ISO-PYHÄNTÄJÄREN EKOLOGINEN TILA RANTAYÖHYKKEEN POHJAELÄIMISTÖN PERUSTEELLA Jukka Aroviita ja Heikki Hämäläinen Limnologian ja kalatalouden osasto Bio- ja ympäristötieteiden laitos Jyväskylän yliopisto Raportti 13.4.2004
SISÄLLYSLUETTELO 1. JOHDANTO...1 2. ISO-PYHÄNTÄ...1 2.1. LIMNOLOGIA...1 2.2. SÄÄNNÖSTELY...1 2.3. TIEDOT POHJAELÄIMISTÖSTÄ...2 3. AINEISTO JA MENETELMÄT...3 3.1. NÄYTTEENOTTO...3 3.2. EKOLOGISEN TILAN ARIOINTI...3 3.3. EKOLOGISEN LUOKITTELUN KRITEERIT...4 3.4. EQR -TARKASTELU...5 4. TULOKSET...7 4.1. RUNSAUSSUHTEET...7 4.2. TAKSONIKOOSTUMUS JA TÄRKEÄT TAKSONOMISET RYHMÄT...8 4.3. MONIMUOTOISUUSTASO...9 4.4. MUUTOSHERKÄT TAKSONIT...9 4.5. ISO-PYHÄNNÄN EKOLOGINEN TILA...9 5. LÄHDELUETTELO...12 6. LIITTEET...13 Kannen kuva: Jukka Aroviita i
1. JOHDANTO uoden 2002 lopussa päättyneessä säännösteltyjen järvien ja tekojärvien tyypittelyä ja luokittelua koskevassa hankkeessa ilmeni, että saatavilla oleva biologinen aineisto oli riittämätön Euroopan Unionin vesipolitiikan puitedirektiivin (Euroopan Parlamentti ja Neuvosto 2000) mukaisen luokittelu- ja seurantajärjestelmän kehittämiseen. esipuitedirektiivi edellyttää pohjaeläimistön tilan ekologisen tilan määrittämisen, mutta päätöstä profundaalin, sublitoraalin tai rantavyöhykkeen pohjaeläimistön sisällyttämisestä ekologisen tilan arviointiin ei ole vielä tehty. Rantavyöhykkeen pohjaeläimistön tilan arviointia on pidetty järven ekologisen tilan kannalta kuitenkin tärkeänä mittarina, koska etenkin säännöstelyn vaikutukset kohdistuvat ilmeisemmin lähinnä rantavyöhykkeeseen. Syvänteen pohjaeläimistössä erot säännöstellyn ja säännöstelemättömän järven välillä voivat olla vähäiset. Järvien rantavyöhykkeen pohjaeläimistöstä etenkin Pohjois-Suomesta on ollut hyvin vähän tarkoitukseen sopivaa aineistoa. Säännösteltyjen järvien luokittelu ja ympäristötavoitteet (CENOREG) -hankkeessa aineistoa täydennettiin syksyllä 2003 joukolla Kainuun säännösteltyjä ja säännöstelemättömiä järviä. Samanaikaisesti kerättiin Graninge Kainuu Oy:n rahoittamana pohjaeläinaineistoa Iso-Pyhännältä. Iso- Pyhännän rantavyöhykkeen pohjaeläinnäytteenoton tulokset on esitelty tässä raportissa. Pyrkimyksenä on arvioida Iso-Pyhännän ekologinen tila rantavyöhykkeen pohjaeläimistön perusteella käyttäen vesipuitedirektiivin mukaisia ekologisen tilan mittareita ja saatavilla olevia niukkoja vertailuaineistoja. 2. ISO-PYHÄNTÄ 2.1. LIMNOLOGIA Keskiravinteinen ja ruskeavetinen Iso-Pyhäntäjärvi kuuluu Pyhäntäjoen vesistöalueeseen. Järven pinta-ala on kasvukauden keskivedenkorkeudella noin 9,40 km 2, pituus n. 8 km, leveys 1,6 km ja rantaviivan pituus 56 km. Järven valuma-alueen koko on 549 km 2 ja järvisyys 4,8 %. Järveen ei kohdistu merkittävää kuormitusta. eden näkösyvyys on keskimäärin 1,9 m. esistöjen käyttökelpoisuusluokaltaan Iso- Pyhäntä sijoittuu luokkaan hyvä. Iso-Pyhäntäjärvessä on 1970-luvulla esiintynyt talviaikaisia happikatoja syvänteen alusvedessä. esipuitedirektiivin mukaisessa alustavassa järvityypittelyssä Iso-Pyhäntä kuuluu järvityyppiin 7 (väriluku 30-90 Pt mg l -1, pinta-ala 5-40 km 2 ). 2.2. SÄÄNNÖSTELY Iso-Pyhäntäjärveä on säännöstelty vuodesta 1957 (Tarvainen ym. 2003). Keskiveden korkeus on säännöstelyn seurauksena noussut noin 2,4 m ja ylin sallittu vedenkorkeus on noin 2,7 metriä luonnontilaista vedenkorkeutta ylempänä. Lupaehtojen sallima suurin säännöstelyväli on 4,4 metriä. Käytännössä vedenkorkeuden vuosivaihtelu on 1
ollut 80- ja 90-luvulla keskimäärin 3,7 metriä, joten säännöstelymahdollisuutta ei ole viime vuosikymmeninä hyödynnetty täysimääräisesti. Syyskuun 2003 pohjaeläinnäytteenoton aikaan vedenkorkeus oli n. NN+149 m (Kuva 1). Pyhännänkosken voimalaitoksen säännöstelyluvan haltija on Graninge Kainuu Oy. Kuva 1. Iso-Pyhännän vedenkorkeus vuonna 2003 (Suomen Ympäristökeskus 2003). Iso-Pyhännän rannat ovat kuluneet voimakkaasti ja monilla alueilla on esiintynyt rantavyörymiä. Noin 10 % rannoista on eroosioherkkiä ja vyöryviä. Iso-Pyhännän säännöstelyselvityksen kasvillisuustutkimusten perusteella kasvillisuusvyöhykkeet olivat järvellä kohtalaisen hyvin muodostuneet (Tarvainen ym. 2003). Kasvilajisto oli kuitenkin niukempi kuin vertailujärvissä ja säännöstelylle herkkiä lajeja oli vähän. Iso- Pyhäntäjärvellä sekä hauki- ja siikasaaliit ovat muita vesistöalueen säännösteltyjä järviä pienemmät ja siika on istutusten varassa (Tarvainen ym. 2003). 