Vuosaaren sataman rakentamisen aikaisen ( ) vesistö- ja kalataloustarkkailun yhteenvetoraportti. Kala- ja vesimonisteita nro 57

Kala- ja vesimonisteita nro 57 Sauli Vatanen, Ari Haikonen & Ari Piispanen (toim.) Vuosaaren sataman rakentamisen aikaisen (23-28) vesistö- ja kalataloustarkkailun yhteenvetoraportti

KUVAILULEHTI Julkaisija: Kala- ja vesitutkimus Oy Julkaisuaika: Helmikuu 212 Toimittajat: Sauli Vatanen ja Ari Haikonen (Kala- ja vesitutkimus Oy) sekä Ari Piispanen (AriPro Oy) Kirjoittajat: Ari Haikonen ja Sauli Vatanen Kala- ja vesitutkimus Oy:stä, Karoliina Ilmarinen ja Panu Oulasvirta Alleco Oy:stä, Mikko Kiirikki ja Antti Lindfors Luode Consulting Oy:stä, Ari Piispanen AriPro Oy:stä sekä Anneli Heitto Finnoflag Oy:stä Julkaisun nimi: Vuosaaren sataman rakentamisen aikaisen (23-28) vesistö- ja kalataloustarkkailun yhteenvetoraportti Tiivistelmä: Vuosaaren sataman ja väylän rakentaminen toteutettiin vuosina 23 28. Laajamittaisen ja pitkäaikaisen projektin tarkkailuaineistot ovat mittavia ja tämän takia vesistö- ja kalataloustarkkailusta vastaavien viranomaisten kanssa sovittiin, että satamahankkeen rakentamisen aikaisesta vesistö- ja kalataloustarkkailusta laaditaan erillinen, tarkkailun keskeisen sisällön ja tulokset tiivistävä yhteenvetoraportti. Tässä sataman rakentamisen aikaista (23 28) vesistö- ja kalataloustarkkailua käsittelevässä yhteenvetoraportissa on pyritty hyödyntämään kaikki saatavilla oleva olennainen informaatio kokonaiskuvan luomiseksi. Vuosaaren sataman rakentamiseen liittyi laajamittaisia ruoppauksia ja läjityksiä sekä merihiekan nostoa ja purkua. Lisäksi merialuetta täytettiin satamakentäksi yhteensä noin 9 ha. Sataman alueelta ruopatuissa sedimenteissä esiintyi myös runsaasti haitallisia aineita, lähinnä orgaanisia tinayhdisteitä. Tämän takia hankkeeseen liittyi monia rakentamiseen ja lupaprosesseihin kuuluvia poikkeuksellisia yksityiskohtia, jotka heijastuivat myös tarkkailuun. Vuosaaren sataman ja väylän rakentamista sekä lupaprosesseja ja niiden velvoitteita on kuvattu raportissa yksityiskohtaisesti. Vuosaaren satamahankkeen vesistö- ja kalataloustarkkailu painottui kiintoaineen leviämiseen ja orgaanisten tinayhdisteiden esiintymiseen vesiekosysteemissä. Lisäksi vesistötarkkailuun kuuluvana seurattiin veden fysikaalis-kemiallista tilaa sekä vesikasvillisuuden ja pohjaeläimistön muutoksia. Kalataloustarkkailuun kuuluivat silakan kutuseuranta, poikasnuottaukset sekä ammatti- ja virkistyskalastuksen seuranta. Vuosaaren satamahankkeen rakentamisen aikana merkittävimmät vesistö- ja kalatalousvaikutukset syntyivät odotetusti veden samentumisesta ja kohonneen kiintoainepitoisuuden seurauksena kasvaneesta sedimentaatiosta. Kohonneet kiintoainepitoisuudet vaikuttivat mm. alueen pohjaeläimistöön, kasvillisuuteen sekä kalojen kutuun, poikastuotantoon ja kalastukseen. Haitta-aineiden osalta voidaan todeta, että orgaanisten tinayhdisteiden ja erityisesti merkittävimmän haitta-aineen, tributyylitinan (TBT), pitoisuudet laskivat sedimentissä, liejusimpukoissa ja kaloissa ennen rakentamista vallinneesta tasosta. Toimeksiantaja: Helsingin Satama Sarjan nimi ja numero: Kala- ja vesimonisteita nro 57 Sivumäärä: 198 s. + 16 liitettä.

Sisältö 1 JOHDANTO... 4 2 VESISTÖ- JA KALATALOUSTARKKAILUUN LIITTYVÄ LUVITUS... 5 3 RAKENTAMISEN ETENEMINEN... 16 3.1 YLEISTÄ HANKKEEN RAKENTAMISESTA... 16 3.2 VUOSI 23... 18 3.3 VUOSI 24... 19 3.4 VUOSI 25... 21 3.5 VUOSI 26... 25 3.6 VUOSI 27... 28 3.7 VUOSI 28... 29 3.8 YHTEENVETO RAKENTAMISEEN LIITTYNEISTÄ MASSANSIIRROISTA... 3 3.9 RAKENTAMISEEN LIITTYNYT VIRANOMAISVUOROVAIKUTUS... 31 4 YLEISKUVAUS ALUEESTA... 32 4.1 SYVYYSSUHTEET JA POHJAN LAATU... 32 4.1.1 Sataman alue... 32 4.1.2 Väylän alue... 35 4.1.3 Läjitysalue... 36 4.1.4 Hiekanottoalueet... 37 4.2 VIRTAUKSET... 37 4.2.1 Sataman alue... 38 4.2.2 Läjitysalue... 39 4.2.3 Hiekanottoalue... 39 4.3 JÄÄOLOT... 39 4.4 KUORMITUS... 4 5 VESISTÖ- JA KALATALOUSTARKKAILUOHJELMA RAKENTAMISEN AIKANA... 41 6 VESISTÖTARKKAILUN TULOKSET... 42 6.1 VEDEN LAADUN, SAMEUDEN JA SEDIMENTAATION TARKKAILU... 42 6.1.1 Veden laatu vesinäytteiden perusteella... 42 6.1.1.1 Veden laadun muutokset pitkällä aikavälillä sataman ympäristössä...42 6.1.1.2 Veden laadun muutokset pitkällä aikavälillä ulkosaaristossa...46 6.1.1.3 Veden laatu satamatyömaan ympäristössä vuosina 23 28...47 6.1.1.3.1 Vuosi 23...47 6.1.1.3.2 Vuosi 24...49 6.1.1.3.3 Vuosi 25...51 6.1.1.3.4 Vuosi 26...53 6.1.1.3.5 Vuosi 27...53 6.1.1.3.6 Vuosi 28...56 6.1.1.4 Veden laatu ulkosaaristossa vuosina 23 28...56 6.1.2 Kiintoaineen leviäminen vuosina 23 28... 59 6.1.2.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu...59 6.1.2.2 Väylän vesistötöiden tarkkailu...63 6.1.2.3 Ruoppausmassojen kuljetusten tarkkailu...63 6.1.2.4 Läjitysalueen tarkkailu...64 6.1.2.5 Hiekanottoalueiden tarkkailu...68 6.1.2.6 Läjitys- ja hiekanottoalueiden yhteisvaikutukset vedenlaatumallin perusteella...69 6.1.2.6.1 Mallilaskennat...69 6.1.2.6.2 Mallinnuksen tulokset...7 6.1.3 Sedimentaatio... 72 6.1.3.1 Sedimentaation määrä tarkkailujakson aikana...74 6.1.3.1.1 Alkukesä...74 6.1.3.1.2 Loppukesä...75 6.1.3.1.3 Syksy...76 6.1.4 Sedimentin määrä kasvillisuuslinjoilla... 77 6.1.4.1 Sataman vesistötöiden seuranta...77 6.1.4.1.1 Sisäsaaristo...77 6.1.4.2 Väylän vesistötöiden seuranta...79 6.1.4.2.1 Keskisaaristo...79 6.1.4.2.2 Ulkosaaristo...8 6.1.4.3 Hiekanotto- ja läjitysalueen seuranta...8 1

6.1.4.3.1 Merivyöhyke ja Söderskär... 8 6.1.4.4 Yhteenveto... 81 6.1.5 Yhteenveto vedenlaadussa ja sedimentaatiossa tapahtuneista muutoksista... 81 6.1.5.1 Sataman ja väylän vesistötöiden seuranta... 81 6.1.5.2 Läjitys- ja hiekanottoalueiden seuranta... 82 6.2 HAITTA-AINEIDEN LEVIÄMINEN... 83 6.2.1 Haitta-aineiden pitoisuudet vesinäytteissä... 83 6.2.1.1 TBT:n ja sen hajoamistuotteiden esiintyminen vesinäytteissä... 84 6.2.1.1.1 Ruoppaajan vierestä otetut vesinäytteet vuosina 23 25... 85 6.2.1.1.2 Vakioseurantapisteiden TBT-pitoisuus vuosina 24 28... 86 6.2.1.1.3 Veden OT-yhdisteiden pitoisuudet satama-altaassa vuosina 27 28... 87 6.2.2 Haitta-aineiden pitoisuudet sedimentissä... 87 6.2.2.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu... 88 6.2.2.1.1 OT-yhdisteiden pitoisuudet sataman ympäristössä... 89 6.2.2.1.2 PCB-yhdisteiden ja metallien pitoisuudet sataman ympäristössä... 91 6.2.2.2 Läjitysalueen tarkkailu... 92 6.2.2.2.1 OT-yhdisteiden pitoisuudet läjitysalueen sedimenttiseurannassa... 93 6.2.2.2.2 PCB-yhdisteiden ja metallien pitoisuudet läjitysalueen sedimenttiseurannassa... 96 6.2.3 Haitta-aineiden pitoisuudet liejusimpukoissa... 96 6.2.3.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu... 97 6.2.3.2 Läjitysalueen tarkkailu... 99 6.2.4 Orgaanisten tinayhdisteiden pitoisuudet kaloissa... 1 6.2.4.1 Sataman vesistötöiden vaikutukset kalojen OT-yhdisteiden pitoisuuksiin... 11 6.2.4.1.1 Ahvenien OT-yhdisteiden pitoisuudet vuosina 23 28... 12 6.2.4.1.2 Kuhien OT-yhdisteiden pitoisuudet vuosina 23 28... 14 6.2.5 Yhteenveto haitta-aineiden leviämisestä... 17 6.2.5.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu... 17 6.2.5.2 Läjitysalueen tarkkailu... 17 6.3 VESIKASVILLISUUS... 18 6.3.1 Kasvillisuuslinjat... 111 6.3.1.1 Sataman vesistötöiden seuranta... 111 6.3.1.1.1 Ennen sataman rakentamista (1995 22)... 112 6.3.1.1.2 Sataman rakentamisen aikana (23 28)... 112 6.3.1.2 Väylän vesistötöiden seuranta... 119 6.3.1.2.1 Keskisaaristo... 119 6.3.1.2.2 Ulkosaaristo... 121 6.3.1.3 Läjitys- ja hiekanottoalueiden seuranta... 123 6.3.1.3.1 Merivyöhyke... 123 6.3.1.3.2 Söderskär... 123 6.3.1.4 Yhteenveto linjatutkimuksista... 125 6.3.2 Vesikasvillisuuden yleiskartoitus... 126 6.3.2.1 Sataman vesistötöiden seuranta... 126 6.3.2.2 Yhteenveto... 127 6.4 POHJAELÄIMISTÖ... 128 6.4.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu... 128 6.4.2 Väylätöiden tarkkailu... 13 6.4.3 Läjitysalueen tarkkailu... 134 6.4.4 Hiekanottoalueiden tarkkailu... 136 6.4.5 Yhteenveto pohjaeläintarkkailusta... 139 7 KALATALOUSTARKKAILUN TULOKSET... 14 7.1 ALUEEN KALASTO JA ISTUTUKSET HANKKEEN AIKANA... 14 7.2 KALOJEN KUTUALUEET JA VASTAKUORIUTUNEIDEN POIKASTEN ESIINTYMINEN... 141 7.2.1 Silakan kutualueet ja niiden tarkkailu... 141 7.2.1.1 Sataman töiden tarkkailu... 147 7.2.1.2 Väylätöiden seuranta... 153 7.2.1.3 Hiekanotto- ja läjitysalueen seuranta... 153 7.2.2 Muiden lajien tiedossa olevat kutualueet... 154 7.2.3 Vastakuoriutuneiden poikasten esiintyminen... 155 7.2.3.1 Vuosaaren sataman rakentamisen vaikutukset kalanpoikasten esiintymiseen... 161 7.2.4 Yhteenveto kalojen kutualueista ja vastakuoriutuneiden poikasten esiintymisestä... 162 7.3 KALASTUS... 163 7.3.1 Ammattikalastus vuosina 1991 28... 163 7.3.1.1 Kalastajamäärät ja pyydykset Vuosaaren ympäristössä... 163 7.3.1.2 Ammattikalastajien saaliit Vuosaaren sataman ympäristössä... 166 7.3.1.3 Ammattikalastus Eestiluodon ympäristössä... 169 7.3.1.4 Ammattikalastajien kommentteja Vuosaaren satamahankkeen rakentamisen ajalta... 17 2

7.3.1.5 Vuosaaren satamahankkeen vaikutukset ammattikalastukseen vuosina 23 28...171 7.3.2 Vapaa-ajankalastus vuosina 1991 28... 171 7.3.2.1 Vuosaaren satamahankkeen vaikutukset vapaa-ajankalastukseen vuosina 23-28...175 8 VESISTÖTÖIDEN VAIKUTUKSET SUOJELUALUEISIIN... 176 8.1 YMPÄRISTÖSSÄ SIJAITSEVAT NATURA 2 -ALUEET... 176 8.1.1 Mustavuoren lehto ja Östersundomin lintuvedet... 176 8.1.2 Kallahden harju-, niitty- ja vesialueet... 177 8.1.3 Söderskärin ja Långörenin saaristo... 177 8.2 VUOSAAREN SATAMAHANKKEEN VAIKUTUKSET NATURA 2 -ALUEILLE... 178 8.2.1 Mustavuoren lehto ja Östersundomin lintuvedet... 178 8.2.2 Kallahden harju-, niitty- ja vesialueet... 179 8.2.3 Söderskärin ja Långörenin saaristo... 18 9 YHTEENVETO VUOSAAREN SATAMAHANKKEEN RAKENTAMISEN AIKAISISTA VAIKUTUKSISTA... 181 9.1 VAIKUTUKSET RANNIKON LÄHEISYYDESSÄ VUOSINA 23 28... 181 9.2 VAIKUTUKSET ULKOMERIALUEELLA VUOSINA 23 28... 184 1 VESISTÖ- JA KALATALOUSTARKKAILU RAKENTAMISEN JÄLKEEN... 187 1.1 TOIMINNAT, TOIMINNANHARJOITTAJAT JA TARKKAILUOHJELMAT... 187 11 LÄHTEET... 189 3

1 JOHDANTO Vuosaaren satamahankkeen valmisteluhistoria alkoi 196-luvulta, jolloin Vuosaari liitettiin Helsinkiin tulevaisuudessa tarvittavan uuden tavarasataman todennäköisimpänä sijoituspaikkana. Vuosaaren satamahanke sai virallisen hahmon Helsingin yleiskaava 1992:n laadinnan yhteydessä. Tarvittavat edellytykset Vuosaaren satamahankkeen käynnistämiselle olivat olemassa vuoden 22 lopussa ja satamahankkeen toteuttamiseen liittyvät rakennustyöt Vuosaaressa käynnistyivät tammikuussa 23. Vuosaaren satamahanke käsitti Vuosaaren satamakeskuksen (varsinaisen sataman ja sen välittömään läheisyyteen sijoittuvan logistiikka-, yritys- ja tuki/huoltoalueen) sekä sataman vesi- ja maaliikenneyhteyksien (meriväylän, satamatien ja satamaradan) rakentamisen. Satamatoiminta Vuosaaressa käynnistyi 24.11.28 ja Vuosaaren satama vihittiin käyttöön 28.11.28. Vuosaaren satamahankkeen valmistumisen myötä Länsisataman ja Sörnäisten sataman varsinaiset tavarasatamatoiminnot siirtyivät Vuosaareen ja tavarasatamatoiminnoilta vapautuneiden keskusta-alueiden valmistelu yhdyskuntarakenteen kannalta suotuisampaan käyttöön käynnistyi konkreettisesti. Helsingin tavarasatamien keskittäminen Vuosaareen Kehä III:n päähän aiheutti perusteellisen muutoksen koko Etelä-Suomen logistiseen järjestelmään. Monilla paikkakunnilla Helsingistä Lahteen on uusia logistiikkakeskuksia, jotka hyödyntävät Vuosaaren sataman kautta kuljetettavia tavaravirtoja. Vuosaaren sataman kautta tavarat kulkevat yksiköissä kappaletavarana, ts. tavara kulkee sataman kautta konteissa ja perävaunuissa. Irtolasti- eli bulkkitavaraa ei satamassa käytännössä käsitellä. Vuosaaren satamakeskuksen erityisetuja ovat tiheät vuorovälit Keski- Euroopan tärkeimpiin satamiin, nykyaikaiset ja kilpailukykyiset satamapalvelut, monipuoliset satamatoimintoihin liittyvät logistiikka-, yritys- ja tuki/huoltoalueet sekä sujuvat maaliikenneyhteydet. Vuosaaren satama on Suomen ulkomaankaupan pääsatama ja Suomen suurin kappaletavarasatama, joka on erikoistunut suuryksikkökuljetuksiin. Vuosaaren satamalla on huomattava merkitys paitsi Etelä-Suomen, myös koko Suomen elinkeinoelämälle. Vuosaaren satamahankkeen valmistelu, suunnittelu ja toteuttaminen oli monimuotoinen tapahtumaketju, johon liittyi ympäristönäkökulmasta tarkasteltuna mm. kaavoitus-, ympäristövaikutusten arviointi- ja selvitysprosesseja sekä huomattavan suuri määrä erilaisia lupa- ja päätösprosesseja tarkkailu- ja seurantavelvoitteineen. Hankkeeseen liittyvissä lupa- ja päätösprosesseissa sovellettiin kattavasti Suomen laajaa ja hankkeen toteuttamisen aikana muuttunutta ympäristölainsäädäntöä, koska hankkeen toteuttaminen edellytti monitahoista ja -ulotteista rakentamista sekä maa- että vesialueella. Hankealueen läheisyydessä sijaitsevat Natura 2 -alueet toivat omat haasteensa hankkeen suunnitteluun ja toteuttamiseen. Useissa hankkeeseen liittyneissä lupa-, päätös- ja valvontaprosesseissa käsiteltiin toteuttamistapoja ja ratkaisuja, joita sovellettiin ensimmäistä kertaa Suomessa. Vuosaaren satamahankkeeseen liittyvistä ympäristöasioista on julkaistu Vuosaaren satama ja ympäristö -kirja marraskuussa 28 (Heikkonen 28). Kirjan pdf-dokumenttiversio on ladattavissa Helsingin Sataman internet-sivuilta (www.portofhelsinki.fi). Tämä yhteenvetoraportti käsittelee yhtä Vuosaaren satamahankkeen lupa- ja päätösprosesseihin liittyvää osa-aluetta, rakentamisaikaista eli vuosina 23 28 merialueella toteutettua vesistö - ja kalataloustarkkailua, jonka perusteena ovat olleet yhtä poikkeusta lukuun ottamatta sataman ja satamaan johtavan meriväylän rakentamista koskevat vesilain mukaiset luvat eli ns. vesiluvat. Mainitun poikkeuksen muodostaa satama-alueelta poistettua ja satamarakenteessa hyötykäytettyä TBT-pilaantunutta sedimenttiä koskeva ympäristölupa, jossa on niin ikään määrätty merialueella toteutettavasta tarkkailusta. 4

Vuosaaren satamahankkeen rakentamisaikaisesta vesistö- ja kalataloustarkkailusta on laadittu kattavat ja informatiiviset vuosiraportit kutakin tarkkailuvuotta seuraavan kevättalven aikana. Vuosiraportit on julkaistu Vuosaaren satamahankkeen julkaisuja -sarjassa sekä painotuotteina että pdf-dokumentteina. Vuosiraporteissa on esitetty ruotsinkielinen tiivistelmä sekä vuoden 26 raportista lähtien myös englanninkielinen yhteenveto. Tarvittaessa vuosiraportteja voi tiedustella Helsingin Satamasta. Vesilain ja ympäristönsuojelulain nojalla annettujen säännösten ja määräysten valvontaviranomaisena toimineen Uudenmaan ympäristökeskuksen (nyk. Uudenmaan elinkeino-, liikenne- ja ympäristö- eli ELY-keskus) kanssa sovittiin vuonna 27, että satamahankkeen rakentamisaikaisesta, vuosina 23 28 toteutetusta vesistö- ja kalataloustarkkailusta laaditaan erillinen, tarkkailun keskeisen sisällön ja tulokset tiivistävä yhteenvetoraportti, joka palvelee sekä viranomaisia, kansalaisia ja muita asiasta kiinnostuneita tahoja että vesilain nojalla toteutettavaksi määrättyä satamahankkeen katselmustoimitusta. Tämän yhteenvetoraportin laadintaan ovat osallistuneet Kala- ja Vesitutkimus Oy (veden laatu, sedimentaatio, haitta-aineet, pohjaeläimet, poikasnuottaus ja kalastuskyselyt sekä yhteenvedot), Alleco Oy (vesikasvillisuus ja silakan kudun seuranta) ja Luode Consulting Oy (automaattinen veden laadun seuranta ja virtausmittaukset) sekä AriPro Oy (töiden kuvaus, luvitus ja yhteenvedot). Yhteenvetoraportin koostamisesta on vastannut Kala- ja Vesitutkimus Oy ja koordinoinnista viranomaistahojen suuntaan AriPro Oy. 2 VESISTÖ- JA KALATALOUSTARKKAILUUN LIITTYVÄ LUVITUS Vesirakentamistöiden perusluvat Helsingin kaupungin satamalaitos (nyk. Helsingin Satama) ja Merenkulkulaitos (nyk. Liikennevirasto) jättivät 1.1.1997 Länsi-Suomen vesioikeudelle (sittemmin Länsi- Suomen ympäristölupavirasto, nyk. Etelä-Suomen aluehallintovirasto, ympäristölupavastuualue) yhdessä hakemuksen koskien Vuosaaren sataman rakentamista, satamaalueelta ruopattavien massojen mereen läjittämistä, sataman täytöissä tarvittavan merihiekan ottamista, satamaan johtavan väylän rakentamista ja satamaan johtavan julkisen kulkuväylän perustamista. Helsingin Satama haki lisäksi lunastuslupaa satama-alueen alle jääville maa- ja vesialueille sekä pysyvää käyttöoikeutta julkiseen kulkuväylään kuuluvalle sataman liikennöintialueelle sijoittuville vesialueille. Merenkulkulaitos haki lisäksi sijoittamislupaa satamaan johtavan väylän merkitsemiseen yksityisillä maaalueilla tarvittaville linjatauluille. Länsi-Suomen vesioikeus antoi asiassa 9.7.1998 päätökset nrot 48-52/1998/3. Yhteen dokumenttiin koottu päätöskooste (ns. vuoden 1998 vesilupa) käsitti viittä erillistä hakemusasiaa koskevat päätökset sekä kaikkia hakemusasioita koskevat yhteiset päätösosuudet. Hakemusasioiden käsittelyn osalta vesioikeus jakoi Vuosaaren sataman rakentamista koskevan ja muiden satamaan liittyvien hakemusosien käsittelyn kahteen vaiheeseen. Ensimmäisessä vaiheessa (ts. vuoden 1998 vesiluvassa) ratkaistiin lupa-asia ja toimenpidevelvoitteet sekä määrättiin korvaukset omaisuuden lunastamisesta ja käyttöoikeuden myöntämisestä. Asian käsittelyn toisessa vaiheessa ratkaistaan muut korvauskysymykset. Vesioikeus määräsi hankkeesta aiheutuvat vahingot, haitat ja muut edunmenetykset selvitettäviksi katselmustoimituksessa. Erilliset hakemusasiat keskeisine ratkaisutietoineen olivat seuraavat (katselmustoimituksessa olevat hakemusasiat on numeroitu juoksevasti päätöspäivämäärän/päätösnumeron mukaisesti): 5

1) Vuosaaren sataman rakentaminen sekä lupa aloittaa työt ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista, päätös 48/1998/3 (kohta 1.4.1.): Vesioikeus myönsi Helsingin Satamalle luvan Vuosaaren sataman I-vaiheen rakentamiseen hakemukseen liitetyn suunnitelman mukaisesti. Lupa koski satamaalueen ruoppauksia ja täyttöjä, laitureiden rakentamista niihin liittyvine täyttöineen sekä aallonmurtajaa. Vesioikeus hylkäsi hakemuksen sataman II-vaiheen osalta ennenaikaisena. Päätöksessä myönnettiin lunastusoikeudet sataman rakenteiden alle jääviin maa-alueisiin ja pysyvät käyttöoikeudet sataman liikennöintialueella sijaitseviin vesialueisiin sekä määrättiin näistä oikeuksista maksettavista korvauksista. Luvan saajan tuli tarkkailla rakennustyön ja sataman käytön vaikutuksia merialueella Uudenmaan ympäristökeskuksen (nyk. Uudenmaan elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskus) ja vaikutuksia kalakantoihin ja kalastukseen Uudenmaan työvoima- ja elinkeinokeskuksen (nyk. Uudenmaan elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskus) hyväksymällä tavalla. Päätöksessä määrättiin luvan mukaisten töiden toteuttamisvuosina Uudenmaan työvoima- ja elinkeinokeskukselle maksettavasta kalatalousmaksusta (7 mk eli 11 773,15 vuodessa). Luvan saaja velvoitettiin tutkimaan ruopattavien massojen laatu kussakin ruoppauskohteessa Uudenmaan ympäristökeskuksen hyväksymällä tavalla. Rakennustyön valmistumisilmoitukseen tuli liittää piirrokset toteutuneista rakenteista. 2) Vuosaaren satama-alueelta ruopattavien massojen läjittäminen mereen sekä lupa aloittaa työt ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista, päätös 49/1998/3 (kohta 1.4.2.): Vesioikeus myönsi Helsingin Satamalle luvan Vuosaaren sataman I-vaiheen rakentamisessa syntyvien ruoppausmassojen läjittämiseen hakemuksen mukaiselle läjitysalueelle, jonka pinta-ala oli 144 ha. Läjitysalueelle sai läjittää myös Vuosaaren satamaan johtavan väylän ruoppausmassoja. Lupapäätöksen mukainen satamasta ja väylältä ruopattava ja meriläjitysalueelle läjitettävä enimmäismassamäärä oli 4,5 milj. m 3 ja läjitetyn massan ylin taso -5 m. Päätöksen mukaisesti luvan saajan tuli tarkkailla läjityksen vaikutuksia merialueella Uudenmaan ympäristökeskuksen ja vaikutuksia kalakantoihin ja kalastukseen Uudenmaan työvoima- ja elinkeinokeskuksen hyväksymällä tavalla. Läjityksen loputtua luvan saajan tuli vuoden kuluessa selvittää läjityksen taso ja toimittaa tulokset karttatietoineen päätöksessä mainituille tahoille. 3) Vuosaaren satamassa tarvittavan merihiekan otto merestä sekä lupa aloittaa työt ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista, päätös 5/1998/3 (kohta 1.4.3.): Vesioikeus myönsi Helsingin Satamalle luvan n. 8 milj. proomu-m 3 :n merihiekkamäärän ottamiseen Itä-Tontun (eli Itätoukin) ja Soratontun alueilta Vuosaaren sataman I-vaiheen rakentamista varten hakemukseen liitetyn suunnitelman mukaisesti. Itä-Tontun hiekanottoalueen rajauksen pinta-ala oli 41 ha ja Soratontun alueen 182 ha. 6

Luvan saajan tuli tarkkailla merihiekan ottamisen vaikutuksia veden ja pohjan laatuun Uudenmaan ympäristökeskuksen ja vaikutuksia kalakantoihin ja kalastukseen Uudenmaan työvoima- ja elinkeinokeskuksen hyväksymällä tavalla. Hiekanoton päättymisilmoitukseen tuli liittää kartta, josta ilmenee pohjan syvyys ennen työn aloittamista ja työn päätyttyä. 4) Vuosaaren satamaan johtavan väylän rakentaminen sekä lupa aloittaa työt ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista, päätös 51/1998/3 (kohta 1.4.4.): Vesioikeus myönsi Merenkulkulaitokselle luvan Vuosaaren satamaan johtavan 11 m:n väylän rakentamiseen siihen liittyvine ruoppauksineen hakemuksen mukaisesti. Lisäksi vesioikeus myönsi Merenkulkulaitokselle luvan ruoppausmassojen läjittämiseen päätöksen 49/1998/3 mukaiselle läjitysalueelle. Luvan saajan tuli tarkkailla ruoppauksen aikana ja sen jälkeen töiden vaikutuksia merialueeseen ja pohjaan Uudenmaan ympäristökeskuksen ja vaikutuksia kalakantoihin ja kalastukseen Uudenmaan työvoima- ja elinkeinokeskuksen hyväksymällä tavalla. Päätöksessä määrättiin luvan mukaisten töiden toteuttamisvuosina Uudenmaan työvoima- ja elinkeinokeskukselle maksettavasta kalatalousmaksusta (5 mk eli 84,94 vuodessa). Luvan saaja velvoitettiin tutkimaan ruopattavien massojen laatu kussakin ruoppauskohteessa Uudenmaan ympäristökeskuksen hyväksymällä tavalla. Töiden valmistumisilmoitukseen tuli liittää ruopattujen alueiden sijaintia osoittava kartta. 5) Vuosaaren satamaan johtavan väylän määrääminen julkiseksi kulkuväyläksi sekä lupa aloittaa työt ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista, päätös 52/1998/3 (kohta 1.4.5.): Vesioikeus määräsi Vuosaaren satamaan johtavan väylän julkiseksi kulkuväyläksi Merenkulkulaitoksen hakemuksen mukaisesti. Väylän kulkusyvyys on 11 m ja väyläalueen minimileveys 15 m. Päätöksessä myönnettiin Merenkulkulaitokselle oikeus sijoittaa väylän linjataulut tarvittavine näkyvyyssektoreineen Sipoon kunnan Granön kylän Mölandetin saareen sekä myönnettiin pysyvät käyttöoikeudet linjataulujen tarvitsemille maa-alueille ja määrättiin pysyvistä käyttöoikeuksista maksettavista korvauksista. Päätöksessä myönnettiin lisäksi pysyvä käyttöoikeus väylään liittyvään Musta Hevonen -saaren länsipuolella sijaitsevaan ankkurointi- ja odotusalueeseen ja määrättiin pysyvästä käyttöoikeudesta maksettavasta korvauksesta. Kaikkia hakemusasioita koskevassa yhteisessä päätösosuudessa (kohta 1.4.6.) vesioikeus hylkäsi hakemukset töiden aloittamisesta ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Vesioikeus katsoi, että Vuosaaren sataman rakentaminen on rakennustyönä niin suuri, että alueen oloja ei voida palauttaa entisen veroisiksi siinä tapauksessa, että lupa valistusasteessa evätään tai sen ehtoja muutetaan. Ruoppausmassojen läjittämistä, merihiekan ottoa ja satamaan johtavaa väylää koskevat hakemukset liittyivät olennaisesti sataman rakentamiseen eikä niille siten ollut tarpeen myöntää erillisiä töidenaloittamislupia. 7

Vaasan hallinto-oikeus antoi asiassa päätöksensä 24.2.2 nro /1/2, jossa hallinto-oikeus lisäsi vesioikeuden päätökseen 49/1998/3 ruoppausmassojen läjityksestä aiheutuvia haittoja kompensoivan kalatalousmaksun (3 mk eli 5 45,64 ). Korkein hallinto-oikeus ei päätöksellään 24.1.22 taltio 2638 muuttanut aikaisemmin annettuja päätöksiä. Edellä kuvatun vuoden 1998 vesiluvan sekä satamahankkeeseen liittyvien seutu- ja asemakaavojen tulo lainvoimaisiksi 26.6. 24.1.22 mahdollisti satamahankkeen suunnittelua ja toteutusta koskevat viralliset päätökset, ts. hankkeen käynnistymisen. Vuoden 1998 vesilupa on ollut ensisijainen peruste Vuosaaren satamahankkeen vesistöja kalataloustarkkailun ohjelmoinnille ja toteuttamiselle. Pilaantuneen sedimentin puhdistusruoppaus- ja hyötykäyttöluvat Vuosaaren satamahankkeen ruoppauskohteissa toteutetut, vuoden 1998 vesiluvan edellyttämät sedimenttitutkimukset osoittivat keväällä 23, että tulevan satama-alueen ruopattavissa sedimenteissä oli epäpuhtauksia, lähinnä alusten pohjamaaleista peräisin olevaa tributyylitinaa eli TBT:tä. Laajat lisätutkimukset osoittivat, että TBT-pitoisuudet olivat paikoin siinä määrin korkeita, ettei ruoppausmassojen läjittäminen meriläjitysalueelle vuoden 1998 vesiluvan mukaisesti ollut mahdollista koko tulevalta satamaalueelta. Viranomais- ja asiantuntijatahojen kanssa käytyjen neuvottelujen ja ratkaisun kiteytymisen jälkeen Helsingin Satama jätti 3.1.24 Länsi-Suomen ympäristölupavirastoon kaksi vesilupahakemusta sekä ympäristölupahakemuksen satama-alueen pilaantuneiden sedimenttien puhdistusruoppaamiseksi ja hyötykäyttämiseksi Vuosaaren sataman rakenteissa. Näiden hakemusten perusteella myönnettiin seuraavat vesiluvat niihin liittyvine keskeisine määräyksineen: 6) Puhdistusruoppauksen suojapenkereiden rakentamista koskeva vesilupa 7.6.24 nro 41/24/1 (ns. suojapengerlupa), jossa myönnettiin lupa sataman rakenteiden osana toimivien penkereiden alle jäävän, yhteensä n. 9,4 ha:n pohjaalueen sedimentin osittaiseen kuorimiseen ja ruoppaamiseen. Päätöksen mukainen kuorittava ja maalle sijoitettava massamäärä oli n. 2 m 3 ja ruopattava meriläjitettävä massamäärä n. 5 m 3. Päätöksellä ratkaistiin lupakysymys sekä vahinkojen ja haittojen estämiseksi tai vähentämiseksi tarvittavat toimenpiteet. Päätöksessä määrättiin hankkeesta aiheutuvat vahingot, haitat ja muut edunmenetykset selvitettäviksi katselmustoimituksessa. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Päätöksessä määrättiin mm. pintasedimentin kuorinnan toteuttamisesta voimakkaimmin pilaantuneella 1,2 ha:n osa-alueella, kuorittujen massojen sijoittamisesta maalle ja kuorinnan laadunvarmistuksesta sekä luvan mukaiselta alueelta ruopattavien meriläjitettävien massojen laadusta (TBT 2 µg/kg k.a.) sekä ruoppauksen toteuttamisesta ja sijoittamisesta meriläjitysalueelle luvan mukaisten töiden kirjanpidosta, erillistarkkailusta ja erillisraportoinnista sekä muusta tarkkailusta ja raportoinnista voimassa olevan vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelman mukaisesti töiden aloittamisesta tiedottamisesta sanomalehdissä sekä töiden etenemisestä ja vaikutuksista tiedottamisesta internetissä rakenteiden lopullista sijaintia ja mittoja osoittavien piirustusten liittämisestä luvan mukaisten töiden valmistumisilmoitukseen 8

