 Hajakuormituksen ajallinen vaihtelu Hajakuormituksen määrässä esiintyy suurta vuodenaikaisvaihtelua mm. valunnan vuodenaikaisvaihtelun takia. Valunta on keskittynyt Suomessa kevääseen ja syksyyn, kun taas sekä kesä että talvivalunta ovat yleensä määriltään vähäisempiä (kuva 4). Etelä Suomessa talvivalunnan osuus voi kuitenkin olla merkittävä. Esimerkiksi Puustinen ym. (2001) esittivät, että vuonna 1999 Flytträskin ja Alastaron kosteikkoihin tulleesta valunnasta 62 % ja 13 % oli talvivaluntaa. Hovin kosteikkoon havaintojaksolla toukokuu 1999 huhtikuu 2000 talvivalunnan osuus oli 47 %. Talvi 1999 2000 oli runsasluminen ja leuto (Puustinen ym. 2001). Vuorenmaan ym. (2002) tutkimuksessa vuosien 1981 1995 aikana Etelä ja Lounais Suomessa sijaitsevilla valuma alueilla merkittävä osa kokonaisvalunnasta tuli talvivaluntana (tammi maaliskuu): esimerkiksi vuosina 1986 1990 tutkimukseen valituilla valuma alueilla 30 40 % kokonaisvalunnasta oli talvivaluntaa. Lisäksi talvivalunnan määrän on arvioitu kasvavan ilmastomuutoksen vaikutuksesta. Varsinkin Etelä Suomessa lumipeitteisen ajan on arvioitu lyhyenevän ja talven aikana kulkeutuvan kiintoainekuormituksen määrän kasvavan. 24

Vuosien väliset vaihtelut valuma alueella voivat olla kuitenkin suuria: joskus vuoden suurimmat valumat ajoittuvat kevääseen ja joskus syksyyn. Valunnassa ei myöskään välttämättä havaita yhtään selvää huippua koko vuoden aikana. (kuva 5) 60 50 40 30 Kylmänoja Myllypuro Löytäneenoja 20 10 0 Kuva 4. Kuukauden keskimääräinen valuma (l s 1 km 2 ) vuosina 1960 2000 Kylmänojan, Myllypuron ja Löytäneenojan valuma alueilla (Ympäristötiedon hallintajärjestelmä, Hertta, 1 Ympäristöministeriö). 1 0,8 0,6 0,4 0,2 0 tammi helmi maalis huhti touko kesä heinä elo syys loka marras joulu tammikuu helmikuu maaliskuu huhtikuu toukokuu kesäkuu heinäkuu elokuu syyskuu lokakuu marraskuu joulukuu suhteellinen kumulatiivinen valuma 1990 1992 1998 Kuva 5. Valuman (l s 1 km 2 ) suhteellinen summakäyrä Kylmänojan valuma alueella vuosina 1990, 1992 ja 1998 (Ympäristötiedon hallintajärjestelmä, Hertta, Ympäristöministeriö). 2 1 Kuvaajaan valitut valuma alueet ovat nk. pieniä järvettömiä valuma alueita ja ne sijaitsevat eripuolella Suomea. Kylmänojan valuma alue sijaitsee Vihdissä Uudellamaalla (F=4,04 km 2 ), Myllypuron valumaalue Hyrynsalmella Kainuussa (F= 9,86 km 2 ) ja Löytäneenojan valuma alue Kokemäellä Satakunnassa (F=5,64 km 2 ). 2 Vuodet on valittu siten, että kuvaajaan on saatu valumaltaan erilaisia vuosia. 25

2 KOSTEIKOT OSANA LUONNONMUKAISEMPAA VESIENSUOJELUN TEKNIIKKAA 2.1 Kosteikon määritelmä Kosteikolla tarkoitetaan ympäristöä, jonka ilmiasu ja eliöstö ovat vesiolojen muovaamat. Kosteikkoja luonnehtii veden läsnäolo joko koko ajan tai ainakin osan aikaa vuodesta. Niiden maaperä on veden kyllästämää, joten kosteikkokasvien tulee pystyä kasvamaan hapettomissa tai vähähappisissa olosuhteissa (Mitsch ja Gosselink 1986). Kosteikkoja on useita eri tyyppejä, jotka eroavat toisistaan pintaveden suolapitoisuuden, kosteikkokasvillisuuden, pintaveden