2.3. TIEDOT POHJAELÄIMISTÖSTÄ Iso-Pyhännän pohjaeläimistöstä on hyvin vähän julkaistua tietoa. 1970-luvulla pohjaeläimistön biomassa oli suurempi kuin luonnontilaisella Lentualla ja lajistollisia muutoksia ei aineiston perusteella silloin voitu todeta (Granberg ja Hakkari 1980). ertailua heikentää kuitenkin se, että näytteet oli otettu erilaisilta habitaateilta. Iso- Pyhäntä ja Lentua ovat myös eri kokoluokkaa ja kuuluvat eri järvityyppeihin (Lentua tyyppiä 8). Lisäksi (Granberg ja Hakkari 1980) tarkastelivat eläimistöä vain ryhmä tasolla. 2
3. AINEISTO JA MENETELMÄT 3.1. NÄYTTEENOTTO Pohjaeläinnäytteet kerättiin 18.9.2003. Samanaikaisesti pohjaeläinnäytteitä kerättiin CENOREG hankkeeseen liittyen säännöstelemättömiltä Lentualta, Lammas-, Änättija Jormasjärveltä sekä säännöstellyiltä Onto-, Nuas- ja Kiimasjärveltä 15. 23.9.2003. Näistä Änätti- ja Jormasjärvi ovat tyypin 7 vertailujärviä. Muut tutkitut järvet ovat tyyppiä 8. Kaikista järvistä kerättiin ylemmän rantavyöhykkeen, syvemmän rannan sekä syvänteen pohjaeläinnäytteet. Ylemmän rantavyöhykkeen näytteet otettiin kivikkorannoilta 0,4 m:n syvyydestä. Kutakin järveä edusti 3 erillistä kivikkorantapaikkaa, joista kustakin otettiin 3 rinnakkaista potkuhaavinäytettä. Näyte otettiin potkien kiviä yhden metrin matkalta 20 sekunnin ajan, samanaikaisesti varsihaavilla nopeasti haavien. Samaa menetelmää on käytetty mm. Life uoksi hankeessa (Tolonen ym. 2003). Syvemmän rantavyöhykkeen pehmeiltä pohjilta otettiin Ekman noutimella kustakin järvestä 3 rinnakkaisnäytettä 3 paikalta 2 m syvyydestä. Lisäksi kustakin järvestä otettiin 5 rinnakkaista Ekman -näytettä n. 10 m syvyydestä. Syvänteiden tulokset raportoidaan myöhemmin erikseen. Kaikkiaan näytteitä kerättiin 184 (23/järvi). Kaikilta paikoilta tehtiin habitaattikuvaukset (ml. etäisyys rannasta rannan kaltevuuden arvioimiseksi) ja paikat kuvattiin (Liite I). Näytteet huuhdeltiin maastossa 0,5 mm sankoseulalla ja säilöttiin 70 % alkoholiin. Laboratoriossa näytteiden eläimet poimittiin valkoiselta alustalta ja määritettiin mahdollisuuksien mukaan lajitasolle (Liite II). Harvasukasmadot (Oligochaeta), surviaisääskien toukat (Chironomidae) ja vesipunkit (Hydrachnellae) määritettiin rantavyöhykkeen näytteistä toistaiseksi vain ryhmätasolle. 3.2. EKOLOGISEN TILAN ARIOINTI EU:n vesipuitedirektiivin (Euroopan Parlamentti ja Neuvosto 2000) mukaan ihmistoiminnan fyysisesti muuttamat vesistöt voidaan tietyin ehdoin asettaa voimakkaasti muutetun muodostuman erityisasemaan, joka mahdollistaa vähemmän vaativat ympäristötavoitteet. esimuodostuman alustava nimeäminen, eli tunnistaminen voimakkaasti muutetuksi, joudutaan tekemään direktiivin toteuttamisen ensivaiheessa alkutarkastelun yhteydessä. Tällöin on tunnistettava ne fyysisesti muutetut vesimuodostumat, joiden ekologinen tila on mahdollisesti heikentynyt hyvää tilaa huonommaksi ja jotka tältä osin täyttäisivät voimakkaasti muutetuksi vesimuodostumaksi nimeämisen ehdot. Suomen järvissä voimataloudellinen säännöstely on vedenpinnan laskun ohella merkittävin fyysisen muutoksen aiheuttaja. Säännöstelystä johtuvat fyysiset paineet kohdistuvat erityisesti rantavyöhykkeeseen, missä ekologisen tilan alenemiseen johtavat muutokset todennäköisimmin tapahtuvat (Marttunen ym. 2002). Arvioinnissa käytettiin EU:n vesipuitedirektiivin mukaisia vaihtoehtoisia ekologisen tilan mittareita ja lähestymistapoja. Aikaisemmin rantavyöhykkeen pohjaeläimistön käyttöä säännösteltyjen järvien ekologisessa luokittelussa ja voimakkaasti muutetuksi tunnistamisessa on tarkasteltu mm. maa- ja metsätalousministeriön rahoittaman hankkeen Säännösteltyjen järvien tyypittelyn ja luokittelun perusteet yhteydessä (Hämäläinen ja Aroviita 2002). 3
