Inarijärven säännöstelyn kehittämisen vaikutukset vesikasvillisuuteen Seurantatutkimus 2017

Inarijärven säännöstelyn kehittämisen vaikutukset vesikasvillisuuteen Seurantatutkimus 2017 Jukka Ylikörkkö Lapin Elinkeino-, liikenne ja ympäristökeskus Juha Riihimäki, Minna Kuoppala Suomen ympäristökeskus Palkissaari P2 12.8.2017

Sisällys Johdanto... 3 1 Seuranta-alueiden kuvaus... 4 1.1 Seuranta-alueet ja niiden sijainti... 4 1.2 Vedenkorkeus vuosina 2012-2016... 5 2 Maastotutkimukset ja aineisto... 7 3 Seuranta-aineiston käsittely... 8 3.1 Kestoruutuaineisto... 8 3.2 Päävyöhykelinjojen aineisto... 10 3.3 Seurantavyöhykeaineisto... 10 4 Kestoruutututkimus... 11 4.1 Ympäristömuuttujat ja lajimäärät kestoruuduilla... 11 4.2 Havaintopaikkojen similariteetti eli samankaltaisuus... 13 4.3 Strategiaindeksit... 14 5 Kasvillisuusvyöhykkeiden esiintymisrajat... 16 6 Ekologinen luokka... 18 7 Elinympäristöjen kasvittumisasteen seuranta... 19 8 Yhteenveto... 20 9 Johtopäätökset ja seurannan kehittäminen... 20 10 Lähteet... 21

Johdanto Vuosina 1992-1997 toteutetussa Inarijärvi-tutkimuksessa suositeltiin säännöstelyn muuttamista ympäristöystävällisemmäksi. Ylimpiä vedenkorkeuksia alentamalla voitaisiin lisätä rantavyöhykkeen vakautta, ja kesäisin alenevaan vedenkorkeuden tasoon pyrkimällä mahdollistettaisiin luonnonmukaisten kasvillisuusvyöhykkeiden synty, edistettäisiin rannan kasviyhteisöjen koostumuksen vakiintumista ja lisättäisiin monimuotoisuutta (Marttunen ym. 1997). Tutkimuksessa suositeltiin myös biologisten muuttujien seuraamista veden laadun seurannan lisäksi. Säännöstelyn muutosten vaikuttavuuden selvittämiseksi laadittiin seurantaohjelma ja vuonna 1998 aloitettiin seurantatutkimus järven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutuksista rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen. Inarijärvelle perustettiin viisi kasvillisuuden ja pohjaeläinten seuranta-aluetta, joilla kasvillisuutta tutkittiin yhteensä 17 havaintopaikalla (kuva 1) ja pohjaeläimistöä kymmenellä havaintopaikalla (Puro ym. 1999). Tutkimusta jatkettiin vuosina 2003 ja 2008 seurantatutkimuksilla. Kasvilajistoa ja vyöhykkeitä tutkittiin vuonna 2008 päävyöhykelinjamenetelmän (Leka ym. 2003, Kuoppala ym. 2008) ja seurantavyöhykkeiden avulla. Tältä osin menetelmä muuttui verrattuna aikaisempiin vuosiin, sillä vuonna 1998 perustetuilla kahdeksalla linjalla (A1, L4, R1, K4, P1, P2, P3 ja P4) oli käytössä ruutulinjamenetelmällä ja vuonna 2003 vyöhykelinjamenetelmä, jossa tutkittiin vain kasvillisuuden päätyyppien esiintymisrajat kaikilla 17 havaintopaikalla. Vuodesta 2008 saakka linjoja on ollut yhteensä 25. Päävyöhykelinjat on tutkittu uudestaan vuosina 2008, 2012 ja 2017. Linjatutkimuksen tarkoituksena oli pääasiassa saada tietoa Inarijärven ekologisesta tilasta vesienhoidon luokittelua varten. Aiemmissa tutkimuksissa vuonna 2008 (Riihimäki & Kuoppala) rantavyöhykkeen kasvillisuudessa havaittiin vyöhykkeiden laajenemista syvemmälle. Vuonna 2012 (Kuoppala ym. 2014) vastaavaa kehitystä ei ollut yksiselitteisesti havaittavissa, mutta rantavöhykkeen kasvillisuus ja lajimäärä oli lisääntynyt, ilmentäen olosuhteiden vakiintumista.

1 Seuranta-alueiden kuvaus 1.1 Seuranta-alueet ja niiden sijainti Seuranta-alueet sekä tehdyt seurantatutkimukset on esitetty taulukossa 1. Maastokäsikirjassa on tarkempi selvitys seuranta-alueiden valinnasta ja sijainnista, sekä kohteiden yleinen kuvaus. Maastokäsikirjoja on 2 kpl, joista toinen on Lapin ELY-keskuksessa ja toinen Suomen ympäristökeskuksen Oulun toimipaikassa. Kuva 1. Inarijärven seuranta-alueiden sijainti (Akku; A1-5, Lusmanuora; L1-7, Palkissaari; P1-5, Riuruvuono; R1 6, Partakko; K1-5).

Taulukko 1. Seuranta-alueiden alkuperäiset 17 havaintopaikkaa ja niillä tehdyt tutkimukset eri vuosina (1=1998, 2=2003, 3=2008, 4=2012), 5=2017). Piste Seuranta-alue Havaintopaikka Koodi Kestoruudut Kasvilinja Seurantavyöhyke 1 AKKU Hämähäkkiniemi A1 1, 2, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 2 Patokotaniemi A2 1, 2, 4, 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 3 Ahmasalmi A3 1, 2, 4, 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 4 Nuora A4 1, 2, 4, 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 5 PALKISSAARI Varttasaari P1 1, 2, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 6 Liinasvuono 1 P2 1, 2, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 7 Liinasvuono 2 P3 1, 2, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 8 Palkissaari E P4 1, 2, 5 1, 2, 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 9 PARTAKKO Joonaanharju K1 1,4, 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 10 Siuttajoensuu S K2 1, 2, 4, 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 11 Siuttajoensuu N K3 1, 2, 4, 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 12 Seurujärvi K4 1, 2, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 13 RIURUVUONO Riuruvuono N R1 1, 2, 4. 5 1, 2, 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 14 Joinivuono R3 1, 2, 4, 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 15 Miinanniemi R4 1, 2, 4, 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 16 LUSMANUORA Laisperä L1 1, 2, 4. 5 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 17 Peskanlahti W L4 1, 2, 4. 5 1, 2, 3, 4, 5 1, 2, 3, 4, 5 1.2 Vedenkorkeus vuosina 2012-2016 Vuosijaksolla 2012-2016 vedenkorkeuksien mediaanit ovat olleet aiempia jaksoja ylempänä alkukesällä (kuva 2). Kausimediaanien perusteella elokuun aikana on päästy n. 20 cm laskuun vesipinnassa. Viimeisten kolmen kasvukauden vedenkorkeuden vaihtelu ei kuitenkaan vastaa viisivuotisjakson mediaanikäyrää (kuva 3). Vuosi 2014 oli tavanomaista kuivempi ja vesi pysyi matalalla koko vuoden. Sen sijaan vuosina 2015-2017 vesi on alkukesällä noussut huomattavan korkealle, yli ekologisen tavoitevyöhykkeen. 2015 runsaat sateet nostivat vedenpintaa vielä kevättulvan jälkeen, mutta loppukesällä se laski n. 18 cm. Vuonna 2016 vesi pysyi korkealla koko kesän. Vuosina 2015-16 kevätkuoppa oli hieman keskimääräistä matalampi. Tutkimusvuonna 2017 kevät oli myöhäinen ja kevätkuoppa muodostui tavanomaiselle tasolle toukokuussa. Jäät lähtivät kesäkuussa (11.6. Nellimissä) ja vesi nousi edelleen heinäkuussa. Elo-syyskuun vedenpinta pysyi korkealla, tavoitevyöhykkeen yläpuolella.