Luvan käsittelystä valitusasteissa tuli poikkeuksellisen monivaiheinen. Vaasan hallinto-oikeus eväsi töidenaloittamisluvan 6.7.24 antamallaan välipäätöksellä nro 4/228/3, mutta myönsi luvan töiden jatkamiselle päätöksessään 7.9.24 nro 4/274/3. Samalla hallinto-oikeus muutti Länsi-Suomen ympäristölupaviraston päätöstä siten, että koko luvan mukaisen ruopattavan alueen pintakerros on kuorittava ja näin kertyneet massat läjitettävä maalle. Tämän muutoksen johdosta hallinto-oikeus kumosi kaksi lupamääräystä (6 ja 7) ja täsmensi kaikkiaan viittä lupamääräystä (1, 5, 9, 1 ja 11). Korkein hallinto-oikeus antoi asiassa päätöksensä 19.1.25 taltio 2648. Korkein hallinto-oikeus lisäsi Vaasan hallinto-oikeuden päätöksellä muutettuun lupamääräykseen 11 toisen kappaleen, jossa ko. lupapäätöksen nojalla mereen läjitetyt massat edellytettiin peitettäviksi vähintään 3 milj. m 3 :llä puhtaiksi varmistettuja massoja (TBT 3 µg/kg k.a. normalisoituna). Etelä-Suomen aluehallintovirasto muutti päätöksellään 5.7.211 nro 26/211/4 lupamääräykseen 11 toisen kappaleen kuulumaan seuraavasti: "Mereen Vuosaaren satamahankkeeseen liittyvien päätösten nojalla läjitettävien ruoppausmassojen päälle on läjitettävä 2,8 miljoonaa kuutiometriä ruoppausmassoja, joiden normalisoitu TBT-pitoisuus on keskimäärin enintään 3 μg/kg k.a. (kuiva-ainetta). Pitoisuus voidaan laskea laadunvarmistuksen ja aikaisemman näytteenoton tulosten perusteella." 7) Puhdistusruoppausta koskeva vesilupa 2.12.24 nro 85/24/3 (ns. puhdistusruoppauslupa), jossa myönnettiin lupa TBT-pilaantuneen pintasedimentin puhdistusruoppaamiseen suojapenkereiden ja -verhon rajaamalla n. 74,6 hehtaarin alueella. Puhdistusruopattavat alueet, vähimmäisruoppaussyvyydet sekä teoreettiset poistettavat ja sataman rakenteisiin sijoitettavat vähimmäismassamäärät olivat seuraavat: Pinta-ala, ha Puhdistusruoppausalue Puhdistusruoppaussyvyys, m Puhdistusruopattava massamäärä, m 3 TBT1 3,8 1, 38 TBT2 17,2,5 86 TBT3 23,,2/,3 63 5 TBT4 18,7,2/,3 49 5 TBT5 11,9,3 35 7 Yhteensä 74,6 272 7 Päätöksellä ratkaistiin lupakysymys ja vahinkojen ja haittojen estämiseksi tai vähentämiseksi tarvittavat toimenpiteet. Päätöksessä määrättiin hankkeesta aiheutuvat vahingot, haitat ja muut edunmenetykset selvitettäviksi katselmustoimituksessa. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Päätöksessä määrättiin mm. ns. suojapengerluvan mukaisten suojapenkereiden välisestä suojaverhorakenteesta ja sen kulkuaukosta, Vuosaaren voimalaitosten jäähdytys- 9

vesien ohjaamisesta puhdistusruoppausalueen ulkopuolelle, puhdistusruoppauksen toteuttamisesta ja laadunvarmistuksesta sekä puhdistusruoppauksen alapuolelta ruopattavien meriläjitettävien massojen laadusta (TBT 2 µg/kg k.a.) luvan mukaisten töiden kirjanpidosta, erillistarkkailusta ja erillisraportoinnista töiden aloittamisesta tiedottamisesta sanomalehdissä sekä töiden etenemisestä ja vaikutuksista tiedottamisesta internetissä puhdistusruopattavan alueen ulkopuolisten TBT-pitoisten sedimenttien ruoppaamista ja läjittämistä koskevan lupahakemuksen jättämisestä Länsi-Suomen ympäristölupavirastolle 3.6.25 mennessä Vaasan hallinto-oikeus antoi asiassa päätöksensä 28.12.25 nro 5/437/3 lisäten kolmeen lupamääräykseen (1, 12 ja 13) toiset kappaleet, jotka koskivat suojaverhorakenteen poistamista, täydentäviä ruoppauksia ja ko. lupapäätöksen nojalla mereen läjitettyjen massojen peittämistä korkeimman hallinto-oikeuden päätöksen 19.1.25 taltio 2648 mukaisesti. Korkein hallinto-oikeus ei päätöksessään 2.11.26 taltio 2913 muuttanut aikaisemmin annettuja päätöksiä. Etelä- Suomen aluehallintovirasto muutti päätöksellään 5.7.211 nro 26/211/4 lupamääräykseen 13 toisen kappaleen kuulumaan seuraavasti: "Mereen Vuosaaren satamahankkeeseen liittyvien päätösten nojalla läjitettävien ruoppausmassojen päälle on läjitettävä 2,8 miljoonaa kuutiometriä ruoppausmassoja, joiden normalisoitu TBT-pitoisuus on keskimäärin enintään 3 μg/kg k.a. (kuiva-ainetta). Pitoisuus voidaan laskea laadunvarmistuksen ja aikaisemman näytteenoton tulosten perusteella." 8) Pilaantuneen sedimentin hyötykäyttämistä koskeva ympäristölupa 1.3.25 nro 26/25/3 (ns. hyötykäyttölupa), jossa myönnettiin lupa satama-alueen pilaantuneiden sedimenttien hyötykäyttämiselle satamarakenteissa entisen Niinilahden alueella sekä toiminnan aloittamiselle mahdollisesta muutoksenhausta huolimatta. Massastabiloitava ja hyötykäytettävä sedimenttimäärä oli enintään 527 m 3 ktr sisältäen n. 98 kg TBT:tä. Tämä ympäristölupa liittyi erottamattomasti edellä mainittuihin suojapenger- ja puhdistusruoppauslupiin ja nämä kolme lupaa muodostivat satama-alueen pilaantuneiden sedimenttien puhdistamishankkeen kulmakivet. Myös tässä päätöksessä määrättiin merialueella toteutettavasta tarkkailusta. Ns. hyötykäyttölupa tuli lainvoimaiseksi korkeimman hallintooikeuden päätöksellä 2.11.26 taltio 2914. Rakennustöiden aikana haetut uudet vesirakentamistöitä koskevat luvat Vuosaaren satamahankkeen toteuttamisen sekä satama-alueen pilaantuneiden sedimenttien puhdistusruoppaus- ja hyötykäyttöhankkeen edetessä oli tarpeen hakea aikaisemmin mainittuja lupia täydentäviä vesilain mukaisia lupia. Hankekokonaisuus oli huomattavan mittava vesirakentamisprojekti ja hankkeessa toteutettiin toimenpiteitä, joista Suomessa ei ollut olemassa aikaisempaa kokemusta. Lisäksi useiden vuosien aikajaksolla toteutetun hankkeen edetessä ilmeni toteuttamiseen liittyviä muutos- ja tarkennustarpeita moniulotteisesti, minkä seurauksena suunnitelmia oli tarkennettava vastaavasti parhaan mahdollisen lopputuloksen saavuttamiseksi. Helsingin Satama haki Länsi-Suomen ympäristölupavirastolta satamahankkeen vesirakennustöihin seuraavat edellä mainittuja lupia täydentävät vesiluvat: 9) F-laiturin edustan rakentamiseen liittyvää TBT-pitoisten massojen ruoppausta koskeva lupapäätös 23.6.25 nro 72/25/3. Päätöksessä myönnettiin lupa TBT-pitoisten massojen ruoppaamiselle vähintään,2 m:n paksuudelta n. 1,23 1

ha:n alueelta tulevan F-laiturin kohdalla. Päätöksen mukainen ruopattava massamäärä oli n. 2 5 m 3 ktr. Päätös sisälsi töidenaloittamisluvan ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Päätöksessä määrättiin mm. luvan mukaisten töiden kirjanpidosta, erillistarkkailusta ja erillisraportoinnista sekä muusta tarkkailusta ja raportoinnista voimassa olevan vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelman mukaisesti Vaasan hallinto-oikeus antoi asiassa päätöksensä 22.3.26 nro 6/73/3 lisäten kahteen lupamääräykseen (1 ja 4) toiset kappaleet, jotka koskivat kuorittujen massojen sijoittamista maalle ja kuoritun kerroksen alapuolelta ruopattavien mereen läjitettävien massojen peittämistä korkeimman hallinto-oikeuden päätöksen 19.1.25 taltio 2648 mukaisesti. Korkein hallinto-oikeus ei päätöksessään 1.12.26 taltio 3297 muuttanut aikaisemmin annettuja päätöksiä. Etelä-Suomen aluehallintovirasto muutti päätöksellään 5.7.211 nro 26/211/4 lupamääräyksen 4 toisen kappaleen kuulumaan seuraavasti: "Mereen Vuosaaren satamahankkeeseen liittyvien päätösten nojalla läjitettävien ruoppausmassojen päälle on läjitettävä 2,8 miljoonaa kuutiometriä ruoppausmassoja, joiden normalisoitu TBTpitoisuus on keskimäärin enintään 3 μg/kg k.a. (kuiva-ainetta). Pitoisuus voidaan laskea laadunvarmistuksen ja aikaisemman näytteenoton tulosten perusteella." 1) Puhdistusruoppauksen suojarakenteiden ulkopuolisen vesiliikenneja laiturialueen lievästi TBT-pitoisten massojen ruoppaamista ja mereen läjittämistä koskeva lupapäätös 2.9.25 nro 94/25/3. Päätös koski yhteensä n. 2 ha:n aluetta ja n. 375 m 3 n ruopattavaa massamäärää, josta n. 4 m 3 ktr oli lievästi TBTpitoista. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Päätöksessä määrättiin mm. ruoppauksen toteuttamisesta, mereen läjitettävien massojen laadusta (TBT 2 µg/kg k.a.) ja massojen sijoittamisesta meriläjitysalueelle luvan mukaisten töiden kirjanpidosta, erillistarkkailusta ja erillisraportoinnista sekä muusta tarkkailusta ja raportoinnista voimassa olevan vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelman mukaisesti töiden etenemisestä ja vaikutuksista tiedottamisesta internetissä Vaasan hallinto-oikeus antoi asiassa päätöksensä 26.5.26 nro 6/145/3 lisäten lupamääräykseen 5 toisen kappaleen, joka koski luvan nojalla mereen läjitettävien massojen peittämistä korkeimman hallinto-oikeuden päätöksen 19.1.25 taltio 2648 mukaisesti. Korkein hallinto-oikeus antoi asiassa päätöksensä 24.8.27 taltio 212. Korkein hallinto-oikeus muutti Vaasan hallintooikeuden muuttaman lupamääräyksen 5 toisen kappaleen kuulumaan siten, että luvan nojalla mereen läjitetyt massat edellytettiin peitettäviksi massoilla, joiden TBT-pitoisuudet eivät saa ylittää 1 µg/kg k.a. normalisoituna. Etelä-Suomen aluehallintovirasto muutti päätöksellään 5.7.211 nro 26/211/4 lupamääräykseen 5 toisen kappaleen kuulumaan seuraavasti: "Mereen Vuosaaren satamahankkeeseen liittyvien päätösten nojalla läjitettävien ruoppausmassojen päälle on läjitettävä 2,8 miljoonaa kuutiometriä ruoppausmassoja, joiden normalisoitu TBT-pitoisuus on keskimäärin enintään 3 μg/kg k.a. (kuiva-ainetta). Pitoisuus voidaan laskea laadunvarmistuksen ja aikaisemman näytteenoton tulosten perusteella." 11

11) Ruopattavien massojen meriläjitysluvan 49/1998/3 (edellä päätös 2)) muuttaminen, lupapäätös 14.12.25 nro 137/25/3. Päätöksessä myönnettiin lupa meriläjitysalueen laajentamiseen 144 ha:sta 256 ha:iin. Samalla läjitettävien massojen enimmäismäärä muutettiin 4,5 milj. m 3 :stä 9,5 milj. m 3 :iin. Päätöksen mukaan läjitetyn massan yläpinta saa olla keskimäärin tasolla -5 m, mutta paikalliset huiput voivat nousta enintään tasolle -49 m. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Päätöksessä määrättiin mm. mereen läjitettävien massojen laadusta sekä tarkkailusta ja raportoinnista voimassa olevan vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelman mukaisesti päätöksen mukaisten töiden toteuttamisvuosina Uudenmaan työvoimaja elinkeinokeskukselle maksettavasta, elinkustannusindeksin ja massamäärän suhteessa korotetusta kalatalousmaksusta (11 6 vuodessa). Päätös tuli lainvoimaiseksi Vaasan hallinto-oikeuden päätöksellä 25.5.27 nro 7/178/1, jossa meriläjitysalueen eteläisestä laajennusosasta (1 x 1 m) rajattiin pois lounaiskulma (n. 5 x 5 m) ja täsmennettiin läjitysalueen luotausten raportointivelvoitetta Uudenmaan ympäristökeskuksen vaatimuksen mukaisesti. Päätöksen mukainen läjitysalueen pinta-ala oli näin ollen n. 23 ha. 12) Merihiekan ottoluvan 5/1998/3 (edellä päätös 3)) muuttaminen koskien ottomenetelmää ja hiekan käyttökohdetta, lupapäätös 5.6.26 nro 78/26/3. Päätöksessä hyväksyttiin hiekanottomenetelmän muuttaminen kerroksittaisesta ns. trailing-menetelmästä paikallaan tapahtuvaan eli stationaariseen ottamiseen. Merihiekan käyttökohteeksi lisättiin sataman I-vaiheen ohella sataman II-vaiheen rakentaminen. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Päätöksessä määrättiin mm. merihiekan ottoalueen pohjaprofiilin selvittämisestä kahden vuoden kuluttua hiekanoton päättymisestä. Vesistö- ja kalataloustarkkailun osalta päätöksessä viitattiin vuoden 1998 vesilupaan sekä voimassa olevaan vesistö- ja ja kalaloustarkkailuohjelmaan. Päätös tuli lainvoimaiseksi Vaasan hallinto-oikeuden päätöksellä 4.5.27 nro 7/151/1, jossa Länsi-Suomen ympäristölupaviraston päätöstä ei muutettu. 13) Länsi-Suomen vesioikeus ei myöntänyt lupaa Vuosaaren sataman II-vaiheen rakentamiselle päätöksessään 48/1998/3 (edellä päätös 1)), koska vesioikeus piti hakemusta tältä osin ennenaikaisena. Helsingin Satama haki uudelleen lupaa Vuosaaren sataman II-vaiheen rakentamiselle 31.5.25. Uusi hakemus perustui ruoppaus- ja muiden rakennustöiden mahdollisimman yhtäjaksoiseen toteuttamiseen ja siihen, että sataman I-vaiheen rakentaminen ja käyttöönotto oli viivästynyt alun perin suunnitellusta. Liikennemääräennusteiden mukaan sataman I- ja II-vaiheiden käyttöönoton oli perusteltua tapahtua käytännössä samanaikaisesti. Länsi-Suomen ympäristölupavirasto antoi 5.6.26 Vuosaaren sataman IIvaiheen rakentamista koskevan lupapäätöksen nro 79/26/3. Päätös koski Vuosaaren sataman II-vaiheen laiturialueen ruoppauksia puhdistusruopatulla alueella sekä laiturien rakentamista niihin liittyvine täyttöineen Vuosaaren sataman II-vaiheeseen liittyvän ns. telakka-altaan väylän (nyk. Ruusuniemen kanava) ruoppaamista Vuosaaren voimalaitosten jäähdytysveden siirtoputken rakentamista vanhalta purkupaikalta satama-altaaseen ja siihen liittyviä ruoppauksia 12

ruoppausmassojen läjittämistä mereen Länsi-Suomen ympäristölupaviraston päätöksessä 14.12.25 nro 137/25/3 mainittuun paikkaan Lupapäätöksen mukainen ruopattava massamäärä oli n.,8 milj. m 3 ktr, josta n.,7 milj. m 3 ktr meriläjitysalueelle läjitettäviä savi- ja silttimassoja ja n.,1 milj. m 3 ktr sataman rakentamisessa hyödyntämiskelpoisia kitkamaita ja louhetta. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Päätöksessä määrättiin mm. telakka-altaan väylän ulomman, puhdistusruoppaamattoman osan ruoppauksen toteuttamisesta ja näiden ruoppausmassojen läjityksestä mereen läjitettävien massojen laadusta (TBT 2 µg/kg k.a.) luvan mukaisten töiden kirjanpidosta ja erillisraportoinnista sekä muusta tarkkailusta ja raportoinnista voimassa olevan vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelman mukaisesti päätöksen mukaisten töiden toteuttamisvuosina Uudenmaan työvoimaja elinkeinokeskukselle maksettavista kalatalousmaksuista (sataman I- vaiheen rakentamisen päättymisen jälkeen sataman II-vaiheen osalta 11 733 vuodessa, telakka-altaan väylän osalta 841 vuodessa). töiden etenemisestä ja vaikutuksista tiedottamisesta internetissä valmistumisilmoitukseen liitettävistä piirroksista toteutuneista rakenteista Vaasan hallinto-oikeus antoi asiassa päätöksensä 4.5.27 nro 7/152/1 muuttamatta Länsi-Suomen ympäristölupaviraston päätöstä. Myöskään korkein hallinto-oikeus ei päätöksessään 2.2.28 taltio 37 muuttanut Länsi-Suomen ympäristölupaviraston päätöstä. 14) Sataman I-vaiheen rakentamisluvan 48/1998/3 (edellä päätös 1)) muuttaminen koskien pistolaiturin rakentamista sataman koilliselle vesiliikennealueelle, lupapäätös 29.6.26 nro 92/26/3. Päätöksessä myönnettiin lupa n. 25 metrin pituisen ja n. 2 metriä leveän paaluperustaisen pistolaiturin CP rakentamiselle C- laiturin edustalle. Pistolaiturin rakentaminen ei edellyttänyt ruoppaamista. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Vesistö- ja kalataloustarkkailun osalta päätöksessä viitattiin vuoden 1998 vesilupaan. Päätös tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. 15) Sataman I-vaiheen rakentamisluvan 48/1998/3 (edellä päätös 1)) muuttaminen koskien satama-altaan haraussyvyyden lisäämistä, lupapäätös 11.9.26 nro 115/26/3. Päätöksessä myönnettiin lupa satama-altaan haraussyvyyden kasvattamiseen 1,5 m:stä 12,5 m:iin ja siihen liittyvään lisäruoppaukseen ja - läjitykseen. Luvan mukainen ruopattava ja meriläjitysalueelle läjitettävä massamäärä oli n.,1 milj. m 3 ktr. Päätöksessä määrättiin mm. mereen läjitettävien massojen laadusta (TBT 2 µg/kg k.a.) sekä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Vesistö- ja kalataloustarkkailun osalta päätöksessä viitattiin vuoden 1998 vesilupaan. Päätös tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. 16) Sataman I-vaiheen rakentamisluvan 48/1998/3 (edellä päätös 1)) muuttaminen koskien sataman itäosan pistolaitureiden tihtaalirakenteiden rakentamista, lupapäätös 27.11.27 nro 163/27/3. Päätöksessä myönnettiin lupa paaluperustaisten tihtaaliosuuksien rakentamiselle pistolaiturien GP1 ja GP2 jatkeeksi kaavas- 13

sa vesiliikennealueeksi merkitylle alueelle. Tihtaalien rakentaminen ei edellyttänyt ruoppaamista. Päätöksessä muutettiin tihtaalien rakentamisalueille sijoittuvia kolmea yksityisessä omistuksessa olevaa tilaa koskevan pysyvän käyttöoikeuden käyttötarkoitusta siten, että pysyvä käyttöoikeus sisältää myös oikeuden rakentaa hakemuksen mukaiset pysyvät tihtaalirakenteet. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Vesistö- ja kalataloustarkkailun osalta päätöksessä viitattiin vuoden 1998 vesilupaan. Päätös tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. 17) Sataman I-vaiheen rakentamisluvan 48/1998/3 (edellä päätös 1)) muuttaminen koskien A-laiturin edustan haraussyvyyden lisäämistä, lupapäätös 5.2.28 nro 6/28/3. Päätöksessä myönnettiin lupa A-laiturin edustan haraussyvyyden kasvattamiseen 1,5 m:stä 12,5 m:iin ja siihen liittyvään lisäruoppaukseen ja -läjitykseen. Päätöksen mukainen haraussyvyyden muutoksesta johtuva ruopattava ja meriläjitysalueelle läjitettävä massamäärä oli n. 5 m 3 ktr ja sataman rakentamisessa hyödynnettävä louhittava massamäärä n. 54 m 3 ktr. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Vesistö- ja kalataloustarkkailun osalta päätöksessä viitattiin vuoden 1998 vesilupaan. Päätös tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. 18) Hinaajalaiturin, lumenkaatolaiturin ja 1 2 lisälaivapaikkaa mahdollistavan tihtaalin tai pistolaiturin rakentamista sekä aallonmurtajan leventämistä sataman eteläosassa koskeva lupapäätös 28.5.28 nro 56/28/3. Päätöksen mukaiseen hankkeeseen ei liittynyt ruoppaustarvetta. Aallonmurtajan leventämiseksi tarvittava täyttömassamäärä oli n. 39 m 3 ktr. Päätöksessä myönnettiin töidenaloittamislupa ennen päätöksen lainvoimaiseksi tulemista. Päätöksessä määrättiin mm. luiskien verhoilusta, tihtaalin tai pistolaiturin enimmäispituudesta (22 m) sekä rakennuspaikkojen siistimisestä maisemallisesti hyväksyttävään kuntoon tarkkailusta ja raportoinnista voimassa olevan vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelman mukaisesti valmistumisilmoitukseen liitettävistä rakenteiden lopullista sijaintia ja mittoja osoittavista piirustuksista Päätös tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. Lisälaivapaikat mahdollistavaa tihtaalia tai pistolaituria ei ole rakennettu; rakentamislupa on tältä osin voimassa 27.6.218 saakka. 19) C-laiturin lähiedustan syventämiseen liittyvien ruoppausmassojen läjittämistä Vuosaaren satamahankkeen meriläjitysalueelle koskeva vesilupa 11.6.28 nro 3/28/1. Lupapäätös koski n. 5 8 m 3 :n massamäärää. jossa oli TBT:tä,13 kg. Päätöksessä määrättiin mm. luvan mukaisten töiden tarkkailusta ja raportoinnista voimassa olevan vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelman mukaisesti sekä valmistumisilmoitukseen liitettävästä läjitettyjen massojen sijaintia kuvaavasta kartasta. Päätös sisälsi töidenaloittamisluvan ja se tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. 2) Sataman II-vaiheen rakentamisluvan 79/26/3 (edellä päätös 13)) muuttaminen telakka-altaan väylän eli Ruusuniemen kanavan rakentamisen osalta, lupapäätös 19.12.28 nro 115/28/3. Päätös koski suhteellisen pieniä muutoksia Ruusuniemen kanavan toteuttamiseen ja se tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. Vesistö- ja kalataloustarkkailun osalta päätöksessä viitattiin sataman II-vaiheen rakentamislupaan 79/26/3 (edellä päätös 13)). 14

Ruusuniemen kanavan rakentamistyöt pysähtyivät vuoden 29 alussa, eikä töiden jatkoaikataulu ole tiedossa. Työt jatkuvat mm. rahoituskysymysten ratkeamisen ja Vuosaaren Merikeskuksen (Vuosaarenlahden venesataman) yleissuunnitelman toteuttamisen mukaisessa aikataulussa. Ruusuniemen kanavaa koskeva rakentamislupa on voimassa 2.2.215 saakka. Merenkulkulaitos haki Länsi-Suomen ympäristölupavirastolta satamaan johtavaan väylään liittyen seuraavat vuoden 1998 vesiluvan muuttamista koskevat lupapäätökset: 21) Satamaan johtavan julkisen kulkuväylän perustamisluvan 52/1998/3 (edellä päätös 5)) muuttaminen, lupapäätös 25.6.27 nro 79/27/3. Päätös koski väylän linjausta avomerellä ja väyläalueen minimileveyden muuttamista 15 metristä 2 metriin. Muutosten seurauksena väyläalueen pinta-ala pieneni 6 km 2 :stä 34 km 2 :iin. Pysyvän käyttöoikeuden muutoksista ei määrätty korvauksia, koska Merenkulkulaitos luopui muutosten seurauksena tarpeettomaksi jäävien ankkurointialueiden käyttöoikeuksista. Vesistö- ja kalataloustarkkailun osalta päätöksessä viitattiin vuoden 1998 vesilupaan. Päätös tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. 22) Satamaan johtavan väylän rakentamisluvan 51/1998/3 (edellä päätös 4)) muuttaminen, lupapäätös 25.6.27 nro 8/27/3. Päätös koski suhteellisen vähäistä matalikon (Vuosaari 1) louhintaa väylän ulkopäässä ja massojen läjittämistä satamahankkeen meriläjitysalueelle sekä ruoppausmassojen kokonaismäärän muutosta väyläalueen minimileveyden muuttamisen ja em. louhinnan johdosta. Vesistö- ja kalataloustarkkailun osalta päätöksessä viitattiin vuoden 1998 vesilupaan. Päätös tuli lainvoimaiseksi valitusajan jälkeen. Väylän ulkopään matalikon (Vuosaari 1) louhintaa, joka päätöksen mukaan olisi tullut aloittaa 25.7.29 mennessä, ei toteutettu, eikä ole tarkoitus toteuttaa myöhemminkään. Päätöksissä 6 9) ja 1) määrättiin myös merialueella toteutettavasta täydennetystä tarkkailusta ja luvan mukaisten toimenpiteiden toteuttamisen kirjanpidosta ja erillisraportoinnista. Päätöksessä 13) määrättiin luvan mukaisten toimenpiteiden toteuttamisen kirjanpidosta ja erillisraportoinnista. Lupien edellyttämät erillisraportit on lueteltu liitteessä 1. Päätöksissä 11) ja 12) on lisäksi määrätty meriläjitys- ja merihiekanottoalueiden pohjan tason selvittämisestä läjityksen ja hiekanoton päätyttyä sekä jälkimmäisessä päätöksessä lisäksi merihiekan ottoalueen pohjaprofiilin selvittämisestä kahden vuoden kuluttua hiekanoton päättymisestä. Helsingin Satama on toimittanut nämä tiedot lupapäätösten edellyttämille tahoille meriläjitysalueen osalta 29.1.28 ja 26.11.29 (Dnro 25 97/636) sekä hiekanottoalueiden osalta 29.1.28 (Dnro 24 127/256). Päätöksissä 1) 7), 1) 18) ja 2) 22) määrättiin hankkeesta aiheutuvat vahingot, haitat ja muut edunmenetykset selvitettäviksi katselmustoimituksessa. 15

3 RAKENTAMISEN ETENEMINEN 3.1 Yleistä hankkeen rakentamisesta Tarvittavat edellytykset satamahankkeen käynnistymiselle oli luotu vuoden 22 lopussa. Sataman rakentaminen aloitettiin vuoden 23 alussa ja sataman liikenneyhteyksien rakentaminen loppukesällä 23. Rakentaminen ohjelmoitiin siten, että satamatoiminta käynnistyy valtuuston päätöksen mukaisesti vuonna 28. Sataman rakentamisen lähtötilanne vuoden 23 alussa sekä vesistötöihin liittyvä nimistö on esitetty kuvassa 1. Satamaan johtavan meriväylän sekä merihiekan ottoalueiden ja meriläjitysalueen sijainti on esitetty kuvassa 2. Viikkokohtaiset tiedot satamahankkeen ruoppauksista ja meriläjityksistä sekä merihiekan otosta ja tuonnista sataman täyttöihin massamäärineen sekä muista vesirakentamistoimenpiteistä on esitetty taulukkona liitteessä 2. Kuva 1. Lähtötilanne vuoden 23 alussa ja nimistö. 16

Kuva 2. Vuosaaren satama, meriväylä, hiekanottoalueet ja läjitysalue. Kuvassa on esitetty myös Mustakuvun läjitysalue ja Eestiluodon hiekanottoalue, joiden tarkkailuita ei ole käsitelty tämän raportin yhteydessä. 17

3.2 Vuosi 23 Sataman vesirakentamistöiden oli tarkoitus alkaa toukokuussa 23 Niinilahden savimassojen ruoppaamisella. Töiden käynnistyessä kuitenkin ilmeni, että tulevalta satamaalueelta otetuissa sedimenttinäytteissä esiintyi tributyylitinaa eli TBT:tä. Haitta-aineiden esiintymisalueet selvitettiin mittavin lisätutkimuksin. Tulosten perusteella voimakkaimmin pilaantunut alue oli entisen telakka-alueen edustalla. Meriväylän ruoppauskohteissa ei esiintynyt haitallisia aineita. Entisen telakka-alueen edustalla todetut TBT-pitoisuudet johtivat erinäisten vaiheiden jälkeen suunnitelmien muuttumiseen siten, että varsinaiset ruoppaustyöt aloitettiin kesäkuussa tulevan sataman koillisosasta, joka sijaitsi pilaantuneen alueen ulkopuolella. Ruoppaustyöt etenivät lisätutkimusten perusteella vaiheittain Uudenmaan ympäristökeskuksen hyväksymillä osa-alueilla sataman koillisosassa ja Niinilahden alueella. Ruoppaustöiden etenemistä seurasivat sataman koillisosan täyttötyöt hankkeen ulkopuolelta tulevilla käyttökelpoisilla massoilla ja ratapihan louhinnoista tulevalla louheella. Samanaikaisesti hankkeessa haettiin ratkaisua merenpohjan puhdistamiseen TBT:stä, jotta sataman rakentamisen edellyttämät ruoppaukset voitaisiin toteuttaa. Ratkaistavia kysymyksiä olivat mm. ruoppausmassan meriläjityskelpoisuuden raja-arvot TBT:n osalta sekä TBT-pitoisen sedimentin ruoppausjärjestelyt ja sijoittaminen. Merenpohjan puhdistamisratkaisu kehitettiin kesän-syksyn aikana. Niinilahden alue arvioitiin parhaaksi satama-alueen TBT-pitoisen sedimentin sijoituspaikaksi. Niinilahden TBT-pitoiset pintasedimentit tuli kuitenkin ensin poistaa ja välivarastoida, jotta Niinilahden meriläjityskelpoiset savimassat voitiin ruopata. TBT-pitoisten sedimenttien välivarastoaltaan louhinta Käärmeniemen kallioon alkoi syyskuussa ja se valmistui lokakuun alussa. Niinilahden pintasedimentin kuorinta ja sijoittaminen välivarastoaltaaseen valmistui marraskuun lopussa. Vuoden 23 keskeiset vesirakentamiskohteet on esitetty kuvassa 3 (kuvan pohjakarttana on tilanne vuoden alussa; sama pätee myös kuviin 4 8). Rakentamisvaiheet ja -kohteet olivat seuraavat (numerointi viittaa kuvan 3 numerointiin): 1. Sataman koillisosan ruoppaus, viikot 24 51 2. Käärmeniemen ja Lehdessaaren sekä pikkusaarten välisten alueiden ruoppaus, viikot 26 4 3. Niinilahden pohjoisosan ruoppaus, viikot 31 51 4. Niinilahden TBT-pitoisen pintasedimentin kuorinta Käärmeniemeen louhittuun välivarastoaltaaseen, viikot 42 48 (n. 11 5 m 3 ktr) Kaikki ruoppaustyöt toteutettiin kauhakalustolla. Niinilahden pintasedimentin kuorinnassa käytettiin varovaiseen kuorintatyöhön kehitettyä, sulkeutuvaa kahmarikauhaa. Kohteista 1 3 ruopatut meriläjityskelpoiset ruoppausmassat, joita oli n.,3 milj. m 3 ktr, kuljetettiin meriläjitysalueelle proomuilla. Sataman täyttötöiden eteneminen vuoden 23 aikana ilmenee kuvista 3 ja 4. Vuonna 23 ruopattu ja meriläjitetty massamäärä oli n.,3 milj. m 3 ktr. Merestä täytettiin uutta aluetta n. 7 ha sataman koillisosaan. 18