Iso-Pyhännän ekologinen tila arvioitiin rantavyöhykkeen pohjaeläimistön perusteella käyttäen vertailuololähestymistapaa (Hughes 1995, Wallin ym. 2003). Siinä ihmistoiminnan vaikutuksen alaisen paikan eläimistöä verrataan mahdollisimman luonnontilaisten vertailupaikkojen eläimistöön. ertailuaineistoina käytettiin CENOREG hankkeessa kerättyjä ja jo käsiteltyjä aineistoja sekä kivikkorantojen osalta myös Life uoksi hankkeen aineistoja Kuohatista ja Suomunjärvestä (Tolonen ym. 2003) (Taulukko 1). Suomunjärvi on miltei luonnontilainen ja Kuohatti lievästi metsätalouden kuormittama järvi, mutta säännöstelemättömyytensä ja kokonsa perusteella sopiva Iso-Pyhännän vertailujärveksi. Sublitoraalin (n. 2 m syvyys) vertailuaineistona käytettiin myös järvityyppien 5 ja 8 syksyllä kerättyjä pehmeiden pohjien pohjaeläinaineistoja (Taulukko 1), koska muita ei ollut saatavilla. Näytteenottomenetelmät vaihtelivat aineistossa (Ekman yms. noutimet), mutta näytteenottoponnistus yritettiin analyysiä varten vakioida likimäärin samansuuruiseksi kussakin järvessä. Aineistoja jouduttiin lisäksi taksonomisesti yhdenmukaistamaan. Surviaissääskitaksoneja ja harvasukasmatoja ei oltu määritetty kaikista järvistä, joten niitä ei tarkasteltu lajitasolla. Aineistojen alueellinen hajanaisuus saattaa myös lisätä sublitoraalin vertailuolojen epäluotettavuutta. Taulukko 1. ertailuaineistot. Habitaatti Järvityyppi ja vertailujärvet Kivikkolitoraali Tyyppi 7: Jormasjärvi (4, Änättijärvi (4, Kuohatti (1, Suomunjärvi (1 Sublitoraali Tyyppi 5: Konnevesi (2 ja Karjalan Pyhäjärvi (3 ; tyyppi 7: Jormasjärvi (4 ja Änättijärvi (4 ; tyyppi 8: Pyhäselkä (5, Pihlajavesi (6, Lammasjärvi (4 ja Lentua (4 1) Tolonen ym. (2003), 2) Särkkä (1983), 3) Ari irnes julkaisematon, 4) CENOREG hanke, 5) Tolonen ym. (2001), 6) Hynynen ym. (1997) 3.3. EKOLOGISEN LUOKITTELUN KRITEERIT Järvien ekologinen tila määräytyy vesipuitedirektiivin liitteessä määriteltyjen tekijöiden ja kriteereiden perusteella. Pohjaeläinten osalta luokittelutekijät ilmenevät tyydyttävän tilan määritelmästä: Taksonikoostumus ja runsaussuhteet eroavat kohtalaisesti tyypille ominaisista yhteisöistä. Tärkeitä taksonomisia ryhmiä puuttuu verrattuna tyypille ominaisiin yhteisöihin. Muutosherkkien taksonien ja epäherkkien taksonien suhde sekä monimuotoisuustaso ovat merkittävästi pienempiä kuin tyypille ominainen taso ja merkittävästi pienempiä kuin hyvää tilaa vastaavissa olosuhteissa. Tilan määrittely perustuu siis viiteen eri tekijään: 1. taksonikoostumus, 2. runsaussuhteet, 3. tärkeiden taksonomisten ryhmien esiintyminen, 4. muutosherkkien ja epäherkkien taksonien suhde ja 5. monimuotoisuustaso. Tilan luokitteluun näillä perustein liittyy ainakin kahdentyyppisiä ongelmia (Hämäläinen ja Luotonen 2001): I. Tekijöiden mittaustapa, vertailuolojen määrittely kunkin tekijän osalta sekä keino rinnastaa tarkasteltavat vesimuodostumat numeerisesti vertailuoloihin. 4
Kullekin tekijälle on valittava sitä kuvaava muuttuja siten että vertailuarvo voidaan määritellä. II. Tulkinnanvaraisten, sanallisesti määriteltyjen ( kohtalaisesti, tärkeitä, merkittävästi ) kriteereiden ts. luokkarajojen, numeerinen (objektiivinen), mutta vääjäämättä päätöksentekoon perustuva (mielivaltainen) määrittely. Direktiivi ei anna ohjeita siitä miten vesimuodostuman ekologinen luokka määräytyy kuhunkin eliöryhmään liittyvien, useiden luokittelutekijöiden perusteella, eikä myöskään siitä miten luokka määritellään perustuen kaikkiin luokittelussa käytettäviin eliöryhmiin. Ongelmaan ei ole helppoa, luonnollista ratkaisua. Käytännössä kunkin tekijän osalta arvojen vaihtelu vertailuoloissa, erityisesti vaihtelun alaraja-arvo, määrää ekologisen tilan muutoksen osoittamisessa ts. luokittelussa käytettävän tilan käytetyllä mitta-asteikolla. ertailuolovaihtelun lisäksi mielekkäässä luokittelussa tulisi voida huomioida tekijöiden erilainen vaste paineisiin tai erilainen suhteellinen muutosnopeus suhteessa todelliseen ekologiseen tilaan. Nämä kysymykset sisältävät joukon yksityiskohtaisempia ongelmia, jotka vaativat yleisiä, säännöstellyistä ja voimakkaasti muutetuista vesimuodostumista riippumattomia ratkaisuja. REFCOND työryhmä (Wallin ym. 2003) on antanut kullekin eliöryhmälle ehdotuksen luokittelutekijöistä ja niitä mittaavien muuttujien arvoihin perustuvista luokkarajoista. Nämä kuten kaikki vaihtoehtoiset muuttujat ja luokitteluperusteet edellyttävät aineistoihin perustuvaa arviointia. Tässä työssä on pyritty jollakin tavoin mittaamaan esimerkinomaisesti kaikkia luokittelutekijöitä, vertailuaineistojen sallimissa puitteissa. Iso-Pyhännän ekologisen tilan arvioimisessa käytettiin harjoituksenomaisesti tasavälisiä luokkarajoja, koska vähäinen vertailuaineisto ei mahdollistanut muiden ehdotettujen lähestymistapojen soveltamista. 