tammikuu helmikuu maaliskuu huhtikuu toukokuu kesäkuu heinäkuu elokuu syyskuu lokakuu marraskuu joulukuu Taso (N hanke ) tammikuu helmikuu maaliskuu huhtikuu toukokuu kesäkuu heinäkuu elokuu syyskuu lokakuu marraskuu joulukuu Taso (N hanke ) 120,00 119,50 119,00 118,50 Tavoitevyöhyke Md 2000-2004 Md 2004-2008 Md 2008-2012 Md 2012-2016 118,00 117,50 117,00 Kuva 2. Vedenkorkeuden vaihtelu Inarijärvellä viisivuotisjaksojen mediaaneina suhteessa ekologiseen tavoitevyöhykkeeseen. 120,00 119,50 119,00 118,50 Tavoitevyöhyke 2014 2015 2016 2017 118,00 117,50 117,00 Kuva 3. Vedenkorkeuden vaihtelu Inarijärvellä 2014-15.9.2017 suhteessa ekologiseen tavoitevyöhykkeeseen.

Seurantalinja 7 m paalusta Koeala nro 3 7 m paalusta keskelle 2 Maastotutkimukset ja aineisto Inarijärven seurantatutkimusta varten laadittiin ensimmäisen seurannan yhteydessä maastokäsikirja, johon koottiin tiedot seuranta- ja näytteenottomenetelmistä, seuranta-alueiden sijainnista ja nimeämisestä sekä maastotöissä tarvittavista varusteista. Maastokäsikirjasta löytyy myös mustavalkoiset ilmakuvat havaintopaikoilta (vuodelta 1993), kartta-aineistoa, valokuvat havaintopaikoilta sekä maastolomakkeita. Maastokäsikirjoja on kaksi kappaletta, toinen Lapin ELYkeskuksessa ja toinen Suomen ympäristökeskuksen Oulun toimipaikassa. Vuonna 2017 maastotyöt tehtiin elokuussa 7.-13.8. Elinympäristöjen ja kasvillisuuden seurantaan käytettiin kolmea eri menetelmää (kuva 3). Elinympäristöjen kasvittumisastetta kartoitettiin mittaamalla saravyöhykkeen leveys 5 metrin välein rantavyöhykkeen ylärajalta alarajalle 50 metrin matkalla (seurantavyöhyke). Vuonna 2003 mukaan otettiin erehdyksessä myös muuta kasvillisuutta, joten tulokset eivät ko. vuoden osalta täysin vertailukelpoisia. Lajistodiversiteetin seurantaan perustettiin vuonna 1998 seuranta-alueille pysyvät kestoruudut, joita oli yhteensä yhdeksän kolmella koealalla jokaisella 17 havaintopaikalla. Vuonna 2008 kestoruutuja ei tutkittu. Kasvilajistoa ja vyöhykkeitä tutkittiin päävyöhykelinjamenetelmän avulla. Tältä osin vuosien 2008-2017 menetelmä on erilainen verrattuna aikaisempiin vuosiin, sillä vuonna 1998 perustetuilla kahdeksalla linjalla (A1, L4, K4, P1, P2, P3 ja P4) oli käytössä linjamenetelmä, jossa kasvillisuuden peittävyys tutkittiin joka ruudulta metrin välein (Puro ym. 1999), ja vuonna 2003 vyöhykelinjamenetelmä, jossa tutkittiin vain kasvillisuuden päätyyppien esiintymisrajat (Ahola ym. 2004). Päävyöhykelinjoja on Inarijärvellä yhteensä 25 kappaletta, joista 17 sijaitsee samoilla paikoilla aiemmin tutkittujen seurantalinjojen kanssa. Linjamenetelmä vaihdettiin päävyöhykelinjaksi tilaluokittelutiedon varmistamiseksi. P 1-5 Pohjaeläinnäytteet Riuruvuono, 1. seuranta-alue R1107 EULITORAALI Ankkuri L = Kasvilinja Vene 7 m 107 6 m 106 R3 Keppirautamerkki 31 32 33 34 35 36 25 26 27 28 29 30 19 20 21 22 23 24 13 14 15 16 17 18 7 8 9 10 11 12 1 2 3 4 5 6 Riuruvuono, 1. seuranta-alue Ruudun etäisyys 3 m paalusta ulapalle Koealan 3. koeruutu R130703R3 Maastotyöt tekivät: Kaisa Kerätär ja Mika Visuri 1998, Marita Ahola ja Kaisa Kerätär 2003, Minna Kuoppala ja Mika Visuri 2008, Minna Kuoppala ja Jukka Ylikörkkö 2012, Annukka Puro-Tahvanainen ja Jukka Ylikörkkö 2017. R3 R2 Koeala 1 (7 m vas. paalusta keskelle) 5 m 105 R2 104 4 m R1 Koeala 2 (keskipaalun kohdalla) R1 3 m 103 3 kestoruutua / koe-ala 2 m 102 R3 R2 Koeala 3 (7 m oik. paalusta keskelle) TULVARAJA KUVA 1 101 100 1R1 KUVA 3 VASEN PAALU KESKIPAALU OIKEA PAALU V = SEURANTAVYÖHYKE yhteensä 50 m KUVA 2 Kuva 2. Seurantatutkimusten sijoittumisen ja nimeämisen perusteet seuranta-alueella.