määrään, ph tason, turpeen muodostumisominaisuuksien ja ravinnetason perusteella (Mitsch ja Gosselink 1986; Kadlec ja Knight 1996). Kosteikot voidaan luokitella myös luonnonvaraisiin ja rakennettuihin. Rakennetut kosteikot voidaan luokitella esimerkiksi käyttötarkoituksen perusteella. Ne voidaan jaotella myös sen mukaan, onko kosteikko vesipintainen vai ei eli tapahtuuko veden virtaus kosteikon sedimentin yläpuolella vai sedimentissä. Kosteikkoja ovat mm. tulvaniityt, rantatasanteet, suot, mataloituneet järvet ja merenlahdet sekä vuorovesialueet. Suomen kielessä sanaa kosteikko käytetään usein kuvaamaan muita "märkiä maita" kuin soita, mutta toisaalta usein Suomessa kosteikolla tarkoitetaan vain lintukosteikkoja tai maatalouden vesiensuojelukosteikkoja. Kosteikoista käytetty terminologia ei ole vakiintunutta ja se myös vaihtelee alueellisesti. Esimerkiksi Pohjois Amerikassa sanalla swamp tarkoitetaan kosteikkoa, jossa kasvaa puita tai pensaita, kun Euroopassa sanaa käytetään kuvaamaan kosteikkoa, jonka kasvillisuutta dominoivat ruo'ot (Mitsch ja Gosselink 1986). Kosteikkoja kutsutaan joskus "maiseman munuaisiksi", sillä niillä on merkittävä osa hydrologisessa ja kemiallisessa kierrossa. Niiden on havaittu pystyvän puhdistamaan likaantunutta vettä, tasaamaan tulvia, suojelemaan rantavyöhykettä ja toimimaan pohjavesivarastojen täyttöalueina. Lisäksi kosteikot tarjoavat ainutlaatuisen elinympäristön tietyille eläimille ja kasveille. (Mitsch ja Gosselink 1986) Kalataloudellisesti kosteikoilla on merkitystä vain harvojen arvokalojen elinympäristöinä. Tosin hauki kutee keväisin tulva alueille tai rantamatalaan ja lisäksi sen poikaset elävät tiheässä kasvillisuudessa (Kilpinen 1988), joten kosteikoilla voi olla merkitystä hauen lisääntymis ja poikasalueena. 26

2.2 Kosteikot vesien puhdistajina Luonnonvaraisia kosteikkoja käytettiin jo muinaisissa Egyptissä ja Kiinassa jätevesien puhdistamiseen. Ensimmäinen merkintä rakennetusta kosteikosta on 1900 luvun alusta. 1960 1970 luvuilla tutkimustyö kasvoi voimakkaasti. Saksassa oli aikaisemmin tutkittu kosteikkojen käyttämistä jätevesien puhdistamiseen. USA:ssa kehitystyö keskittyi kosteikkoihin, joissa virtaus tapahtuu sedimentin yläpuolella (eng. surface flow wetlands) ja Euroopassa kosteikkoihin, joissa vesi virtaa maaperässä (eng. subsurface flow wetlands). (Brix 1994 viit. Price ja Probert 1997; Mitsch ja Jørgensen 2004) Kosteikot voivat toimia luonnossa kemikaalien nieluna, lähteenä tai muuntajana. Kosteikko toimii nieluna, mikäli kosteikosta poistuva aineen määrä on pienempi kuin sinne tuleva. Mikäli poistuva määrä on suurempi kuin tuleva kuormitus, toimii kosteikko ko. aineen kohdalla lähteenä. Mikäli kosteikko muuttaa yhdisteen olomuotoa, esimerkiksi liukoisesta muodosta partikkelimaiseen muuttamatta kokonaispitoisuutta, se toimii muuntajana. (Mitsch ja Jørgensen 2004). Usein kosteikot toimivat epäorgaanisten ravinteiden nieluna ja samanaikaisesti orgaanisten ravinteiden lähteenä. Ulkomailla