Kuva 3. Vesirakentamiskohteet vuonna 23. Pohjakartta esittää tilannetta vuoden alussa. 3.3 Vuosi 24 Merenpohjan puhdistamisratkaisuun liittyvät lupahakemukset (3 kpl) jätettiin Länsi- Suomen ympäristölupavirastoon 3.1.24. Vesilupahakemukset (2 kpl) koskivat puhdistusruoppauksen suojapenkereiden rakentamista ja suojarakentein eristetyllä alueella tapahtuvaa puhdistusruoppausta, ympäristölupahakemus puolestaan pilaantuneen sedimentin hyötykäyttöä satamarakenteissa. Vesirakentamistyöt satamatyömaalla käynnistyivät huhtikuussa Niinilahden meriläjityskelpoisten savimassojen ja sataman koilliskulman ruoppauksilla. Niinilahden ruoppaukset jatkuivat elokuun loppuun saakka. Sataman koillisosan ruoppaukset tehtiin kahdessa vaiheessa ja ne päättyivät lokakuun lopussa. Sataman koillisosaa täytettiin ratapihan, satama-alueen ja tunnelien louhinnoista tulevalla louheella. Meriväylällä toteutettiin kohteiden RK1 ja RK2 louhinnat ja ruoppaukset huhtijoulukuussa. Länsi-Suomen ympäristölupavirasto antoi 7.6.24 vesiluvan TBT-pitoisen sedimentin puhdistusruoppauksen suojapengeralueiden pintasedimentin kuorintaan ja ruoppausten toteuttamiseen. Vaasan hallinto-oikeus kuitenkin kumosi töidenaloittamisluvan 6.7.24 antamallaan välipäätöksellä. Luvan mukaiset työt olivat pysähdyksissä 7.9.24 saakka, jolloin hallinto-oikeus antoi päätöksensä ja samalla luvan töiden jatkamiseen. Käärmeniemeen rakennettu välivarastoallas osoittautui hyvin tarpeelliseksi, koska hallintooikeus edellytti, että suojapengeralueiden TBT-pitoiset pintasedimentit oli kuorittava ennen meriläjitysalueelle kuljetettavien savimassojen ruoppaamista. Eteläisen suojapengeralueen pintakerroksen ruoppaukset toteutettiin kesäkuussa ja itäisen suojapengeralu- 19

een pintasedimentin kuorinnat välivarastoaltaaseen kesä-heinäkuun vaihteessa ja keskeytyksen jälkeen pääosin syys-marraskuussa. Suojapengeralueiden varsinaiset ruoppaukset ja massojen kuljetus meriläjitysalueelle toteutettiin loka-joulukuussa. Syys-lokakuussa toteutettiin satamahankkeen ensimmäinen merihiekkaurakka, jossa täytettiin Niinilahti merihiekalla tasolle -4, m sekä aloitettiin sataman koillisosan merihiekkatäyttö C-laiturin taustakentälle. Merihiekan otossa, kuljetuksessa ja purkamisessa käytetty imuhopperi oli "Lange Wapper" (Dredging International NV). Lokakuun lopulla itäisen suojapengeralueen eteläpäässä toteutettiin imuruoppauskoe merihiekkaurakassa käytetyllä hopperikalustolla. Kokeen perusteella arvioitiin mahdollisuudet käyttää imuhopperikalustoa satama-alueen meriläjityskelpoisten savimassojen ruoppauksessa ja kuljetuksessa meriläjitysalueelle. Puhdistusruoppauksen suojapenkereiden rakentaminen käynnistyi lokakuun lopussa eteläisestä suojapenkereestä ja jatkui itäisen suojapenkereen osalta talvella 24/25. Myös Niinilahden halkaiseva ratapenger rakennettiin lähes valmiiksi vuoden loppuun mennessä. Länsi-Suomen ympäristölupavirasto antoi 2.12.24 vesiluvan TBT-pilaantuneen sedimentin puhdistusruoppauksen toteuttamiseen suojarakentein eristetyllä alueella. Vuoden 24 keskeiset vesirakentamiskohteet satama-alueella on esitetty kuvassa 4. Rakentamisvaiheet ja -kohteet olivat seuraavat (numerointi viittaa kuvan 4 numerointiin): 1. Niinilahden meriläjityskelpoisten massojen ruoppaus, viikot 16 35 (n.,99 milj. m 3 ktr) 2. Sataman koilliskulman ruoppaus, viikot 16 38 (n.,64 milj. m 3 ktr) ja 41 44 (n. 32 m 3 ktr) 3. Eteläisen suojapengeralueen pintakerroksen ruoppaus, viikot 24 26 (n. 31 5 m 3 ktr) 4. Itäisen suojapengeralueen pintasedimentin kuorinta välivarastoaltaaseen, viikot 27 28, 37 4 ja 46 (n. 14 6 m 3 ktr) 5. Merihiekan otto ja tuonti Niinilahden ja sataman koillisosan täyttöihin, viikot 36 43 (n. 1,65 milj. proomu-m 3 eli n.,21 milj. proomu-m 3 /viikko, kokonaisuudessaan Itä-Tontun alueelta) 6. Itäisen suojapengeralueen ruoppaus, viikot 42 51 (n.,13 milj. m 3 ktr) 7. Eteläisen suojapengeralueen viimeistelyruoppaus, viikot 43 44 (n. 7 m 3 ktr) 8. Imuruoppauskoe hopperikalustolla itäisen suojapengeralueen eteläpäässä, viikko 44 (n. 2 8 m 3 ktr) Meriväylän kohteista RK1 ja RK2 (kuva 2) n.,67 milj. m 3 ktr kitkamaita hyödynnettiin sataman täytöissä ja vain alle 3 m 3 ktr kuljetettiin meriläjitysalueelle. Ruoppaustyöt toteutettiin imuruoppauskoetta lukuun ottamatta kauhakalustolla ja ruopatut massat kuljetettiin meriläjitysalueelle proomuilla. Sataman täyttötöiden eteneminen vuoden 24 aikana ilmenee kuvista 4 ja 5. 2

Vuonna 24 satama-alueelta ruopattu ja meriläjitysalueelle viety massamäärä oli n. 1,88 milj. m 3 ktr ja merestä täytettiin uutta aluetta noin 13 ha. Meriväylän ruoppaustöistä vietiin meriläjitysalueelle massoja vain n.,3 milj. m 3 ktr, muu meriväylältä ruopattu aines hyödynnettiin sataman rakentamisessa. Merihiekkaa otettiin sataman täyttöihin Itä-Tontun alueelta n. 1,65 milj. proomu-m 3. Kuva 4. Vesirakentamiskohteet vuonna 24. Pohjakartta esittää tilannetta vuoden alussa. 3.4 Vuosi 25 Vuoden alkuneljänneksellä puhdistusruoppauksen itäinen suojapenger rakennettiin valmiiksi. Länsi-Suomen ympäristölupavirasto antoi 1.3.25 ympäristöluvan TBTpilaantuneen sedimentin hyötykäyttöön satamarakenteissa, minkä johdosta puhdistusruoppauksen ja puhdistusruopatun sedimentin sijoittamisen käytännön valmistelut realisoituivat. Niinilahden alue valmisteltiin vastaanottamaan puhdistusruopattavat TBTpitoiset sedimentit rakentamalla täyttöaltaat erottavat penkereet. Kaikki Niinilahden alueen louhepenkereet tiivistettiin moreenilla ja kriittisille osuuksille asennettiin suodatinkangas moreeniverhouksen alle. Niinilahden alueelle muodostui täyttöalueista ja niiden proomuaukoista kiintoaineen karkaamista ehkäisevä labyrinttirakenne. Proomuaukkoihin jätettiin n. 1,5 m:n kynnykset kiintoaineen karkaamisen estämiseksi. Pysyviksi rakenteiksi jäävien eteläisen ja itäisen suojapenkereen väliin rakennettiin 65 m pitkä ja 1 12 m korkea tilapäinen suojaverhorakenne, jossa oli 5 m leveä avattava ja suljettava portti alusliikenteelle. Vuosaaren voimalaitosten jäähdytysvedet johdettiin erillisellä pengerrakenteella suojarakenteiden rajaaman alueen ulkopuolelle. Nämä suojarakenteet ja järjestelyt eristivät n. 75 ha:n puhdistusruoppausalueen Kalkkisaarenselästä. 21

Huhtikuun alussa pilaantuneiden sedimenttien puhdistusruoppausta ja Niinilahden alueelle sijoittamisen ohjausta ja valvontaa varten perustettiin erillinen valvontaryhmä, jossa olivat edustettuina valvontaviranomaiset, VUOSA-projekti ja tarvittaessa urakoitsijat. Valvontaryhmä ohjasi ja valvoi puhdistusruoppausta ja puhdistusruopattujen massojen sijoittamista intensiivisellä vuorovaikutusperiaatteella. Valvontaryhmän kokouksista laadittiin muistiot, jotka toimivat virallisina dokumentteina hankkeen tapahtumista, sovituista menettelytavoista ja tehdyistä päätöksistä. Huhtikuun lopulla meriväylällä käynnistyivät kohteiden RK, RK3 sekä RK4a ja RK4b louhinnat ja ruoppaukset. Meriväylän louhinta- ja ruoppaustyöt valmistuivat kokonaisuudessaan lokakuun puoliväliin mennessä. Toukokuussa käynnistyi ensimmäinen laiturirurakka, joka käsitti C- ja F-laiturien laituripohjien ruoppauksen sekä laiturielementtien valmistuksen ja asennuksen. Laituripohjien ruoppaukset jatkuivat elokuun loppupuoliskolle. TBT-pitoisen sedimentin puhdistusruoppaus ja sijoittaminen Niinilahden alueelle alkoi 8.5.25 ja päättyi 5.1.25. Puhdistusruoppaus aloitettiin voimakkaimmin likaantuneista alueista entisen telakka-alueen lähiedustalta. Varsinainen puhdistusruoppaus tehtiin "Nordic Giant" -kauharuoppaajalla, johon oli asennettu mahdollisimman tarkka kaivunvalvontajärjestelmä sekä tarkoitusta varten suunniteltu 8 m leveä ja 25 m 3 :n vetoinen kauha, jossa oli sedimentin karkaamisen estävä, noston ajaksi suljettava läppä. Tällä menetelmällä ruopatut massat siirrettiin Niinilahden alueelle proomuilla. Niinilahden täyttöaltaiden täyttöjärjestys oli A1, B1, A2 ja B2. Puhdistusruoppaus viimeisteltiin imuruoppauksella, jolla löyhtynyt ja mahdollisesti TBT-pitoinen aines poistettiin pohjasta. Imuruopattu aines pumpattiin putkilinjaa pitkin suoraan Niinilahden alueelle. Imuruoppauksen mukana tulleen ylimääräveden kiintoaineen laskeuttamisessa hyödynnettiin Niinilahden täyttöaltaita. Selkeytynyt vesi johdettiin settipadon yli reservinä ja viimeisenä laskeutusaltaana toimineeseen täyttöaltaaseen B2, josta vesi suotautui moreeniverhotun sekalouhepenkereen läpi takaisin suojarakentein eristetylle puhdistusruoppausalueelle. Puhdistusruoppauksen toteumaa seurattiin lupa- ja ympäristöviranomaisten hyväksymän laadunvarmistusohjelman mukaisesti. Laadunvarmistus käsitti kunkin puhdistusruopatun osa-alueen alku- ja loppuluotausten erotuksena saadun poistuneen sedimenttikerroksen paksuuden seurannan sekä kultakin em. erotuksen perusteella valmistuneeksi todetulta osa-alueelta otetut sedimenttinäytteet, joista analysoitiin orgaanisten tinayhdisteiden pitoisuudet. Kunkin osa-alueen laadunvarmistuksen tulokset käsiteltiin valvontaryhmässä, jossa puhdistusruoppaustulos joko hyväksyttiin tai päätettiin tarvittavista jatkotoimenpiteistä. Työn loppuvaiheessa entisen telakka-alueen edustalla n. 1 ha:n alue, jossa puhdistusruoppaus oli toteutettu jo usean metrin syvyyteen ja kaivutyö kävi käytännössä mahdottomaksi, päätettiin eristää peittämällä puhdistusruoppauksen jatkamisen sijaan. Käärmeniemen kallioaltaaseen välivarastoidut TBT-pitoiset pintasedimentit siirrettiin Niinilahden täyttöalueelle kesä-heinäkuussa. F-laiturin edustan TBT-pitoisen sedimentin kuorinta sulkeutuvalla kahmarikauhalla ja kuorittujen massojen siirto Niinilahden täyttöalueelle toteutettiin kesä-heinäkuun vaihteessa. Puhdistusruopatun alueen meriläjityskelpoisten massojen kauharuoppaus käynnistyi 2.9.25 alussa valvontaryhmässä hyväksytyllä osa-alueella itäisen suojapenkereen länsipuolella. Samalla käynnistyi E-laiturin taustapenkereen rakentaminen puhdistusruopatulle alueelle myöhemmin syksyllä toteutettavien täyttötöiden mahdollistamiseksi. Suojarakenteiden ulkopuolisen vesiliikenneja laiturialueen imuhopperiruoppaus toteutettiin 5. 13.9.25. Tätä ennen (19.8. 3.9.25) imuhopperi "Cornelia" oli toteuttanut 22

meriväylällä kohteen RK3 savimassojen imuruoppauksen ja massojen kuljetuksen meriläjitysalueelle. Syyskuun puolivälistä joulukuun alkupuolelle puhdistusruopatun alueen meriläjityskelpoisia massoja ruopattiin sekä kauhakalustolla ("Nordic Giant" ja "Meri- Pekka") että imuhopperilla ("Cornelia"). Joulukuun kolmella viimeisellä viikolla ruoppaustöitä tehtiin ainoastaan kauhakalustolla. Puhdistusruoppausalueen suojaverhorakenteen portti poistettiin lokakuun alussa. B-laiturin taustapenkereen rakentaminen puhdistusruopatulle alueelle käynnistyi lokakuussa. Suojaverhorakenteen itäosa poistettiin marraskuun toisella viikolla ja länsiosa käännettiin suojaamaan Vuosaaren voimalaitosten jäähdytysveden ottopaikkaa. Suojaverhorakenne poistettiin kokonaisuudessaan joulukuun viimeisellä viikolla. Meriväylällä toteutettiin syyskuun loppupuoliskolla kohteiden RK4a ja RK4b sataman täyttöihin kelpaamattomien massojen ruoppaukset kauhakalustolla ja massojen läjitys meriläjitysalueelle. Järjestyksessä toinen merihiekkaurakka alkoi lokakuun puolivälissä ja jatkui vuoden 26 alkupäiviin. Urakassa toteutettiin merihiekkatäytöt C-laiturin taustakentälle ja Lehdessaaren kaakkoispuoliselle alueelle ruoppausten etenemisen ja reunapenkereiden sijainnin asettamissa puitteissa sekä täytettiin B-laiturin taustapenkereen ja Niinilahden täyttöalueen välinen alue. Merihiekan otossa, kuljetuksessa ja purkamisessa käytetty imuhopperi oli Dredging International NV:n "Uilenspiegel". Niinilahden täyttöalueelle siirretyn puhdistusruopatun sedimentin massastabilointi satamakentän pohjarakenteeksi käynnistyi ennen vuodenvaihdetta. Vuoden lopussa käynnistyi järjestyksessä toinen laituriurakka B-laiturin pohjan ruoppauksella ja tasoituksella, joka jatkui suotuisissa sääolosuhteissa tammikuun 26 puoliväliin saakka. Valvontaryhmä kokoontui huhti-joulukuussa 13 kertaa. Vuoden 25 keskeiset vesirakentamiskohteet satama-alueella on esitetty kuvassa 5. Rakentamisvaiheet ja -kohteet olivat seuraavat (numerointi viittaa kuvan 5 numerointiin): 1. Itäisen suojapenkereen (n. 1 km) rakentaminen, viikot 1 13 (1A); Niinilahden täyttöalueen (n. 11 ha) valmistelu puhdistusruopattavien TBTpitoisten sedimenttien vastaanottoon, viikot 1 18 (1B); suojaverhorakenteen (pit. 65 m, kork. 1 12 m) rakentaminen eteläisen ja itäisen suojapenkereen väliin, viikot 14 18 (1C); Vuosaaren voimalaitoksilta mereen johdettavien jäähdytysvesien ohjauspenkereen rakentaminen, viikot 14 18 (1D); suojarakenteiden sisäpuolinen puhdistusruoppausalue (n. 75 ha), jolta TBT-pilaantuneet pintasedimentit ruopattiin erityiskalustolla ja siirrettiin Niinilahden täyttöalueelle, puhdistusruoppaus viikoilla 19 4 (n.,45 milj. m 3 ktr) (1E) 2. C- ja F-laiturien laituripohjien ruoppaukset, viikot 17 26 (n.,13 milj. m 3 ktr), 28 3 (n. 35 m 3 ktr) ja 32 33 (n. 32 m 3 ktr) 3. F-laiturin edustan TBT-pitoisen sedimentin kuorinta sulkeutuvalla kahmarikauhalla ja kuorittujen massojen siirto Niinilahden täyttöalueelle, viikko 26 (n. 2 25 m 3 ktr) 4. Puhdistusruopatun alueen meriläjityskelpoisten massojen kauharuoppaus, viikot 35 36 (n. 31 m 3 ktr) 5. Suojarakenteiden ulkopuolisen vesiliikenneja laiturialueen (n. 2 ha) imuhopperiruoppaus, viikot 36 37 (n.,11 milj. m 3 ktr) 23

6. Puhdistusruopatun alueen meriläjityskelpoisten massojen ruoppaus sekä kauhakalustolla että imuhopperilla, viikot 37 52 (n. 1,43 milj. m 3 ktr) 7. Merihiekan otto ja tuonti C-laiturin taustakentälle (7A), Lehdessaaren kaakkoispuolelle (7B) ja B-laiturin taustapenkereen ja Niinilahden täyttöalueen väliselle alueelle (7C), viikot 41/25 1/26 (n. 2,47 milj. proomu-m 3 eli n.,22 milj. proomu-m 3 /viikko, josta n. 2,39 milj. proomu-m 3 Soratontun alueelta ja n.,8 milj. proomu-m 3 Itä-Tontun alueelta) Meriväylän kohteista RK, RK3 sekä RK4a ja RK4b (kuva 2) n.,25 milj. m 3 ktr kitkamaita hyödynnettiin sataman täytöissä. Kohteesta RK3 ruopattiin 19.8. 3.9.25 (viikot 33 35) n.,17 milj. m 3 ktr savimassoja imuhopperilla ja kuljetettiin meriläjitysalueelle. Kohteista RK4a ja RK4b ruopattiin ja kuljetettiin sataman täyttöihin kelpaamattomia massoja meriläjitysalueelle n. 51 m 3 ktr, joista pääosa (n. 43 m 3 ktr) viikoilla 37 38. Kauhakalustolla ruopatut massat kuljetettiin meriläjitysalueelle proomuilla. Imuhopperikalustolla ruopatut massat kuljetettiin hopperin ruumassa meriläjitysalueelle. Sataman täyttötöiden eteneminen vuoden 25 aikana ilmenee kuvista 5 ja 6. Vuonna 25 toteutetun satama-alueen merenpohjan puhdistamisen yhteydessä Niinilahden täyttöalueelle sijoitettiin n.,45 milj. m 3 ktr TBT-pitoista sedimenttiä hyötykäytettäväksi massastabiloituna satamakentän pohjarakenteena. Laadunvarmistustutkimusten perusteella merenpohjasta oli puhdistusruoppauksen yhteydessä poistunut n. 96, kg ja eristetty peittämällä n.,5kg TBT:tä vastaten lähes 99 %:n puhdistusruoppaustoteumaa. Vuoden 25 loppuun mennessä satama-alueen merenpohjasta oli poistettu tai eristetty n. 97,3 kg TBT:tä, josta n. 96,5 kg oli peräisin puhdistusruoppauksesta/eristämisestä ja n.,8 kg kallioaltaaseen välivarastoiduista sedimenteistä. Satama-alueelta tavanomaisesti ruopattu ja meriläjitysalueelle viety massamäärä oli n. 1,74 milj. m 3 ktr ja merestä täytettiin uutta aluetta noin 25 ha. Meriväylän ruoppaustöistä vietiin meriläjitysalueelle massoja n.,22 milj. m 3 ktr ja meriväylältä louhitut ja ruopatut kitkamaat hyödynnettiin sataman rakentamisessa. Merihiekkaa otettiin sataman täyttöihin lähes yksinomaan Soratontun alueelta yhteensä n. 2,47 milj. proomu-m 3. 24

Kuva 5. Vesirakentamiskohteet vuonna 25. Pohjakartta esittää tilannetta vuoden alussa. 3.5 Vuosi 26 B-laiturin pohjan ruoppausta ja tasoitusta jatkettiin sääolojen suosiessa vuodenvaihteen yli tammikuun puoliväliin saakka. Niinilahden täyttöalueella oli koko vuoden käynnissä puhdistusruopatun sedimentin massastabilointi satamakentän pohjarakenteeksi siihen liittyvine toimenpiteineen. Vesirakentamiskauden avasivat huhtikuun lopulla B-laiturin pohjan ruoppauksen ja tasoituksen jatkaminen sekä F/G-laiturien kulman ruoppaus ja tasoitus, jotka jatkuivat touko-kesäkuun vaihteeseen. Puhdistusruoppausta täydennettiin huhtikuun lopussa pienellä, entisen telakka-altaan suun kaakkoispuolelle sijoittuvalla sataman ns. II-vaiheen alueella Uudenmaan ympäristökeskuksen hyväksymällä tavalla. Tällöin merenpohjasta poistettiin ja sijoitettiin Niinilahden täyttöalueelle n. 8 15 m³ktr sedimenttiä, joka sisälsi n.,2 kg TBT:tä. Täydennysruoppaus toteutettiin suljetulla kahmarikauhalla ja massat siirrettiin Niinilahden alueelle proomuilla. Puhdistusruopatun alueen meriläjityskelpoisten massojen ruoppausten loppuun saattaminen käynnistyi toukokuun alussa. Työt alkoivat sataman ns. I-vaiheen alueelta ja jatkuivat sataman ns. II-vaiheen alueella eli sataman länsiosassa. Kokonaisuutena töiden painopistealue oli satama-alueen länsiosassa. Ennen sataman ns. II-vaiheen varsinaisten ruoppaustöiden aloittamista toteutettiin puhdistusruopatun alueen ulkopuolelle sijoittuneen Ruusuniemen kanavan eteläosan ruoppaus ja massojen läjitys meriläjitysalueelle paikkaan, jossa nämä massat voitiin peittää puhdistusruopatulta alueelta myöhemmin ruopattavilla massoilla. Ruoppaustyöt toteutettiin kauhakalustolla ("Nordic Giant", 25

"Meri-Pekka" ja "Kuokka-Pekka") ja ne jatkuivat heinäkuun lopulle. Meriläjitysalueen laajennusalueet otettiin käyttöön sataman ns. II-vaiheen ruoppausten ja meriläjitysten alkaessa kesäkuun toisella viikolla. Toukokuun lopulla toteutettiin I-laiturin edustan matalikkojen lakiosien kauharuoppaus (ruoppaaja "Attila"). Tämän jälkeen matalikoilla alkoivat louhintatyöt, jotka jatkuivat lokakuulle saakka. Louhitut massat hyödynnettiin sataman rakentamisessa. Kesäkuun alussa käynnistyivat D- ja E-laiturien pohjien ensimmäisen vaiheen ruoppaus- ja tasoitustyöt, jotka kestivät noin kaksi viikkoa. Kesäkuun alkupuolella toteutettiin myös Ruusuniemen kanavan eteläosan ruoppaus ja massojen kuljetus meriläjitysalueelle. Kaikki em. työt toteutettiin kauhakalustolla. Kolmas merihiekkaurakka alkoi elokuun puolivälissä ja jatkui lokakuun alkuun. Urakassa täytettiin ensin sataman itäosa ja tämän jälkeen sataman länsiosa eli sataman ns. II-vaiheen alue. Merihiekan otossa, kuljetuksessa ja purkamisessa käytetty imuhopperi oli tällä kertaa Dredging International NV:n "Nile River". Satama-altaan haraussyvyyden lisäämiseen liittyvät ruoppaukset ja haraukset toteutettiin syyskuussa. Samalla E-laiturin eteläpään pohjaa viimeisteltiin ruoppaamalla ja tasoittamalla. Työt toteutettiin kauhakalustolla. Lokakuussa käynnistyi kolmas laituriurakka, johon liittyen vuoden 26 aikana ruopattiin ja tasoitettiin A-laiturin ja D-laiturin eteläpään pohjat. Nämä työt ajoittuvat pääosin marraskuulle. Pistolaitureiden BP ja CP paalujen asentamiset käynnistyivät loka-marraskuussa. Paalujen asentamisiin ei liittynyt ruoppauksia eikä näin ollen mainittavia vesistövaikutuksia. Valvontaryhmä kokoontui vuonna 26 kymmenen kertaa. Vuoden 26 keskeiset vesirakentamiskohteet satama-alueella on esitetty kuvassa 6. Rakentamisvaiheet ja -kohteet olivat seuraavat (numerointi viittaa kuvan 6 numerointiin): 1. B-laiturin pohjan (1A) ja F/G-laiturien kulman (1B) ruoppaukset, viikot 17 22 (n.,11 milj. m 3 ktr) 2. Puhdistusruoppauksen täydentäminen sataman ns. II-vaiheen alueella ja massojen siirto Niinilahden täyttöalueelle, viikko 17 (n. 8 15 m 3 ktr) 3. Puhdistusruopatun alueen meriläjityskelpoisten massojen kauharuoppaus, viikot 19 3 (n.,75 milj. m 3 ktr) 4. I-laiturin edustan matalikkojen lakiosien kauharuoppaus, viikot 2 22 (n. 33 5 m 3 ktr) 5. Ruusuniemen kanavan eteläosan ruoppaus ennen sataman ns. II-vaiheen vaiheen eli läntisen laiturialueen ruoppauksia, viikot 23 24 (n. 11 m 3 ktr) 6. D- ja E-laiturien pohjien ensimmäisen vaiheen ruoppaus- ja tasoitustyöt, viikot 23 31 (n. 34 m 3 ktr) 7. Merihiekan otto ja tuonti sataman itäosaan (7A) ja tämän jälkeen sataman länsiosaan ns. II-vaiheen alueelle (7B), viikot 32 4 (n. 2,2 milj. proomum 3 eli n.,28 milj. proomu-m 3 /vko, josta n. 1,42 milj. proomu-m 3 Itä- Tontun alueelta (viikot 32 35) ja n.,78 milj. proomu-m 3 Soratontun alueelta (viikot 36 4) 8. Satama-altaan haraussyvyyden lisääminen ja E-laiturin pohjan viimeistely, viikot 35 38 (n. 47 m 3 ktr) 26

9. A-laiturin ja D-laiturin eteläpään pohjien ruoppaus ja tasoitus, viikot 41 (n. 16 m 3 ktr) ja 45 47 (n. 14 m 3 ktr) Ruopattujen massojen kuljetus meriläjitysalueelle tapahtui proomukalustolla. Meriväylän ruoppaukset ja louhinnat valmistuivat vuonna 25, joten meriväylällä ei ruopattu enää vuonna 26. Meriväylän merkintätyöt tehtiin vuoden 26 aikana; näillä töillä ei ole merkitystä vesistövaikutusten tai vesistö- ja kalataloustarkkailun kannalta. Mainittakoon, että kohdan 3 päätöksen 22) mukaista väylän ulkopään matalikon (Vuosaari 1) louhintaa ei toteutettu. Sataman täyttötöiden eteneminen vuoden 26 aikana ilmenee kuvista 6 ja 7. Kaikkiaan satama-alueen merenpohjasta poistettiin ja eristettiin vuosina 25 26 n. 97,5 kg TBT:tä, josta n. 96,5 kg oli peräisin puhdistusruoppauksesta/eristämisestä, n.,8 kg kallioaltaaseen välivarastoiduista sedimenteistä ja n.,2 kg puhdistusruoppauksen täydentämisestä. Vuonna 23 koko satama-alueen sellaiset vesiliikennealueet mukaan lukien, joilla ei ole ruoppaustarvetta TBT-määräksi arvioitiin n. 11,6 kg. Tähän suhteutettuna koko satama-alueelta poistui merenpohjan puhdistamisen yhteydessä n. 96 % alueen TBT-määrästä. Vuonna 26 ruopattu ja meriläjitysalueelle viety massamäärä oli,99 milj. m 3 ktr ja merestä täytettiin uutta aluetta noin 32 ha. Meriväylällä ei ruopattu enää vuonna 26. Merihiekkaa otettiin sataman täyttöihin n. 2,2 milj. proomu-m 3, josta n. 1,42 milj. proomu-m 3 Itä-Tontun alueelta ja n.,78 milj. proomu-m 3 Soratontun alueelta. Kuva 6. Vesirakentamiskohteet vuonna 26. Pohjakartta esittää tilannetta vuoden alussa. 27

3.6 Vuosi 27 Keskeisimmät satamahankkeen vesirakentamistoimenpiteet saatiin toteutettua vuoden 26 loppuun mennessä, joten merkittäviä ruoppauksia tai merihiekan ottoa ei toteutettu vuonna 27. Vesistötyöt käsittivät sataman länsiosan täytön entisen telakka-altaan edustalla, laituriurakoihin liittyviä laituripohjien ruoppauksia ja tasauksia, laiturielementtien ja laitureiden reunapalkkien asentamista sekä paaluperustaisten pistolaitureiden (BP, CP, GP1 ja GP2) rakentamista. Laituriurakoissa liikutellut massat olivat pääasiassa moreenia ja louhetta, jotka hyödynnettiin satamarakenteissa. Myös Vuosaaren voimalaitosten jäähdytysveden siirtoputken asentaminen Ruusuniemen kanavan ja sataman läntisen laiturikentän poikki käynnistyi vuoden 27 puolella. Sääolot olivat alkuvuonna suotuisat, joten tammi-helmikuun vaihteessa (viikolla 5) toteutettiin satama-altaan ja sataman vesiliikennealueen harauksiin liittyvät pohjien puhdistukset (kuva 7, kohde 1). Tähän työhön liittyen meriläjitysalueelle kuljetettiin 5 4 m 3 ktr ruoppausmassoja. Toukokuussa (viikolla 2) toteutettiin H- ja I-laiturien pohjien (ruoppaus ja tasaus) viimeistely kolmanteen laituriurakkaan liittyen (kuva 7, kohde 2). Laituripohjien ruoppausmassoja kuljetettiin meriläjitysalueelle 1 7 m 3 ktr. Meriläjitysalueelle läjitettiin näin ollen yhteensä vain 7 1 m 3 ktr ruoppausmassoja, joiden kuljetus meriläjitysalueelle tapahtui proomukalustolla. Sataman täyttötöiden eteneminen vuoden 27 aikana ilmenee kuvista 7 ja 8. Meriväylä otettiin käyttöön 31.12.27. Valvontaryhmä kokoontui vuonna 27 kahdeksan kertaa. Vuonna 27 meriläjitysalueelle viety massamäärä oli alle,1 milj. m 3 ktr ja merestä täytettiin uutta aluetta noin 13 ha. Merihiekkaa ei otettu sataman täyttöihin enää vuonna 27. Kuva 7. Vesirakentamiskohteet vuonna 27. Pohjakartta esittää tilannetta vuoden alussa. 28

3.7 Vuosi 28 Vuosi 28 oli kiivaan toimitila- ja viimeistelyrakentamisen aikaa sataman maa-alueella ja vesistötyöt olivat mittakaavaltaan pienehköjä. Vuoden 28 keskeiset vesirakentamiskohteet on esitetty kuvassa 8. Rakentamisvaiheet ja -kohteet olivat seuraavat (numerointi viittaa kuvan 8 numerointiin): 1. Vuosaaren voimalaitosten jäähdytysveden siirtoputken rakentaminen sataman läntisen laiturikentän poikki, viikot 1 9 (upotus merihiekkakenttään ja täyttö) 2. GP1- ja GP2-pistolaiturien sekä niiden tihtaaliosuuksien paalutuksen, viikot 1 43 (ei ruoppausta) 3. Eteläisimmän satamanosan (A-laiturin edustan ja aallonmurtajan välisen alueen) rakentaminen, johon sisältyivät A-laiturin edustan haraussyvyyden lisääminen louhimalla ja ruoppaamalla (massat, joita ei voitu hyödyntää sataman rakentamisessa, vietiin meriläjitysalueelle), aallonmurtajan länsiosan leventäminen louhetäyttönä, lumenkaatolaiturin rakentaminen aallonmurtajan kulman ulkopuolelle (paalutus, ei ruoppausta) ja hinaaja/luotsivenelaiturin rakentaminen aallonmurtajan eteläosan sisäpuolelle (paalutus, ei ruoppausta); meriläjitykset tehtiin pääosin toukokuussa viikoilla 19 21 (n. 26 m 3 ktr) 4. Ruusuniemen kanavan (aik. telakka-altaan väylän) rakentamiseen liittyvät työt, jotka käsittivät pääosin moreenin kaivua ja kallion louhintaa, meriläjitysalueelle vietiin massat, joita ei voitu hyödyntää sataman rakentamisessa; meriläjitykset viikolla 32 (jolloin n. 1 7 m 3 ktr massoja läjitettiin tiedonkulkukatkoksen vuoksi Mustakuvun läjitysalueelle) ja viikoilla 41 48 (n. 6 2 m 3 ktr) 5. C-laiturin lähiedustan syventäminen ja ruoppausmassojen läjittäminen meriläjitysalueelle, viikot 37 39 (n. 6 2 m 3 ktr) 6. Laitureiden BP, GP1 ja GP2 sekä A haraukset ja pohjien puhdistukset, viikot 39 4 (n. 7 m 3 ktr) Ruoppausmassojen kuljetus meriläjitysalueelle tapahtui proomukalustolla. Rakennustyömaa muutettiin satama-alueeksi viikolla 46. Satamatoiminta käynnistyi 24.11.28 ja satama vihittiin käyttöön 28.11.28. Valvontaryhmä kokoontui vuonna 28 yhden kerran. Vuonna 28 ruoppausmassoja kuljetettiin meriläjitysalueelle yhteensä n. 41 m 3 ktr ja merestä täytettiin uutta aluetta alle 5 ha. 29

Kuva 8. Vesirakentamiskohteet vuonna 28. Pohjakartta esittää tilannetta vuoden alussa. 3.8 Yhteenveto rakentamiseen liittyneistä massansiirroista Vuosina 23 28 Vuosaaren satamasta ruopattiin ja meriläjitysalueelle kuljetettiin n. 4,96 milj. m 3 ktr ruoppausmassoja. Meriväylältä ruopattiin ja meriläjitysalueelle kuljetettiin n.,22 milj. m 3 ktr ruoppausmassoja. Yhteensä meriläjitysalueelle läjitettiin satamahankkeesta n. 5,18 milj. m 3 ktr ruoppausmassoja seuraavien taulukoiden mukaisesti. Taulukoissa esiintyvistä ruoppausmäärien yksiköistä m 3 ktr tarkoittaa teoreettista ruoppausmäärää, joka ei ota huomioon ylikaivua eikä massan löyhtymistä. Proomu m 3 puolestaan tarkoittaa ruopattua massakuutiota proomussa mitattuna, missä on huomioitu ylikaivun lisäksi massan löyhtyminen. Vuosi Alkoi ja päättyi Ruopattiin savea, milj. pr.-m 3 /m 3 ktr 3 Puhdistusruopattiin ja sijoitettiin satamaan (Niinilahteen) milj. m 3 ktr Sijoitettiin meriläjitysalueelle, milj. pr.-m 3 / m 3 ktr 23 kesäkuu joulukuu,35/,3,35/,3 24 huhtikuu joulukuu 2,8/1,88 2,8/1,88 25 huhtikuu joulukuu 2,17/1,74,45*) 2,17/1,74 26 huhtikuu marraskuu 1,25/,99 1,25/,99 27 tammikuu toukokuu,8 /,7,8 /,7 28 toukokuu joulukuu,5/,4,5/,4 Yhteensä 5,86 / 4,96,45 5,86 / 4,96 *) TBT-pitoisia massoja.