3 Seuranta-aineiston käsittely 3.1 Kestoruutuaineisto 3.1.1 Kestoruutujen sijainti Viidellä seuranta-alueella on ollut vuodesta 1998 yhteensä 153 kestoruutua. Jokaisella seurantaalueella on 2-4 havaintopaikkaa, yhteensä havaintopaikkoja on 17. Jokaisella havaintopaikalla on 9 kestoruutua. Ruudut on sijoitettu siten, että ne sijaitsevat rannan eulitoraalialueella, eli vyöhykkeellä, jossa vedenkorkeuden pysyvyys on välillä 10-75 %. Tarkempi kuvaus tutkimusalueiden perustamisesta on vuoden 1998 tutkimusraportissa (Puro ym. 1999) sekä maastokäsikirjassa. Ruudut merkittiin alun perin rautatikuilla, joita kuitenkin löytyi enää kahdelta havaintopaikalta. Ruudut paikannettiin sijaintikuvausten ja vanhojen kasvillisuustietojen perusteella. Taulukkoon 2 on koottu kestoruuduilta, havaintopaikoilta sekä seuranta-alueilta koottuja muuttujia ja niiden laskentamenetelmät. Taulukko 2. Kestoruutuaineiston muuttujat ja niiden laskentamenetelmät. Muuttuja Yksittäiset kestoruudut Havaintopaikat Seuranta-alueet Lajin frekvenssi % havainnot/ruutuja hav.paikalla*100 havainnot/ruutuja seur.alueella*100 Lajin runsaus % (kosketukset/36)*100 keskiarvo edellisistä keskiarvo edellisistä Strategiaindeksi lajin frekvenssi %, keskiarvo edellisistä ks. kaava 1 Similariteetti keskiarvo kaikista havainto-paikan keskiarvo edellisistä kestoruutujen välisistä parittaisista similariteeteista Avoimuus tuulenpyyhkäisyala Kaltevuus % ylimmän ja alimman ruudun välinen kaltevuus Tyhjät alat % Tyhjät ruudut/36*100 keskiarvo edellisistä keskiarvo edellisistä 3.1.2 Strategia-analyysi Strategia-analyysillä kuvataan kohteen kasvillisuuden sopeutumista kohteessa vaikuttaviin ympäristötekijöihin ja saadaan yleiskuva kasvilajeihin vaikuttavien kilpailu-, stressi- ja häiriötekijöiden keskinäisistä suhteista (kts. Murphy ym. 1990, Alasaarela ym. 1993, Hellsten ym. 1997). Menetelmä perustuu Grimen (1974, 1977) teoriaan, jonka mukaan kasvilajien menestymiseen ja kasvillisuuden kehittymiseen vaikuttavat tekijät voidaan jakaa stressiä ja häiriötä aiheuttaviksi. Edellä mainittujen tekijöiden vaikutuksen ollessa vähäinen muuttuu kasvilajien välinen kilpailu merkittäväksi. Tätä Grimen (1974) esittämää niin kutsuttua kolmiomallia voidaan kuvata tasasivuisella kolmiolla, jonka kulmina ovat primaaristrategiat S, R, sekä C ja niiden välillä yhdistelminä syntyvät sekundaaristrategiat C-R, S-C, S-R ja C-S-R (Kuva 4). Kasvilajit ovat sopeutuneet kolmeen peruselementtiin kukin lajilleen tai ekotyypilleen ominaisella tavalla. Tätä kasveille kehittyneiden piirteiden ja ominaisuuksien elinkierron täyttymisen mahdollistavaa toimintaa voidaan kutsua strategiaksi. Lajin strategia riippuu kolmeen edellä mainittuun peruselementtiin sopeuttavien ominaisuuksien eli primaaristrategiaelementtien suhteellisista osuuksista.

Kuva 3. Kilpailun (C), stressin (S) ja häiriön (R) erilaisia tasapainoja kuvaava malli, sekä primaari ja sekundaaristrategioiden sijoittuminen malliin Grimen (1977) mukaan. Kasvillisuuden strategia-analyysi tehtiin Alasaarelan ym. (1993) esittämien kasvilajien strategiapiirteiden perusteella. Lajit, joille ei ole määritetty strategiapiirteitä (Alasaarela ym. 1993) jätettiin analyysistä pois. Strategiaelementtien suhteellinen osuus järven, tutkittavan rannan osan tai kasvillisuustyypin kasvillisuudesta laskettiin käyttäen Rørslettin (1989) esittämää strategia-analyysiä. 3.1.3 Similariteettianalyysi Kasvillisuuden samankaltaisuutta eri havaintopaikojen ja seuranta-alueiden välillä mitattiin laskemalla similariteetti eri havaintojen välille Kulczynskin similariteetti-indeksillä: D (X1,X2) = ½ ( W A +W B ) (1) jossa A on lajien runsauksien summa havainnossa X1, B on vastaava arvo havainnossa X2 ja W on molempien havaintojen lajien pienimpien runsauksien summa. Similariteetin arvot vaihtelevat välillä 0-1 (D=0, kun havainnoissa ei ole yhtään yhteistä lajia ja D=1, kun havainnot ovat täysin samanlaiset (Riihimäki 1991). Kun molemmat havainnot ovat kasvittomia (tyhjiä), similariteetin arvoksi annetaan 1, ja jos vain toinen on kasviton, arvoksi annetaan 0. Varsinaisina seurantatutkimusvuosina eri kestoruutujen, havaintopaikkojen ja alueiden välistä samankaltaisuutta selvitetään myös eri vuosien välillä samaa laskentamenetelmää käyttäen. 3.1.4 Avoimuus Avoimuus havaintopaikoilla mitattiin vuonna 1998 tehollisena fetchinä (F e ), joka mittaa avoimen ulapan alaa, jolla aallokko muodostuu (Håkansson and Jansson 1983). Etäisyys (x) mitataan

kilometreinä havaintopisteellä lähimpään mantereen tai saaren rantaan ( i ), jossa mittaussektorin kulma i = ± 6, ±12,...,±42, ja tehollinen fetch (F e ) laskettiin Håkanssonin ja Janssonin (1983) mukaan seuraavasti: F e = ( x i cos i / cos i ) * 's (2) missä: cos i = 13.5, vakio, 's = mittakaava vakio (esim. 0.2 jos kartan mittakaava on 1 : 20 000). 3.1.5 Kaltevuus Kaltevuusmittaukset tehtiin vuonna 1998. Kaltevuus määritettiin havaintopaikan ylimmän ja alimman kestoruudun välisenä kaltevuutena. Tällöin alimman kestoruudun syvin arvo (yleensä ruudun ulapan puoleinen arvo) jaettiin etäisyydellä mitattuna alimmasta kestoruudusta havaintopaikan ylimpään ruutuun. Saatu arvo on ilmoitettu prosentteina. 3.1.6 Pohjan laatu Pohjan laatu luokiteltiin maastossa seuraaviin tyyppeihin: turve, kivi, sora, hiekka, lieju-hiekka ja lieju. Määritys tehtiin jokaiselle kestoruudulle. 3.2 Päävyöhykelinjojen aineisto Päävyöhykelinjamenetelmää käytetään vesipuitedirektiivin edellyttämissä sisävesien vesikasviseurannoissa. Menetelmässä mitataan kasvillisuuden päävyöhykkeiden ylä- ja alaraja sekä arvioidaan linjoilla esiintyvien lajien yleisyydet ja peittävyydet prosenttiasteikolla. Erotuksena Kuoppalan ym. (2008) kuvaamaan päävyöhykelinjamenetelmään, linjan ylärajana käytettiin linjamerkkeinä olevia paaluja kuten aiempina vuosina, ja linjoilta kirjattiin ylös kaikkien niillä esiintyvien lajien yleisyydet ja peittävyydet. 3.3 Seurantavyöhykeaineisto Seurantavyöhykkeillä tutkittiin havaintopaikkojen kasvittumisasteen muuttumista. Jokaiselle havaintopaikalle perustettiin useimmiten 50 metrin linja, joka merkittiin keski- ja reunapaaluilla. Viiden metrin välein tältä linjalta mitattiin saraikon leveys sekä syvyys ulapan puoleiselta reunalta.