tutkimustyö on keskittynyt yhdyskuntajätevesien kosteikkokäsittelyyn, vaikkakin kosteikkoja on käytetty myös monista muista lähteistä peräisin olevien jätevesien käsittelyyn. Kosteikkoja käytetään myös mm. maatalouden jätevesien, hulevesien, kaivosten ja kaatopaikkojen suotovesien puhdistamiseen sekä hajakuormituksen vähentämiseen (Mitsch ja Jørgensen 2004; Kadlec ja Knight 1996). Suomessa kosteikkoja on käytetty mm. maatalouden hajakuormituksen vähentämiseen (Puustinen ym. 2001), turvetuotannon valumavesien puhdistamiseen (Heikkinen ym. 1994), yhdyskuntajätevesien jälkikäsittelyyn (Vääräniemi ja Lakso 2000) sekä kaivosalueiden valumavesien puhdistukseen (Räisänen 2004). 2.3 Kosteikkojen palauttaminen Kosteikkoja on arvioitu olevan maapallolla noin 7 9 miljoonaa neliökilometriä, mikä vastaa noin 5 6 prosenttia maapallon pinta alasta. On mahdotonta arvioida, millä nopeudella kosteikkoympäristöjä tuhoutuu. Voidaan kuitenkin olettaa, että tähän mennessä noin 50 prosenttia maapallon kosteikoista on hävinnyt ja että kosteikkoja tuhoutuu edelleen varsin nopeaan tahtiin. (Mitsch ja Jørgensen 2004) Myös Suomessa kosteikkoympäristöjä on kuivattu ja otettu muihin käyttötarkoituksiin. Nykyään resursseja on siirretty kosteikkojen hoitamiseen, ennallistamiseen ja palauttamiseen. Ennallistamis ja rakentamishankkeiden taustalta löytyvät syyt liittyvät yleensä olemassa olevien kosteikkoalueiden suojelemiseen ja kosteikkoelinympäristöjen palauttamiseen tai vesiensuojelullisiin tavoitteisiin. 27

3 VESIENSUOJELUKOSTEIKKOJEN TOIMINTA Kosteikkojen puhdistusmekanismit perustuvat useisiin biologisiin ja kemiallisiin reaktioihin sekä fysikaalisiin ilmiöihin. Tärkeimpiä puhdistusprosesseja ovat kiintoaineen ja siihen sitoutuneiden ravinteiden laskeutuminen kosteikon pohjalle, ravinteiden kerääntyminen kosteikon biomassaan ja ravinteiden mikrobiologiset reaktiot. Liukoisen fosforin osalta myös kemiallisilla reaktioilla on huomattava merkitys. Kosteikon toiminnalliset osat ovat vesifaasi, kosteikon kasvillisuus ja muu eliöstö sekä pohjasedimentti. Kosteikon toimintaan ravinnekuormituksen alentamisessa keskeisimmin vaikuttavat veden viipymä kosteikossa ja ympäristötekijät kuten lämpötila ja happipitoisuus. Kosteikkojen toimintaa arvioidaan niiden aikaan saamien ravinne ja kiintoainepitoisuuksien alenemisten eli reduktioiden kautta. Valtaosa alan ulkomaisesta tutkimuksesta on keskittynyt yhdyskuntajätevesien puhdistukseen käytettyjen kosteikkojen puhdistusprosessien selvittämiseen. Niistä saadut kokemukset eivät ole suoraan sovellettavissa kosteikkoihin, joiden tavoitteena on vähentää hajakuormitusta, sillä hajakuormitus eroaa ominaispiirteiltään yhdyskuntajätevesistä. Hajakuormituksen määrä ja laatu vaihtelee ajallisesti ja paikallisesti paljon, kun taas yhdyskuntajätevesiä käsitteleviin kosteikkoihin tulevan kuormituksen määrä ja laatu on suhteellisen tasaista (Baker 1992). Esimerkiksi kiintoainepitoisuus, kiintoaineeseen sitoutuneiden ravinteiden osuus ja ammonium ja nitraattitypen suhde ovat erilaiset maatalousalueiden valumavesissä kuin yhdyskuntajätevesissä (Baker 1992). Hajakuormitusvesien ravinnepitoisuudet ovat myös yleensä selvästi pienempiä kuin yhdyskuntajätevesien pitoisuudet. 