Vuosi Alkoi ja päättyi Ruopattiin savea, milj. pr.-m 3 /m 3 ktr Sijoitettiin satamaan milj. m 3 ktr Sijoitettiin meriläjitysalueelle, milj. pr.-m 3 / m 3 ktr 24 19.4. 3.12.,3/,3,67,3/,3 25 21.4. 12.1.,28/,22,25,28/,22 Yhteensä,92 Muut kuin edellä mainitut, satamasta ja meriväylältä merenpohjasta poistetut massat hyödynnettiin sataman rakentamisessa. Näiden massojen määrä oli n. 1,4 milj. m 3 ktr. Tähän määrän sisältyi noin,45 milj. m 3 ktr merenpohjan puhdistamisesta peräisin olleita TBT-pitoisia massoja, jotka sijoitettiin Niinilahden alueelle ja hyötykäytettiin massastabiloituna satamakentän pohjarakenteena; näiden massojen mukana merialueelta poistui n. 97,5 kg TBT:tä. Pääosa hyödynnetyistä massoista, n.,92 milj. m 3 ktr louhetta ja moreenia, oli peräisin meriväylän louhinnoista ja ruoppauksista. Vuosaaren sataman täyttöihin otettiin Itä-Tontun ja Soratontun alueilta merihiekkaa vuosina 24 26 yhteensä n. 6,32 milj. proomu-m 3 seuraavasti: Merihiekanotto 24 26, milj. proomu-m 3 Vuosi Itä-Tonttu Soratonttu Yhteensä 24 1,65 1,65 25,8 2,39 2,47 26 1,42,78 2,2 Yhteensä 6,32 3.9 Rakentamiseen liittynyt viranomaisvuorovaikutus Vesistö- ja kalataloustarkkailukokouksia, joihin kutsuttiin Uudenmaan ympäristökeskuksen ja Uudenmaan TE-keskuksen sekä Helsingin, Sipoon ja Vantaan ympäristönsuojeluviranomaisten edustajat, järjestettiin vuosina 23 28 pääsääntöisesti kolme kertaa vuodessa. Poikkeuksia olivat vuosi 23, jolloin tarkkailua käsitteleviä tai sivuavia kokouksia järjestettiin huomattavasti useammin, ja vuosi 28, jolloin varsinaisia tarkkailukokouksia järjestettiin kaksi kertaa. Vesistö- ja kalataloustarkkailua koskien järjestettiin myös muutama erillispalaveri liittyen mm. Vuosaaren satamahankkeen hiekanoton ja meriläjitysten vaikutusten matemaattiseen mallintamiseen. Valvontaryhmä kokoontui vuosina 25 28 yhteensä 32 kertaa. Lisäksi lupa- ja valvontaviranomaisten kanssa järjestettiin tässä yhteydessä relevantteihin lupiin liittyen yli kymmenen muuta kokousta tai palaveria. Vuosaaren satamahankkeella oli tiedotusorganisaatio, joka huolehti satamahankkeen etenemisestä tiedottamisesta mm. satamahankkeen internet-sivuilla, Vuosaaren Satamauutiset -lehdessä ja yleisötilaisuuksissa. 31

4 YLEISKUVAUS ALUEESTA 4.1 Syvyyssuhteet ja pohjan laatu Yleiskuvaukset perustuvat 199-luvulla lupahakemusta varten tehtyihin kuvauksiin. Tekstiä on täydennetty niiltä osin, kuin Vuosaaren sataman rakentaminen on muuttanut tilannetta. 4.1.1 Sataman alue Vuosaaren edustan merialue kuuluu itäisen Suomenlahden rannikkoalueeseen. Alueella sijaitseva Kalkkisaarenselkä on pääosin suhteellisen matalaa saaristoa, jonka syvyys vaihtelee ranta-alueita lukuun ottamatta 1 2 metrin välillä. Kalkkisaarenselkä on melko avoin, selkää ympäröiviä saaria ovat Mölandet itäpuolella ja Pikku Niinisaari lounaispuolella. Kalkkisaarenselän koillispuolella Granön suojassa sijaitsee Granönselkä, jonka vesisyvyys on alle 1 metriä. Alueella on myös matalia suojaisia lahtia, joista merkittävin on Porvarinlahti (kuva 2). Koko rannikkoalue on suhteellisen matalaa, ja yli 2 metrin syvyysvyöhyke alkaa varsinaisesti ulkosaaristoalueella. Kalkkisaarenselän alle 1 metrin syvyisestä ranta-alueesta täytettiin Vuosaaren sataman rakentamisen yhteydessä satamakentäksi kaiken kaikkiaan noin 9 ha. Osa täyttöalueesta yhdistyi entiseen telakka-alueeseen ja osa täytetystä alueesta oli ennen sataman rakentamisen käynnistymistä kohtalaisen luonnontilaista rantaa ranta-asutuksineen. Täyttöalueeseen sisältyi myös Niinilahti pienvenesatamineen. Niinilahdessa sijainneet venepaikat siirtyivät Vuosaarenlahteen. Satama-allas ja sataman vesiliikennealue syvennettiin sataman rakentamisen yhteydessä haraussyvyyteen 12,5 m (MW) lukuun ottamatta sataman koillista vesiliikennealuetta (C- ja F-laiturien edustaa), missä haraussyvyys on 1,5 m (MW) (kuva 1). Vuosaaren edustan merialueen syvyyskartta ennen sataman ja meriväylän rakentamisen aloittamista on esitetty liitteessä 3 ja sataman ja meriväylän rakentamisen jälkeen liitteessä 4. Vuosaaren satama-alueen ja sen ympäristön pohjasuhteet vastasivat ennen rakennustöiden aloittamista verrattain tyypillisiä olosuhteita Suomenlahden rannikolla. Pohjatutkimusten perusteella ylimpänä kerrostumana pohjan tasolta lähtien oli tyypillisesti pehmeää liejuista savea ja tämän alla savea, jonka lujuus pääsääntöisesti kasvoi syvemmälle mentäessä. Orgaanista ainesta (humus/karike) esiintyi paikoin lähinnä hienorakeisessa pintakerrostumassa. Sedimentissä esiintyi paikoin karkearakeisempia siltti/hiekkakerroksia joko pinnalla tai välikerroksina lieju/savimuodostumassa. Hiekkaisissa välikerroksissa esiintyi myös karkempaa ainesta ja ranta-alueiden tuntumassa kiviä ja lohkareita saveen sekoittuneena. Pääsääntöisesti lieju/savikerrostuma muuttui syvemmällä siltiksi ja edelleen hiekaksi. Osin silttikerros puuttui. Edelleen syvemmällä esiintyi moreenia, joka rajautui kallioon. Paikoin hienorakeiset kerrostumat puuttuivat ja kalliota peitti moreeni (Ramboll Finland Oy 24). Entisen telakka-alueen edustan syvyyssuhteista johtuen pohja oli laajalla alueella luonteeltaan eroosio- ja transportaatiopohjaa, jolla vesimassan virtaukset aikaansaivat pohjasedimentin liikkumista ja jolla hienoaineksen sedimentaatio oli tilapäistä. Telakan edustalla alusliikenne oli osaltaan tehostanut hienoaineksen eroosiota ja transportaatiota. Satama-alueen sedimenttien fysikaalis-kemiallista laatua tutkittiin ennen vuoden 1998 vesilupaa koskevan hakemuksen jättämistä ja tutkimustulokset on esitetty em. lupaa koskevan hakemuksen liitteinä 6 1 ja 8 1 (Nurmi ym. 1996a; Piispanen 1995). Tulosten perusteella sedimenteistä määritettyjen parametrien arvot eivät edellyttäneet erityistoimenpiteitä ruoppausmassojen käsittelyssä. 32

Edellä luvussa 3 luetelluissa päätöksissä 1) ja 4) luvan saajat velvoitettiin tutkimaan ruopattavien massojen laatu kussakin ruoppauskohteessa Uudenmaan ympäristökeskuksen hyväksymällä tavalla. Em. päätösten lainvoimaiseksi tulemisen (24.1.22) jälkeen Uudenmaan ympäristökeskus edellytti ruopattavista lisätutkimuksia HELCOMin suosituksiin pohjautuvan hallinnollisen ohjeluonnoksen (Suomen ympäristökeskus 23) mukaisesti ja edellytti kiinnittämään huomiota erityisesti PCB- ja organotinayhdisteisiin. Vuosaaren sataman ja väylän ruoppausmassojen laadun lisätutkimusohjelma valmistui 6.2.23 (Niinimäki 23a) ja Uudenmaan ympäristökeskus hyväksyi ohjelman kirjeellään 28.3.23 Dnro 197Y18-19. Sedimenttitutkimus osoitti, että osalla ruoppausaluetta esiintyi em. hallinnollisen ohjeluonnoksen raja-arvotasot ylittäviä TBT-pitoisuuksia, minkä johdosta laadittiin tarvittavat lisätutkimusohjelmat haitta-aineiden alueellisen, vertikaalisen ja määrällisen jakauman selvittämiseksi riittävällä tarkkuudella. Näiden tutkimusten tulokset on koottu 25.11.23 päivättyyn ruoppausmassojen laadun lisätutkimusten loppuraporttiin (Niinimäki & Piispanen 23). Puhdistusruopattujen ja hyötykäytettyjen sedimenttien laatu Vuonna 23 tehtyjen sedimenttitutkimusten (Niinimäki & Piispanen 23) perusteella entisen telakan edustan pintasedimenttien ja pienellä osalla aluetta myös syvemmän sedimenttikerroksen TBT-pitoisuudet olivat korkeita. Korkeimmat TBT-pitoisuudet esiintyvät telakka-alueen edustalla ja pitoisuudet pienenivät telakan edustalta ulospäin. TBT:tä esiintyi pintasedimentissä ympäristöministeriön ruoppaus- ja läjitysohjeen (24) tason 2 (2 µg/kg k.a. normalisoituna standardisedimentiksi) ylittävissä pitoisuuksissa 6 8 metrin etäisyydelle telakka-alueesta. Tällä alueella esiintyi paikoin myös PCB-yhdisteitä ympäristöministeriön ruoppaus- ja läjitysohjeen tason 2 (3 µg/kg k.a. normalisoituna) ylittävissä pitoisuuksissa. Tason 2 ylittäviä haitta-ainepitoisuuksia sisältävät sedimentit katsotaan periaatteessa mereen läjityskelvottomiksi. Puhdistusruopattava alue rajattiin siten, että sen ulkopuolella ei esiintynyt tehtyjen sedimenttitutkimusten perusteella tason 2 ylittäviä haitta-ainepitoisuuksia. Korkeimmat TBT-pitoisuudet esiintyivät suurimmalla osalla puhdistusruopattua aluetta 2 cm:n sedimenttikerroksessa. Vain entisen telakan lähiedustalla korkeimmat TBTpitoisuudet esiintyvät 2 5 cm:n sedimenttikerroksessa. Voimakkaimmin likaantuneella osa-alueella, jonka kohdalla oli historian saatossa ollut uiva telakka, kohonneita TBT:n ja muiden haitta-aineiden pitoisuuksia esiintyi vielä 5 1 cm:n sedimenttikerroksessa. Korkeimmat PCB:n ja eräiden raskas-metallien sekä öljyjen pitoisuudet esiintyivät samoilla havaintopisteillä ja samoissa sedimenttikerroksissa kuin korkeimmat TBT-pitoisuudet. Käytännössä TBT:n esiintyminen indikoi myös muiden haittaaineiden esiintymismahdollisuutta oleellisesti kohonneissa pitoisuuksissa. Puhdistusruoppausalueen sedimentistä määritetty TBT-määrä oli n. 97,6 kg ja keskipitoisuus n. 33 µg/kg k.a. (kuiva-aineessa), trifenyylitina- eli TPT-määrä n. 14,5 kg ja keskipitoisuus n. 5 µg/kg k.a. ja polykloorattujen bifenyyli- eli PCB-yhdisteiden kokonaismäärä n. 3 kg ja keskipitoisuus enintään 1 µg/kg k.a. Muiden haitta-aineiden määrät hyötykäytetyissä sedimenteissä olivat vähäisiä. Puhdistusruoppausalueen sedimentin keskimääräiset fysikaaliset ominaisuudet olivat seuraavat: Tiheys, g/cm 3 1,6 Kuiva-aine, % tuorepainosta 57 Vesipitoisuus, % kuivapainosta 77 33

Hehkutushäviö (orgaaninen aines), % kuiva-aineesta 2,6 Savipitoisuus, % kuiva-aineesta 42 Fysikaalisissa ominaisuuksissa on merkillepantavaa orgaanisen aineksen määrää kuvaavan hehkutushäviön pienuus, mikä kuvaa osaltaan puhdistusruoppausalueen eroosiotransportaatioluonnetta. Orgaanisten haitta-aineiden pitoisuuksien normalisointi standardisedimentiksi (jossa hehkutushäviö on 1 %) johti näin ollen määritettyjen pitoisuuksien keskimäärin noin nelinkertaistumiseen (=1/2,6). Mainittakoon, että maaperän pilaantuneisuuden ja puhdistustarpeen arviointia koskevan valtioneuvoston asetuksen 217/27 mukainen TBT:n ja TPT:n summapitoisuuden ohjearvo maaperässä on teollisuus-, varasto- tai liikennealueella taikka muulla vastaavalla alueella 2 mg/kg k.a. (2 µg/kg k.a.). PCB-yhdisteiden summapitoisuuden vastaava ohjearvo on 5 mg/kg k.a. (5 µg/kg k.a.). Satamakentän pohjarakenteessa hyötykäytettyjen massojen TBT:n ja TPhT:n keskimääräinen summapitoisuus oli sijoitusajankohtana alle 2 % ja PCB-yhdisteiden keskimääräinen summapitoisuus n. 2 % mm. satama-alueilla pilaantuneeksi luokiteltavan maa-aineksen pitoisuudesta. Tämän perusteella merialueesta pysyvästi eristettyjen ja satamarakenteessa hyödynnettyjen sedimenttien TBT- ja TPT- tai PCB-pitoisuudet eivät aseta rajoituksia hyödyntämisalueen käytölle tai käyttökelpoisuudelle. Pintasedimenttien laatu puhdistusruoppausalueen ulkopuolella Puhdistusruoppausalueen ulkopuolisilla ruoppausalueilla ei esiintynyt tehtyjen sedimenttitutkimusten perusteella tason 2 ylittäviä haitta-ainepitoisuuksia ja muiden yhdisteiden kuin TBT:n pitoisuudet olivat lähes kauttaaltaan alhaisempia kuin taso 1. TBT:tä löytyi käytännössä kaikista pintasedimenteistä, kuten koko muullakin rannikkoalueella; pääsääntöisesti pitoisuudet olivat kuitenkin alhaisia (Niinimäki & Piispanen 23). Ruoppaus- ja läjitystöille, joissa käsiteltiin TBT:n (tai muiden yhdisteiden) pitoisuuden suhteen tasojen 1 ja 2 välille sijoittuvia massoja, haettiin erilliset vesiluvat. F-laiturin edustalla sataman itäisellä vesiliikennealueella pintasedimentin ( 5 cm) keskimääräiset fysikaaliset ominaisuudet olivat seuraavat (päätöstä 9) koskeva lupahakemus): Tiheys, g/cm 3 1,2 Kuiva-aine, % tuorepainosta 29 Vesipitoisuus, % kuivapainosta 252 Hehkutushäviö (orgaaninen aines), % kuiva-aineesta 7,1 Savipitoisuus, % kuiva-aineesta 58 Puhdistusruoppauksen suojarakenteiden ulkopuolisen, n. 2 ha:n laajuisen vesiliikenneja laiturialueen pintasedimentin ( 5 cm) keskimääräiset fysikaaliset ominaisuudet olivat seuraavat (päätöstä 1) koskeva lupahakemus): Tiheys, g/cm 3 1,3 Kuiva-aine, % tuorepainosta 37 34

Vesipitoisuus, % kuivapainosta 169 Hehkutushäviö (orgaaninen aines), % kuiva-aineesta 5,7 Savipitoisuus, % kuiva-aineesta 56 Edellä esitetystä voidaan todeta, että kauemmaksi entiseltä telakka-alueelta siirryttäessä ja vesisyvyyden kasvaessa pintasedimentin laatu muuttui vesipitoisemmaksi sekä enemmän hienoainesta ja orgaanista ainesta sisältäväksi. Pintasedimentin alapuolisten ruopattujen ja meriläjitettyjen massojen laatu Puhdistusruopatun alueen normalisoidut TBT-pitoisuudet olivat puhdistusruoppauksen jälkeen <1 185 μg/kg k.a.. Pitoisuudet esiintyivät sedimentin pinnalla olleessa, puhdistusruoppauksen yhteydessä suspendoituneessa hienoaineksessa, jonka määrä oli hyvin pieni suhteessa sittemmin ruopattuihin massamääriin (VUOSA-projekti 25 26). Muilta osin sekä puhdistusruopatun alueen että puhdistusruoppausalueen ulkopuolisten alueiden pintasedimentin alapuolisten ruoppausmassojen laatu oli lähtökohtaisesti samankaltainen: näiden massojen fysikaalis-kemiallinen laatu edusti alueen sedimentin luontaisia ominaisuuksia. Vuonna 23 tutkittujen 5 2 cm:n sedimenttiprofiilien perusteella massojen yläosan keskimääräiset fysikaaliset ominaisuudet olivat seuraavat: Tiheys, g/cm 3 1,5 Kuiva-aine, % tuorepainosta 55 Vesipitoisuus, % kuivapainosta 85 Hehkutushäviö (orgaaninen aines), % kuiva-aineesta 2,8 Savipitoisuus, % kuiva-aineesta (2 5 cm kerroksesta) 57 Sedimentissä ajan mittaan tapahtuvan orgaanisen aineksen hajoamisen perusteella on todennäköistä, että alkuperäisestä sedimentin pinnasta lukien yli 2 metrin syvyydessä keskimääräinen orgaanisen aineksen pitoisuus (hehkutushäviö) on todennäköisesti ollut edellä esitettyä alhaisempi. Näiden massojen muut fysikaaliset ominaisuudet puolestaan ovat määräytyneet lähinnä massan raekokojakauman perusteella. 4.1.2 Väylän alue Vuosaaren sataman väylän linjaus kulkee Länsi- ja Itä-Tonttujen välistä Eestiluodon länsipuolelta suorana linjauksena kohti Pikku Niinisaaren ja Krokholmenin väliä, jossa väylä kaartaa kohti Vuosaaren satamaa (kuva 2). Väylän alueella oli neljä matalikkoa, jotka sijaitsivat Pikku Niinisaaren ja Eestiluodon välisellä alueella. Edellä mainitut matalikot on ruopattu tai louhittu vuosien 24 ja 25 aikana (katso kpl 3.3 ja 3.4). Muilta osin väyläalueen syvyydet vaihtelevat Kalkkisaarenselän noin 13 metristä Eestiluodon ja Tonttujen alueella esiintyviin yli 3 metrin syvyyksiin. Ulkomerellä väyläalueen syvimmät syvyydet ovat jopa yli 7 metriä. Sataman läheisyydessä ja ennen ulkomerialuetta väyläaluetta voidaan luonnehtia eroosiopohjien alueeksi (Nurmi ym. 1996). Meriväylältä ruopattavien sedimenttien fysikaalis-kemiallista laatua tutkittiin ennen ns. vuoden 1998 vesilupaa koskevan hakemuksen jättämistä. Tutkimustulokset on esitetty em. lupaa koskevan hakemuksen liitteessä 15-4 (Tielaitos 1996; Helsingin kaupungin ympäristökeskus 1996). Tulosten perusteella sedimenttien fysikaalis-kemiallinen laatu 35

ei edellyttänyt suunnitelmasta poikkeavia erityistoimenpiteitä. Meriväylän ruoppauskohteet olivat pääosin kovapohjaisia pohjamateriaalin ollessa moreenia tai kalliota. Meriläjitysalueelle kuljetettavia savi- ja silttimassoja esiintyi pääasiassa ruoppauskohteessa RK3 ja vähäisemmässä määrin ruoppauskohteessa RK4b. Meriväylän sedimenttien laatua tutkittiin uudelleen vuonna 23 kohdan 3 päätöksen 4) nojalla laaditun lisätutkimusohjelman (Niinimäki 23a) mukaisesti. Sedimenttitutkimusten perusteella meriväylän ruoppauskohteissa ei esiintynyt yhtä poikkeusta lukuun ottamatta luontaisen tason ylittäviä haitta-ainepitoisuuksia (Niinimäki & Piispanen 23). Maaliskuussa 23 toteutetussa tutkimuksessa ruoppauskohteen RK3 yhdellä havaintopisteellä esiintyi jälkiä TBT:stä ja ThPT:stä. Samalta paikalta otettiin 5.6.23 tarkistusnäytteet, jotka osoittautuivat orgaanisten tinayhdisteiden suhteen puhtaiksi. Meriväylän ruoppauskohteen RK3 savimassojen yläosan ( 5 cm) keskimääräinen fysikaalinen laatu oli vuoden 23 sedimenttitutkimusten perusteella seuraava: Tiheys, g/cm 3 1,5 Kuiva-aine, % tuorepainosta 52 Vesipitoisuus, % kuivapainosta 92 Hehkutushäviö (orgaaninen aines), % kuiva-aineesta 3,3 Savipitoisuus, % kuiva-aineesta 74 Myös meriväylän ruoppauskohteissa on ilmeistä, että syvemmällä sedimentissä keskimääräinen orgaanisen aineksen pitoisuus (hehkutushäviö) on todennäköisesti ollut edellä esitettyä alhaisempi. 4.1.3 Läjitysalue Vuosaaren satamahankkeen meriläjitysalueen keskipiste sijaitsee ulkomerialueella yli 22 km:n etäisyydellä Vuosaaren satamasta ja yli 7 km:n päässä Itä-Tontusta eteläkaakkoon (kuva 2). Läjitysalue sijaitsee laajan, luontaisena sedimentaatio- eli akkumulaatioalueena toimivan syvänteen pohjoisreunalla. Vesisyvyys läjitysalueella vaihteli ennen läjityksiä pääasiassa 5 6 m:n välillä. Alueen pohjois- ja koillispuolella 1,5 km päässä sijaitsevat noin 1 2 metrin matalikot, ja syvä alue jatkuu etelän ja lounaan suuntaan. Ennen käyttöönottoa läjitysalueen pohjasedimentin pintakerros oli löysää ja vesipitoista, rautasulfidien tummaksi tai mustaksi värjäämää liejua, jossa oli vähän savea ja kariketta. Pintakerroksen alla oli löysähköä liejusavea. Läjitysalueen luonnontilainen pohja oli suhteellisen helposti resuspendoituvaa, mutta pysyvästi sedimentoitunutta ainesta, mikä ilmentää alueen rauhallisia sedimentaatio-olosuhteita, ts. sedimentin pintakerros ei kulu pois, vaan kasvaa ajan mittaan (Rantataro 1997; Niinimäki & Hindsberg 1999). Satamahankkeen rakentamisen aikana läjitysalueen ja sen ympäristön sedimentin laatua on tutkittu kulloinkin voimassa olleen satamahankkeen vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelmaversion mukaisesti. Läjitysalueen pohjaprofiili kartoitettiin kattavalla tarkkuusluotauksella ennen läjityksiä, läjityspinnan tasoa seurattiin vuosittaisin kontrolliluotauksin ja läjitysten jälkeen syksyllä 28 toteutettiin jälleen pohjaprofiilin kattava kartoitus tarkkuusluotauksella. Satamahankkeen läjitysten johdosta alkuperäinen 144 ha:n läjitysalue ja itäinen laajennusalue täyttyivät likimain luvan mukaiseen tasoon (-49/-5 m) ja läjitysalueen eteläisestä laajennusalueesta otettiin käyttöön alkuperäiseen läjitysalueeseen liittyvä n. 2 ha:n kaistale. Läjitysalueen pohjan taso on madaltunut 36

vuodesta 23 vuoteen 28 suurimmalla osalla käytössä ollutta aluetta 1 3 m, mutta suurimmillaan madaltumista on tapahtunut noin 5 m (liite 5). 4.1.4 Hiekanottoalueet Merihiekanottoalueet ovat osa laajaa hiekka- ja soramuodostelmien ketjua, joka on geologisesti Kallvikin harjun ja Eestiluodon hiekanottoalueen vedenalainen jatke. Itä-Tontun (Itätoukin) hiekanottoalueella vesisyvyys oli ennen hiekanottoa n. 14 44 m ollen pääosalla aluetta n. 2 3 m. Soratontun hiekanottoalueella vesisyvyys oli n. 24 53 m ollen pääosalla aluetta n. 35 45 m. Itä-Tontun hiekanottoalueen paikoin jopa 3 4 metrin paksuisen kerrostuman keskipaksuudeksi märitettiin noin 1 15 m. Alueen pintakerros muodostuu hienosta ja keskikarkeasta hiekasta, jonka päällä on paikoitellen ohuita kerroksia savea tai kiviä. Hiekkakerroksen alla esiintyi karkeampirakeista ainesta ja osin moreenia. Paikoitellen myös kallion todettiin nousevan lähelle merenpohjan pintaa tunkeutuen jopa sen läpi (Rantataro 1997; Geologian tutkimuskeskus ym. 1992; Suomalainen Insinööritoimisto SITO Oy 1996). Soratontun hiekka- ja soramuodostuma sijaitsee yli neljän kilometrin etäisyydellä Itä- Tontun saaresta lounaaseen. Hiekkamuodostuman kokonaispaksuudeksi määritettiin 1 4 m:n välillä siten, että harjuselänteiden kohdalla pintaan paljastuneen hiekan paksuus oli suurimmillaan. Ohuemmilla reuna-alueilla muodostumaa peittivät eri-ikäiset savikerrostumat (Rantataro 1997; Geologian tutkimuskeskus ym. 1992; Suomalainen Insinööritoimisto SITO Oy 1996). Hiekanottoalueilta vuonna 24 tehtyjen raekokojakaumamääritysten (Geotek Oy 1994) perusteella merihiekan keskimääräinen D 5 -arvo oli,5,8 mm (ts. puolet aineksen painosta oli hiukkaskooltaan ko. kokoa tai sitä pienempää). Urakoiden toteuttamisen yhteydessä kävi ilmi, että hiekanottoalueilla esiintyi paikoin myös melko karkeaa ja melko hienojakoista ainesta (kiviä ja savea). Sataman täyttöihin hiekanottoalueilta kuljetetun aineksen ominaisuudet vastasivat likimain em. keskimääräistä raekokojakaumaa. Hiekanottoalueet tarkkuusluodattiin ennen hiekanottoa sekä hiekanoton päättymisen jälkeen kesällä 27 ja syksyllä 28. Sataman täyttöihin käytetyn merihiekan noston seurauksena Itä-Tontun ja Soratontun alueet ovat syventyneet ja niiden hiekka- ja sorakerrostumat ovat pienentyneet. Merihiekan nostolla ei ollut vaikutusta Itä-Tontun hiekanottoalueen äärisyvyyksiin, mutta laskennallisesti alueen vesisyvyys kasvoi hiekanoton seurauksena keskimäärin n.,8 m suurimpien paikallisten syvyysmuutosten ollessa selvästi tätä suurempia (liite 6). Soratontun alueella pienin vesisyvyys kasvoi n. 25 m:stä n. 3 m:iin, mutta alueen suurin vesisyvyys (n. 53 m) ei käytännössä muuttunut. Yli 5 m:n vesisyvyyksiä esiintyi kuitenkin hiekanottoa edeltäneestä tilanteesta poiketen myös alueen keskija itäosissa. Soratontun alueella vesisyvyys kasvoi hiekanoton seurauksena laskennallisesti keskimäärin n. 1,7 m suurimpien paikallisten syvyysmuutosten ollessa kertaluokkaa suurempia (liite 7). 4.2 Virtaukset Vuosaaren satamahankkeen vaikutusalueella on tehty useita virtausmittauksia. Vuosaaren sataman läheisyydessä on selvitetty virtauksia ennen rakentamista ja rakentamisen aikana (Sarkkula & Jozsa 1991, Sarkkula 1993, Huttula ym. 24). Ulkosaaristossa hiekanottoalueiden tuntumassa on selvitetty virtauksia heinä-syyskuussa 1996 (Sarkkula, julkaisematon). Läjitysalueella kartoituksia on tehty kolmeen eri otteeseen (Huttula ym. 24, Lindfors & Kiirikki 27, Kiirikki & Lindfors 27). Seuraavissa luvuissa on esitetty pääpiirteet alueen virtauksista edellä mainittujen selvitysten pohjalta. 37

4.2.1 Sataman alue Tuulesta riippumaton taustavirtaus hankkeen vaikutusalueella kulkee sekä Granön pohjoispuolella että Mölandetin eteläpuolella länteen ja Musta Hevosen eteläpuolella lounaaseen (Hari & Soini 1975). Paikalliset tuulet ja meriveden korkeuden vaihtelut sekä pohjien muoto vaikuttavat kuitenkin virtaussuuntiin. Salmipaikoissa virtaukset kääntyvät salmen suunnan mukaisiksi ja ne ovat veden edestakaista liikettä. Virtausmittauksissa vuodelta 199 (Sarkkula & Jozsa 1991) havaittiin tyynessä sekä itäja pohjoistuulessa läpivirtauksen kulkevan Granön ja Pikku Niinisaaren pohjoispuolitse idästä länteen. Lounaistuulessa virtaus Granön pohjoispuolella oli itään, mutta Pikku Niinisaaren pohjoispuolella sataman ohi idästä länteen. Granön ja Mölandetin välissä virtaukset olivat itä- ja pohjoistuulitilanteissa länteen ja etelän ja lännen puoleisten tuulten vallitessa itään. Hankkeen suunnitteluvaiheessa laadituissa virtaustutkimuksissa painotettiin paikallisten tuuliolosuhteiden voimakasta vaikutusta virtauksiin, mikä voi mahdollistaa pohjoiseen tapahtuvan rannanmyötäisen paluuvirtauksen. Tällaisissa tilanteissa samentunutta vettä oletettiin kulkeutuvan Porvarinlahden suualueelle. Porvarinlahden muodosta ja sijainnista johtuen tehokas vedenvaihto Kalkkisaarenselän ja Porvarinlahden välillä edellyttäisi nopeaa ja huomattavaa vedenkorkeuden muutosta. Pitkäkestoinen kaakkoistuuli voisi mahdollistaa edellä mainitun tilanteen. Porvarinlahden suuaukko on kuitenkin kapea ja jää katveeseen päävirtauskenttään nähden, tämän lisäksi Porvarinlahteen laskevat pintavedet ympäröivältä valuma-alueelta aikaansaavat vastakkaissuuntaisen virtauksen, jolloin laajempi vesimassojen kulkeutuminen kohti lahden sisäosia vaikeutuu. Porvarinlahdessa ulkoisen ja sisäisen kuormituksen seurauksena muodostuva orgaaninen aines sedimentoituu tehokkaasti lahteen, mikä näkyy alueella voimakkaana rehevöitymisenä ja mataluutena. Tämä edelleen tehostaa lahden vesimassojen luontaista samentumaa. (Lindfors & Kiirikki 24) Virtausmittauksissa, jotka koskivat Vuosaaren voimalaitoksen lämpimien jäähdytysvesien vaikutuksia merialueilla (Sarkkula 1993, ref. Nurmi ym. 1996), havaittiin lämpimien vesien kulkeutuvan pintavesikerroksessa itä- ja pohjoistuulilla etelään avomerelle ja etelä- länsituulilla pohjoiselle saaristoalueelle. Vuonna 23 tehdyssä selvityksessä (Huttula ym. 24) havaittiin, että satama-alueen virtaukset olivat nopeudeltaan yleensä alle 5 cm/s. Suurimmat nopeudet (noin 15 cm/s) havaittiin pinnan lähellä syyskuun mittausjaksolla Pikku Niinisaaren ja Mölandetin välissä sekä marraskuussa lyhytaikaisesti koko vesipatsaassa Uutelan ja Pikku Niinisaaren välissä. Vesi näytti liikkuvan toukokuun ja marraskuun mittausjaksoilla suurimman osan ajasta yhtenäisenä kerroksena. Virtauksen suunta oli näillä jaksoilla pääosin etelään. Syyskuun jaksolla Pikku Niinisaaren ja Mölandetin välissä ilmeni ajoittain kaksikerrosvirtausta. (Huttula ym. 24). Väyläalueella Mölandetin ja Pikku Niinisaaren välissä virtaus oli useimmissa tuulitilanteissa väylää ylöspäin Kalkkisaarenselälle ja sieltä sataman ohi länteen (Sarkkula & Jozsa 1991). Ennakkoarvion mukaan Sataman rakentamisella ilman aallonmurtajia ei näyttänyt olevan merkittävää vaikutusta alueen veden vaihduntaan. Myöskään mahdolliset aallonmurtajat eivät vaikuta Granön ympäri tapahtuvaan veden kiertoon tai muihin sisäsaariston virtauksiin (Sarkkula & Jozsa 1991). Virtausmittauksia ei ole vuoden 23 jälkeen tehty Vuosaaren sataman alueella. Sataman toteutunut rakentaminen aallonmurtajineen ja sataman vesiliikennealueiden syventämisineen on jossain määrin muuttanut paikallisia virtausoloja Kalkkisaarenselällä, mutta Granön ympäri tapahtuvaan veden kiertoon tai muihin sisäsaariston virtauksiin tai veden vaihtuvuuteen sataman rakentamisella ei todennäköisesti ole ollut vaikutusta. 38