3.4. EQR -TARKASTELU Kullekin luokittelutekijälle laskettiin ensin vertailujärvien aineistoista odotusarvo (E) eli erinomaista ekologista tilaa vastaava vertailuarvo. Odotusarvo laskettiin kaikille muuttujille vertailujärvien keskiarvona (taksonikoostumusta arvioitaessa esiintymistodennäköisyyksien summana; kaava 3). Iso-Pyhännälle laskettiin kunkin muuttujan ekologinen laatusuhde EQR muuttuja havaitun (O) ja odotusarvon osamääränä (O/E). Kukin muuttuja laskettiin erikseen kivikkorantojen ja sublitoraalin yhteisöille. Muuttujiksi valittiin allakuvatut 6 direktiivin mukaista luokittelutekijää. Runsaussuhteita (engl. abundance ) kuvaamaan laskettiin A) Yksilömäärä (kivikkorannat) tai tiheys (sublitoraali) ja B) PMA mallinkaltaisuus (Percent Model Affinity) (Novak ja Bode 1992, Barton 1996). PMA menetelmän tarkastelussa verrataan arvioitavaa järveä edustavan näytteen yksilöiden suhteellista jakautumista taksonien kesken suhteessa malli- eli vertailuyhteisöön. ertailuyhteisössä kunkin taksonin osuus on vertailujärvien ko. taksonin osuuksien keskiarvo. Mallinkaltaisuuden mittana on prosenttinen samankaltaisuus (PS) a i - bi = ( a, b ) PS = PMA = 100-0,5 min i i (1), missä a i on taksonin i suhteellinen osuus (%) vertailuyhteisössä ja b i saman taksonin osuus arvioitavan kohteen näytteessä summan käydessä yli kaikkien taksonien. 5
Taksonikoostumusta kuvaamaan laskettiin C) EQR koostumus, joka on osoittautunut toimivaksi jokien pohjaeläimille (Hämäläinen ym. 2003). Tämä tapa rinnastaa havaittu taksonikoostumus odotettuun on analoginen esim. RIPACS mallinnuksessa (Wright ym. 2000, Clarke ym. 2003) sovellettuun ja siinä käytetään tietoa taksonin (i) esiintymisestä (i = 1) ja puuttumisesta (i = 0). Kunkin taksonin esiintymistodennäköisyys tyypin k (tässä siis vain yksi) häiriintymättömissä järvissä (j*) arvioitiin vertailujärvissä (j 0 ) todettujen esiintymisten lukumäärän suhteena vertailujärvien kokonaismäärään kj0i Pkj *i = (2). kj 0 Tyypin järville ominaisiksi taksoneiksi katsottiin sellaiset, joiden Pk j*i 0,5; eli taksonit joita esiintyi vähintään joka toisessa vertailujärvessä. Koska monien tyypillisten taksoneiden esiintymistodennäköisyys on pienempi kuin 1, ei niiden kaikkien esiintymistä voida odottaa missään järvessä, vaan tyypillisten taksoneiden lukumäärän odotusarvo E kj*i = Pkj*i Pkj*i 0,5 (3). Mille tahansa tyyppiin kuuluvalle järvelle j havaittu tyypillisten taksonien lukumäärä O kji = kji Pkj*i 0,5 (4), ts. niiden havaittujen taksonien lukumäärä, joiden esiintymistodennäköisyys vertailuoloissa on vähintään 0,5. Taksonikoostumuksen ekologinen laatusuhde havaittu arvo O kji EQR koostumus = = (5). odotettu arvo E kj*i Tärkeiden (engl. major ) taksonomisten ryhmien esiintymistä tai puuttumista arvioitiin samalla menettelyllä laskemalla D) EQR ryhmäkoostumus. Tässä tarkastelussa taksonit ryhmiteltiin jokseenkin mielivaltaisesti lahkoihin tai luokkiin. Monimuotoisuuden kuvaajana käytettiin E) taksonilukumäärää eli lajirunsautta. Muutosherkkien ja epäherkkien taksonien suhdetta kuvaamaan laskettiin F) EPTtaksonien (Ephemeroptera (päivänkorennot), Plecoptera (koskikorennot) ja Trichoptera (vesiperhoset)) ja muiden kuin EPT-taksonien lukumäärän suhde EPT/Muut. Juuri suurikokoisten hyönteistoukkien on havaittu olevan säännöstelylle herkkiä (Grimås 1961, Grimås 1965). EPT-taksonit ovat yleisesti herkkiä erilaisille paineille (esim. Eaton & Lenat 1991, Wallace ym. 1996). EPT-taksonien ja yhteisön muiden taksonien lukumäärän suhdetta kokeiltiin mielekkäämmän yleisen herkkyysluokituksen puuttuessa. 6