3.1 Kosteikon hydrologia Hydrologia luo kosteikkoon olosuhteet, jotka erottavat kosteikon terrestrisistä ja akvaattisista ekosysteemeistä. Mitsch ja Gosselink (1986) korostavatkin kosteikon hydrologian ymmärtämisen tärkeyttä ja ovat sitä mieltä, että kosteikon hydrologia on tärkein yksittäinen asia, joka vaikuttaa kosteikkojen ja kosteikkoprosessien syntymiseen ja esiintymiseen. Kosteikon vesitaseen muodostavat tuleva ja lähtevä vesi. Se voidaan kuvata yhtälöllä (3) (Mitsch ja Gosselink 1986) V = Pn + S i + Gi ET S o ( ± T ) (3) jossa V= varastotilavuus (m 3 ) P n = nettosadanta (m 3 s 1 ) S i = tuleva pintavirtaama (m 3 s 1 ) 28

G i = tuleva pohjavesivirtaama (m 3 s 1 ) ET = evapotraspiraatio (m 3 s 1 ) S o = lähtevä pintavirtaama (m 3 s 1 ) G o = lähtevä pohjavesivirtaama (m 3 s 1 ) T = lähtevä/ tuleva vuoroveden aiheuttama virtaama (m 3 s 1 ). Hydroperiodi (eng. hydroperiod) kuvaa kosteikon vedenpinnan korkeuden vuodenaikaista vaihtelua. Hydroperiodi vaihtelee kosteikkotyypin mukaan. Osa kosteikoista on esimerkiksi aina veden vallassa ja osa kuivuu ajoittain. Hydroperiodilla on vaikutus sekä kosteikon maaperän ph tasoon että redox potentiaalin ja siten ravinteiden muuttumisprosesseihin. (Mitsch ja Gosselink 1986) 3.2 Kosteikon happitalous Monien kosteikkoprosessien tapahtumiseen vaikuttaa veden ja sedimentin happitilanne, tarkemmin elektropotentiaali. Redox eli elektropotentiaalilla kuvataan systeemin kykyä hapettaa ja pelkistää yhdisteitä. Hapellisissa olosuhteissa (redox potentiaali > 300 mv) orgaanista ainetta hapettavat mikro organismit käyttävät elektronin vastaanottajana vapaata happea. Jos vapaata happea ei ole, ne siirtyvät käyttämään elektronin vastaanottajina muita yhdisteitä kuin happea, mm. nitraatti ja ferri ioneja. (taulukko 6). Taulukko 6. Elektropotentiaalin vaikutus eräiden alkuaineiden hapetus ja pelkistystilaan (Mitcsh ja Gosselink 1986). Alkuaine Hapettunut muoto Pelkistynyt muoto Typpi NO3 (nitraatti ioni) N 2 (typpikaasu), N 2 0 (typpioksiduuli), NH + 4 (ammoniumioni) Mangaani Mn 4+ Mn 2+ 200 Rauta Fe 3+ (ferri ioni) Fe2 + (ferro ioni) 120 Rikki SO 4 2 (sulfaatti) S 2 (sulfidi) 75 150 Hiili CO 2 (hiilidioksidi) CH 4 (metaani) 250 350 Muutostilan redox potentiaali (mv) 220 Veden kyllästämät maat ovat yleensä anaerobisia, sillä hapen diffuusio huokosveteen on huomattavasti hitaampaa kuin ilman täyttämiin huokosiin. Kosteikon pohjasedimentti ei ole yleensä täysin hapeton, vaan sen pinnassa on ohut, joskus vain muutaman millimetrin paksuinen hapellinen kerros. Sedimentissä havaitaan yleensä jyrkkä redoxpotentiaalin aleneminen pintakerroksen jälkeen. Redox tila voi vaihdella 300 mv:n ja 700 mv:n välillä. Redox potentiaalin muuttuminen tarjoaa olosuhteet monille typen ja fosforin reaktioille. (esim. Mitcsh ja Gosselink 1986; Reddy ja D Angelo 1997) 29