4.2.2 Läjitysalue Läjitysalueen virtausmittauksissa elokuussa 23 havaittiin yleisenä piirteenä virtausten vaimeneminen tiheyden muutoskerroksen yläpuolella ja sen alueella (1 14 m:n syvyydessä). Selkeä nopeuden muutosalue oli 38 m:n alapuolella. Suurimmat virtausnopeudet havaittiinkin pohjan lähellä läjitysalueen eteläpuolella, jossa arvot olivat tasolla 2 25 cm/s. Itse läjitysalueella pohjanläheiset virtaukset olivat alle 1 cm/s. Pohjan lähellä virtauksien suunta koko tutkimusalueella oli sektoriin lounas-luode (Huttula ym. 24). Marras joulukuussa 26 pääasiallinen virtaussuunta läjitysalueelta oli kaakkoon. Keskimääräinen virtausnopeus läjitysalueella oli mittausjaksolla 3,8 cm/s. Virtausnopeudet olivat 95,6 % kokonaisajasta matalampia kuin löyhän massan resuspension raja-arvona pidetty 1 cm/s:n virtausnopeus. Pisin yhtenäinen jakso, jolloin tämä arvo ylittyi, oli 9 h. Tehtyjen regressiomallien perusteella tuuli selitti 5 m:n syvyydellä mitattuja virtauksia heikosti. (Lindfors & Kiirikki 27) Heinä elokuussa 27 pääasialliset virtaussuunnat olivat koillinen ja länsi. Keskimääräinen virtausnopeus mittausjakson aikana oli 4, cm/s. Suurimmat mitatut nopeudet olivat 22 cm/s. Virtausnopeus oli 95,1 % kokonaisajasta hitaampi kuin löyhän massan resuspension raja-arvona pidetty 1 cm/s:n virtausnopeus (Kiirikki & Lindfors 27). Ottaen huomioon läjitysalueen ja sen ympäristön syvyyssuhteet satamahankkeen yhteydessä läjitetyt massat ja niiden aiheuttamat syvyysmuutokset eivät ole voineet merkittävästi vaikuttaa alueella vallitseviin makroskooppisiin virtausolosuhteisiin. 4.2.3 Hiekanottoalue Ulkosaaristossa hiekannostoalueiden tuntumassa on tehty virtausmittauksia heinäsyyskuussa 1996 (Sarkkula, julkaisematon ref. Nurmi ym. 1996). Veden ollessa termisesti kerrostunut alueella oli selkeä kaksikerroksinen virtaus. Länsi-lounaistuulten vallitessa pintavirtaus oli kaakkoon tai etelään ja harppauskerroksen alapuolella virtaussuunta oli samanaikaisesti kohti rannikkoa syvänteiden suuntaisesti. Itätuulella virtaussuunnat olivat päinvastaiset (Nurmi & Niinimäki 1996). Myös hienottoalueilla vesisyvyydet ovat suhteellisen suuria. Hiekanoton johdosta näillä alueilla tapahtuneet paikalliset syvyyssuhteiden muutokset (keskimäärin -,8-1,7 m) eivät ole voineet vaikuttaa alueen makroskooppisiin virtausolosuhteisiin. 4.3 Jääolot Merentutkimuslaitoksen vuosien 1961 199 jäätilastojen perusteella Vuosaaren edustan merialue jäätyy keskimäärin joulukuun alkupuolella ja pysyvä jääpeite syntyy joulukuun loppupuolella. Pysyvä jääpeite on alueella n. 3,5 kuukautta, joten jääpäiviä on vuodessa keskimäärin sata. Pysyvä jääpeite sulaa yleensä huhtikuun alkupuoliskolla ja lopullisesti jäät häviävät huhtikuun loppuun mennessä. Vuosittaiset vaihtelut jääpäivien lukumäärässä ovat kuitenkin huomattavan suuria. 198- ja 199-lukujen vaihteessa sekä 2-luvulla on esiintynyt useita poikkeuksellisen leutoja talvia. Tällöin jääpäivien lukumäärä on jäänyt alle 6:n ja ääritapauksissa niitä ei ole ollut ollenkaan. Kalkkisaarenselällä jääoloihin vaikuttavat Helsingin Energian vuonna 1991 toimintansa aloittaneiden Vuosaaren voimalaitosten lämpimät jäähdytysvedet. Aikaisemmin jäähdytysvedet johdettiin Kalkkisaarenselälle Ruusuniemen rannasta. Jäähdytysvedet aiheuttivat jään sulamista tai heikkenemistä alueella, jonka rajoina olivat Skataniemi, Pikku Niinisaaren ympäristö, Mölandetin eteläosa, Granön etelä- ja itäosa, Rävön ja Stora Lövholmen (Nurmi ym. 1996). 39

Sataman länsiosan läpi kulkevan jäähdytysveden siirtoputken valmistuttua vuonna 28 jäähdytysvedet on johdettu siirtoputken kapasiteetin (n. 4 m 3 /s) ylittäviä virtaamahuippuja lukuun ottamatta satama-altaaseen edesauttamaan ko. alueen sulanapitoa. Siirtoputken kapasiteetin ylittävä virtaamaosuus johdetaan Ruusuniemen kanavaan lähelle aikaisempaa purkupaikkaa. Voimalaitosten jäähdytysveden ottopaikka sijaitsee Kalkkisaarenselällä uuden aallonmurtajan kaakkoispuolella (kuva 9). Alueen jääoloihin ja jäällä liikkumiseen vaikuttaa osaltaan talvimerenkulku. Ennen Vuosaaren meriväylän rakentamista alueella liikennöitiin säännöllisesti talvisin auki pidettävällä Kotkan ja Porkkalan välisellä rannikkoväylällä (Etelä-Suomen väylä). Myös Musta Hevosen ja Kuiva Hevosen välistä Nuottasaaren edustalle ja sieltä edelleen Kalkkisaarenselälle johtava 7,5 metrin väylä on ollut ajoittain talvella auki. Satamatoiminnan käynnistyttyä sataman vesiliikennealue Kalkkisaarenselällä ja satamaan johtava väylä ovat olleet auki läpi talven. 4.4 Kuormitus Vuosaaressa oli 197-luvun alusta aina vuoteen 1994 saakka toiminnassa kunnallinen jäteveden puhdistamo. Puhdistamon jätevesien purku tapahtui Skatanselälle vajaan kilometrin päähän satamasta etelään. Vuosaaren puhdistamon vesistökuormitus oli vuonna 1993 6 57 kg/a fosforia, 532 535 kg/a typpeä ja 133 225 kg/a BHK7 (Pesonen ym. 1994). Meriveden virtaussuunnasta johtuen Vuosaaren jätevedenpuhdistamon vaikutus määrin ei kohdistunut merkittävässä Kalkkisaarenselälle. Jätevesien johtaminen Skatanselälle lopetettiin syksyllä 1994, minkä jälkeen jätevedet on ohjattu Viikinmäen puhdistamon kautta Katajaluodon ulkopuolelle laskevaan pääviemäriin. Alueella vuonna 1991 toimintansa aloittanut Helsingin Energian Vuosaaren maakaasuvoimalaitos johtaa jäähdytysvedet Kalkkisaarenselälle. Vuosina 1991 27 jäähdytysvedet purettiin Ruusuniemen rannasta Kalkkisaarenselälle. Vuodesta 28 eteenpäin jäähdytysvedet on purettu pääsääntöisesti Vuosaaren sataman satama-altaaseen (enintään 4 m 3 /s). Mikäli siirtoputken kapasiteetti (4 m 3 /s) ei riitä jäähdytysvesivirtaamalle, kapasiteetin ylittävä vesimäärä kulkeutuu ylivuodon kautta Ruusuniemen kanavaan. Myös voimalaitoksen vedenotto sijaitsee Kalkkisaarenselällä aallonmurtajan kaakkoispuolella (kuva 9). Helsingin Energian Vuosaaren voimalaitoksilta johdetaan jäähdytysveden mukana Kalkkisaarenselälle vähäinen määrä prosessijätevesiä (neutraloinnista) ja kevyen polttoöljyn kalliovaraston vuotovesiä sekä osa voimalaitosalueen sadevesistä. Muu osa voimalaitosalueen sadevesistä ja kivihiilivaraston valumavedet johdetaan sadevesiviemärissä ja avo-ojassa satama-alueen meluseinän koillispuoliselle merialueelle. Voimalaitoksilta mereen johdettu kuormitus on ollut vuosina 25 29 seuraava (Piispanen & Vatanen 29, Vatanen & Haikonen 21): Vuosi 25 26 27 28 29 Kokonaisfosfori (kg/a)* - - - - - Kokonaistyppi (kg/a) 2 2 25 14 - Mineraaliöljy (kg/a) 23 4 15 43 16 Lämpöpäästö (TJ/a) 82 3133 1 68 883 53 * vuosikuormitus pieni Vuosaaren voimalaitoksilta mereen johdettavat ravinne- ja öljymäärät ovat vähäisiä. Voimalaitosten jäähdytysvesillä ei myöskään ole ollut havaittavaa vaikutusta Kalkkisaa- 4

renselän happitilanteeseen. Voimalaitosten jäähdytysveden lämpöenergiaa on hyödynnetty vuodesta 28 lähtien satama-altaan sulanapidossa. Kalkkisaarenselkä sijaitsee sisäsaaristossa maalta tulevan hajakuormituksen vaikutusalueella. Sataman itäpuolelle n. 8 1 km:n päähän laskee Sipoonjoki, jonka vaikutus näkyy ajoittain erityisesti kevään ja syksyn ylivirtaamakausina sekä kesän sadejaksojen jälkeen myös Vuosaaren edustan vedenlaadussa. Sipoonjoen kautta tuleva kuormitus on pääosin peräisin maataloudesta. Alueelle tulee kuormitusta myös purojen kautta erityisesti em. ylivirtaama-ajankohtina. Muina kuormituslähteinä voidaan mainita ilmakehän kautta vesialueelle tuleva laskeuma sekä rannikon ja saariston asutus. Ulompana satama-alueesta, väylän ja hiekanottoalueiden tuntumassa, sijaitsevat Mustakuvun läjitysalue ja Eestiluodon hiekanottoalue (kuva 2). Mustakuvun läjitysalueelle on läjitetty Itä-Helsingin ja Sipoon pienimuotoisista ruoppaushankkeista peräisin olevia massoja 199-luvulta lähtien. Eestiluodon hiekanottoalue ei ole ollut käytössä 199- luvun jälkeen. 5 VESISTÖ- JA KALATALOUSTARKKAILUOHJELMA RAKENTAMISEN AIKANA Helsingin Satama ja Merenkulkulaitos laadituttivat vuoden 1998 vesiluvan mukaisesti vesistö- ja kalataloustarkkailuohjelman, joka valmistui 13.2.23 (Niinimäki & Oulasvirta 23a). TBT:n esiintyminen ruopattavilla alueilla johti kuitenkin siihen, että ohjelmaa oli Uudenmaan ympäristökeskuksen vaatimuksesta täydennettävä. Täydennetty tarkkailuohjelma (12.6.23, Niinimäki 23b) toimitettiin Uudenmaan ympäristökeskukseen (UUS). Uudenmaan työvoima- ja elinkeinokeskuksen kalatalousyksikkö (TEkeskus) hyväksyi ohjelman kalataloustarkkailuosan päätöksellään 12.5.23 (Dnro 42/5723/22) ja Uudenmaan ympäristökeskus päätöksellään 18.7.23 (Dnro 197Y18-19). Näistä päätöksistä valitettiin Vaasan hallinto-oikeuteen ja edelleen korkeimpaan hallinto-oikeuteen, joka hylkäsi valitukset. Ohjelma päivitettiin 9.9.23 siten, että ohjelmaan lisättiin UUS:n 18.7.23 edellyttämät lisäykset sekä neuvottelussa 19.8.23 sovitut tarkennukset (Niinimäki & Oulasvirta 23b). Jatkoa silmällä pitäen ohjelmaan tehtiin lisätarkennuksia 23.12.23 (Niinimäki 23c). Ohjelmaa koskevista UUS:n päätöksestä 18.6.24 ja TE-keskuksen päätöksestä 24.6.24 valitettiin ja Vaasan hallinto-oikeus hylkäsi valitukset. Edelleen ohjelmaa päivitettiin 3.9.24 (Niinimäki & Oulasvirta 24) ja siihen lisättiin suojapengerluvan (LSY 7.6.24 ja VHaO 7.9.24) edellyttämät lisätarkkailut. Uusi päivitys tehtiin 7.6.25, jolloin ohjelmassa huomioitiin myös TBT-pitoisten alueiden puhdistusruoppausluvan (LSY 2.12.24) lupamääräykset. Hankkeen aikana ohjelmaa on päivitetty useaan otteeseen tarkkailuun paremmin soveltuvaksi. Viimeisin versio on päivätty 15.9.26 (Vatanen 26). Tarkkailuohjelman pohjalta laadittiin vuoden 27 osalta tarkennettu vesistötarkkailuohjelmaehdotus, jonka UUS hyväksyi kirjeellään 12.6.27 (Dnro UUS-25-Y-39). Kalataloustarkkailun osalta tarkkailu jatkui vuonna 27 ohjelman mukaisesti. Edelleen koskien vuotta 28 vesistö- ja kalataloustarkkailusta tehtiin pitkälti aikaisempaan tarkkailuohjelmaan perustuva tarkentava ehdotus UUS:ille ja TE-keskukselle. UUS hyväksyi vesistötarkkailuehdotuksen kirjeellään 1.7.28 (Dnro UUS-25-Y-39-126). Kalataloustarkkailun osalta vuotta 28 koskevat muutokset olivat siinä määrin vähäisiä, että TE-keskus hyväksyi muutokset eräin täsmennyksin asiasta käydyssä neuvottelussa. 41

6 VESISTÖTARKKAILUN TULOKSET Vesistötarkkailu -osiossa esitetyt tulokset vuosilta 23 28 perustuvat Vuosaaren satamahankkeen rakentamisen aikaisen tarkkailuohjelman toteuttamisen yhteydessä kertyneisiin tarkkailutuloksiin. Kuten edellä luvussa 1 on todettu, tarkkailun tulokset on raportoitu vuosittain Vuosaaren satamahankkeen julkaisuja -sarjassa (Niinimäki ym. 24, Vatanen & Niinimäki 25, Vatanen ym. 26, Vatanen & Haikonen 27, 28 ja 29). Poikkeuksena edellä mainittuun ovat satamahankkeen rakentamisen aikaiseen tarkkailuohjelmaan kuuluvat meriläjitysalueen sedimenttitarkkailutulokset vuodelta 29 sekä meriläjitysalueen ja merihiekan ottoalueiden pohjaeläintarkkailutulokset vuodelta 29, jotka on esitetty tässä raportissa, koska vuonna 28 toteutettavaksi suunniteltu näytteenotto siirtyi vuoteen 29 syksyn 28 tuulisten sääolosuhteiden vuoksi. Seuraavassa on esitetty myös saatavilla olevat vuotta 23 edeltävät vertailukelpoiset vesistötarkkailutulokset. 6.1 Veden laadun, sameuden ja sedimentaation tarkkailu 6.1.1 Veden laatu vesinäytteiden perusteella Helsingin itäinen merialue on ravinteisuuden perusteella lievästi rehevöitynyttä. Hygieenisessä mielessä veden laatu on hyvä. Vuosaaren puhdistamon toimiessa Skatanselällä esiintyi ajoittain jätevesien seurauksena pintaveden hygieenisen laadun heikentymistä, mutta jätevesikuormituksen loputtua 1994 purkualueen tila on jonkin verran parantunut. Happiolot ovat yleensä hyvät, joskin kerrostuneisuuskausina alusvedessä esiintyy usein lievää hapen vajausta. Etenkin ulkosaaristoalueella vesi on suhteellisen kirkasta ja mereistä (Nurmi ym. 1996). 6.1.1.1 Veden laadun muutokset pitkällä aikavälillä sataman ympäristössä Seuraavassa on tarkasteltu veden laadun yleisiä pitkän aikavälin muutoksia seurantapisteillä (kuva 9). Kohdassa 6.1.1.2 esitetty Länsi-Tontun piste 114 liittyy Helsingin edustan merialueen yleiseen tarkkailuun ja sijaitsee Länsi-Tontun läheisyydessä (kuva 2, mm. Munne ym. 28). Kohdassa 6.1.1.3 veden laadun muutoksia on tarkasteltu vuosikohtaisesti Vuosaaren satamahankkeen rakentamisen aikana. 42

Kuva 9. Vuosaaren sataman ympäristössä sijaitsevat vesinäytteenottopisteet. Granö 113 Granön havaintoasema on Vuosaaren satamahankkeen fysikaaliskemiallisen vedenlaadun seurantapisteistä sisin ja vähemmän mereinen kuin muut asemat. Makeavesivaikutus asemalla on ajoittain merkittävä. Pitkällä aikavälillä tarkasteltuna Granön talviset kokonaisravinnepitoisuudet ja sameusarvot ovat vaihdelleet melko laajasti vuosien välillä, eikä selvää muutossuuntaa ole nähtävissä 2 vuoden tarkastelujaksolla. Kesällä elokuussa kokonaisravinnepitoisuudet ja sameusarvot ovat viimevuosina olleet ajoittain aiempaa korkeampia (kuva 1). Tarkastelujakson kesäinen pitoisuusmaksimi sekä kokonaisravinteiden että sameuden osalta mitattiin kuivana hellekesänä 26. Kuva 1. Veden sameus, kokonaisfosfori (kok. P) ja kokonaistyppi (kok. N) Granön (113) näytepaikalla pintakerroksessa vuosina 1988 28. Klorofylli-a:n pitoisuuksissa ei ole nähtävissä selvää suuntausta tarkastelujakson aikana. Poikkeuksellisen korkeat klorofylliarvot on mitattu vuosina 1989 ja 23, jolloin näytteenotto on ajoittunut kevätmaksimin aikaan. Klorofylli-a:n pitoisuudet merialueella vaihtelevat voimakkaasti vuodenajan mukaan. Erityisesti keväällä kasviplanktontuotanto nousee nopeasti jäiden lähdettyä, kun valo 43

äkkiä lisääntyy ja ravinteita on talven jäljiltä käytettävissä. Tämä kasviplanktonin kevätkukinta menee kuitenkin nopeasti ohi, kun liukoiset ravinteet on käytetty ja vesimassa alkaa kerrostua. Näytteenoton ajoittuminen suhteessa kevätkukintaan vaikuttaa merkittävästi saatuun klorofyllitulokseen ja myös avovesikauden klorofyllipitoisuuksien keskiarvoon, jota käytetään yleisesti rehevyysluokitusta määritettäessä. Tarkastelujaksolla ei myöskään ole nähtävissä selvää muutosta havaintopaikan happitilanteessa. Kalkkisaarenselkä 174 Kalkkisaarenselän talvinen kokonaisfosforitaso päällysvedessä on 2 vuoden tarkastelujaksolla noussut (kuva 11). Pitoisuudet olivat korkeimmillaan ennen satamatöiden alkamista vuonna 22 sekä rakentamisvuosina 23 ja 24, mutta pitoisuusnousut eivät suoraan liity sataman rakentamiseen, koska vesistötöitä ei talvella tehty. Huono jäätilanne esti näytteenoton pisteeltä 174 talvina 26 ja 28. Vuosina 25 ja 27 talvinäytteet otettiin veneestä. Kokonaisfosforipitoisuuksien yleinen kasvusuuntaus Kalkkisaarenselällä liittynee pääasiassa merialueen rehevyystason yleiseen nousuun, sillä vastaava kasvusuuntaus on nähtävissä myös joillakin muilla vesistötarkkailuasemilla Helsingin edustalla (Heitto & Vatanen 29). Kokonaistypen osalta selvää kasvua ei näytä tapahtuneen. Kokonaisfosforipitoisuuden ohella päällysveden talvinen sameus oli kohonnut tammikuussa 22. Myös sataman rakentamisaikana talvella 27 sameus oli kohonnut. Vastaava sameustason nousu oli havaittavissa useilla muillakin vesistöhavaintopaikoilla ja saattoi liittyä tammikuun poikkeuksellisiin sääoloihin: lauhat säät ja runsaat vesisateet kasvattivat rannikon jokien virtaamia ja samennusta. Myös kesäaikaan elokuussa Kalkkisaarenselällä on päällysvedestä viime vuosina mitattu joitakin vähän aiempaa korkeampia kokonaisfosforipitoisuuksia ja sameusarvoja (kuva 11). Kalkkisaarenselän kesäaikaisessa typpitasossa ei viimeisten 2 vuoden aikana ole ollut merkittävää muutossuuntaa. Tarkastelujakson korkeimmat elokuiset kokonaisravinnepitoisuudet ja sameusarvot mitattiin hellekesänä 26. Tuolloin vesipatsas oli Kalkkisaarenselällä ja ympäröivillä asemilla pinnasta pohjaan asti yli 2 C ja myös pohjan lähellä sekä ravinteiden pitoisuudet että sameus ja kiintoainearvot olivat kohonneet. Kokonaisravinnepitoisuudet olivat vastaavalla tavalla kohonneet myös usealla muulla Helsingin edustan merialueen havaintopaikalla (Heitto & Vatanen 29). Sameus oli elokuussa 26 kohonnut Kalkkisaarenselän lisäksi lähiasemilla Granönselällä ja Vuosaarenlahdella, mutta ei mereisemmillä asemilla Mölandetissa ja Skatanselällä. Kuva 11. Veden sameus, kokonaisfosfori (kok. P) ja kokonaistyppi (kok. N) Kalkkisaarenselän (174) näytepaikalla pintakerroksessa vuosina 1988 28. 44

Hapen ja klorofylli-a:n avovesiaikaisissa pitoisuuksissa ei Kalkkisaarenselällä näytä olevan selvää muutossuuntaa. Vuosaarenlahti 182 Vuosaarenlahdelta vedenlaatutietoja on vuodesta 1997, ja näiden 12 vuoden aikana päällysveden talvinen kokonaisfosforitaso on ollut samaa suuruusluokkaa kuin Kalkkisaarenselälläkin (kuva 12). Tarkastelujaksolla Vuosaarenlahden talvisissa päällysveden kokonaisravinnepitoisuuksissa ei ole näkyvissä selkeää muutossuuntaa. Sameus oli kohonnut tammikuussa 27, kuten useilla muillakin havaintoasemilla. Elokuussa Vuosaarenlahdella on päällysvedestä vuosina 25, 26 ja 28 mitattu tavallista korkeampia sameusarvoja (kuva 12). Myös kokonaisravinteiden pitoisuudet ovat joinakin viime vuosina olleet aiempaa korkeammat. Suurimmat ravinnepitoisuudet mitattiin Vuosaarenlahdella, kuten monilla muillakin merialueen havaintopaikoilla, elokuussa 26. Kuva 12. Veden sameus, kokonaisfosfori (kok. P) ja kokonaistyppi (kok. N) Vuosaarenlahden (182) näytepaikalla pintakerroksessa vuosina 1997 28. Alusveden happipitoisuuksissa ja klorofylli-a:n avovesiaikaisissa pitoisuuksissa ei Vuosaarenlahdella näytä olevan selvää muutossuuntaa. Mölandet 18 Mölandetin näyteasemalta on tietoja vuodesta 1997 lähtien. Tarkastelujaksolla talviset kokonaisravinteiden pitoisuudet ja sameusarvot ovat vaihdelleet jonkin verran vuosien välillä, mutta selvää muutossuuntaa pitoisuuksissa ei ole nähtävissä (kuva 13). Myös kesäaikainen vedenlaatu näyttää Mölandetin havaintoasemalla säilyneen pääosin ennallaan tarkastelujakson ajan (kuva 13). Elokuisissa sameusarvoissa on esiintynyt vähäistä nousua vuosina 25 ja 28. Samaan aikaan myös vertailualueella Skatanselällä päällysveden sameus on ollut tavallista korkeampi. Kuva 13. Veden sameus, kokonaisfosfori (kok. P) ja kokonaistyppi (kok. N) Mölandetin (18) näytepaikalla pintakerroksessa vuosina 1997 28. Kasviplanktonin klorofylli-a:n avovesiaikaisissa pitoisuuksissa ei Mölandetin havaintoasemalla näytä olevan selvää muutossuuntaa. 45

Mölandetin alusveden elokuiset happipitoisuusminimit olivat tarkkailujakson alusta vuodesta 1997 vuoteen 22 laskusuunnassa ja tasaantuivat sen jälkeen. Samanlainen happipitoisuuksien aleneminen on vastaavalla aikajaksolla nähtävissä myös Kalkkisaarenselällä (174), josta havaintoja on pidemmältä ajalta. Muutokset liittynevät lähinnä vuosien välisiin luonnollisiin vaihteluihin. Skatanselkä 111 Skatanselän talvinen kokonaisfosforipitoisuus päällysvedessä oli vuosina 22 25 jonkin verran 2 vuoden tarkkailujakson muita vuosia korkeammalla tasolla (kuva 14). Sekä kokonaisfosforipitoisuus että sameus olivat tarkastelujakson korkeimmat tammikuussa 25. Talvinen kokonaistyppitaso sen sijaan on pysytellyt melko vakaana 199- luvun alkupuolelta, jolloin pitoisuudet laskivat, kun Vuosaaren jätevedenpuhdistamon jätevesien johtaminen Skatanselälle päättyi. Kesällä päällysveden kokonaisfosforipitoisuuksissa mitattiin vähän aiempaa korkeampia pitoisuuksia vuosina 27 ja 28 (kuva 14). Sameusarvot ovat olleet kohonneita vuosina 25 ja 28, kuten Mölandetissakin. Skatanselän kesäinen typpitaso ei ole 2 vuoden tarkastelujakson aikana merkittävästi muuttunut. Kuva 14. Veden sameus, kokonaisfosfori (kok. P) ja kokonaistyppi (kok. N) Skatanselän (111) näytepaikalla pintakerroksessa vuosina 1988 28. Kasviplanktonin klorofylli-a:n avovesiaikaisissa pitoisuuksissa ei Skatanselällä näytä olevan selvää muutossuuntaa. Muutossuuntaa ei ole nähtävissä myöskään klorofyllipitoisuuksien avovesiaikaisia vuosikeskiarvoja tarkasteltaessa. Alusveden happipitoisuudet eivät nekään ole merkittävästi muuttuneet 2 vuoden tarkastelujakson aikana. 6.1.1.2 Veden laadun muutokset pitkällä aikavälillä ulkosaaristossa Länsi Tonttu 114 Pitkällä aikavälillä tarkasteltuna Länsi-Tontun talviset sameusarvot päällysvedessä ovat vaihdelleet pääsääntöisesti välillä,5 2 NTU, eikä selvää muutossuuntaa ole havaittavissa (kuva 15). Sen sijaan päällysveden talviset kokonaisfosforipitoisuudet, jotka 199- luvun alkupuolella vaihtelivat välillä 3 4 µg/l, ovat viime vuosina vaihdelleet pääosin välillä 4 5 µg/l. Kokonaistypen pitoisuuksissa vastaavaa nousua ei ole nähtävissä. Loppukesäisin Länsi-Tontun päällysvedessä on joinakin viime vuosina havaittu aiempaa korkeampia sameusarvoja ja kokonaisravinteiden pitoisuuksia, vaikka selvää kasvavaa suuntausta pitoisuuksissa ei olekaan nähtävissä (kuva 15). Tarkkailujakson korkeimmat elokuiset kokonaisravinnepitoisuudet ja sameusarvo mitattiin vuonna 26. Myös pharvo ja hapen kyllästysaste olivat tuolloin päällysvedessä korkeat. Loppukesän kohonneet sameusarvot ja fosforipitoisuudet liittyvätkin Länsi-Tontulla tyypillisesti sinileväkukintojen esiintymiseen. 46

5 4 sameus talvella sameus kesällä 6 5 kok.p talvella Kok. P kesällä 6 5 3 4 4 FNU 2 µg/l 3 2 µg/l 3 2 Kok.N talvella 1 1 1 Kok. N kesällä Kuva 15. Veden sameus, kokonaisfosfori (kok. P) ja kokonaistyppi (kok. N) Länsi Tontun (114) näytepaikalla pintakerroksessa vuosina 1988 28. Länsi-Tontulta mitatut näkösyvyydet ovat vaihdelleet huomattavasti vuodenajan mukaan. Pienimmät näkösyvyydet ja suurimmat klorofylliarvot ajoittuvat kasviplanktonin kevätkukinnan aikaan huhti-toukokuuhun. Selvää muutossuuntaa näkösyvyydessä ja klorofyllipitoisuudessa ei 2 vuoden tarkastelujaksolla ole nähtävissä. 6.1.1.3 Veden laatu satamatyömaan ympäristössä vuosina 23 28 6.1.1.3.1 Vuosi 23 Vuosaaren sataman rakennustöihin liittyvät ruoppaukset käynnistyivät ensimmäisen kerran toukokuussa 23 ja päättyivät lähes saman tien satama-alueen TBT-löydöksen johdosta. Toukokuun vesinäytteet otettiin samalla viikolla, jolloin työt alkoivat. Niinilahden havaintopaikalla (175) vesi oli tuolloin voimakkaasti samentunut (alusveden sameus 39 FNU). Myös sekä kiintoaineen että kokonaisfosforin pitoisuudet olivat korkeat (34 mg/l ja 11 µg/l). Niinilahden ulkopuolella sijaitsevilla havaintopaikoilla ruoppausten vaikutus ei toukokuussa ollut erotettavissa muusta veden laadun vaihtelusta (kuva 16). Granön havaintopaikalla (113) keväällä mitatut korkeat sameusarvot ja ravinnepitoisuudet liittyivät runsaisiin sateisiin ja kevätvaluntaan, jonka seurauksena suolaisemman meriveden päällä oli sameampi ja ravinteikkaampi makeavesikerros. Ruoppaukset käynnistyivät uudelleen tulevan satama-alueen koillisosasta kesäkuun alussa ja jatkuivat kesäkuun lopulla Käärmeniemen, Lehdessaaren ja pikkusaarten välisten alueiden ruoppauksilla. Niinilahden pohjoisimmassa osassa ruoppaukset jatkuivat heinäkuun lopulla. Nämä ruoppaukset jatkuivat lähes vuodenvaihteeseen saakka. Niinilahden eteläisen pääosan pintasedimentin kuorinta toteutettiin loka-marraskuussa 23. Kesä-, heinä- ja elokuun havaintokerroilla ruoppausten vaikutukset ruoppausalueiden ulkopuolella olivat vähäisiä. Marraskuussa ruoppaukset näkyivät Niinilahdessa (175) kevättä ja kesää vähäisempinä pitoisuusnousuina. Niinilahden lisäksi kiintoainepitoisuudet olivat vähän muita havaintosyvyyksiä korkeampia Kalkkisaarenselän (174) ja Mölandetin (18) havaintoasemien päällysvedessä. Havaintoalueen happitilanne oli koko vuoden hyvä (kuva 16). Pienimmät alusveden happipitoisuudet mitattiin useimmilla asemilla kesäkerrostuneisuuden aikaan. Kalkkisaarenselällä (174) alusveden happipitoisuus oli jonkin verran alentunut myös tammikuussa. 47

FNU 12 1 8 6 4 2 Niinilahtea lukuun ottamatta Vuosaaren sataman ruoppausten vaikutus tarkkailualueen fysikaalis-kemialliseen veden laatuun oli vuonna 23 vähäinen ja peittyi suurelta osin muuhun veden laadun vaihteluun alueella. 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 27.1. 25.2. 1.3. 8.5. 13.5. 9.6. 14.7. 4.8. 19.8. 15.9. 14.1. 1.11. 18.11. 15.12. Sameus 1m 5m p-1 m asema 2 15 113 174 182 18 111 Kiintoaine 1m mg/l 1 5m 5 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 27.1. 25.2. 1.3. 8.5. 13.5. 9.6. 14.7. 4.8. 19.8. 15.9. 14.1. 1.11. 18.11. 15.12. p-1 m asema 2 15 113 174 182 18 111 Kok. P 1m µg/l 1 5m 5 p-1 m 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 27.1. 25.2. 1.3. 8.5. 13.5. 9.6. 14.7. 4.8. 19.8. 15.9. 14.1. 1.11. 18.11. 15.12. asema 12 1 8 µg/l 6 4 2 asema 2 15 113 174 182 18 111 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 27.1. 25.2. 1.3. 8.5. 13.5. 9.6. 14.7. 4.8. 19.8. 15.9. 14.1. 1.11. 18.11. 15.12. 113 174 182 18 111 Kok. N 1m 5m p-1 m Happi 1m mg/l 1 5m 5 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 14.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 8.5. 12.6. 16.7. 19.8. 1.11. 16.1. 27.1. 25.2. 1.3. 8.5. 13.5. 9.6. 14.7. 4.8. 19.8. 15.9. 14.1. 1.11. 18.11. 15.12. p-1 m asema 113 174 182 18 111 Kuva 16. Veden sameus, kiintoaine, kokonaisfosfori, kokonaistyppi sekä happi eri näytepisteillä vuoden 23 näytteenottokerroilla. 48