4 Kestoruutututkimus 4.1 Ympäristömuuttujat ja lajimäärät kestoruuduilla 17 havaintopaikalla on kullakin 9 kestoruutua, joista tutkittiin lajisto ja ympäristömuuttujia (taulukko 3). Avoimuus ja kaltevuusprosentti ovat vuodelta 1998. Taulukko 3. Havaintopaikkakohtaiset ympäristömuuttujat. Havaintopaikka Avoimu us (m) Kaltevuus (m) Pohjan laatu Karike (%) Tyhjiä aloja (%) 2012 Tyhjiä aloja (%) 2017 Laji lkm 2012 AKKU A1 197 6,6 turve 39 33 25 13 16 AKKU A2 711 10,6 turve 38 10 13 12 16 AKKU A3 744 24 turve 23 11 15 10 10 AKKU A4 536 11,5 turve 30 17 9 14 14 LUSMANUORA L1 433 24 turve 64 7 2 10 11 LUSMANUORA L4 324 16,6 hiekka 21 27 26 7 5 PALKISSAARI P1 475 8,3 kivi, sora, lieju, 9 13 29 11 11 hiekka PALKISSAARI P2 145 10 turve 64 15 12 8 12 PALKISSAARI P3 152 10 turve 48 12 10 13 9 PALKISSAARI P4 1337 11,1 kivi, turve 10 38 30 5 8 PARTAKKO K1 62 17,5 turve 61 28 21 6 7 PARTAKKO K2 1806 23 kivi, sora 0 99 95 1 2 PARTAKKO K3 1925 20 hiekka 50 11 3 3 5 PARTAKKO K4 646 16,6 kivi 1 74 56 5 7 RIURUVUONO R1 1395 6,6 turve 89 9 15 7 4 RIURUVUONO R3 859 14 turve 54 19 13 7 9 RIURUVUONO R4 433 9,5 turve 34 15 11 10 9 Laji lkm 2017 Lajimäärissä ei ole havaittavissa yksiselitteistä kehityssuuntaa tutkimusvuosien välillä. Niillä ruuduilla, joissa alkuperäiset merkit olivat paikallaan (P41R1 ja K43R2) lajisto oli pysynyt samana, mutta saraikko (P4) ja paju (K4) olivat hieman runsastuneet. Kokonaistaksonimäärä kasvoi kahdella edellisestä havaintokerrasta 42:een. Lajistossa tapahtui jonkin verran muutoksia etenkin rantatörmän lajiston osalta. Varsinaisista vesikasveista palpakkoa ei löytynyt ruuduilta, mutta uutena havaittiin äimäruoho (Subularia aquatica), ruskoärviä (Myriophyllum alterniflorum), vesitähti (Callitriche sp.) ja pikkuvesiherne (Utricularia minor). Vesikasvilajien lisääntyminen johtunee korkeasta vedenpinnasta verrattuna aikaisempiin tutkimuskertoihin. Aiemmissa tutkimuksissa on myös huomattu terrestristen lajien runsastuvan ruuduilla alhaisen vedenkorkeuden vuosina (Kuoppala ym. 2014).

Taulukko 4. Kestoruuduilta hävinneet vuoden 2012 lajit ja niille tulleet uudet lajit. Hävinneet Uudet (2017) Agrostis sp. Deschampsia cespitosa Drepanocladus sp. Epilobium angustifolium Equisetum sylvaticum Eriophorum vaginatum Galium boreale Polytrichum jensenii Sparganium sp. Utricularia stygia 4.2 Lajien yleisyydet Anthriscus sylvestrus Callitriche sp. Comarum palustre Dicranum sp. Eriophorum angustifolium Myriophyllum alterniflorum Pedicularis palustris Pinus sylvestris Ranunculus sp. Subularia aquatica Utricularia minor Vaccinium vitis-idaea Merkittävimmät muutokset havaintoalueiden kasvilajien yleisyyksissä ovat tapahtuneet suursarojen (vesisara, pullosara, luhtasara, jouhisara) yleisyyksissä (taulukko 5). Luhtasara (Carex vesicaria) vuodesta 2008 alkanut yleistyminen on edelleen jatkunut alueilla, Partakkoa lukuun ottamatta. Riuruvuonon ruuduilla luhtasaraa havaittiin ensimmäistä kertaa. Suursarat (Carex aquatilis, rostrata ja C. vesicaria) ryhmänä ovat yleistyneet, eli niitä esiintyy entistä useammalla ruudulla Lusmanuorassa, Palkissaaressa ja Riuruvuonossa. Taulukko 5. Suursarojen alueittaiset yleisyydet (%), eli kuinka suurella osalla ruuduista niitä kullakin alueella esiintyi vuosina 2012 ja 2017. Akku Partakko Lusmanuora Palkissaari Riuruvuono Carex aquatilis Carex rostrata Carex vesicaria Carex lasiocarpa Suursarat keskiarvo 2012 2017 2012 2017 2012 2017 2012 2017 2012 2017 75 83 64 56 67 97 89 83 70 78 57 30 0 0 56 61 50 70 71 70 58 64 5 0 22 33 22 31 0 15 0 0 0 0 0 0 0 0 7 11 48 44 17 14 36 48 40 46 37 44 4.3 Lajien runsaudet Aiemmin havaittujen lajien runsauksissa on tapahtunut pieniä muutoksia (taulukko 6). Vuonna 2012 suursarat olivat runsastuneet aiempiin tutkimuksiin nähden. Nyt luhtasaran runsastuminen on jatkunut vain Palkissaaressa, mutta suursarojen runsaudet ovat muutoin laskeneet kaikilla havaintoalueilla. Vuonna 2012 järvikorte (Equisetum fluviatile) oli runsastunut, nyt se on Lusmanuoraa lukuun ottamatta harventunut. Vastaavasti terrestristen varpujen, kuten variksenmarjan ja juolukan runsaus on säännönmukaisesti laskenut. Todennäköisesti edeltävien kasvukausien ja tutkimusvuoden korkea kesävedenpinta on harventanut tutkimusruutujen saraikkoa ja vähentänyt terrestristen lajien osuutta.