4. TULOKSET 4.1. RUNSAUSSUHTEET ertailujärvien kivikkorantojen pohjaeläinten yksilömäärä vaihteli odotusarvon 295 yks. potkuhaavinäyte -1 ympärillä välillä 128 479 yks. näyte -1. Iso-Pyhännän keskimääräinen yksilömäärä oli 107 yks. näyte -1. Yksilömäärästä laskettu ekologinen laatusuhde EQR yksilömäärä oli Iso-Pyhännällä 0,36 ja aivan vertailujärvien vaihtelun (0,43 1,62) alarajalla (Kuva 2a). Mallinkaltaisuudesta laskettu EQR PMA (0,51) oli Iso- Pyhännällä selvästi alhaisempi kuin vertailujärvissä (0,91 1,10) (Kuva 2b). (A) Yksilömäärä (B) PMA (C) Koostumus EQR 0.4 1.0 1.6 0.5 0.7 0.9 1.1 0.5 0.7 0.9 1.1 (D) Ryhmäkoost. (E) Lajirunsaus (F) EPT/Muut EQR 0.90 1.00 0.7 0.9 1.1 0.6 0.9 1.2 Kuva 2. Iso-Pyhännän () ja vertailujärvien () (n=4, ks Taulukko 1) kivikkorantojen potkuhaavinäytteiden a) yksilömäärän, b) PMA:n, c) taksonikoostumuksen, d) tärkeiden taksonomisten ryhmien koostumuksen, e) lajirunsauden ja f) EPT/Muut taksonirunsauden suhteen perusteella laskettu ekologinen laatusuhde EQR. Sublitoraalissa 2 m syvyydessä yksilötiheys vaihteli suuresti (1187 4783 yks. m -2 ) vertailujärvistä lasketun odotusarvon (E = 2625 yks. m -2 ) ympärillä. Iso-Pyhännän yksilötiheys oli hieman vertailujärvien vaihtelua alhaisempi (1021 yks. m -2 ). Myös EQR yksilötiheys vaihteli vertailujärvien sublitoraalissa suuresti (0,45 1,82) ja Iso- Pyhännän EQR yksilötiheys oli vaihtelun alarajalla (0,39) (Kuva 3a). Prosenttisen samankaltaisuuden EQR PMA vaihteli vertailujärvissä välillä 0,77-1,08 ja oli Iso- Pyhännän sublitoraalissa 0,83 (Kuva 3b). 7
(A) Yksilötiheys (B) PMA (C) Koostumus EQR 0.4 1.0 1.6 0.80 0.95 0.6 0.9 1.2 (D) Ryhmäkoost. (E) Lajirunsaus (F) EPT/Muut EQR 0.6 0.8 1.0 1.2 0.6 1.0 1.4 0.4 0.8 1.2 Kuva 3. Iso-Pyhännän () ja vertailujärvien () (n=8, ks Taulukko 1) sublitoraalin 2 m syvyyden ekologinen laatusuhde (EQR). Muuten kuten Kuva 2. 4.2. TAKSONIKOOSTUMUS JA TÄRKEÄT TAKSONOMISET RYHMÄT ertailujärvien kivikkorantojen potkuhaavinäytteissä oli 26-33 (E = 31) taksonia, jotka esiintyivät vähintään puolessa vertailujärvistä. Näistä taksoneista Iso-Pyhännällä esiintyi vain 15. Iso-Pyhännän kivikkorannoilta puuttuivat kokonaan vertailujärville tyypilliset kovakuoriaiset (Oulimnius tuberculatus), änkyrimadot (Enchytraeidae), suursurviainen (Ephemera vulgata) ja 11 13:sta vesiperhoslajista (Trichoptera). Näiden taksonien esiintymisen todennäköisyydestä laskettu havaitun ja odotetun taksonikoostumuksen suhde EQR koostumus vaihteli vertailujärvissä välillä 0,87-1,11 ja oli Iso-Pyhännällä 0,50 (Kuva 2c). Sublitoraalin pehmeiden pohjien vertailujärvissä oli 13-19 (E = 16) taksonia, joiden esiintymistodennäköisyys oli vähintään 0,5. Näistä taksoneista esiintyi Iso-Pyhännällä 9. Iso-Pyhännän sublitoraalista puuttuvia tyypille ominaisia taksoneita olivat mm. kotilot (Gyraulus spp.), useat vesiperhoset (Cyrnus trimaculatus, C. flavidus, Molanna angustata ja M. submarginalis), kaislakorennot (Sialis morio), okakatka (Pallasea quadrispinosa) ja vesisiira (Asellus aquatiqus). Sublitoraalin EQR koostumus vaihteli vertailujärvissä välillä 0,83-1,22 ja oli Iso-Pyhännällä 0,58 (Kuva 3c). Huomionarvoista on, että muutamien Iso-Pyhännältä tavattujen lajien yksilötiheydet olivat selvästi vertailujärviä alhaisempia. Esimerkiksi suursurviaisen (E. vulgata) toukkien tiheys oli Iso-Pyhännällä 4 yks. m -2 ja vertailujärvien keskiarvo 110 yks. m -2. Myös hernesimpukoiden (Pisidium spp.) tiheys oli Iso-Pyhännällä hyvin pieni (4 yks. m -2 ) verrattuna vertailujärviin (ka 191 yks. m -2 ). 8
Tärkeiden taksonomisten ryhmien esiintymistä tutkittiin tarkastelemalla aineistoa ns. ryhmätasolla. ertailujärvien kivikkorannoilla oli 9-11 (E = 10) taksonomista ryhmää, jotka esiintyivät vähintään puolessa järvistä. Näistä 9 ryhmää esiintyi myös Iso- Pyhännällä. Puuttuvia ryhmiä olivat kovakuoriaiset (Coleoptera), siirat (Isopoda) ja värysmadot (Turbellaria). Kivikkorantojen EQR ryhmäkoostumus oli Iso-Pyhännällä (0,86) vertailujärvien vaihtelun (0,86-1,08) alarajalla (Kuva 2d). ertailujärvien sublitoraalissa oli 7-14 (E = 11) tärkeää taksonomista ryhmää, joiden esiintymistodennäköisyys oli vähintään 0,5. Näistä Iso-Pyhännällä esiintyi 6. Puuttuvia ryhmiä olivat kotilot (Gastropoda), kaislakorennot (Megaloptera), juotikkaat (Hirudinea), katkat (Amphipoda) ja sukkulamadot (Nematoda). Sublitoraalin EQR ryhmäkoostumus oli Iso-Pyhännällä (0,62) vertailujärvien vaihtelun (0,72-1,23) alapuolella (Kuva 3d). 