6.1.1.3.2 Vuosi 24 Talvella 24 satama-alueen lähiympäristössä Niinilahdessa (175) veden kokonaisfosforipitoisuus oli jonkin verran kohonnut (71 µg/l) huolimatta siitä, että ruoppaustyöt olivat talven keskeytyksissä. Sameus- ja kiintoainepitoisuudet olivat vain vähän ympäröivää merialuetta korkeammat. Muilla asemilla satamatöiden vaikutuksia ei ollut nähtävissä (kuva 17). Keväällä sataman vesirakennustöiden käynnistyttyä niiden vaikutus oli Niinilahdessa voimakas - pieneltä suljetulta alueelta ruopattiin pääosin huhti-kesäkuussa lähes 1 milj. m 3 savea. Alusveden sameus oli 5 FNU, kiintoainepitoisuus 24 mg/l ja kokonaisfosforin pitoisuus 15 µg/l. Vaikutus ulottui kohonneena sameutena ja kiintoainepitoisuutena myös Kalkkisaarenselälle (174) ja Vuosaarenlahden edustalle (182) lähinnä 5 m:n näytesyvyydellä (kuva 17). Vastaavaan aikaan myös vertailualueella Skatanselällä (111) päällysvedessä todettiin tavallista korkeampi kiintoainepitoisuus ja korkea klorofylliarvo, joka kertoi kevätkukinnan jatkumisesta uloimmalla havaintoasemalla. Kesä- ja heinäkuussa Niinilahdesta ei otettu näytteitä. Elokuussa satamatyöt nostivat veden sameutta sekä kiintoaine- ja fosforipitoisuutta Niinilahdessa kevättä vähemmän. Satamatöiden vaikutus muilla havaintopaikoilla oli elokuun näytteenottokerralla vähäinen. Marraskuussa Niinilahden veden sameus ja kiintoainepitoisuus olivat vain lievästi korkeammat kuin ympäröivällä vesialueella, mutta sen sijaan Kalkkisaarenselän alusvedestä mitattiin selvästi kohonneita arvoja, ja myös kokonaisfosforin pitoisuus oli tavanomaista korkeampi. Kalkkisaarenselkää kauemmas vaikutukset eivät ulottuneet. Merkittäviä happivajeita ei myöskään vuonna 24 esiintynyt millään havaintopaikalla. Alimmillaan happipitoisuus oli alueen syvimmän aseman Mölandetin (18) alusvedessä heinäkuussa (kuva 17). Vuonna 24 satamatyöt vaikuttivat voimakkaasti veden laatuun työalueella Niinilahdessa (175) - mikä oli aivan odotusten mukaista alueella, joka ruopattiin puhtaaksi pehmeistä massoista ja joka täytettiin syksyllä merihiekalla tasolle n. -4, m. Keväällä ja syksyllä vaikutukset ulottuivat kohonneina sameus- ja kiintoainearvoina Kalkkisaarenselälle (174) ja keväällä myös Vuosaarenlahdelle (182). Kalkkisaarenselällä myös kokonaisfosforipitoisuus oli syksyllä kohonnut. 49

25 2 15 1 Sameus 1m 5m 5 p-1 m 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. FNU 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 27.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 13.1. 27.1. 17.3. 19.4. 4.5. 11.5. 17.6. 12.7. 11.8. 16.8. 24.8. 14.9. 18.1. 11.11. 17.11. 8.12. asema 2 15 113 174 182 18 111 Kiintoaine 1m mg/l 1 5m 5 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 27.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 13.1. 27.1. 17.3. 19.4. 4.5. 11.5. 17.6. 12.7. 11.8. 16.8. 24.8. 14.9. 18.1. 11.11. 17.11. 8.12. p-1 m asema 1 8 6 113 174 182 18 111 Kok. P 1m µg/l 4 5m 2 p-1 m 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 27.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 13.1. 27.1. 17.3. 19.4. 4.5. 11.5. 17.6. 12.7. 11.8. 16.8. 24.8. 14.9. 18.1. 11.11. 17.11. 8.12. asema 1 8 6 µg/l 4 2 113 174 182 18 111 Kok. N 1m 5m p-1 m 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 27.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 13.1. 27.1. 17.3. 19.4. 4.5. 11.5. 17.6. 12.7. 11.8. 16.8. 24.8. 14.9. 18.1. 11.11. 17.11. 8.12. asema 2 15 113 174 182 18 111 Happi 1m mg/l 1 5m 5 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 26.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 27.1. 4.5. 1.6. 21.7. 16.8. 17.11. 13.1. 27.1. 17.3. 19.4. 4.5. 11.5. 17.6. 12.7. 11.8. 16.8. 24.8. 14.9. 18.1. 11.11. 17.11. 8.12. p-1 m asema 113 174 182 18 111 Kuva 17. Veden sameus, kiintoaine, kokonaisfosfori, kokonaistyppi sekä happi eri näytepisteillä vuoden 24 näytteenottokerroilla. 5

6.1.1.3.3 Vuosi 25 Vuonna 25 sataman täyttöalueella sijaitseva Niinilahden havaintoasema 175 jäi pois käytöstä. Sen sijaan näytteenotto aloitettiin uudelta asemalta Kalkkisaarenselkä 16 puhdistusruoppauksen suojaverhorakenteiden ulkopuolelta (kuva 9). Sataman ja väylän rakennustyöt käynnistyivät talven jälkeen huhtikuussa. Työt nostivat toukokuussa lievästi aseman 16 kiintoainepitoisuuksia (kuva 18). Vuosaarenlahdella (182) kiintoainepitoisuus oli kohonnut syyskuussa. Kalkkisaarenselällä (174) ja Mölandetissa (18) pitoisuusnousut sekä sameuden että kiintoaineen osalta olivat korkeimmat marraskuussa. Asemalta 16 ei ole näytteitä marraskuulta. Havaintoalueen ravinnepitoisuudet vaihtelivat vuonna 25 alueelle tyypillisissä rajoissa lukuun ottamatta elokuussa Mölandetissa (18) 5 m:n näytesyvyydellä mitattua tavallista korkeampaa kokonaisfosforipitoisuutta. Samaan aikaan näytteenoton kanssa oli lähialueella imuruoppaamalla toteutettu väyläruoppaus käynnissä. Satamatöiden vaikutusta ei ollut ravinnepitoisuuksien osalta erotettavissa muusta veden laadun vaihtelusta. Happitilanne oli vuonna 25 havaintoalueella hyvä lukuun ottamatta Mölandetin (18) alusveden alentunutta pitoisuutta heinäkuussa (kuva 18). Asema on tarkkailuasemista syvin, ja sen alusvedessä on havaittu alentuneita happipitoisuuksia kesäkerrostuneisuusaikoina myös ennen satamahankkeen käynnistymistä. Vuonna 25 satamatöiden vaikutukset näkyivät toukokuussa suojaverhorakenteen ulkopuolisella asemalla 16 sekä lähinnä syksyllä sameus- ja kiintoainepitoisuuksien ajoittaisena kohoamisena Kalkkisaarenselällä (174), Vuosaarenlahdella (182) ja Mölandetissa (18). Vaikka vesinäytteissä suojaverhon ulkopuolisella pisteellä 16 havaittiin kohonneita kiintoainepitoisuuksia, 11.7., 5.8. ja 2.9. toteutetuissa sameuskartoituksissa todettiin suojaverhon sisäpuolisen sameustason olevan huomattavasti korkeampi kuin suojaverhon ulkopuolella (Vatanen ym. 26). 51

25 2 15 1 Sameus 1m 5m 5 p-1 m 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. FNU 19.1. 23.3. 2.4. 9.5. 23.5. 7.6. 13.6. 12.7. 19.7. 15.8. 22.8. 12.9. 21.9. 1.1. 14.11. 16.11. 8.12. asema 113 25 2 15 mg/l 1 16 174 182 18 111 Kiintoaine 1m 5m 5 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.3. 2.4. 9.5. 23.5. 7.6. 13.6. 12.7. 19.7. 15.8. 22.8. 12.9. 21.9. 1.1. 14.11. 16.11. 8.12. p-1 m asema 113 1 8 6 16 174 182 18 111 Kok. P 1m µg/l 4 5m 2 p-1 m 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.3. 2.4. 9.5. 23.5. 7.6. 13.6. 12.7. 19.7. 15.8. 22.8. 12.9. 21.9. 1.1. 14.11. 16.11. 8.12. asema 113 7 µg/l 6 5 4 3 2 1 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. asema 113 2 15 16 174 182 18 111 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.3. 2.4. 9.5. 23.5. 7.6. 13.6. 12.7. 19.7. 15.8. 22.8. 12.9. 21.9. 1.1. 14.11. 16.11. 8.12. 16 174 182 18 111 Kok. N 1m 5m p-1 m Happi 1m mg/l 1 5m 5 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.5. 7.6. 19.7. 22.8. 21.9. 14.11. 19.1. 23.3. 2.4. 9.5. 23.5. 7.6. 13.6. 12.7. 19.7. 15.8. 22.8. 12.9. 21.9. 1.1. 14.11. 16.11. 8.12. p-1 m asema 113 174 182 18 111 Kuva 18. Veden sameus, kiintoaine, kokonaisfosfori, kokonaistyppi sekä happi eri näytepisteillä vuoden 25 näytteenottokerroilla. 52

6.1.1.3.4 Vuosi 26 Vuonna 26 Kalkkisaarenselältä (174 ja 16) ja Mölandetista (18) ei saatu talvinäytteitä vaikean jäätilanteen vuoksi. Asemalta 16 ei ole tuloksia myöskään toukokuulta. Ruoppausten käynnistyttyä talven jälkeen huhtikuussa sataman rakennustyöt nostivat sameusarvoja ja kiintoainepitoisuuksia asemalla 16 kaikilla havaintokerroilla (kuva 19). Pitoisuusnousut olivat suurimmat kesäkuussa 5 m:n syvyydellä ja heinäkuussa päällysvedessä. Myös Kalkkisaarenselällä (174) ja Vuosaarenlahdella (182) joko sameusarvot tai kiintoainepitoisuudet olivat jonkin verran kohonneet kaikissa kesäajan näytteissä. Mölandetin (18) havaintopaikalla pitoisuudet olivat kohonneet elokuussa pohjan lähellä. Alkukesällä alusveden sameus oli kohonnut myös vertailualueena toimivalla Skatanselällä (111). Kuten muinakin tarkasteluvuosina, alusveden happipitoisuudet olivat alimmillaan kesäkerrostuneisuuden aikaan heinäkuussa (kuva 19). Granönselällä (113) mitattiin tuolloin alusvedestä tavallista pienempi pitoisuus, 5,3 mg/l. Muilla asemilla alimmat pitoisuudet olivat tavanomaisella kesäisellä tasolla. Syksyä kohti mentäessä ruoppaukset vähenivät ja marraskuun vesinäytteissä kiintoainepitoisuudet olivat Vuosaarenlahden (182) lievästi kohonneita pitoisuuksia lukuun ottamatta alhaisia. Havaintoalueella mitattiin vuoden 26 aikana ajoittain myös kohonneita ravinnepitoisuuksia, mutta niillä ei ollut yhteyttä satamatöihin. 6.1.1.3.5 Vuosi 27 Toukokuussa sataman rakennustyöt näkyivät lievänä sameusarvojen ja kiintoainepitoisuuksien kasvuna Kalkkisaarenselän asemilla 16 ja 174 sekä Mölandetissa (18) (kuva 2). Merkittävin sameuden ja kiintoainepitoisuuden nousu todettiin tammikuussa Vuosaarenlahden (182) päällysvedessä. Kohonneisiin sameusarvoihin ovat voineet osaltaan vaikuttaa tammikuun poikkeukselliset sääolot: lauhat säät ja runsaat vesisateet kasvattivat rannikon jokien virtaamia lisäten sameutta. Vastaavaa nousua ei kuitenkaan ole nähtävissä muilla havaintoalueen näytepisteillä. Havaintoalueella oli 1.8. 3.9. käynnissä Vuosaaren sataman lisäksi myös Vuosaarenlahden pienvenesataman ruoppauksia, joilla on myös voinut olla vaikutusta sameusarvoihin ja kiintoainepitoisuuksiin Vuosaarenlahden edustalla (Vatanen 27). Happitilanne oli havaintoalueella koko vuoden hyvä (kuva 2). Satamatöiden vaikutusta ravinnepitoisuuksiin ei voitu erottaa muusta vedenlaadun vaihtelusta alueella. 53

2 Sameus 15 1m 1 5m 5 p-1 m 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. FNU 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 21.2. 9.5. 16.5. 12.6. 2.6. 11.7. 25.7. 15.8. 28.8. 28.9. 9.1. 13.11. asema 113 3 mg/l 25 2 15 1 5 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. asema 113 2 15 16 174 182 18 111 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 21.2. 9.5. 16.5. 12.6. 2.6. 11.7. 25.7. 15.8. 28.8. 28.9. 9.1. 13.11. 16 174 182 18 111 Kiintoaine 1m 5m p-1 m Kok. P 1m µg/l 1 5m 5 p-1 m 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 21.2. 9.5. 16.5. 12.6. 2.6. 11.7. 25.7. 15.8. 28.8. 28.9. 9.1. 13.11. asema 113 1 8 6 µg/l 4 2 16 174 182 18 111 Kok. N 1m 5m p-1 m 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 21.2. 9.5. 16.5. 12.6. 2.6. 11.7. 25.7. 15.8. 28.8. 28.9. 9.1. 13.11. asema 113 2 15 16 174 182 18 111 Happi 1m mg/l 1 5m 5 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 16.5. 2.6. 11.7. 15.8. 13.11. 23.1. 21.2. 9.5. 16.5. 12.6. 2.6. 11.7. 25.7. 15.8. 28.8. 28.9. 9.1. 13.11. p-1 m asema 113 16 174 182 18 111 Kuva 19. Veden sameus, kiintoaine, kokonaisfosfori, kokonaistyppi sekä happi eri näytepisteillä vuoden 26 näytteenottokerroilla. 54

FNU 2 15 1 5 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. asema 113 35 3 25 mg/l 2 15 1 5 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. asema 113 1 8 6 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 16.4. 21.5. 23.5. 4.6. 4.7. 21.8. 22.8. 25.9. 18.1. 14.11. 2.11. 16 174 182 18 111 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 16.4. 21.5. 23.5. 4.6. 4.7. 21.8. 22.8. 25.9. 18.1. 14.11. 2.11. 16 174 182 18 111 Sameus 1m 5m p-1 m Kiintoaine 1m 5m p-1 m Kok. P 1m µg/l 4 5m 2 p-1 m asema 113 12 1 8 µg/l 6 4 2 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 16.4. 21.5. 23.5. 4.6. 4.7. 21.8. 22.8. 25.9. 18.1. 14.11. 2.11. 16 174 182 18 111 Kok. N 1m 5m p-1 m 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 16.4. 21.5. 23.5. 4.6. 4.7. 21.8. 22.8. 25.9. 18.1. 14.11. 2.11. asema 113 16 174 182 18 111 2 Happi 15 1m mg/l 1 5 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. asema 113 16 174 182 18 111 12.1. 21.5. 21.8. 2.11. 12.1. 21.5. Kuva 2. Veden sameus, kiintoaine, kokonaisfosfori, kokonaistyppi sekä happi eri näytepisteillä vuoden 27 näytteenottokerroilla. 21.8. 2.11. 12.1. 16.4. 21.5. 23.5. 4.6. 4.7. 21.8. 22.8. 25.9. 18.1. 14.11. 2.11. 5m p-1 m 55

6.1.1.3.6 Vuosi 28 Talvella 28 Kalkkisaarenselän asemilta (16 ja 174) sekä Mölandetista (18) ei saatu näytettä huonojen jääolojen vuoksi. Niillä asemilla, joilta näyte saatiin, satamatöiden vaikutusta vedenlaatuun ei ollut havaittavissa (kuva 21). Toukokuussa alusveden sameus oli kohonnut sataman edustan havaintopaikalla 16, ja satamatöiden vaikutus näkyi vähäisenä vielä Kalkkisaarenselällä (174) ja Vuosaarenlahdella (182) pääasiassa alusveden lievästi kohonneina sameusarvoina. Kesäkuussa sekä sameus että kokonaisfosforipitoisuus olivat selvimmin kohonneet Mölandetin (18) alusvedessä ja elokuussa Kalkkisaarenselän (174) alusvedessä. Happipitoisuudet olivat heinäkuussa 28 Kalkkisaarenselän asemilla (varsinkin asemalla 174) matalammat kuin muina rakentamisvuosina (kuva 21). Alentuneita pitoisuuksia ei voi suoraan liittää sataman rakennustöihin, sillä asemalla 174 on myös ennen sataman rakentamisen aloittamista mitattu ajoittain vastaavalla tavalla alentuneita happipitoisuuksia. Mölandetin asemalla happipitoisuus oli alentunut samoin kuin useina muinakin vuosina. Vuonna 28 sataman rakentamisen vaikutukset olivat nähtävissä sataman edustalla (16) kohonneina sameusarvoina toukokuussa ja elokuussa. Keväällä ja kesällä vaikutukset olivat ajoittain nähtävissä Kalkkisaarenselällä (174), Vuosaarenlahdella (182) ja Mölandetissa (18) lähinnä lievästi kohonneina sameusarvoina ja kokonaisfosforipitoisuuksina. 6.1.1.4 Veden laatu ulkosaaristossa vuosina 23 28 Havaintopaikka 114 sijaitsee Länsi-Tontulta etelälounaaseen, ja se on lähimmillään noin kahden kilometrin päässä Itä-Tontun ja Soratontun hiekanottoalueilta. Rakentamisjakson viimeisinä vuosina alusveden sameusarvot ovat kokonaisuutena katsottuna olleet hieman alkuvuosien arvoja korkeammat, joskin edelleen alhaisia (kuva 22). Jaksosta erottuu joitakin selvemmin kohonneita arvoja, huomattavin heinäkuussa 27 päällysvedessä ja 5 m:n syvyydellä. Kohonneeseen arvoon oli tuolloin syynä sinileväkukinta. Samaan aikaan kohonneen sameusarvon kanssa mitattiin päällysvedestä kohonnut klorofyllipitoisuus sekä korkea ph ja hapen ylikyllästystila. Kokonaisfosforipitoisuudet ovat alusvedessä olleet korkeimmat kesinä 23 ja 26, jolloin myös alusveden happipitoisuus on ollut alimmillaan (kuva 22). Havaintopaikka on syvä, ja sille on tyypillistä, että alusvesi on kesäkerrostuneisuuden aikaan huomattavan kylmää ja suolaista, ja sen fosforipitoisuus on korkea. Päällysvedessä fosforipitoisuudet ovat kesäisin olleet melko alhaisia. Kokonaistypen osalta korkeimmat pitoisuudet on mitattu vuosina 26 28 eri näytesyvyyksiltä. Kesän 27 sinileväkukinta näkyy myös typpipitoisuuksissa. 56

15 1 Sameus 1m 5 5m p-1 m 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. FNU 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 7.4. 6.5. 16.5. 1.6. 7.7. 6.8. 21.8. 29.9. 27.1. 1.11. 12.11. asema 113 15 16 174 182 18 111 Kiintoaine 1 1m 5 5m p-1 m 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 7.4. 6.5. 16.5. 1.6. 7.7. 6.8. 21.8. 29.9. 27.1. 1.11. 12.11. mg/l asema 113 6 µg/l 5 4 3 2 1 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16 174 182 18 111 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 7.4. 6.5. 16.5. 1.6. 7.7. 6.8. 21.8. 29.9. 27.1. 1.11. 12.11. Kok. P 1m 5m p-1 m asema 113 6 µg/l 5 4 3 2 1 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. asema 113 2 15 16 174 182 18 111 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 7.4. 6.5. 16.5. 1.6. 7.7. 6.8. 21.8. 29.9. 27.1. 1.11. 12.11. 16 174 182 18 111 Kok. N 1m 5m p-1 m Happi 1m mg/l 1 5m 5 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 16.5. 24.6. 17.7. 21.8. 12.11. 13.3. 7.4. 6.5. 16.5. 1.6. 7.7. 6.8. 21.8. 29.9. 27.1. 1.11. 12.11. p-1 m asema 113 16 174 182 18 111 Kuva 21. Veden sameus, kiintoaine, kokonaisfosfori, kokonaistyppi sekä happi eri näytepisteillä vuoden 28 näytteenottokerroilla. 57

58 Kuva 22. Veden sameus, kokonaisfosfori ja kokonaistyppi vuosina 23 28 Länsi Tontun näytteenottopaikalla. 1 2 3 4 5 6 7 5.23 5.23 6.23 7.23 8.23 8.23 9.23 11.23 1.24 4.24 4.24 5.24 6.24 7.24 8.24 9.24 1.24 12.24 4.25 5.25 5.25 5.25 6.25 7.25 8.25 9.25 1.25 12.25 5.26 5.26 6.26 7.26 8.26 8.26 9.26 11.26 5.27 5.27 6.27 7.27 8.27 9.27 1.27 1.28 4.28 5.28 6.28 7.28 8.28 9.28 1.28 FNU Sameus 1m 5m 1m 2m 4m p-1 m 2 4 6 8 1 12 14 16 5.23 5.23 6.23 7.23 8.23 8.23 9.23 11.23 1.24 4.24 4.24 5.24 6.24 7.24 8.24 9.24 1.24 12.24 4.25 5.25 5.25 5.25 6.25 7.25 8.25 9.25 1.25 12.25 5.26 5.26 6.26 7.26 8.26 8.26 9.26 11.26 5.27 5.27 6.27 7.27 8.27 9.27 1.27 1.28 4.28 5.28 6.28 7.28 8.28 9.28 1.28 µg/l Kok.P 1m 5m 1m 2m 4m p-1 m 1 2 3 4 5 6 7 5.23 5.23 6.23 7.23 8.23 8.23 9.23 11.23 1.24 4.24 4.24 5.24 6.24 7.24 8.24 9.24 1.24 12.24 4.25 5.25 5.25 5.25 6.25 7.25 8.25 9.25 1.25 12.25 5.26 5.26 6.26 7.26 8.26 8.26 9.26 11.26 5.27 5.27 6.27 7.27 8.27 9.27 1.27 1.28 4.28 5.28 6.28 7.28 8.28 9.28 1.28 µg/l Kok.N 1m 5m 1m 2m 4m p-1 m

6.1.2 Kiintoaineen leviäminen vuosina 23 28 6.1.2.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu Vuosaaren sataman ympäristössä selvitettiin rakennustöiden aikaista sameuden leviämistä Luode Consulting Oy:n kehittämällä läpivirtausmenetelmällä. Läpivirtausmenetelmässä näytevesi johdetaan mittauslaitteistoon noin,5 m:n syvyydeltä aluksen alta. Laitteisto koostuu useasta optisesta ja sähköisestä mittalaitteesta, joiden läpi analysoitava vesi kiertää. Mittaukset suoritetaan liikkuvasta veneestä, jolloin yhden mittauspäivän aikana saadaan kerättyä tuhansia havaintopisteitä sisältävä aineisto. Mittauksista lasketaan yhden sekunnin keskiarvo, joka vastaa ajonopeudesta riippuen 5 15 m:n matkaa. Kaikki mittaustulokset tallennetaan yhdessä satelliittipaikannukseen perustuvan GPS-paikkatiedon kanssa. Kaikki tässä raportissa esitetyt sameustulokset perustuvat YSI 6- tai YSI 66-sarjan optisilla mittalaitteilla kerättyihin tuloksiin. Laitteistot mittaavat sameusarvot NTUyksiköissä. Mittalaitteen tarkkuus on noin 1 NTU-yksikköä tai 2 % lukemasta. Yksi NTU-yksikkö vastaa noin 1 mg/l:n kiintoainepitoisuutta. Paljain silmin erottuvan sameuden rajana pidetään yleensä 1 NTU-yksikön tasoa. Laitteistot kalibroitiin valmistajan ohjeiden mukaisesti säännöllisesti. Tätä raporttia varten on kerätty kaikkien tehtyjen läpivirtauskartoitusten tuloskartat yhteen ja laskettu näin saadusta aineistosta keskimääräinen sameustaso ja maksimisameustaso erikseen kullekin vuodelle. Tuloskartoissa käytetyt rantaviiva-aineistot perustuvat kunkin vuoden viimeisen kartoituskerran mukaiseen rantaviiva-aineistoon. Laskelmiin sisällytettyjen mittausaineistojen lukumäärät vaihtelivat seuraavasti: vuonna 23 kuusi mittauskertaa, vuonna 24 seitsemän mittauskertaa, vuonna 25 yhdeksän mittauskertaa, vuonna 26 yhdeksän mittauskertaa ja vuonna 27 kolme mittauskertaa. Mittaukset ajoittuvat vuosina 23 26 lähes kaikille avovesikauden kuukausille ja vuonna 27 keskikesän kuukausille. Mittauksia on jatkettu myös satamatoiminnan käynnistyttyä (Vatanen & Haikonen 21 ja 211). Mittaukset pyrittiin tekemään vähintään kerran kuukaudessa. Mittaukset suoritettiin vaihtelevissa sääolosuhteissa. Pyrkimyksenä oli kerätä mittausaineisto, joka kuvaa yleisellä tasolla sameusvaikutuksien laajuutta. Liitteessä 8 on esitetty mittaushetkellä vallinnut tuulen nopeus sekä tuulen nopeudet huhti-joulukuun väliseltä ajalta Harmajalla. Tulokset on esitetty vuorokauden keskituulina. Keskimääräinen mittaushetkellä vallinnut tuuli oli 5, m/s. Kuvissa 23 32 on esitetty sataman ympäristöstä tehtyjen sameuskartoituksien tuloskartat. Tuloksista on laskettu erikseen keskimääräiset sameusarvot ja mitatut maksimiarvot kullekin vuodelle. Läpivirtausmittauksissa käytetyt ajoreitit vaihtelivat rakennustilanteesta riippuen. Ajoreitit vuosille 23 27 on esitetty liitteessä 9. Vuonna 23 rakennustöiden alkaessa ruoppaustyöt keskittyivät Niinilahden alueelle ja sameusvaikutuksia havaittiin ainoastaan Niinilahdella sekä tämän pohjoispuolisella vesialueella. Vuosina 24 26 ruoppaus- ja maantäyttötöitä tehtiin samanaikaisesti useassa kohdassa työmaata ja sameusvaikutuksien laajuus oli suurimmillaan. Erityisesti vuosina 24 25 vesistötöistä aiheutuneita sameusvaikutuksia nähtiin yleisesti Kalkkisaarenselällä sekä Pikku-Niinisaaren ja Mölandetin välisillä merialueilla. Mittausalueen pohjoisosiin tulee pintavaluntana suuria määriä savisameita vesiä, mikä aiheuttaa luontaista sameusarvojen nousua em. alueilla. Vuonna 27 satama-alueella oli käynnissä vain yksittäisiä pieniä ruoppaus- ja vesistötyökohteita. Vuonna 27 tehtyjen sa- 59

meuskartoituksien perusteella töiden aiheuttamat sameusvaikutukset olivat erittäin vähäisiä ja ne rajoittuivat vain varsinaisen satama-alueen välittömään lähiympäristöön. Keskimääräiset sameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 23 Maksimisameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 23 1 NTU 1 NTU 9 NTU 9 NTU 6.23 8 NTU 7 NTU 6.23 8 NTU 7 NTU latitudi [ P] 6.21 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU latitudi [ P] 6.21 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU 2 NTU 2 NTU 1 NTU 1 NTU 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] NTU 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] NTU Kuvat 23 24. Keskimääräinen sameustaso ja mitattu maksimisameustaso Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 23. Keskimääräiset sameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 24 Maksimisameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 24 1 NTU 1 NTU 9 NTU 9 NTU 6.23 8 NTU 7 NTU 6.23 8 NTU 7 NTU latitudi [ P] 6.21 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU latitudi [ P] 6.21 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU 2 NTU 2 NTU 1 NTU 1 NTU 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] NTU 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] NTU Kuvat 25 26. Keskimääräinen sameustaso ja mitattu maksimisameustaso Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 24. 6

latitudi [ P] 6.23 6.21 Keskimääräiset sameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 25 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] 1 NTU 9 NTU 8 NTU 7 NTU 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU 2 NTU 1 NTU NTU latitudi [ P] 6.23 6.21 Maksimisameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 25 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] 1 NTU 9 NTU 8 NTU 7 NTU 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU 2 NTU 1 NTU NTU Kuvat 27 28. Keskimääräinen sameustaso ja mitattu maksimisameustaso Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 25. latitudi [ P] 6.23 6.21 Keskimääräiset sameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 26 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] 1 NTU 9 NTU 8 NTU 7 NTU 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU 2 NTU 1 NTU NTU latitudi [ P] 6.23 6.21 Maksimisameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 26 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] 1 NTU 9 NTU 8 NTU 7 NTU 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU 2 NTU 1 NTU NTU Kuvat 29 3. Keskimääräinen sameustaso ja mitattu maksimisameustaso Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 26. 61

Keskimääräiset sameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 27 Maksimisameusarvot Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 27 1 NTU 1 NTU 9 NTU 9 NTU 6.23 8 NTU 7 NTU 6.23 8 NTU 7 NTU latitudi [ P] 6.21 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU latitudi [ P] 6.21 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU 2 NTU 2 NTU 1 NTU 1 NTU 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] NTU 6.19 25.16 25.2 25.24 longitudi [ I] NTU Kuvat 31 32. Keskimääräinen sameustaso ja mitattu maksimisameustaso Vuosaaren sataman ympäristössä vuonna 27. Mittaustuloksiin perustuva asiantuntija-arvio sameusvaikutuksien voimakkuudesta ja esiintymistiheydestä vuosille 23 27 on esitetty kuvassa 33. Kuva 33. Mittaustuloksiin perustuva asiantuntija-arvio sameusvaikutuksien voimakkuudesta ja esiintymistiheydestä veden pintakerroksessa vuosina 23 27 satama-alueella ja sen ympäristössä. Punaisella merkityllä alueella sameusvaikutukset olivat voimakkaita ja niitä esiintyi usein. Keltaisella merkityllä alueella havaittiin säännöllisesti vesistötöistä aiheutuvia lievempiä sameusvaikutuksia ja vihreällä alueella havaittiin yksittäisiä satunnaisia sameusvaikutuksia. 62

Vuosaaren voimalaitokselle asennettiin rakennustöiden alussa automaattinen tallentava sameusmittari, jolla määritettiin voimalaitoksen jäähdytysveden sameusvaihteluita. Jäähdytysveden ottopaikka sijaitsee nykyisen satama-alueen eteläosissa ja rakennusaikana oli odotettavissa, että vedenottopaikalle voi ajoittain ajautua samentunutta vettä työkohteista (kuva 9). Voimalaitoksen sameusmittarilla kerätyistä aikasarjoista on laskettu keskimääräinen sameustaso sekä maksimisameustaso. Tulokset on esitetty taulukossa 1 (aineistot: Helsingin Energia). Vuosien 24 ja 25 osalta aineistoa ei ole esitetty sen sisältämien mahdollisten virheiden takia. Taulukko 1. Vuosaaren voimalaitoksella mitatut keskimääräiset ja maksimisameustasot vuosina 26 28. Vuosi Keskimääräinen sameus Maksimisameus 26 15 NTU 2 NTU 27 5 NTU 68 NTU 28 5 NTU 44 NTU 6.1.2.2 Väylän vesistötöiden tarkkailu Väyläalueelta poistettujen maa- ja kiviaineisten ei havaittu aiheuttaneen merkittävää samentumaa vuosina 24 ja 25, jolloin väylän vesirakentamistöitä tehtiin. Suurimmat sameusvaikutukset rajoittuivat muutamien kymmenien metrien etäisyydelle työkohteista, ja ne hävisivät nopeasti töiden päättymisen jälkeen. Pohjasta louhitun kiviaineksen mukana ei veteen sekoittunut merkittäviä määriä samennusta aiheuttavaa hienoainesta, mikä selittää vähäiset samennusvaikutukset väyläalueella. Väylän alueella ruopattiin myös hienojakoisia massoja imuruoppaamalla elo-syyskuussa 25, jolloin myös kiintoainevaikutuksia oli sedimentaatioseurannalla havaittavissa (katso luku 6.1.3). 6.1.2.3 Ruoppausmassojen kuljetusten tarkkailu Merikuljetuksissa käytettyjen reittien varrelle vapautuu proomuista ja imuruoppaajista sameutta. Sameuden laajuutta ja jakaumaa mitattiin useita kertoja suorittamalla sarja sameusluotauksia alueella operoivien alusten vanavedessä. Tyypillisesti pintavedessä havaittiin yksittäisiä noin 5 1 metrin syvyydelle ulottuvia sameuslaikkuja. Selviä sameusvaikutuksia havaittiin alusten käyttämän reitin varrella ruoppauspaikalta läjityspaikalle. Merihiekan kuljetuksesta mereltä satama-alueelle sen sijaan ei havaittu aiheutuneen merkittävää sameuden leviämistä aluksen reitillä. Linjojen alku- ja loppupäässä havaitut korkeammat sameusarvot aiheutuivat itse ruoppaamis- ja läjitystoiminnasta sekä hiekanotosta, eivätkä liity varsinaiseen merikuljetuksen aikana tapahtuvaan sameuden leviämiseen. Kuvassa 34 on esitetty esimerkki ruoppausmassoja kuljettaneen imuruoppaajan aiheuttamasta samentumasta sen kulkiessa satama-alueelta meriläjitysalueelle. 63

syvyys [m] -1-2 -3-4 -5 17.11.25 Cornelia 2 4 6 8 1 12 14 16 18 etäisyys ruoppausalueelta [km] >5 NTU 2 NTU 1 NTU 9 NTU 8 NTU 7 NTU 6 NTU 5 NTU 4 NTU 3 NTU 2 NTU 1 NTU NTU Kuva 34. Esimerkkikuva ruoppausmassojen kuljettamiseen käytetyn imuruoppaajan aiheuttamasta tyypillisestä sameusvaikutuksesta kuljetusreitin varrella. 6.1.2.4 Läjitysalueen tarkkailu Meriläjitysalueelta kerättiin automaattisilla mittalaitteistoilla pohjanläheisen vesikerroksen sameusaikasarjoja kaikkiaan seitsemältä jaksolta. Mittauslaitteistot mittasivat sameusarvot tunnin välein. Mittarit sijoitettiin normaalisti 1 2 m:n korkeudelle pohjasta, lukuun ottamatta heinä-elokuussa 27 tehtyä aikasarjaa, jonka aikana mittari sijaitsi 1 m:n etäisyydellä pohjasta. Poikkeuksena oli Länsi-Tontun edustalla sijainnut mittari, joka sijaitsi pintakerroksessa. Mittauspaikat on esitetty kuvassa 35. Läjitysalueelle vietyjen massojen viikkomäärät on esitetty liitteessä 2. 64