Taulukko 6. Eräiden lajien alueelliset runsaudet (%), eli suhteelliset peittävyydet alueen ruuduilla vuosina 2012 ja 2017. Akku Partakko Lusmanuora Palkissaari Riuruvuono 2012 2017 2012 2017 2012 2017 2012 2017 2012 2017 Carex aquatilis 39 33 46 46 55 41 52 34 49 36 Carex rostrata 34 12 0 0 47 23 23 19 36 39 Carex vesicaria 36 21 0 0 24 19 5 12 0 3 Carex lasiocarpa 0 0 0 1 0 0 0 0 2 4 Suursarat keskiarvo 27 17 12 12 32 21 20 16 22 21 Equisetum fluviatile 5 1 0 0 1 3 5 3 0 0 Empetrum nigrum 6 1 0 0 0 0 1 0 0 0 Vaccinium uliginosum 11 2 1 0 6 3 14 4 7 0 4.2 Havaintopaikkojen similariteetti eli samankaltaisuus Kasviyhteisöjen similariteetti, eli samankaltaisuus laskettiin kestoruutujen lajien runsauksista. Similariteetin avulla voidaan arvioida onko kasviyhteisön rakenne muuttunut vuosien välillä. Havaintopaikkojen sisäinen samankaltaisuus laskettiin keskiarvona kaikkien osaruutujen välisistä similariteeteista (taulukko 7). Sisäinen samankaltaisuus muuttui eniten edelliskerrasta paikalla K2, missä ruudut olivat nyt joko tyhjiä, tai niillä esiintyi vain yksi laji kullakin, eli lajisto poikkesi suuresti ruutujen välillä. Avoimilla ja vähälajisilla paikoilla, kuten Partakossa, samankaltaisuus on vaihdellut suuresti tutkimuskerojen välillä. Havaintopaikoilla ei ole neljän vuoden seuranta-aineiston perusteella havaittavissa johdonmukaista muutossuuntaa sisäisessä samankaltaisuudessa. Taulukko 7. Havaintopaikkojen sisäinen osaruutujen välinen similariteetti vuosina 1998, 2003 2012 ja 2017. Havaintopaikka Sim-1998 Sim-2003 Sim-2012 Sim-2017 Akku A1 0,24 0,19 0,29 0,30 Akku A2 0,40 0,36 0,35 0,39 Akku A3 0,43 0,46 0,49 0,67 Akku A4 0,20 0,26 0,21 0,28 Lusmanuora L1 0,53 0,35 0,31 0,51 Lusmanuora L4 0,41 0,46 0,37 0,46 Palkissaari P1 0,52 0,57 0,58 0,43 Palkissaari P2 0,69 0,74 0,67 0,67 Palkissaari P3 0,62 0,53 0,44 0,57 Palkissaari P4 0,41 0,43 0,37 0,37 Partakko K1 0,77-0,76 0,64 Partakko K2 1,00 0,50 0,78 0,36 Partakko K3 0,66 0,66 0,93 0,93 Partakko K4 0,19 0,28 0,18 0,30 Riuruvuono R1 0,54 0,62 0,91 0,66 Riuruvuono R3 0,54 0,55 0,69 0,58 Riuruvuono R4 0,46 0,67 0,49 0,45 Eri vuosien kestoruututuloksien samankaltaisuus kuvaa kasviyhteisön vakautta. Taulukossa 8 on esitetty vuoden 2017 tulosten ja sitä edeltävien vuosien vertailu similariteetti-indeksinä. Mitä suurempi similariteetti, sitä samankaltaisemmat ovat vuosien väliset tulokset. Enimmäkseen

samankaltaisuus on suurin vuosien 2017 ja 2012 välillä ja pienin vuosien 2017 ja 1998 välillä. Tästä voi päätellä kasvillisuuden jokseenkin vakiintuneen suurimmalla osalla paikoista. Taulukko 8. Havaintopaikkojen osaruutujen 2017 ja edeltävien tutkimusvuosien välisten similariteettien keskiarvot, suurin samankaltaisuus vahvennettuna. Havaintopaikka 2017/2012 2017/2003 2017/1998 Akku A1 0,39 0,32 0,44 Akku A2 0,66 0,61 0,59 Akku A3 0,65 0,19 0,20 Akku A4 0,68 0,56 0,50 Lusmanuora L1 0,55 0,28 0,28 Lusmanuora L4 0,75 0,89 0,72 Palkissaari P1 0,60 0,64 0,49 Palkissaari P2 0,75 0,68 0,70 Palkissaari P3 0,60 0,43 0,48 Palkissaari P4 0,65 0,57 0,48 Partakko K1 0,74-0,68 Partakko K2 0,44 0,44 0,56 Partakko K3 0,92 0,66 0,70 Partakko K4 0,54 0,41 0,48 Riuruvuono R1 0,84 0,65 0,68 Riuruvuono R3 0,80 0,35 0,38 Riuruvuono R4 0,63 0,49 0,50 4.3 Strategiaindeksit Strategiaindeksien osuuksissa ei ole tapahtunut suuria muutoksia, vaan pisteet ovat keskittyneet samalle alueelle, jossa kilpailutekijän osuus on melko suuri (kuva 5 ja 6, taulukko 9). Tulos kuvaa vakiintuneita olosuhteita, jossa lajien välinen kilpailu on merkittävin yhteisön rakennetta määrittävä tekijä. Vuodelta 2008 ei ole käytössä ruutuaineistoa. Havaintopaikoittain tarkastellessa Partakon K2-paikka sijoittuu muista poiketen nyt lähemmäs stressitekijää, koska ruudulla havaittiin pelkästään kahta vesikasvia, jotka ovat stressinsietäjiä: rantaleinikkiä ja äimäruohoa. Kuva 5. Kestoruutujen strategiaindeksit havaintoalueittain tutkimusvuosina, jona ruutuaineisto on kerätty.