4.3. MONIMUOTOISUUSTASO Diversiteettiä eli monimuotoisuutta tarkasteltiin taksonimääränä (lajirunsaus). ertailujärvien kivikkorannoilla oli keskimäärin 38 taksonia (30-45), kun taas Iso- Pyhännällä 24. Taksonimäärästä laskettu ekologinen laatusuhde EQR lajirunsaus vaihteli vertailujärvissä 0,79-1,19 ja oli Iso-Pyhännällä 0,64 (Kuva 2e). ertailujärvien sublitoraalissa oli keskimäärin 23 taksonia ja taksonimäärä vaihteli suuresti (14-40). Iso-Pyhännän taksonimäärä oli 11. Sublitoraalin EQR lajirunsaus oli Iso- Pyhännällä 0,47 ja vaihteli vertailujärvissä välillä 0,60-1,71 (Kuva 3e). 4.4. MUUTOSHERKÄT TAKSONIT Muutosherkkien ja epäherkkien taksonien esiintymistä arvioitiin tarkastelemalla EPTtaksonien ja muiden kuin EPT-taksonien lukumäärän suhdetta. Iso-Pyhännällä oli vähemmän sekä EPT-taksoneita että muita taksoneita. ertailujärvien kivikkorannoilla oli keskimäärin 19 (12-23) EPT-taksonia ja Iso-Pyhännällä 9. Muita taksoneita oli vertailujärvissä keskimäärin 20 (17-22) ja Iso-Pyhännällä 15. EPT/Muut -suhde vaihteli vertailujärvien kivikkorannoilla välillä 0,67-1,24 (E = 0,99) ja oli Iso-Pyhännällä 0,6. Suhteesta laskettu EQR EPT/Muut oli vertailujärvissä 0,69-1,28 ja Iso Pyhännällä hieman vertailujärviä alhaisempi (0,62) (Kuva 2f). ertailujärvien sublitoraalissa oli keskimäärin 10 EPT-taksonia ja vaihteluväli oli suuri (4-20). Iso-Pyhännän sublitoraalissa esiintyi 4 EPT-taksonia. Muita kuin EPTtaksoneita oli vertailujärvissä keskimäärin 14 (8-21) ja Iso-Pyhännällä 7. EPT/Muut - suhde vaihteli vertailujärvien sublitoraalisssa välillä 0,25-0,89 (E = 0,70) ja oli Iso- Pyhännällä 0,57. Taksonimäärien suhteesta laskettu EQR EPT/Muut vaihteli vertailujärvissä suuresti (0,36-1,27) ja oli Iso Pyhännällä 0,82 (Kuva 3f). 4.5. ISO-PYHÄNNÄN EKOLOGINEN TILA Jokaisen tarkastellun muuttujan ekologinen laatusuhde (EQR) oli sekä Iso-Pyhännän kivikkorannoilla että sublitoraalissa alhaisempi kuin vertailujärvien vaihtelu tai vertailujärvien vaihtelun alaosassa (Kuvat 2 ja 3). Iso-Pyhännän ekologinen tila on siis 9
rantavyöhykkeen pohjaeläimistön perusteella heikompi kuin vertailuoloissa. Ekologisen tilan aleneminen näkyi yksilörunsauksien ja monimuotoisuuden alenemisena sekä erityisesti taksonikoostumuksessa. oimakkaimmin ekologisen tilan aleneminen näkyi kivikkorannoilla, missä säännöstelystä koituvat fyysiset paineet myös voimakkaimmin muokkaavat elinympäristöä. Tulokset vastasivat myös ennakkokäsityksiä voimakkaasti säännöstellyn järven rantavyöhykkeen pohjaeläimistöstä. Suurikokoiset pohjaeläinlajit (esim. E. vulgata) puuttuivat lähes täysin Iso-Pyhännältä. Samansuuntaisia tuloksia on aiemmin saatu esimerkiksi voimakkaasti säännöstellyn Kemijärven rantavyöhykkeen pohjaeläimistöstä (Kerätär ym. 2003). Muuttujien valinta tarkasteluun on subjektiivista ja vaikuttaa hyvin suuresti ekologisen tilan määräytymiseen. Esimerkiksi runsaussuhteiden arvioimisessa käytettiin kahta muuttujaa (EQR yksilömäärä ja EQR PMA ), joiden vaihtelu oli erilaista etenkin sublitoraalin yhteisöissä. Muuttujien valintaan täytyy kiinnittää erityistä huomiota ekologisen tilan arvioissa. Muutosherkkien ja epäherkkien taksonien suhteen tarkastelu on ongelmallinen. Useiden taksonien autekologia (vasteet eri ympäristötekijöihin) on huonosti tunnettu ja mielekäs herkkyysluokitus puuttuu. Tässä käytetty EPT-taksonien ja muiden taksonien suhde ei liene käyttökelpoinen indeksi kuvaamaan ainakaan säännöstelyn aiheuttamaa muutosta rantavyöhykkeen pohjaeläimistössä. EPT/Muut -suhteen ongelmana saattaa olla myös, että EPT-taksoneihin kuuluu monia epäherkkiä lajeja ja muissa kuin EPTtaksoneissa on myös herkkiä lajeja. Ekologisen tilan muuttujista saatua informaatiota ei yhdistetty laskennallisesti, koska vertailuaineistot ovat liian suppeita muuttujien yhteismitallistamiseen mielekkäästi. Sen sijaan ekologinen tila määrättiin molempien habitaattien kaikille muuttujille erikseen REFCOND -suosituksen (Wallin ym. 2003) Toolbox Tool 3b ekologisen tilan luokitteluraja(arvausten) perusteella. Nämä rajat ovat: Ekologinen tila EQR Erinomainen tila 1,00 0,80 Hyvä tila 0,80 0,60 Tyydyttävä tila 0,60 0,40 älttävä tila 0,40 0,20 Huono tila <0,20. Kivikkorantojen pohjaeläimistö (Taulukko 2): runsaussuhteiden (EQR yksilömäärä ja EQR PMA ) perusteella ekologinen tila on välttävä-tyydyttävä, taksonikoostumuksen (EQR koostumus ) perusteella tyydyttävä, tärkeiden taksonomisten ryhmien esiintymisen (EQR ryhmäkoostumus ) perusteella erinomainen, monimuotoisuuden (EQR lajirunsaus ) perusteella hyvä ja muutosherkkien ja epäherkkien taksonien suhteen (EQR EPT/Muut ) perusteella hyvä. Sublitoraalin pohjaeläimistö (Taulukko 2): runsaussuhteiden (EQR yksilötiheys ja EQR PMA ) perusteella ekologinen tila on välttävä-erinomainen, taksonikoostumuksen (EQR koostumus ) perusteella tyydyttävä, tärkeiden taksonomisten ryhmien esiintymisen (EQR ryhmäkoostumus ) perusteella hyvä, monimuotoisuuden (EQR lajirunsaus ) perusteella tyydyttävä ja muutosherkkien ja epäherkkien taksonien suhteen (EQR EPT/Muut ) perusteella erinomainen. Tässä tarkastelussa käytettiin suppeita vertailuaineistoja ja tasavälistä ekologisen tilan luokkajakoa. Iso-Pyhännän ekologinen tila rantavyöhykkeen pohjaeläimistön 10
perusteella oli hyvä, tosin hyvin lähellä tyydyttävää. Huomionarvoista on, että useimpien direktiivin mukaisia luokittelutekijöitä kuvaamaan laskettujen muuttujien arvot olivat Iso-Pyhännällä vertailuaineistoja alhaisempia. Iso-Pyhännän ekologinen tila rantavyöhykkeen pohjaeläimistön perusteella näyttää siis olevan selvästi alentunut. Ekologisen tilan arviointi Iso-Pyhännällä tulee tarkentumaan tästä alustavasta tarkastelusta, jos/kun käytettävissä on enemmän vertailuaineistoja. Taulukko 2. Yhteenveto Iso-Pyhännän () ekologisen tilan alustavasta arvioimisesta rantavyöhykkeen pohjaeläimistön perusteella. ertailujärvistä (kivikkorannat n = 4, sublitoraali n = 8) on ilmoitettu pienin ja suurin arvo. Kivikkorannat Sublitoraali Tekijä ja muuttuja ertailujärvet Ekologinen tila ertailujärvet Ekologinen tila Runsaussuhteet EQR yksilömäärä tai -tiheys 0,43-1,62 0,36 välttävä 0,45-1,82 0,39 välttävä EQR PMA 0,91-1,10 0,51 tyydyttävä 0,77-1,08 0,83 erinomainen Taksonikoostumus EQR koostumus 0,85-1,11 0,49 tyydyttävä 0,83-1,22 0,58 tyydyttävä Tärkeät taksonomiset ryhmät EQR ryhmäkoostumus 0,86-1,08 0,86 erinomainen 0,72-1,23 0,62 hyvä Monimuotoisuus EQR lajirunsaus 0,78-1,18 0,63 hyvä 0,60-1,71 0,47 tyydyttävä Muutosherkkien ja epäherkkien taksonien suhde EQR EPT/Muut 0,69-1,28 0,62 hyvä 0,36-1,43 0,82 erinomainen 11
5. LÄHDELUETTELO Barton, D.R. (1996) The use of Percent Model Affinity to assess the effects of agriculture on benthic invertebrate communities in headwater streams of southern Ontario, Canada. Freshwater Biology, 36, 397-410. Clarke, R.T., Wright, J.F. & Furse, M.T. (2003) RIPACS models for predicting the expected macroinvertebrate fauna and assessing the ecological quality of rivers. Ecological Modelling, 160, 219-233. Eaton, L.E. & Lenat, D.R. (1991) Comparison of a rapid bioassessment method with North Carolina's qualitative macroinvertebrate collection method. Journal of the North American Benthological Society, 10, 335-338. Euroopan Parlamentti ja Neuvosto (2000) 2000/60/EY. Euroopan yhteisöjen virallinen lehti, L327, 1-72. Granberg, K. & Hakkari, L. (1980) Säännöstelyn vaikutuksista eräiden Kainuun järvien limnologiaan. esihallituksen tiedotus, 187, 1-95. Grimås, U. (1961) The bottom fauna of natural and impounded lakes in northern Sweden (Ankarvattnet and Blåsjön). Institute of Freshwater Research Drottningholm, 42. Lund. Grimås, U. (1965) Inlet impoundments. An attempt to preserve littoral animals in regulated subarctic lakes. Institute of Freshwater Research Drottningholm, 46. Lund. Hughes, R.M. (1995) Defining acceptable biological status by comparing with reference conditions. In: Biological Assessment and Criteria. Tools for Water Resource Planning and Decision making, 31-47, Lewis Publishers, Boca Raton, Florida. Hynynen, J., Palomäki, A., eijola, H., Meriläinen, J. J., Bagge, P., & Bibiceanu, S. (1997) Life-Pihlajavesi 1995-1996: Pihlajaveden kasviplankton, eläinplankton ja pohjaeläimistö. Raportti no 166/1997. 45 s.ympäristöntutkimuskeskus. Jyväskylän yliopisto. Hämäläinen, H. & Aroviita, J. (2002) Rantavyöhykkeen pohjaeläimistö vesipuitedirektiivin mukaisessa säännösteltyjen järvien ekologisen tilan arvioinnissa. Raportti. 