Sameuskartoitusalue Kalkkisaarenselkä Mölandet Pikku-Niinisaari Isosaari Länsi-Tonttu Mustakuvun läjitysalue Söderskär Itä-Tontun hiekanottoalue Sora-Tontun hiekanottoalue Sameusmittari luoteiskulma Meriläjitysalue Sameusmittari 3km koilliseen L-alueesta Sameusmittari koilliskulma Sameusmittari kaakkoiskulma 5 km Kuva 35. Meriläjitysalueen kartta sekä automaattisten mittausasemien paikat vuosina 25 27. Sameusmittausaikasarjat on esitetty erikseen kuvassa 36. Mittaustulosten perusteella merkittävää pitkäkestoista sameuden leviämistä ei havaittu. Keskimääräinen sameustaso oli 2,1 NTU-yksikköä, laskettuna kaikille aikasarjoille. Korkeimmat yksittäiset sameusarvot (57,7 NTU-yksikköä) mitattiin vuonna 26 läjitysalueen luoteisnurkassa. Kaikista aikasarjoista laskettujen tulosten perusteella sameusarvot ylittivät 1 NTU-yksikön raja-arvon alle 1 %:ssa kaikista havainnoista. 1 Sameus [NTU -yksiköinä] 19 m syvyydellä 3km koilliseen L-alueelta 1 Sameus [NTU -yksiköinä] 2 m syvyydellä Länsi-Tontulla 8 8 6 6 4 4 2 2 1.1.25 8.1.25 15.1.25 22.1.25 29.1.25 5.11.25 12.11.25 19.11.25 12.11.25 19.11.25 26.11.25 3.12.25 1.12.25 17.12.25 65

1 Sameus [NTU -yksiköinä] 49 m syvyydellä L-alueen luoteisskulmassa 1 Sameus [NTU -yksiköinä] 48 m syvyydellä L-alueen koilliskulmassa 8 8 6 6 4 4 2 2 24.6.26 1.7.26 8.7.26 15.7.26 22.7.26 29.7.26 5.8.26 24.6.26 1.7.26 8.7.26 15.7.26 22.7.26 29.7.26 5.8.26 1 Sameus [NTU -yksiköinä] 43 m syvyydellä L-alueen luoteiskulmassa 1 Sameus [NTU -yksiköinä] 49 m syvyydellä L-alueen koilliskulmassa 8 8 6 6 4 4 2 2 1 Sameus [NTU -yksiköinä] 4 m syvyydellä L-alueen kaakkoiskulmassa 8 6 4 2 14.7.27 21.7.27 28.7.27 4.8.27 11.8.27 18.8.27 25.8.27 3.11.26 1.11.26 17.11.26 24.11.26 1.12.26 8.12.26 15.12.26 22.12.26 29.12.26 4.11.26 11.11.26 18.11.26 25.11.26 2.12.26 9.12.26 16.12.26 23.12.26 3.12.26 6.1.27 13.1.27 2.1.27 27.1.27 3.2.27 1.2.27 Kuva 36. Vuosaaren meriläjitysalueen läheisyydessä tehdyt sameusmittausaikasarjat 25 27. Eestiluodon eteläpuolisella läjitysalueella tehtiin lisäksi kaikkiaan noin 2 kartoitusta, joiden avulla mitattiin läjitysmassojen kulkeutumista pois läjitysalueelta. Kuvassa 37 on esimerkkikuvaajat läjitysalueelta mitatuista aineistoista kolmelta eri vuodelta. Sameuskartoitukset tehtiin 2 3 pinnalta pohjaan ulottuvalla poikkilinjalla. Mittausten perusteella havaittiin, että läjitysalueen pohjan läheisessä vesikerroksessa tapahtuu sameuden kulkeutumista vielä noin 2,5 km:n päähän läjitysalueen keskipisteestä läjitystöiden aikana. Sameusarvot laskivat erittäin nopeasti lähelle taustapitoisuuksia, kun läjitystöitä ei tehty. Vuosina 27 ja 28 tehdyissä kartoituksissa ei läjitysmassojen kulkeutumista pois läjitysalueelta enää havaittu. Yksittäisten läjityskuormien aiheuttamaa samentumaa selvitettiin sarjalla läjityskokeita, joissa mitattiin suurella resoluutiolla, miten nopeasti vesimassat kirkastuivat läjitystilanteen jälkeen. Tuloksia hyödynnettiin lisäksi alueelle tehdyssä 3D-mallinnuksesta, jonka tulokset on esitetty kappaleessa 6.1.2.6. Kuvassa 38 on esimerkkitulos vuonna 25 suoritetusta läjityskokeesta. 66

syvyys [m] -5-1 -15-2 -25-3 -35-4 -45-5 -55-6 -3-2.5-2 -1.5-1 -.5.5 1 1.5 2 2.5 3 etäisyys läjitysalueesta [km] syvyys [m] syvyys [m] -5-1 -15-2 -25-3 -35-4 -45-5 -55-6 -3-2.5-2 -1.5-1 -.5.5 1 1.5 2 2.5 3-5 -1-15 -2-25 -3-35 -4-45 -5-55 etäisyys läjitysalueesta [km] -6-3 -2.5-2 -1.5-1 -.5.5 1 1.5 2 2.5 3 etäisyys läjitysalueesta [km] Kuva 37. Esimerkkiaineistot läjitysalueelta tehdyistä sameusluotauksista vuosilta 24 (yllä), 25 (keskellä) ja 27 (alla). 67

syvyys syvyys -1-2 -3-4 -5 Pohjois-Etelä poikkileikkaus läjityshetki 16.11.25-15 -1-5 5 1 15 matka läjityspaikalta [m] -1-2 -3-4 -5 Pohjois-Etelä poikkileikkaus läjityshetki +1h 16.11.25-15 -1-5 5 1 15 matka läjityspaikalta [m] 5 NTU 45 NTU 4 NTU 35 NTU 3 NTU 25 NTU 2 NTU 15 NTU 1 NTU 75 NTU 5 NTU 25 NTU NTU 5 NTU 45 NTU 4 NTU 35 NTU 3 NTU 25 NTU 2 NTU 15 NTU 1 NTU 75 NTU 5 NTU 25 NTU NTU Kuva 38. Esimerkki yksittäisen läjityskuorman aiheuttamasta veden samentumisesta. Yläkuvassa on esitetty sameuden syvyyssuuntainen ja horisontaalisuuntainen jakauma läjityspaikan ylitse kulkevalla pohjois-eteläsuuntaisella poikkileikkauksella välittömästi läjityshetken jälkeen. Alakuvassa tilanne tunnin kuluttua läjityksestä samassa paikassa. 6.1.2.5 Hiekanottoalueiden tarkkailu Merihiekanottoalueilla havaittiin sameustasoissa selvää nousua vain, kun hiekanottoalueita otettiin käyttöön. Tällöin korkeimmat sameusarvot olivat väliaikaisesti jopa 5 NTU-yksikön luokkaa. Arvot laskivat kuitenkin noin viikon kuluessa hiekanottojakson alusta. Muissa hiekanottoalueen aikasarjoissa sameustasot jäivät alle 1 NTU-yksikön keskimääräisen sameustason ollessa noin 5,1 NTU-yksikön luokkaa, laskettuna kaikille aikasarjoille. Sameusmittausaikasarjat on esitetty kuvassa 39. 68

Sameus [NTU -yksiköinä] 3 m syvyydellä Itä-Tontun luoteiskulmassa Sameus [NTU -yksiköinä] 4 m syvyydellä Sora-Tontun luoteiskulmassa 1 8 6 4 2 5 45 4 35 3 25 2 15 1 5 Kuva 39. Hiekanottoalueen läheisyydessä tehdyt sameusmittausaikasarjat vuonna 26. 2.8.26 9.8.26 16.8.26 23.8.26 3.8.26 2.8.26 9.8.26 16.8.26 23.8.26 3.8.26 Hiekanottoalueella tehtiin sameusvaikutuksien selvittämiseksi myös sameusluotauslinjoja, joiden perusteella voitiin määrittää hiekanottokohdan ympäristöön leviävän sameuden laajuus. Kuvassa 4 on esitetty esimerkkitulos tehdyistä mittauksista hiekanottoalueelta. Tulosten perusteella hiekanoton havaittiin aiheuttaneen pohjanläheisissä vesimassoissa paikallista sameustason nousua työn aikana. Aikasarjojen perusteella sameusarvot palautuivat normaaleiksi pian hiekanoton päätyttyä. syvyys -1-2 -3-4 -5 Hiekanottoalue NW-SE poikkileikkaus 17.11.25-2 -1.5-1 -.5.5 1 1.5 2 matka hiekanottoalueen keskipisteestä [km] Kuva 4. Esimerkki sameusluotauksesta hiekanottoalueelta. >5 NTU 5 NTU 45 NTU 4 NTU 35 NTU 3 NTU 25 NTU 2 NTU 15 NTU 1 NTU 5 NTU NTU 6.1.2.6 Läjitys- ja hiekanottoalueiden yhteisvaikutukset vedenlaatumallin perusteella Vuosaaren sataman läjitystoiminnan ja hiekanoton pitkäkestoista ympäristövaikutusten arviointia varten alueelle kehitettiin YVA Oy:n toimesta 3D virtaus- ja vedenlaatumalli, jonka avulla simuloitiin kiintoaineen leviämistä työkohteiden ympäristöön erilaisissa tuulitilanteissa. Kokonaisuudessaan mallilaskennan tulokset on esitetty YVA Oy:n raportissa (Inkala 28). 6.1.2.6.1 Mallilaskennat Simulointimallina käytettiin YVA Oy:n kehittämää virtaus- ja vedenlaatumallia. Käytetyssä mallisovelluksessa on 2 m:n horisontaaliresoluutio ja 1 vertikaalikerrosta Vuo- 69

saaren satamatyömaata ja meriläjitysaluetta ympäröivällä noin 4 km x 4 km:n alueella. Muu Suomenlahti on kuvattu karkeammalla resoluutiolla. Erotustarkkuus mahdollistaa läjitysalueilta ja hiekanottoalueelta kulkeutuvan kiintoainekuormituksen simuloimisen. Mallin laskema kiintoaineen kulkeutuminen riippuu fysikaalisista pakotteista, joista tärkeimpiä ovat kiintoaineen vajoaminen sekä tuulten ja jokivirtaamien aiheuttamat virtaukset Suomenlahdella. Läjitys- tai hiekanottoalueilta tehtiin sameusmittauksia, joita käytettiin mallin kalibroinnissa (katso kohdat 6.1.2.4 ja 6.1.2.5). Mallitulokset kuvaavat ainoastaan ruoppausmassojen läjityksen ja hiekanoton aiheuttamaa lisäystä meriveden kiintoainepitoisuuteen. Laskennassa ei ole huomioitu merialueelle tyypillistä taustapitoisuutta. Mallialueella sijaitsevan ympäristöhallinnon Länsi-Tontun intensiivimittauspisteen kiintoainepitoisuus oli Vuosaaren sataman rakennustöitä edeltävissä mittauksissa (1974 22) keskimäärin 3,6 mg/l. Vantaanjoen kevättulvan aikaan koko Helsingin edustan merialueella mitataan yleisesti 5 1 mg/l kiintoainepitoisuuksia. Läjityksessä vapautuvaa kuormitusta arvioitaessa oletettiin aikaisempien mittaustulosten perusteella, että läjitettävästä kiintoainemäärästä 3 % sekoittuu veteen. Tästä 1/3 käyttäytyy fysikaalisesti saven ja 2/3 siltin tavoin. Kuormituksesta 75 % vapautuu, kun läjitettävä massa osuu pohjaan ja vain 25 % jää pintakerrokseen. Hiekanottoalusta oli velvoitettu keräämään päivittäiset kokoomanäytteet ylivuotovesistä kiintoainemääritystä varten. Mitattua kiintoainepitoisuutta käytettiin mallin kuormituksena. Kuormitus jaettiin eri maalajeihin alueelta tehtyjen pohjanäytteiden analyysitulosten perustella: savi 8 %, siltti 13 % ja hiekka 8 %. Vertikaalisuunnassa kuormitus jaettiin tasaisesti kaikkiin vesikerroksiin. 6.1.2.6.2 Mallinnuksen tulokset Läjitysalueen kaakkoiskulmassa toteutettiin virtausmittauksia 27 heinä-elokuussa kymmenen metrin korkeudella pohjasta. Virtausmittari asennettiin selvästi pohjan yläpuolelle niin, että pienen mittakaavan muotojen aiheuttamia häiriöitä olisi mahdollisimman vähän. Mittaustulokset sopivat hyvin yhteen mallin kanssa. Kuvassa 41 on esitetty histogrammi mitatuista ja lasketuista virtaussuunnista. Malli kuvaa päävirtaussuunnat hyvin 1 2 asteen tarkkuudella. Kuva 41. Mitattujen ja mallinnettujen virtausten suuntajakauma meriläjitysalueella vuonna 27. 7

Mallilaskennasta tulostettiin kiintoainepitoisuutta kuvaavat aikasarjat kymmenestä pisteestä, jotka edustivat kalastuksen kannalta tärkeitä alueita. Esimerkiksi Länsi-Tontun alueella läjitystoiminnasta aiheutuva kiintoainepitoisuuden lisäys oli selvästi alle 1 mg/l vuosina 23 25 ja 27. Selkeä piikki vuonna 26 syntyi hiekanoton läpijuoksutuksesta. Tämäkään piikki ei vielä nostanut kiintoainepitoisuutta selvästi paljain silmin havaittavalle tasolle. Millään kalastuksen kannalta merkittävällä aikasarjapisteellä läjityksestä aiheutuneet pitoisuuslisäykset eivät edes hetkellisesti ylittäneet 1 mg/l:n rajaa. Suurimmillaan pitoisuuden nousut olivat taustapitoisuuden suuruusluokkaa hiekanottopaikan ulkopuolella. Mallilaskennasta tulostettiin myös karttakuvat kiintoaineen keskipitoisuudesta ja maksimipitoisuudesta sekä pinta- että pohjakerroksista. Keskimääräiset pitoisuudet on laskettu avovesikaudelle 1.4. 31.12., jonka aikana suurin osa vesistötöistä suoritettiin. Maksimipitoisuudella tarkoitetaan kussakin pisteessä laskentajakson aikana esiintynyttä suurinta pitoisuutta. Maksimikenttä ei siis kuvaa mitään todellista yksittäistä ajanhetkeä, vaan eri puolilla merialuetta maksimipitoisuudet on havaittu eri päivinä erilaisissa tuulija virtausolosuhteissa. Keskimääräiset kiintoainepitoisuudet olivat kaikkina mallin laskentavuosina pieniä, sillä läjitys ja hiekanotto tapahtuivat pääasiassa melko lyhyen jakson aikana, jonka jälkeen veteen sekoittunut kiintoaine vajoaa nopeasti. Maksimipitoisuudet olivat lyhytaikaisia ja ne syntyivät poikkeuksellisen suuren yksittäisen läjityksen tai hiekanoton seurauksena. Läjitystoiminnasta syntyvät kiintoainepitoisuuden lisäykset eivät ylittäneet 1 mg/l:n rajaa pintakerroksessa juuri muualla kuin läjitysalueen sisällä. Pohjakerroksessa raja ylittyi n. 2 3 km:n etäisyydellä läjitysalueesta vuosina 25 ja 26, jolloin läjitystoiminta oli aktiivisinta. Näinä vuosina kenttämittareiden analyysirajan (1 mg/l) ylittävää pitoisuutta esiintyi 1 15 km:n etäisyydellä. Vuoden 26 suuret maksimipitoisuudet selittyivät viikon pituisella hiekanoton läpijuoksutuksella. Hiekanottoalueella esiintyi yli 5 mg/l:n kiintoainepitoisuuksia, ja jakson vallitsevien tuulten vaikutuksesta läpijuoksutettu kiintoaine levisi pintakerroksissa itään ja pohjakerroksissa lounaaseen. Pintakerroksessa 1 mg/l:n raja ylittyi 2 3 km:n etäisyydellä hiekanottoalueesta ja pohjakerroksissa noin 1 km:n etäisyydellä. Analyysirajan 1 mg/l ylittävää pitoisuutta esiintyi laskennan mukaan vielä 15 25 km:n etäisyydellä hiekanottoalueesta (kuva 42). 71

Kuva 42. Läjityksen ja hiekanoton aiheuttama lisäys luontaisiin kiintoaineen taustapitoisuuksiin Vuosaaren edustan merialueella. Simulointijaksona on 1.4. 31.12.26. Keskimääräinen kiintoainepitoisuus vasemmalla ja maksimipitoisuudet oikealla, pintakerros yläkuvissa ja pohjakerros alakuvissa. Maksimipitoisuudet kuvaavat kussakin hilaruudussa suurinta simulointijaksolla esiintynyttä pitoisuutta. Maksimipitoisuudet syntyvät eri pisteillä eri tuulensuunnilla ja eri aikoina, joten maksimipitoisuuskuvien mukaista tilannetta ei ole todellisuudessa esiintynyt. Kuva YVA Oy:n raportista (Inkala 28). 6.1.3 Sedimentaatio Sedimentaation määrää tarkkailtiin Sataman ympäristössä sedimentaatiokeräimillä vuosina 1994, 1998 sekä 23 27. Näytteenotto jaettiin vuosittain kolmeen kahden viikon jaksoon: alkukesään (touko-kesäkuu), loppukesään (elokuu) ja syksyyn (lokamarraskuu). Sedimentaatiotelineet sijoitettiin 1, m pohjan yläpuolelle noin 1 m:n syvyiseen veteen, jos havaintopaikalla oli vettä riittävästi. Näytepaikkoja oli kaiken kaikkiaan 11 (kuva 43). 72

Kuva 43. Sedimentaatioseurannan näytepaikat ja osa-aluejako. Sedimentaatiokeräimiin laskeutuneesta materiaalista määritettiin sedimentoituneen aineen kokonaismäärä (kuivapaino) ja hehkutusjäännös (epäorgaaninen osuus). Sedimentoituvan aineksen määrä laskettiin kaavalla (Ruoppa & Heinonen 24): (mg m -2 d -1 ) = (C/n) x (1 4 /A) jossa C = laskeutuneen materiaalin kokonaispaino keräilyastiassa (mg) A = sedimentaatiokeräimen kokonaispinta-ala (cm 2 ) n = keräyspäivien lukumäärä Sedimentaatiotuloksiin vaikuttavat voimakkaasti sääolosuhteet, sillä tyynellä resuspensio on selvästi vähäisempää kuin myrskyisillä jaksoilla, jolloin tuloksissa yleensä selvästi havaitaan sedimentaation lisäys. Tämän takia vesistötöiden aiheuttaman lisäsamennuksen erottelukyky sedimentaatioseurannalla onkin tuulisina jaksoina heikko. Näytepaikoista osa sijaitsi lähellä rantaa suojaisella alueella, jossa resuspension vaikutus sedimentaatioon on merkittävä. Edelleen sääolosuhteiden lisäksi tuloksien tulkittavuutta heikentävät sedimentaatiotelineissä tapahtuneet hävikit joko ilkivallan tai myrskyjen takia. Sedimentoituvan aineksen alkuperä on pääteltävissä karkeasti kertyneen aineen hehkutusjäännöksen ja hehkutushäviön suhteena. Normaaliolosuhteissa hehkutushäviön (orgaaninen aines) määrä on usein kohtuullisen korkea, vaikkakin myös hajonta on suurta. Satamasta ruopattujen massojen hehkutushäviö sen sijaan oli alhainen (ka. <2,8 %). Ajanjaksoina, jolloin vesistötöistä aiheutui voimakasta samennusta, voidaan myös sedimentaatiossa havaita vertailuaineistoa alhaisempi hehkutushäviö. Seuraavassa tarkastelussa sedimentaatiopisteet on subjektiivisesti jaettu eri osaalueisiin: sataman lähivaikutusalueeseen, mahdollisten vaikutusten alueeseen, väylätöiden (v. 24 25) vaikutusalueeseen ja vertailualueeseen (kuva 43). Osa-aluejaot me- 73

nevät väylän ja sataman vaikutusten osalta osittain päällekkäin, lähinnä pisteen S9 osalta. 6.1.3.1 Sedimentaation määrä tarkkailujakson aikana Sedimentaation määrään vaikuttivat voimakkaasti seurannan aikana tehdyt vesistötyöt, ympäristön olosuhteet ja tarkkailujakson aikaiset leväkukinnat. Luontaisesti vaihtelu on voimakkaampaa rannikon läheisyydessä, jossa tuulen aiheuttama resuspensio ja pintavalunta vaikuttavat voimakkaammin. Vesistötöiden vaikutuksia vaimensi puolestaan vuonna 25 loppusyksyä lukuun ottamatta paikoillaan ollut suojaverhorakenne. Aineistosta erottuu kuitenkin selvästi muutamia vesistötöistä aiheutuneita sedimentaatiopiikkejä. 6.1.3.1.1 Alkukesä Alkukesän tarkkailu on ajoittunut toukokuun lopun ja kesäkuun puolenvälin väliselle ajalle. Ajanjakso on biologisesta näkökulmasta merkittävä, sillä samoihin aikoihin tapahtuu monen kevätkutuisen kalalajin kutu, ja vastakuoriutuneita poikasia esiintyy alueella. Sataman lähivaikutusalueelta voidaan havaita selkeästi erottuvana ainoastaan vuosi 26, jolloin sedimentaatio on ollut noin kolminkertainen muihin tarkkailuvuosiin verrattuna (kuva 44). Myös kyseisen ajanjakson sedimentaatiosta analysoitu hehkutushäviö on huomattavasti alhaisempi kuin aikaisempina vuosina (kuva 45). Tämä tukee sitä, että sedimentaation lisäys on satama-alueen ruoppauksista peräisin. Sataman läheisistä paikoista selkeästi suurin sedimentaatio oli pisteellä S7 (kuva 43). Alkukesän tarkkailujakson aikana vuonna 26 ruopattiinkin sataman alueelta yhteensä 175 proomu-m 3. Vuoden 26 lisäksi vuosi 27 erottuu hieman aikasarjaa suurempana pitoisuutena sekä alhaisena hehkutushäviönä (kuva 44). Sedimentaation määrä on kuitenkin hieman koholla myös muilla alueilla, joten vesistötyöt eivät yksistään selitä kohonneita pitoisuuksia. Vuoden 27 tarkkailujakson aikana ei tehty ruoppauksia sataman tai väylän alueella, mutta satama-alueella oli käynnissä laiturirakenteiden asennusta ja täyttötöitä. 12 1 8 6/1994 6/1998 6/23 6/24 6/25 6/26 6/27 g/m 2 /d 6 4 2 Sataman lähivaikutusalue Mahdollisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue Kuva 44. Alkukesän sedimentaation määrä (g/m 2 /d) osa-alueittain vuosina 1994, 1998 ja 23 27. 74

% 5 45 4 35 3 25 2 15 1 5 6/1998 6/23 6/24 6/25 6/26 6/27 Sataman lähivaikutusalue Mahdollisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue 6.1.3.1.2 Loppukesä Kuva 45. Alkukesän sedimentaation hehkutushäviö (%) osa-alueittain vuosina 1998 ja 23 27. Loppukesän tarkkailujakso on ajoittunut elokuulle, ts, ajankohtaan, jolloin vesistöjen virkistyskäyttö on vielä intensiivistä. Aikasarjasta erottuu sataman lähivaikutusalueelta selkeästi vuosi 26 (kuva 46). Suurin sedimentaation määrä mitattiin tarkkailujakson aikana pisteeltä S8. Myös pisteillä S3 ja S7 sedimentaatio oli huomattavasti normaalia suurempaa. Kyseisellä ajanjaksolla ruoppausten (17 proomu-m 3 ) lisäksi oli käynnissä merihiekan purku, joka myös osaltaan samensi vettä. Väylätöiden vaikutusalueella vuosi 25 muodostaa sedimentaatiohuipun (kuva 46). Samaan aikaan sedimentaatioseurannan kanssa väylän ruoppauskohteella RK3 imuruopattiin yli 2 proomu-m 3. Tämä näkyy voimakkaasti kohonneena sedimentaationa ja alhaisena hehkutushäviönä varsinkin pisteellä S9, mutta myös pisteillä S1 ja S11. 12 8/1994 8/1998 8/23 8/24 8/25 8/26 8/27 1 8 g/m 2 /d 6 4 2 Sataman lähivaikutusalue Mahdollisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue Kuva 46. Loppukesän sedimentaation määrä (g/m 2 /d) osa-alueittain vuosina 1994, 1998 ja 23 27. 75

% 5 45 4 35 3 25 2 15 1 5 8/1998 8/23 8/24 8/25 8/26 8/27 Sataman lähivaikutusalue Mahdollisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue 6.1.3.1.3 Syksy Kuva 47. Loppukesän sedimentaation hehkutushäviö (%) osa-alueittain vuosina 1998 ja 23 27. Syksyn tarkkailujakso on ajoittunut loka-marraskuulle. Syksyllä vesialueen virkistyskäyttö on vähäistä, mutta syyskutuinen siika kutee silloin, ja siian kalastus on aktiivista. Aikasarjasta erottuu huomattavana poikkeuksena syksy 25 (8. 22.11., kuva 48). Tällöin sedimentaation taso oli huomattavan suurta sataman lähivaikutusalueen kaikilla tarkkailupisteillä. Myös mahdollisten vaikutusten alueella ja väylätöiden vaikutusalueella pitoisuudet olivat hieman kohonneet. Sedimentaation alhainen hehkutushäviö antaisi viitteitä siitä, että sedimentaation lisäys myös näillä alueilla voi olla osittain satamatyömaalta peräisin (kuva 49). Ennen syksyn 25 seurantajakson alkua oli suojaverhon itäosa poistettu paikoiltaan. Sataman alueella ruopattiin kyseisen jakson aikana noin 37 proomu-m 3. Ruoppaukset toteutettiin osittain imuruoppaamalla. Samaan aikaan myös merihiekkaa purettiin sataman alueelle. Mittavat vesistötyöt aiheuttivat myös mittavan lisäyksen sedimentaation määrään. 12 1 8 11/1994 11/1998 11/23 11/24 11/25 11/26 11/27 169 g/m 2 /d 6 4 2 Sataman lähivaikutusalue Mahdollisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue Kuva 48. Syksyn sedimentaation määrä (g/m 2 /d) osa-alueittain vuosina 1994, 1998 ja 23 27. 76

% 5 45 4 35 3 25 2 15 1 5 11/1998 11/23 11/24 11/25 11/26 11/27 Sataman lähivaikutusalue Mahdollisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue Kuva 49. Syksyn sedimentaation hehkutushäviö (%) osa-alueittain vuosina 1998 ja 23 27. 6.1.4 Sedimentin määrä kasvillisuuslinjoilla Irtonaisen sedimentin määrää on arvioitu vuodesta 1989 lähtien. Vuosina 23 28 arvioitiin sedimentin määrää kaikilta sukelluslinjoilta kasvillisuuden kartoituksen yhteydessä syksyllä ja lisäksi vuosina 24 28 erikseen kymmeneltä intensiivilinjalta alkukesällä. Vesikasveja ja pohjaa peittävän irtonaisen sedimentin runsaus arvioitiin silmämääräisesti suhteellisella asteikolla 5 (liite 1). Kasvillisuuslinjojen sijainnit on esitetty kuvissa 83 ja 84. 6.1.4.1 Sataman vesistötöiden seuranta 6.1.4.1.1 Sisäsaaristo Sataman rakentamisen aikana vuosina 23 27 sedimentin määrä on koko seurantaalueella ollut keskimäärin runsaimmillaan 24 ja matalimmillaan 27 (kuvat 5 ja 51). Sataman ruoppaukset vuoden 23 jälkeen näkyvät selvästi sedimentin määrissä sisäsaariston linjoilla: määrät ovat selvästi korkeampia vuosina 23 28 kuin vuosina 1996 22 (kuva 5). Sisäsaariston vertailulinjoilla sedimentin määrä oli vuosien 22 28 ajan korkeampi kuin seurantalinjoilla, lukuun ottamatta vuotta 26 (kuva 5). Vuosina 1998 ja 2 sedimenttiä oli jokseenkin saman verran sekä vertailu- että seurantalinjoilla. Intensiivilinjoilta, jotka tutkittiin alkukesästä, voidaan todeta, että sedimenttiä on vuosina 24 28 ollut jokseenkin saman verran kuin syksylläkin vesikasvillisuuden sukelluslinjojen tutkimisen yhteydessä (kuvat 5 ja 52). 77

5 1996 4 1997 1998 Sed. keskiarvo (-5 m) 3 2 1 2 22 23 24 25 26 27 28 K1 K2 K31 K32 K14 K33 K34 Linja nro. Kuva 5. Sedimentin määrä sisäsaariston kasvillisuuslinjoilla 5 metrin syvyydessä 1996 28. 5 Sed. keskiarvo (-5 m) 4 3 2 1 Sisä Sisä vertailu Keski Keski vertailu Ulko Ulko vertailu Meri Söderskär Saaristovyöhyke 1996 1997 1998 2 22 23 24 25 26 27 28 Kuva 51. Sedimentin määrä kasvillisuuslinjoilla 5 metrin syvyydessä saaristovyöhykkeittäin 1996 28. Sisäsaariston vertailulinjat olivat K14, K33 ja K34, keskisaariston vertailulinja K4 ja ulkosaariston K1. 24 25 26 27 28 5 4 Sed. keskiarvo (-5 m) 3 2 1 K1 K2 K5 K6 K2 K8 K11 K22 K12 K25 Linja nro. Kuva 52. Sedimentin määrä Vuosaaren edustan intensiivilinjoilla 5 metrin syvyydessä alkukesällä vuosina 24 28. 78

Sedimentin määrä sisäsaariston seurantalinjoilla oli korkeimmillaan vuosina 24 26, jolloin sataman alueella tehtiin intensiivisiä ruoppauksia. Vuoden 28 sedimentin korkea määrä selittynee muilla tekijöillä kuin sataman ruoppauksilla, sillä ruoppausmäärä satamassa oli vähäinen suhteessa aikaisempiin vuosiin. Kesä 28 oli hyvin sateinen, mistä johtuen rannoilta tulevan kiintoaineksen määrä oli korkea. Sisäsaariston vertailulinjoilla sedimentin määrä on ollut koko tutkimusjakson ajan korkeampi kuin seurantalinjoilla. Vertailulinjat sijaitsevat sisempänä sisäsaaristossa, missä sedimentaatio on nopeampaa rantojen suojaisuudesta johtuen. Sataman rakennustyöt aiheuttivat sataman lähialueella suhteellisen voimakasta samennusta vuosina 24 26, erityisesti imuruoppauksen ja merihiekan purkamisen aikoina (katso kohta 6.1.2.1). Satama-alue oli eristettynä suojaverhorakenteella vuoden 25 avovesikauden, loppusyksyä lukuun ottamatta. Huolimatta verhon sameutta pidättävästä vaikutuksesta sukeltajan silmin nähtävä samennus lisääntyi yleisesti ottaen sataman läheisellä alueella vuosina 23 26. Myös pohjille kertyvän irtosedimentin määrä oli sisäsaaristossa korkea, ja etenkin satamatyömaan läheisyydessä sedimentaatio oli huomattavan korkeaa usean vuoden ajan (katso kohta 6.1.3.1). Vuonna 27 sataman ruoppaukset olivat enää hyvin vähäisiä ja siten sataman töistä aiheutunut samennusvaikutus vähentyi verrattuna edellisiin vuosiin (Lindfors ym. 28). Lindforsin ym. (28) tutkimuksissa havaittiin kuitenkin kesäkuussa 27 maantäyttötöiden aikaan kohonneita samennusarvoja. 6.1.4.2 Väylän vesistötöiden seuranta 6.1.4.2.1 Keskisaaristo Keskisaaristossa sedimentin määrä on laskenut vuoden 23 tasosta, mutta vertailulinjalla havaittiin päinvastainen suuntaus (kuvat 51 ja 53). Väyläruoppauskohteen RK3 lähellä sijaitsevalla Krokholmshällenin (K5) seurantalinjalla havaittiin runsaasti sedimenttiä vuonna 24, jolloin väylän ruoppaustöitä tehtiin etäällä kohteilla RK1 ja RK2 alkukaudesta. Vuonna 25 väylän ruoppauskohteilta RK3 ja RK4 ruopattiin noin 25 m 3 ktr. Kyseiset ruoppaustyöt aiheuttivat sedimentaation kasvua laajalla alueella. Musta Hevosen linjalla (K6) sedimentin määrän huippu, joskin verraten lievä, osuu vuodelle 25, jolloin myös läheisellä Krokholmshällenin linjalla (K5) havaittiin runsaasti sedimenttiä. Väylän ruoppauksia tehtiin vain vuosina 24 25. Sedimenttiä havaittiin runsaasti linjoilla K3 ja K5 myös vuonna 26, joten väylän ruoppaustyöt eivät yksin selitä sedimentin korkeita määriä, vaan osa voi selittyä luontaisella vaihtelulla. Sed. keskiarvo (-5 m) 5 4 3 2 1 1997 1998 2 22 23 24 25 26 27 K3 K5 Kuva 53. Sedimentin määrä keskisaariston kasvillisuuslinjoilla 5 metrin syvyydessä 1997 27. K6 Linja nro. K2 K4 79