Kuva 6. Kestoruutujen strategiaindeksit havaintopaikoittain tutkimusvuosina, jona ruutuaineisto on kerätty. Taulukko 9. Kestoruutujen strategiaindeksit havaintopaikoittain vuosina 2012 ja 2017. C = kilpailutekijä, S = stressitekijä ja R = häiriötekijä. Lajimäärä on analyysissä käytettyjen lajien lukumäärä, eikä sisällä kaikkia havaittuja lajeja. 2012 2017 C S R lajimäärä C S R lajimäärä A1 0,63 0,24 0,13 10 0,61 0,28 0,11 14 A2 0,63 0,22 0,15 8 0,61 0,25 0,14 11 A3 0,56 0,24 0,20 8 0,64 0,28 0,09 8 A4 0,60 0,26 0,14 9 0,64 0,22 0,14 10 L1 0,64 0,22 0,15 8 0,64 0,23 0,14 8 L4 0,65 0,16 0,19 5 0,68 0,16 0,17 3 P1 0,42 0,31 0,27 7 0,51 0,25 0,25 8 P2 0,64 0,22 0,15 5 0,62 0,25 0,13 9 P3 0,63 0,22 0,15 8 0,67 0,20 0,14 8 P4 0,65 0,17 0,18 4 0,51 0,25 0,25 8 K1 0,59 0,30 0,11 3 0,52 0,37 0,11 7 K2 0,71 0,29 0,00 1 0,24 0,48 0,29 2 K3 0,62 0,23 0,15 3 0,63 0,25 0,12 4 K4 0,60 0,21 0,19 3 0,58 0,20 0,23 6 R1 0,64 0,21 0,15 4 0,63 0,20 0,17 3 R3 0,64 0,15 0,21 4 0,64 0,18 0,18 6 R4 0,61 0,21 0,17 7 0,62 0,21 0,17 8

5 Kasvillisuusvyöhykkeiden esiintymisrajat Vuonna 1998 kasvillisuusvyöhykkeiden esiintymistä selvitettiin ruutulinja-aineiston perusteella, vuosina 2008, 2012 ja 2017 kasvillisuusvyöhykkeiden esiintymissyvyydet tutkittiin päävyöhykelinjamenetelmän avulla, ja vuonna 2003 oli käytössä tätä muistuttava vyöhykelinjamenetelmä. Vuoden 2008 aineistossa on mukana kaikki linjat, kun taas muilta vuosilta vakioidut kahdeksan linjaa. 2008 pohjalehtisvyöhykkeitä ei eri eritelty lajeittain. Ilmaversoiset Saraikko on siirtynyt hieman ylemmäksi aiemmasta tutkimuskerrasta (kuva 7), ja on nyt samalla tasolla kuin ennen vuotta 2012. Muutoksen suunta vastaa saraikon tarkempia mittauksia (luku 8). Järvikortetta on esiintynyt selvänä vyöhykkeenä ainoastaan 1-2 linjalla, mikä aiheuttaa kortevyöhykkeen tuloksiin suurta vaihtelua. Vuonna 2017 kortevyöhyke oli edelliseen mittauskertaan nähden leveämpi ja jatkui hieman syvemmälle. Saraikon laskennallinen yläraja (vedenkorkeuden 10 % pysyvyystaso) on käytännössä samalla tasolla kuin päävyöhykelinjalla havaittu (N hanke 119,4 m), mutta laskennallinen alaraja (75 % pysyvyystaso) on hieman havaittua ylempänä, tasolla N hanke 119,1 m. Pohjalehtiset Vaalealahnaruohon esiintymisvyöhyke on leveämpi kuin vuonna 2012, mutta edelleen kapeampi ja 7 cm alempana kuin vuonna 2003. Tummalahnaruohovyöhyke on siirtynyt n. 20 cm ylemmäs edellisestä tutkimuskerrasta. Pohjalehtisten havainnointitarkkuuteen vaikuttaa käytettävä vedenlainen kuvauskalusto (ei käytössä 1998), sääolosuhteet ja tekijöiden väliset erot. Pohjalehtisten kasvuolosuhteita voi myös arvioida ympäristötekijöiden perusteella. Talvialenema ja jäätyvän rantavyöhykkeen paksuus rajoittavat etenkin tummalahnaruohon ylintä kasvusyvyyttä säännöstellyissä järvissä. Jäätyvän vyöhykkeen voi arvioida määräytyvän karkeasti helmikuun vesipinnan mukaan (esim. Hellsten ym. 1997). Tutkimusvuotta edeltävinä kahtena vuonna olosuhteet olivat pohjalehtisille suotuisat, kun talven vesipinta oli korkealla ja samaan aikaan jää ohutta (kuva 8). Vastaavia talvia oli myös vuosina 2013 ja 2012. Seurauksena 2010-luvun ohuista jääpeitteistä ja suhteellisen korkeasta vesipinnasta, jäätyvän rantavyöhykkeen syvyys on madaltunut (kuva 9). Tutkimuskesää edeltävänä talvena jäätyvä vyöhyke ulottui 1,4 m syvyyteen, laskennallisesti tasolle N hanke117,97 m. Tummalahnaruohon vuoden 2017 havaintojen keskimääräinen ylin kasvusyvyys oli lähellä tätä tasolla N hanke 117,91 m. Suotuisat vesi- ja jääolosuhteet vaikuttavat edesauttaneen suurten pohjalehtisten levittäytymistä rannemmaksi, siellä missä on sopivaa kasvualustaa. Käytännössä useilla havaintopaikoilla kuitenkin lohkareikko rajoittaa pohjalehtisvyöhykettä sen ylä- tai alarajalla. Päävyöhykelinja-aineistossa tummalahnaruohon vyöhyke kuitenkaan ole laajentunut, koska myös sen alaraja on noussut. Luotettavampia johtopäätöksiä varten tarvittaisiin laajempaa aineistoa.

1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 N hanke m Jään paksuus (cm) Kuva 7. Kasvillisuusvyöhykkeiden keskimääräiset esiintymisrajat vuosien 1998, 2003, 2008, 2012 ja 2017. 119,50 119,00 118,50 118,00 117,50 117,00 116,50 110 100 90 80 70 60 50 Jäänpaksuus Helmikuu min. Kasvukausi ka. Kuva 8. Helmikuun alin ja kasvukauden keskivedenkorkeus, sekä jään maksimipaksuus ulapalla vuosina 1993-2017. Jään paksuudessa näkyy kaventuva trendi (lineaarinen sovitus).

Syvyys (m) 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 Kuva 9. Jäätyvän rantavyöhykkeen syvyys suhteessa edeltävän kasvukauden keskivedenpintaan vuodesta 1994. Syvyydessä on laskeva trendi (lineaarinen sovitus). Jäätyvän rantavyöhykkeen syvyys on laskettu soveltamalla kaavaa: D f = (W om W f ) + (0,9 I), missä W om = edeltävän kasvukauden (JLP-30.9.) keskimääräinen vedenkorkeus, W f = helmikuun alin vedenkorkeus, I = ulapan maksimijäänpaksuus, 0,9 = jään ominaispaino (Hellsten1997). 6 Ekologinen luokka Ekologinen luokittelu tehtiin käyttäen kolmea muuttujaa, tyyppilajien suhteellista osuutta (TT50SO), prosenttista mallinkaltaisuutta (PMA) ja referenssi-indeksiä (RI) (Aroviita ym. 2012). Ekologinen luokka on eri muuttujien yhteismitallistettujen ekologisten laatusuhteiden (ELS) keskiarvo. Vertailuaineistona oli edellisessä raportissa (Kuoppala ym. 2014) Nitsi- ja Mutusjärven osalta päivitetty aineisto. Vuoden 2017 päävyöhykelinjatulosten perusteella Inarijärven vesikasvien tilaluokka on edelleen hyvä (taulukko 10). Tyyppilajien (TT50SO) arvoa paransi purovitahavainto (Potamogeton alpinus). PMA-indeksin alenemiseen vaikutti eräiden yleisten taksonien runsauden kasvanut poikkeama odotusarvosta. Vertailuaineistossa etenkin vesisaran, palpakoiden ja vaalealahnaruohon odotusarvo on pienempi, ja ruskoärviän ja järvikortteen suurempi kuin Inarijärven 2017 aineistossa. Muutos indeksiarvossa on kuitenkin pieni. Taulukko 10. Inarijärven päävyöhykelinjatulosten indeksiluokat. Vihreä väri kuvaa hyvää, keltainen tyydyttävää tilaluokkaa. Aineisto ELS RI ELS TT50SO ELS PMA ELS-keskiarvo Inarijärvi 2008 0,80 0,52 0,53 0,62 Inarijärvi 2012 0,76 0,62 0,65 0,68 Inarijärvi 2017 0,75 0,69 0,57 0,67