10 s. Pohjois-Karjalan ympäristökeskus. Hämäläinen, H., Koskenniemi, E., Kotanen, J., Heino, J., Paavola, R. & Muotka, T. (2002) Benthic invertebrates and the implementation of WFD: sketches from Finnish rivers. Tema Nord, 566, 55-58. Hämäläinen, H. & Luotonen, H. (2001) Rantavyöhykkeen pohjaeläimistö vesipuitedirektiivin mukaisessa säännösteltyjen järvien ekologisen tilan arvioinnissa. Raportti. 7 s. Pohjois-Karjalan ympäristökeskus. Kerätär, K., isuri, M., Hellsten, S., Ulvi, T., Liekonen, E., Kiviniemi, M., Heikinheimo, O. & Marttunen, M. (2003) Säännöstelyn vaikutukset Kemijärven kalatalouteen. Lapin ympäristökeskuksen moniste, 48, 1-54. Marttunen, M., Keto, A., Tarvainen, A., & Hellsten, S. (2002) EU:n vesipolitiikan puitedirektiivi. äliraportti rakennettuja ja säännösteltyjä vesistöjä koskevista tutkimuksista. Säännösteltyjen järvien tyypittely ja luokittelu. Kemijärven tapaustutkimus. Suomen ympäristökeskus. Novak, M.A. & Bode, R.W. (1992) Percent Model Affinity - A new measure of macroinvertebrate community composition. Journal of the North American Benthological Society, 11, 80-85. Särkkä, J. (1983) A quantitative ecological investigation of the littoral zoobenthos of an oligotrophic Finnish lake. Annales Zoologici Fennici, 20, 157-178. Suomen Ympäristökeskus (2003) esistöjen vedenkorkeus Kainuun ympäristökeskuksen alueella 2003. http://wwwi3.ymparisto.fi/i3/kktiedote/fin/2003/edenkorkeus/kai.htm. 7.4.2004. Tarvainen, A., Marttunen, M., Tykkyläinen, M., Keto, A., & Pehkonen, K. (2003) Iso-Pyhäntäjärven säännöstelyn kehittäminen. Kainuun ympäristökeskuksen moniste, 13. Tolonen, K.T., Hämäläinen, H., Holopainen, I.J. & Karjalainen, J. (2001) Influences of habitat type and environmental variables on littoral macroinvertebrate communities in a large lake system. Archiv fur Hydrobiologie, 152, 39-67. Tolonen, K.T., Hämäläinen, H., Luotonen, H., & Kotanen, J. (2003) Rantavyöhykkeen pohjaeläimet järvien ekologisen tilan arvioinnissa ja seurannassa. Menetelmien käyttökelpoisuuden ja kustannustehokkuuden arviointi Life uoksi projektissa. Alueelliset ympäristöjulkaisut, 328, 1-60. Wallace, J.B., Grubaugh, J.W. & Whiles, M.R. (1996) Biotic indices and stream ecosystem processes: Results from an experimental study. Ecological Applications, 6, 140-151. Wallin, M., Wiederholm, T., & Johnson, R. K. (2003) Guidance on establishing reference conditions and ecological status class boundaries for inland surface waters. CIS Working Group 2.3 - REFCOND. Wright, J.F., Sutcliffe, D.W. & Furse, M.T. (toim.) (2000) Assessing the biological quality of fresh waters. RIPACS and other techniques. 400 s. The Freshwater Biological Association. Ambleside. 12
6. LIITTEET Liite I. Pohjaeläinten näytteenottolinjat ja niiden sijainti Iso-Pyhännällä 2. Järvirinne 1. 2. Iso-Pyhäntä 1. Laajanranta 3. 3. Karhulahti 13
Liite II. Iso-Pyhännän rantavyöhykkeen pohjaeläinten yksilömäärät yksilömäärä näyte -1 18.9.2003. Seulakoko 0,5 mm. Potkuhaavi; 0,4 m; 1 m matka 20 sek. ajan Ekman -noudin, 2,0 m, ala 270 cm 2 Linja Laajanranta Järvirinne Karhulahti Laajanranta Järvirinne Karhulahti GPS -koordinaatti E; N 2834884; 6447584 2838930; 6448052 2839441; 6443273 2834906; 64476052838850; 64480462838645; 6443024 Näyte I II III I II III I II III I II III I II III I II III Taksoni Nematoda 1 1 1 2 Gyraulus laevis 5 9 7 9 3 11 1 10 Pisidium spp. 13 1 1 3 53 17 19 1 Oligochaeta 64 48 15 21 14 8 180 41 42 1 2 2 6 2 Enchytraeidae 1 Ripistes parasita 7 5 2 1 Stylaria lacustris 6 12 10 2 1 4 1 1 Hydrachnellae 3 4 2 1 4 5 3 1 Pallasea quadrispinosa 1 Caenis horaria 1 1 3 1 1 Ephemera vulgata 1 Heptagenia fuscogrisea 7 10 8 62 32 37 1 3 4 Leptophlebia spp. 1 3 2 1 2 1 1 3 Micronecta spp. 10 1 Sisyra spp. 2 Coenagrionidae 1 Cordulidae 2 Nemoura spp. 1 2 Oxyethira spp. 2 1 1 1 Athripsodes cinereus 1 3 7 3 1 Oecetis ochracea 4 1 3 3 Limnephilus spp. 1 1 Molanna angustata 1 1 Molanna submarginalis 1 Ceratopogonidae 4 1 1 4 1 Chironomidae 12 1 7 6 1 4 3 6 12 29 17 26 35 24 18 14 19 30 Tabanidae 1 Yhteensä 106 100 52 108 65 60 276 87 106 29 23 30 37 34 27 17 20 31 14