7 Elinympäristöjen kasvittumisasteen seuranta Saravyöhykkeiden keskimääräinen alaraja neljän alueen seurantavyöhykkeillä on esitetty kuvassa 10. Saravyöhykkeen keskimääräinen alaraja oli lähes säännönmukaisesti siirtynyt ylöspäin vuosien 2008 ja 2012 välillä. Ero oli tilastollisesti merkitsevä seuranta-alueilla Riuruvuonoa lukuun ottamatta. Vuonna 2017 saraikon alaraja oli edelliseen mittaukseen verrattuna selvästi ylempänä seitsemällä paikalla. Lusmanuorassa ja osalla Palkissaaren paikoista alaraja oli laskenut. Ajankohtien välistä vaihtelua testattiin uudella aineistolla kaksisuuntaisella parittaisella t-testillä. Koko aineistosta laskettu saraikon keskimääräinen alaraja on noussut noin senttimetrin 2012 tasolta N hanke 118.66 m tasolle N hanke 118,67 m. Ero ei ole tilastollisesti merkitsevä. Alueiden sisällä saraikon alaraja Akkun alueella on noussut keskimäärin 6 cm (merkitsevä p<0,01) ja Riuruvuonossa, keskimäärin 2 cm (lähes merkitsevä p=0,08). Lusmanuoralla alaraja on sen sijaan laskenut keskimäärin 6 cm (merkitsevä p<0,01). Palkissaaren osalta muutos ei ole merkitsevä (p>0,10). Oletuksena oli että saraikon alaraja olisi edelleen noussut, johtuen viime vuosien korkeista kesävedenpinnoista. Osalla paikoista saraikon alaraja vaikuttaa kuitenkin selvästi laskeneen. Tutkimusruutuaineistossa sarat olivat harventuneet (kappale 4). Saraikon muuttuessa epäyhtenäiseksi, sen mittaus hankaloituu ja vyöhykkeen tulkinnanvaraisuus kasvaa, mikä voi heijastua tuloksiin. 118,90 118,85 118,80 Taso N hanke 118,75 118,70 118,65 118,60 1998 2008 2012 2017 118,55 118,50 118,45 118,40 A1 A2 A3 A4 L1 L4 P1 P2 P3 P4 R1 R3 R4 Kuva 10. Saravyöhykkeiden alarajat Akkun, Lusmanuoran, Palkissaaren ja Riuruvuonon seurantavyöhykkeillä tehtyjen mittausten keskiarvoina vuosina 1998, 2008, 2012 ja 2017.

8 Yhteenveto 1. Kasvukauden aikainen vedenkorkeus ja sen vaihtelu ovat olleet saraikolle ja muulle ilmaversoiskasvillisuudelle epäedullista useana vuonna peräkkäin 2014-2017, jolloin kesäaikana ei ole päästy selvään vedenpinnan laskuun. Kahdella alueella neljästä saraikon alaraja on noussut 2-6 cm, mutta yhdellä alueella laskenut saman verran. 2. Talviaikainen korkea vesipinta ja jään ohentuminen on kaventanut jäätyvää vyöhykettä, mikä on mahdollistanut tummalahnaruohon levittäytymisen ylemmäs. Teoriassa tämä merkitsee tummalahnaruohon peittämän pohjahabitaatin laajentumista, siellä missä on sopivaa kasvualustaa. 3. Inarijärven ekologinen tila on vesikasvien luokitteluindekseillä arvioituna edelleen hyvä. Havaitussa lajistossa ja lajien runsauksissa oli pieniä eroja verrattuna vuoteen 2012. 4. Sarat ovat monilla paikoilla yleistyneet tutkimusruutuaineiston perusteella, mutta niiden peittävyys on harventunut, mikä on todennäköisesti seurasta kasvukauden korkeasta vesipinnasta. Tutkimusruutujen lajisto edusti muutoin melko vakiintuneita olosuhteita. 9 Johtopäätökset ja seurannan kehittäminen 1. Kestoruudut Kestoruutujen paikantamisen epätarkkuus on suuri virhelähde: alkuperäiset maastomerkit ovat kahta lukuun ottamatta hävinneet ja kaaviokuvissa on usein tulkinnanvaraisuutta. Rantaviivan muoto, kasvillisuus ja pohjan kivet vaihtelevat havaintopaikoilla niin, että jo metrin ero ruudun sijainnissa voi aiheuttaa suuremman vaihtelun kuin vuosien välinen muutos. Kestoruudut perustettiin eroosion vaikutusten seurantaan suojaisissa lahdissa. Eroosio suojaisten lahtien rantatörmillä on kuitenkin huomattavasti vähentynyt 90-luvulta. Kestoruutuseurannan vaativuus ja tavoite huomioiden, sen toteuttaminen tulevina vuosina on toissijaista. 2. Päävyöhykelinjojen kasvillisuusvyöhykkeet Luokitteluindeksejä suoremmin säännöstelyn vaikutuksia kuvaa juuri saraikon ja pohjalehtisten sijoittuminen ja runsaudet. Päävyöhykelinjoista 17 on 90-luvun havaintopaikoilla suojaisissa lahdissa. Kahdeksalla linjalla kasvillisuus jatkuu vastarannalle, eikä niiltä voi määrittää uposkasvien alasyvyyksiä. Pohjalehtisten runsauden määrittämiseen vaikuttaa suuresti myös se, rajautuuko vyöhyke pohjanlaadun vai syvyyden perusteella. Kolmella linjalla pohjan kivikkoisuus saattaa rajoittaa kasvillisuuden muodostumista. Kasvillisuusvyöhykkeitä (kappale 5) on tutkittu vakioiduilta kahdeksalta linjalta, joista esimerkiksi 2-3:lla esiintyy tummalahnaruohoa, ja 1-2:lla järvikortetta. Suppea aineisto lisää satunnaistekijöiden aiheuttamaa vaihtelua tuloksissa, ja siksi johtopäätösten tekeminen on vaikeaa. Tärkeiden kasviryhmien, kuten sarojen ja lahnaruohojen, vyöhykkeisyyttä olisi parempi tarkastella mahdollisimman suurella aineistolla satunnaisvaihtelun pienentämiseksi. Lisäksi olisi tarpeen harkita uusien linjojen perustamista mahdollisimman edustaville paikoille. 3. Elinympäristöjen kasvittumisasteen seuranta Saraikon mittauksessa alarajan määrittäminen on tulkinnanvaraista, koska vyöhyke harvenee veden syvetessä. Tulkinnat voivat myös vaihdella tekijöiden välillä. Saraikko on kuitenkin rantavyöhykkeen avainhabitaatti, jonka laajuudessa tapahtuu säännöstelystä johtuvia muutoksia, ja josta on neljän aiemman mittauskerran aineisto. Inarijärven Joensuunselän alueella on myös yksittäisiä ruovikoita. Eteläisenä lajina järviruoko voi yleistyä ilmaston lämmetessä, mikä voi myös olla havainnollinen seurantakohde.

10 Lähteet Ahola, M., Kerätär, K., Riihimäki, J. & Hellsten, S. (2004): Inarijärven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen koealojen seurantatutkimus vuonna 2003. Suomen ympäristökeskus, Vesistöalueiden integroitu tutkimusohjelma, Vesi- ja ekotekniikan ryhmä. Moniste 30 s. Alasaarela, E., Hellsten, S., Keränen, R., Kurttila, T. & Riihimäki, J. 1993: Säännöstely järvien rantojen kunnostuksen ja hoidon periaatteet - esimerkkinä Oulujoen vesistö. Vesi- ja ympäristöhallituksen julkaisuja 145. Aroviita, J., Hellsten, S., Jyväsjärvi, J., Järvenpää, L., Järvinen, M., Karjalainen, S. M., Kauppila, P, Keto, A., Kuoppala, M., Manni, K., Mannio, J., Mitikka, S., Olin, M., Perus, J., Pilke, A., Rask, M., Riihimäki, J., Ruuskanen, A., Siimes, K., Sutela, T., Vehanen, T. ja Vuori, K.-M.. 2012. Ohje pintavesien ekologisen ja kemiallisen tilan luokitteluun vuosille 2012 2013 päivitetyt arviointiperusteet ja niiden soveltaminen. Ympäristöhallinnon ohjeita 7/2012. 144 s. Grime J.P. 1974: Vegetation classification by reference to strategies. Nature 250: 26-31. Grime J.P. 1977: Evidence for the existence of three primary strategies in plants and its relevance to ecological and evolutionary theory. Am. Nat. 111: 1169-1194. Hellsten, S., Palomäki, R., Järvinen, E. 1997: Inarijärven vedenkorkeuden säännöstelystä ja sen vaikutuksista rantavyöhykkeellä. Lapin ympäristökeskuksen moniste nro. 2. 77s. Hellsten, S., Palomäki, R., Järvinen, E. 1997. Inarijärven vedenkorkeuden säännöstelystä ja sen vaikutuksista rantavyöhykkeellä. Lapin ympäristökeskuksen moniste 2. Hellsten, S. 1997. Environmental factor related to water level fluctuation in two lakes of northern Finland. Boreal Environmental Research 2: 345 367. Håkanson, L. & Jansson, M. 1983: Principles of lake sedimentology. -316 s. Springer, Berlin. Hämet-Ahti, L., Suominen, J., Ulvinen, T. & Uotila, P. (toim.) 1998. Retkeilykasvio. 4. painos. 656 s. Luonnontieteellinen museo, kasvimuseo. Hämet-Ahti, L., Kurtto, A., Lampinen, R., Piirainen, M., Suominen, J., Ulvinen, T. Uotila, P. & Väre, H. 2005a. Lisäyksiä ja korjauksia Retkeilykasvion neljänteen painokseen. Lutukka 21:41-85. Kuoppala, M., Hellsten, S. & Kanninen, A. 2008: Sisävesien vesikasviseurantojen laadunvarmennus. Suomen ympäristö 36. 93 s. Kuoppala, M., Riihimäki, J., Hellsten, S. 2014. Inarijärven säännöstelyn vaikutukset vesikasvillisuuteen - Koealojen seurantatutkimus vuonna 2012. 47 s. Leka, J., Valta-Hulkkonen, K., Kanninen, A., Partanen, S., Hellsten, S., Ustinov, A., Ilvonen, R. & Airaksinen, O. 2003. Vesimakrofyytit järvien ekologisen tilan arvioinnissa ja seurannassa. Maastomenetelmien ja ilmakuvatulkinnan käyttökelpoisuuden arviointi Life Vuoksi projektissa. Alueelliset ympäristöjulkaisut 312. 96 s. Marttunen, M., Hellsten, S., Puro, A., Huttula, E., Nenonen, M., Järvinen, E., Salonen, E., Palomäki, R., Huru, H. & Bergman, T. 1997: Inarijärven tila, käyttö ja niihin vaikuttavat tekijät. Suomen ympäristö 58. 197 s. Murphy, K. J., Rørslett, B. & Springuel, I. 1990: Strategy analysis of submerged lake macrophyte communities: an International example. Aquatic botany 36: 303-323. Puro, A., Kerätär, K., Palomäki, R., Visuri, M. ja Hellsten, S. 1999: Inarijärven säännöstelyn ja sen muuttamisen vaikutukset rantavyöhykkeen monimuotoisuuteen ja tuottokykyyn koealojen perustaminen ja perushavainnot 1998. Moniste 33 s. Riihimäki, J. 1991: Vesi- ja rantakasvillisuuden dynamiikka säännöstellyssä ja luonnontilaisessa järvessä. Pro gradututkielma. Oulun yliopiston kasvitieteen laitos. 55 s. + 27 liitt.

Riihimäki, J. & Kuoppala, M. 2008 Inarijärven säännöstelyn ja sen kehittämisen vaikutukset vesikasvillisuuteen - Koealojen seurantatutkimus vuonna 2008. Riihimäki, J. & Kuoppala, M. 2011. Vesikasvillisuus. Julkaisussa: Puro-Tahvanainen, A., Aroviita, J., Järvinen, E. A., Kuoppala, M., Marttunen, M., Nurmi, T., Riihimäki, J. ja Salonen, E. 2011. Inarijärven tilan kehittyminen vuosina 1960-2009. Suomen ympäristö 19/2011. 89 s. Rørslett B. 1989: An integrated approach to hydropower impact assesment. II. Submerged macrophytes in some Norwegian hydro-electric lakes. Hydrobiologia 175: 65-82. Ulvinen, T., Syrjänen, K. & Anttila, S. (toim.) 2002. Suomen sammalet levinneisyys, ekologia, uhanalaisuus. Suomen ympäristö 560. 354 s.