Intensiivilinjoilta, jotka tutkittiin alkukesästä, voidaan todeta, että sedimenttiä on vuosina 24 28 ollut jokseenkin saman verran kuin syksylläkin vesikasvillisuuden sukelluslinjojen tutkimisen yhteydessä (kuvat 52 ja 53). Haapasaaren meriajokkaan seurantalinjalla sedimentin määrä oli vuosina 23 26 samaa luokkaa kuin sisäsaariston seurantalinjoilla, paitsi kahtena viimeisenä tutkimusvuonna 27 28, jolloin sedimenttiä oli erittäin vähän. Sameuskartoitusten perusteella Haapasaaren linjalle ei olisi pitänyt ajautua Vuosaaren sataman rakennusalueelta merkittäviä määriä kiintoainetta. Runsas sedimentin määrä 23 26 johtunee muista tekijöistä kuin Vuosaaren sataman rakennustöistä. Linja 27 on matalalla hiekkapohjalla, jossa myös kovien tuulten aiheuttama merenkäynti nostaa herkästi pohjan sedimenttejä ylös ja kasvillisuuden päälle. 6.1.4.2.2 Ulkosaaristo Keskimäärin sedimentin määrä ulkosaariston linjoilla ja vertailulinjalla on ollut vähäistä koko seurannan ajan. Sedimentin määrä oli koko tutkimusjakson aikana korkeimmillaan vuonna 2 ja matalimmillaan 1997 (kuvat 51 ja 54). Eniten sedimenttiä on tutkimusjakson aikana ollut linjalla K8 (kuva 54). Vuosaaren satamaprojektin aikana sedimentin määrän vaihtelu on ollut erittäin pientä ja selittynee luontaisella vaihtelulla eikä väylätöillä. Ulkosaariston vertailulinjalla K1 sedimentin määrän vaihtelu on ollut hieman suurempaa, mutta määrät ovat jokseenkin yhteneviä seurantalinjojen kanssa (kuva 54). Kuva 54. Sedimentin määrä ulkosaariston kasvillisuuslinjoilla 5 metrin syvyydessä 1996 28. Intensiivilinjoilta, jotka tutkittiin alkukesästä, voidaan todeta, että sedimenttiä on vuosina 24 28 ollut jokseenkin saman verran kuin syksylläkin vesikasvillisuuden sukelluslinjojen tutkimisen yhteydessä (kuvat 52 ja 54). 6.1.4.3 Hiekanotto- ja läjitysalueen seuranta 6.1.4.3.1 Merivyöhyke ja Söderskär Merivyöhykkeellä ja Söderskärin alueella sedimentin määrä on ollut alhainen koko tutkimusjakson ajan (kuvat 51 ja 55). Merihiekan noston tai läjitysten vaikutuksia ei ole nähtävissä sedimentin määrissä vuosina 23 28. 8

Kuva 55. Sedimentin määrä merivyöhykkeen ja Söderskärin kasvillisuuslinjoilla 5 metrin syvyydessä 1997 27. Intensiivilinjoilta, jotka tutkittiin alkukesästä, voidaan todeta, että sedimenttiä oli vain vuonna 27, ja silloinkin määrä oli käytännössä lähes olematon (kuvat 52 ja 55). 6.1.4.4 Yhteenveto Sisäsaaristossa sedimentin määrä oli korkeimmillaan vuosina 24 26, jolloin sataman alueella tehtiin intensiivisiä ruoppauksia. Sisäsaariston vertailulinjoilla sedimentin määrä oli koko tutkimusjakson ajan korkeampi kuin seurantalinjoilla. Vertailulinjat sijaitsevat syvemmällä sisäsaaristossa, missä sedimentaatio on nopeampaa rantojen suojaisuudesta johtuen. Satama-alue oli eristettynä suojaverhorakenteella avovesikauden 25 loppusyksyä lukuun ottamatta. Huolimatta verhon sameutta pidättävästä vaikutuksesta sukeltajan silmin nähtävä samennus lisääntyi yleisesti ottaen sataman läheisellä alueella vuosina 23 26. Keskisaaristossa sijaitsevalla seurantalinjalla havaittiin runsaasti sedimenttiä vuonna 24, vaikkakin vesistötyökohteet sijaitsivat ulompana saaristossa. Vesistötyökohteen läheisillä linjoilla sedimentin määrä oli normaalilla tasolla. Sedimenttiä havaittiin runsaasti muutamalla keskisaariston sisimmällä seurantalinjalla myös vuonna 26, joten väylän ruoppaustyöt eivät selitä sedimentin korkeita määriä. Osa sedimentin korkeasta määrästä 26 voi selittyä luontaisella vaihtelulla ja mahdollisesti myös proomujen aiheuttamasta sameuden kasvusta kuljetusreitin varrella. Meriajokkaan seurantalinjan runsas sedimentin määrä vuosina 23 26 johtunee muista tekijöistä kuin Vuosaaren sataman rakennustöistä. Linja on matalalla hiekkapohjalla, jossa myös kovien tuulten aiheuttama merenkäynti nostaa herkästi pohjan sedimenttejä ylös ja kasvillisuuden päälle. Ulkosaariston linjoilla sedimentin määrä oli keskimäärin vähäistä koko seurannan ajan ja selittynee luontaisella vaihtelulla. Merivyöhykkeellä ja Söderskärin alueella sedimentin määrä oli alhainen koko tutkimusjakson ajan. Merihiekan noston tai läjitysten vaikutuksia ei ole nähtävissä sedimentin määrissä vuosina 23 28. 6.1.5 Yhteenveto vedenlaadussa ja sedimentaatiossa tapahtuneista muutoksista 6.1.5.1 Sataman ja väylän vesistötöiden seuranta Vuosaaren sataman ja meriväylän sisäosan rakentamisen vaikutukset olivat todettavissa kiintoainepitoisuuden ja sameuden sekä sedimentaatiointensiteetin kasvuna sekä ajoit- 81

taisena veden kokonaisfosforitason kohoamisena. Voimakkaimmat vaikutukset olivat havaittavissa vuosina 23 28 työkohteiden läheisyydessä. Ajoittain vaikutuksia oli kuitenkin havaittavissa laajemmalla alueella Kalkkisaarenselällä ja Vuosaarenlahdella. Intensiivisimpiin työvaiheisiin liittyen satama- ja väylätöiden aiheuttamaa sedimentaation lisäystä todettiin laajalla alueella aina Skatanselkää, Granönselän länsiosaa ja keskisaaristoa myöten. Selkeitä vedenlaatuvaikutuksia todettiin seuraaviin työvaiheisiin liittyen: 1) Merihiekan purkaminen ja ruoppaustyöt syys-lokakuussa 24. Niinilahdessa ja Lehdessaaren itäpuolella tapahtunut hiekan purkaminen nosti sameuden työkohteiden välittömässä läheisyydessä tasolle 1 1 NTU. Samentunut vesi levisi voimakkaiden, ukkosiin liittyneiden virtausten mukana pääsääntöisesti kohti etelää, ja Kalkkisaarenselän eteläosissa sekä Pikku Niinisaaren ja Uutelan välisessä salmessa mitattiin yleisesti 1 3 NTU:n sameusarvoja. Syyskuun puolivälissä merihiekan purusta aiheutunut sameus levisi myös Porvarinlahden edustalle, mutta ei Porvarinlahdelle. 2) Suojapengeralueiden imuruoppauskoe 28. 29.1.24, jolloin sameusvaikutukset olivat voimakkaita koko Kalkkisaarenselällä. Sameustason kohoaminen johtui imuruoppaajan pohjakosketuksesta toimenpidealueen vieressä olevaan matalikkoon. Aluksen irrottamiseksi arviolta noin 1 m 3 jo ruopatusta kuormasta jouduttiin purkamaan toimenpidealueelle, ja aluksen potkureita jouduttiin käyttämään ilmeisen suurella teholla. Potkurivirrat ja niiden kuljettama kiintoaine suuntautuivat pääsääntöisesti länteen kohti Niinilahtea. 3) Väylän imuruoppaus 19.8. 3.9.25, jolloin sameusvaikutukset ja sedimentaatio keskisaaristossa olivat voimakkaita. Väylän imuruoppauksen aikana vaikutuksia havaittiin alueilla, jonne sataman vesistötöiden vaikutukset eivät muissa tilanteissa juuri ulottuneet. 4) Vuoden 25 loppuosa, jolloin laajat ruoppaustyöt (sekä kauha- että imuruoppaus) ja merihiekan purku aiheuttivat sameusvaikutuksia myös Kalkkisaaren ulkopuolisille alueille. Alusliikenne ja tuulet voimistivat sameuden leviämistä. 5) Kevät ja alkukesä 26, jolloin satama-alueen länsiosan ruoppaukset kohottivat kiintoainepitoisuutta ja sameustasoa Kalkkisaarenselällä ja aallonmurtajan pään läheisyydessä sijaitsevalla Vuosaaren voimalaitosten jäähdytysveden ottopaikalla. Vuosina 27 ja 28 satama-alueella toteutettujen pienimuotoisten vesistötöiden vaikutukset vedenlaatuun rajoittuivat työkohteiden välittömään läheisyyteen ja olivat Kalkkisaarenselällä vähäisiä. 6.1.5.2 Läjitys- ja hiekanottoalueiden seuranta Läjitysalueella todetut sameusvaikutukset olivat suhteessa läjitysaktiivisuuteen. Läjityksen aktiivisimmat jaksot olivat kevät ja alkukesä vuonna 24, loppukesä ja syksy 25 sekä kevät ja kesä 26. Kyseisinä ajanjaksoina sameuskartoituksissa alueella havaittiin kiintoaineen kulkeutumista pohjan läheisessä kerroksessa noin 2,5 km:n päässä läjitysalueen keskipisteestä. Vedenlaatumallin perusteella ääritilanteissa kiintoaineen kulkeutumista tapahtui selvästi laajemmalle alueelle. Tehtyjen sameusmittausten perusteella sameusarvot laskivat melko nopeasti lähelle taustapitoisuuksia, kun läjitystöitä ei tehty. Läjitettyjen massojen leviäminen läjitysalueen ympäristöön on havaittavissa myös läjitysalueen ympäristön taantuneissa pohjaeläinyhteisöissä sekä sedimentin fysikaalisten ominaisuuksien muutoksissa. Merihiekanoton vaikutukset olivat valtaosan ajasta suhteellisen vähäisiä, vaikka lievästi samentunutta vettä levisikin pohjan läheisyydessä ajoittain 1,5 2 kilometrin etäisyydel- 82

le. Otettaessa hiekanottoalueita käyttöön vaikutukset olivat selvästi suurempia. Sameuskartoitusten perusteella sameusarvot laskivat kuitenkin nopeasti lähelle taustapitoisuuksia, kun hiekanottoa ei tehty. Tässä suhteessa poikkeustapausta edustaa Soratontun hiekanottoalueella vuoden 26 hiekanoton aloittamiseen liittynyt poikkeuksellisen suuri samennusvaikutus, mikä johtui nostetun savipitoisen aineksen (jota ei ollut mahdollista/järkevää kuljettaa sataman täyttöihin) noin viikon ajan kestäneestä läpijuoksutuksesta ulos hiekanottoaluksesta. Hiekanottoalueella esiintyi tällöin yli 5 mg/l:n kiintoainepitoisuuslisäyksiä, ja vallinneiden tuulten vaikutuksesta läpijuoksutettu kiintoaine levisi pintakerroksissa itään ja pohjakerroksissa lounaaseen. Pintakerroksessa 1 mg/l:n kiintoainelisäyksen raja ylittyi 2 3 km:n etäisyydellä hiekanottoalueesta ja pohjakerroksissa noin 1 km:n etäisyydellä. Analyysirajan 1 mg/l ylittävää kiintoainelisäystä esiintyi laskennan mukaan 15 25 km:n etäisyydellä hiekanottoalueesta. 6.2 Haitta-aineiden leviäminen Haitta-aineiden leviämistä on seurattu sekä sataman että läjitysalueen ympäristössä useilla eri menetelmillä. Haitta-aineista seuranta on keskittynyt lähinnä orgaanisiin tinayhdisteisiin, jotka ruoppausmassoista tehtyjen analyysien perusteella olivat selkeästi merkittävin haitta-aineryhmä. Muita tarkkailtuja haitta-aineita olivat PCB-yhdisteet ja metallit (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Ni, Zn ja Hg). Orgaanisista tinayhdisteistä on tehty lukuisia tutkimuksia ongelman laajuuden paljastuttua. Tehtyjen selvitysten perusteella orgaanisia tinayhdisteitä esiintyy korkeita pitoisuuksia erityisesti telakoiden ja satamien läheisyydessä (mm. Vatanen 29, Falandysz ym. 26). Myös suurien väylien ja pienvenesatamien ympäristössä pitoisuudet ovat usein korkeita (Vatanen 25, Autio 24) Tutkimustietoa haitta-aineen käyttäytymisestä ja ominaisuuksista löytyy mm. seuraavista tutkimuksista: Hoch 21, Vahanne ym. 27. Orgaanisten tinayhdisteiden käyttöä on seurannan aikana asteittain tiukennettu. Alle 25 m:n veneissä TBT-yhdisteiden käyttö kiellettiin 199-luvun alussa. Vuodesta 23 lähtien TBT:n käyttö kiellettiin myös isoissa aluksissa. TBT-maalien täyskielto astui voimaan syyskuussa 28, kun 25 IMO:n jäsenvaltiota ja 25 % maailman kauppalaivastosta oli vuotta aiemmin ratifioinut sopimuksen (Peltonen 28). Täyskiellolla tarkoitetaan, että aluksissa meriveden kanssa kosketuksiin joutuva TBT pitää poistaa tai peittää. Seuraavissa luvuissa on käsitelty haitta-aineiden pitoisuuksia Vuosaaren sataman rakentamisen aikana eri seurantamatriiseissa: vedessä, sedimentissä ja liejusimpukoissa (Macoma baltica). Lisäksi samassa yhteydessä on käsitelty varsinaisesti kalataloustarkkailuun kuuluvaa haitta-aineiden pitoisuutta kaloissa. 6.2.1 Haitta-aineiden pitoisuudet vesinäytteissä Vesinäytteistä tehtiin haitta-ainemäärityksiä orgaanisten tinayhdisteiden osalta. Vesinäytteestä analysoitu orgaaninen tinayhdiste voi olla veteen liuenneena, kiintoainepartikkeleissa tai maalihiukkasissa (Vahanne ym. 27). Veteen liuenneena orgaaniset tinayhdisteet ovat huomattavasti myrkyllisempiä kuin kiintoaineeseen sitoutuneena. TBT:n vesiliukoisuus vaihtelee välillä 5 5 mg/l. Vesiliukoisuuteen vaikuttaa voimakkaasti mm. veden ph. Vedestä TBT sitoutuu (adsorboituu) kuitenkin nopeasti savimineraaleihin ja kerääntyy hienojakoiseen hiukkasainekseen. Savimineraalit ovat tehokkaimpia TBT:n sitojia ja adsorptio lisääntyy veden suolapitoisuuden laskiessa (Vahanne ym. 27). Olosuhteista riippuen 6 95 % veden sisältämästä TBT:stä adsorboituu (Hoch 21). 83

Sedimentin suspendoituessa vesipatsaaseen TBT- ja TPhT-pitoisuudet nousevat, koska yhdisteiden sorptio on reversiibeliä, ja ne myös vapautuvat (desorboituvat) helposti. Häiriintymättömistä sedimenteistä diffuusio vesiin on kuitenkin hidasta. TBT:n log D OC (sedimentti-vesi -jakaantumiskerroin) on tasolla 4,7 5,5 (Berg ym. 21). Kalojen ja pohjaeläinten aiheuttama bioturbaatio voi myös nostaa liuennutta pitoisuutta sedimentin pinnan lähellä (Vahanne ym. 27). Kansainvälisesti merenrannikon satamien vesissä mitatut TBT-pitoisuudet ovat vaihdelleet pääosin 1 ja 1 ng/l:n välillä, mutta korkeimmat pitoisuudet ovat olleet peräti tasoa 12 ng/l (Antizar-Ladislao 28). Euroopan satamien edustoilta korkein todettu pitoisuus (5 ng/l) on havaittu Espanjassa (Rodriguez-Gonzales ym. 26). TBT:n käytön asteittainen väheneminen on luonnollisesti laskenut pitoisuustasoja. Suomessa tuoreimmat julkaistut vesinäytteiden pitoisuudet ovat vuodelta 27. Kartoituksessa näytteitä otettiin metri pohjan pinnan yläpuolelta mm. Naantalin satamasta, Loviisan edustalta sekä Vanhankaupunginlahdelta ja Kruunuvuorenselältä (Hallikainen ym. 28). Kaikista edellä mainituissa näytteissä esiintyi DBT:tä ja MBT:tä. Sen sijaan TBT:tä esiintyi ainoastaan Naantalin sataman näytteissä, enimmillään 8,3 ng/l. TBT:n pääasiallinen hajoamistuote on dibutyylitina (DBT), joka puolestaan hajoaa monobutyylitinaksi (MBT) ja edelleen epäorgaanisiksi tinayhdisteiksi (SnO2). Hochin (21) kirjallisuuskatsauksen mukaan TBT:n puoliintumisaika on 2 C:n merivedessä 3 8 päivää valoisissa olosuhteissa ja 7 13 päivää pimeässä. Kanadan olosuhteissa puoliintumisajaksi saatiin puolestaan useita kuukausia (Maquire ym. 1986). Veden TBT-pitoisuudelle on määritetty EU:n ympäristönlaatunormi, joka on,2 ng/l vuosikeskiarvolle ja 1,5 ng/l maksimipitoisuudelle. Ympäristölaatunormilla tarkoitetaan pitoisuutta, jonka ylittyessä pitkä- tai lyhytaikaisia haittavaikutuksia arvioidaan esiintyvän. Ympäristönlaatunormit perustuvat vesieliöillä tehtyihin ekotoksisuustesteihin (Lepper 22, Londesborough 25). Orgaanisten haitta-aineiden osalta ympäristönlaatunormia verrataan vesinäytteen kokonaispitoisuuteen, johon sisältyy siis myös kiintoaines. On kuitenkin tehty tulkintoja, joiden mukaan ympäristönlaatunormia tulisi verrata koko vesipatsaan keskipitoisuuteen (Mannio, suullinen tiedonanto). EPA (23) on puolestaan esittänyt kroonisien toksisten vaikutusten raja-arvoksi makeassa vedessä 72 ng/l ja valtamerivedessä (suolapitoisuus 35 % o ) 7,4 ng/l. Vuosaaren murtoveden suolapitoisuus on noin 5 % o. 6.2.1.1 TBT:n ja sen hajoamistuotteiden esiintyminen vesinäytteissä Vuosaaren sataman rakentamisen aikana analysoitiin vuosittain orgaanisten tinayhdisteiden pitoisuuksia vesinäytteiden vakioseurantapaikoilta, metri pohjan pinnan yläpuolelta (kuva 56). Vakioseurantapaikkojen lisäksi määritettiin tapauskohtaisesti TBTpitoisten sedimenttien ruoppaamisen aikana vesinäytteitä ruoppaajan läheisyydestä. Nämä näytteet otettiin,5 m pohjan pinnan yläpuolelta. Lisäksi TBT-pitoisten massojen hyötykäyttöalueella toteutetun stabiloinnin jälkeen orgaanisten tinayhdisteiden pitoisuuksia on seurattu kahdella satama-altaassa sijaitsevalla pisteellä yhden metrin syvyydeltä ja yhden metrin korkeudelta pohjan pinnan yläpuolelta otetuin näyttein. 84

Kuva 56. Vesinäytteenottopaikat TBT-pitoisuuksien seurannassa. Heinäkuun 25 näytteenotosta lähtien vesinäytteet jäitettiin välittömästi kentällä ja lähetettiin pakastettuina Saksaan Galab-laboratorioon analysointia varten. Tätä ennen näytteet lähetettiin pakastamattomina, joten näytteissä on mahdollisesti tapahtunut hajoamista vielä näytteenoton jälkeen. Tämän takia vesinäytetuloksissa on esitetty TBT:n lisäksi DBT- ja MBT-pitoisuudet. Jälkikäteen on mahdotonta arvioida, missä mittakaavassa hajoaminen on tapahtunut meriympäristössä ja missä määrin näytteenoton jälkeen. Koska hankkeen aikana tehdyissä suodatettujen näytteiden analyyseissä saatiin epäjohdonmukaisia tuloksia, käsitellään tässä raportissa vain suodattamattomista vesinäytteistä analysoituja pitoisuuksia. Alle määritysrajan olevat pitoisuudet on esitetty pitoisuutena määritysraja/2, eli,5 ng/l. Orgaanisten tinayhdisteiden pitoisuuksien rinnalla on kuvaajassa esitetty veden kiintoainepitoisuus. 6.2.1.1.1 Ruoppaajan vierestä otetut vesinäytteet vuosina 23 25 Ruoppausten aikana ruoppaajan läheisyydestä otetuissa vesinäytteissä vuonna 23 ei esiintynyt TBT:tä. Näytteistä analysoitiin kuitenkin dibutyylitinaa (ka. 12,5 ng/l, min <1 ng/l ja max. 41,1 ng/l) sekä monobutyylitinaa (ka. 5,6 ng/l, min <1 ng/l ja max 11,3 ng/l). Vuonna 24 ruoppausten aikana ruoppaajan vierestä analysoidut vesinäytteiden pitoisuudet olivat kohonneet selvästi. Ruoppaajan välittömästä läheisyydestä (1 2 m) otetuissa näytteissä TBT-pitoisuus oli keskimäärin 38,5 ng/l (min 1,3 ng/l, max 51,4 ng/l kiintoainepitoisuus 95 mg/l) ja 2 m:n etäisyydellä pitoisuus oli laskenut keskimäärin tasolle 14,5 ng/l (min 6,1 ng/l, max 26,7 ng/l). DBT:n keskimääräinen pitoisuus oli ruoppaajan vieressä 9,2 ng/l ja 2 m:n etäisyydellä 2,5 ng/l, MBT:n vastaavasti 6 ng/l ja 1,4 ng/l. Vuonna 25 pitoisuustaso laski, mutta edelleen TBT:tä esiintyi analysoitavia pitoisuuksia. Ainoalla näytteenottokerralla veden TBT-pitoisuus ruoppaajan vieressä oli 4,5 ng/l (kiintoaine 54 mg/l) ja 2 m:n etäisyydellä 8,6 ng/l (kiintoaine 23 mg/l). Ha- 85

joamistuotteiden pitoisuudet vaihtelivat DBT:n osalta ollen 2,3 ja 2,9 ng/l ja MBT:n osalta vastaavasti 2,7 ja 1,2 ng/l. TPhT:tä vesinäytteissä esiintyi kaksi kertaa vuoden 24 aikana. Molemmilla näytteenottokerroilla pitoisuudet (4,1 ng/l, kiintoainepitoisuus 95 mg/l ja 1,2 ng/l, kiintoainepitoisuus 25 mg/l) olivat aivan ruoppaajan vierestä (1 m ja 25 m) otetuissa näytteissä (Vatanen & Niinimäki 25). Kaikilla muilla näytteenottokerroilla TPhT:n pitoisuus oli alle määritysrajan. 6.2.1.1.2 Vakioseurantapisteiden TBT-pitoisuus vuosina 24 28 Vakioseurannan havaintopaikkojen vesinäytteissä esiintyi vuosina 24 26 säännöllisesti TBT:tä sekä sen hajoamistuotteita DBT:tä ja MBT:tä. TBT:n pitoisuus vaihteli vesistötöiden läheisyydessä sijaitsevilla pisteillä (16, 174, 182 ja 18) <1 ng/l:n ja 35,8 ng/l:n välillä. Pääosin kohonneet TBT-pitoisuudet liittyivät samaan aikaan koholla olleisiin kiintoainepitoisuuksiin (kuva 57). Kauempana vesistötyökohteista sijaitsevilla pisteillä (111 ja 113) TBT-pitoisuudet olivat kohonneet lähinnä toukokuun lopussa ja kesäkuun alussa 25, jolloin satamassa oli käynnissä suojarakenteen sisällä toteutettu puhdistusruoppaus. Korkeimmillaan TBTpitoisuus oli Skatanselällä (piste 111) 6,9 ng/l ja Granönselällä (piste 113) 8,5 ng/l (kuva 57). Heinäkuun 26 näytteenotto oli viimeinen kerta, kun vesinäytteistä analysoitiin määritysrajan (1 ng/l) ylittäviä TBT-pitoisuuksia. Vuosina 27 ja 28 pitoisuudet alittivat määritysrajan kaikilla näytteenottokerroilla. 4 36 MBT DBT TBT kiintoaine MBT: 83,9 ng/l 2 18 4 36 MBT DBT TBT kiintoaine 2 MBT: 34,1 ng/l 18 32 16 32 16 28 14 28 14 ng/l 24 2 16 12 1 8 mg/l ng/l 24 2 16 12 1 8 mg/l 12 6 12 6 8 4 8 4 4 2 4 2 16 21.7.24 17.11.24 7.6.25 22.8.25 21.9.25 14.11.25 16.5.26 11.7.26 14.9.26 13.11.26 174 21.7.24 7.1.24 17.11.24 23.5.25 7.6.25 19.7.25 22.8.25 8.9.25 21.9.25 19.1.25 14.11.25 28.4.26 16.5.26 2.6.26 11.7.26 15.8.26 14.9.26 11.1.26 13.11.26 ng/l 4 36 32 28 24 2 16 12 8 4 MBT DBT TBT kiintoaine DBT: 72,3 ng/l MBT: 36,1 ng/l 2 18 16 14 12 1 8 6 4 2 mg/l ng/l 4 36 32 28 24 2 16 12 8 4 DBT: 58, ng/l MBT DBT TBT kiintoaine 2 18 16 14 12 1 8 6 4 2 mg/l 182 21.7.24 17.11.24 7.6.25 22.8.25 21.9.25 14.11.25 16.5.26 11.7.26 14.9.26 13.11.26 18 21.7.24 7.1.24 17.11.24 23.5.25 7.6.25 19.7.25 22.8.25 8.9.25 21.9.25 19.1.25 14.11.25 28.4.26 16.5.26 2.6.26 11.7.26 15.8.26 14.9.26 11.1.26 13.11.26 86

ng/l 4 36 32 28 24 2 16 12 8 4 MBT DBT TBT kiintoaine 2 18 16 14 12 1 8 6 4 2 mg/l ng/l 4 36 32 28 24 2 16 12 8 4 MBT DBT TBT kiintoaine 2 18 16 14 12 1 8 6 4 2 mg/l 111 21.7.24 17.11.24 7.6.25 22.8.25 21.9.25 14.11.25 16.5.26 11.7.26 14.9.26 13.11.26 113 21.7.24 7.1.24 17.11.24 23.5.25 7.6.25 19.7.25 22.8.25 8.9.25 21.9.25 19.1.25 14.11.25 28.4.26 16.5.26 2.6.26 11.7.26 15.8.26 14.9.26 11.1.26 13.11.26 Kuva 57. Vesinäytteiden TBT-, DBT- ja MBT-pitoisuus sekä kiintoaine vakioseurantapaikoilla metri pohjan pinnan yläpuolelta vuosina 24 26. Alle määritysrajan oleva pitoisuus on esitetty kuvassa pitoisuutena,5 ng/l. 6.2.1.1.3 Veden OT-yhdisteiden pitoisuudet satama-altaassa vuosina 27 28 TBT-pitoisten sedimenttien stabiloinnin jälkeen perustettiin satama-altaaseen kaksi näytteenottopistettä (T1 ja T2, kuva 56). Edellä mainituilta näytepisteiltä on otettu vesinäytteet vuosittain toukokuussa ja elokuussa. TBT-pitoisuus on ollut alle määritysrajan molemmilla pisteillä kaikilla näytteenottokerroilla. 6.2.2 Haitta-aineiden pitoisuudet sedimentissä Suurin osa orgaanisista tinayhdisteistä on sitoutuneena savipartikkeleihin tai orgaaniseen ainekseen ja päätyy siksi lopulta sedimenttiin. Nyrkkisääntönä voidaan todeta, että sedimentin pidätyskyky kasvaa orgaanisen aineksen ja savipitoisuuden noustessa (Salminen 29). Korkeita pitoisuuksia havaitaan edelleen sedimenteissä kuormituslähteiden, kuten satamien, telakoiden ja pienvenesatamien läheisyydestä (esim. Peltonen 28). Kuormitus on kuitenkin käytännössä loppunut ja paikoitellen sedimentin syvemmistä kerroksista havaitaan jo korkeampia pitoisuuksia kuin sedimentin pintakerroksesta (Vatanen 29). Orgaanisia tinayhdisteitä on levinnyt laajalle muun muassa vesiliikenteen ja ruoppausmassojen läjitysten yhteydessä. Sedimentissä TBT:n hajoaminen on huomattavasti hitaampaa kuin vedessä. Kirjallisuudessa esitetyt puoliintumisajat vaihtelevat paljon olosuhteista riippuen (Hoch 21). Suomen oloissa TBT:n hajoamista on tutkittu SYKE:n ORBIS-tutkimushankkeessa (Salminen 29). Tutkimuksen tulokset selittivät hyvin kirjallisuudessa esiintynyttä hajoamisnopeuksien laajaa kirjoa, sillä helposti biosaatava, tuore TBT on melko nopeasti hajoavaa, kun taas heikosti biosaatava TBT on luonteeltaan pysyvämpää. Murtovesisedimentteihin jo päätyneet butyylitinayhdisteet ovat siis luonteeltaan varsin pysyviä, ja on todennäköistä, että ne säilyvät sedimenteissä vielä vuosien ja vuosikymmenien ajan (Salminen 29). Edelleen Salminen (29) havaitsi, että butyylitinayhdisteiden tiukka sitoutuminen sedimenttiainekseen ja tätä kautta näiden yhdisteiden alentunut biosaatavuus lisäävät aineiden pysyvyyttä sedimenteissä, sillä niiden alttius hajota vähenee. Toisaalta sedimentteihin sitoutuneet yhdisteet eivät myöskään vapaudu yläpuoliseen veteen. Helposti biosaatava butyylitinafraktio sen sijaan hajoaa sedimenteissä kohtuullisessa ajassa (puoliintumisajat kuukausien luokkaa). Salmisen (29) mukaan todellisten ympäristövaikutusten arvioinnin pitäisi perustua ennen kaikkea biosaatavaan fraktioon 87

eikä niinkään kokonaispitoisuuteen. Pilaantuneisuuden arviointiin kokonaispitoisuus on asianmukainen lähestymistapa (Salminen 29). 6.2.2.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu Vesistötöiden tarkkailuun liittyen sedimenttinäytteitä kerättiin vuosittain 23 28 sedimentin pintakerroksesta ( 5 cm) Vuosaaren satamatyömaan ympäristöstä. Tarkkailuohjelman mukaisten seurantapaikkojen lukumäärä kasvoi seitsemästä pisteestä (23) kolmeentoista vuonna 24 (kuva 58). Vuonna 28 näytteet otettiin yhdeksältä pisteeltä. Osalla näytepisteitä pohjan laatu on heterogeenistä, mikä hankaloittaa pitoisuuksien vertailua. Ruoppausalueiden sedimenteistä tehtiin mittavia näytteenottoja ja niiden tuloksia on esitelty luvussa 4.1.1. Kuva 58. Sedimenttinäytepisteiden sijainti ja osa-aluejako. Sedimenttinäytteistä analysoitiin orgaanisten tinayhdisteiden lisäksi PCB-yhdisteet. Vuosina 23, 24, 27 ja 28 sedimenttinäytteistä analysoitiin fysikaaliset ominaisuudet, hehkutushäviö ja kuiva-aine. Vuosien 25 ja 26 osalta hehkutushäviö on jouduttu arvioimaan muiden vuosien näytteiden perusteella normalisointeja (Ympäristöministeriö 24) tehtäessä. Tämä luonnollisesti lisää tulosten epävarmuutta. Metallien (As, Cd, Cr, Cu, Pb, Ni, Zn ja Hg) analyysit on tehty vuosina 23 ja 28. Orgaanisten tinayhdisteiden analyysit on teetetty koko seurannan ajan Galab-laboratoriossa Saksassa. Osa-aluekohtaisiin tarkasteluihin on pyritty valitsemaan edustavat ja mahdollisimman pitkän aikasarjan näytepisteet. Sataman vaikutusalueen osalta valittiin näytepisteet VS4 ja VS9, mahdollisten vaikutusten alueelta näytepisteet VS5, VS6 ja VS8, väylän vaikutusalueelta näytepiste VS1 sekä vertailualueiksi Sipoossa sijaitsevat pisteet VS15 ja VS16 (kuva 58). 88

6.2.2.1.1 OT-yhdisteiden pitoisuudet sataman ympäristössä 7 6 5 Sedimenttinäytteiden analysoidut TBT-pitoisuudet ovat laskeneet voimakkaasti seurannan aikana (kuvat 59 ja 6). Sataman vaikutusalueella pitoisuus on laskenut noin viidennekseen, muilla alueilla pitoisuuksien lasku on ollut vähäisempää, mutta selvästi havaittavissa (kuva 6). Satama-alueen TBT-pitoisuuksien muita alueita voimakkaampaan laskuun on vaikuttanut kuormituslähteiden asteittainen poistuminen alueelta, merkittävimpänä satama-alueen TBT:llä pilaantuneiden sedimenttien puhdistusruoppaaminen sekä OT-yhdisteiden käyttökiellot. Laskuun ovat mahdollisesti vaikuttaneet myös mm. vilkas liikenne ja aktiviteetti alueella, joka on saattanut lisätä sedimentin pintakerroksen aktiivisuutta, sekä syvempien sedimenttikerrosten ruoppaaminen vuosina 24 26 ja puhtaan kiintoaineen sedimentoituminen sedimentin pintakerrokseen. 23 24 25 26 27 28 4 µg/kg k.a. 3 2 1 4 5 6 7 8 9 1 11 12 13 14 15 16 Näytepiste Kuva 59. Vuosaaren sataman ympäristössä sijaitsevien sedimenttihavaintopaikkojen (VS4 VS16) analysoidut TBT-pitoisuudet. 6 23 24 25 26 27 28 5 4 µg/kg k.a. 3 2 1 sataman lähivaikutusalue mahdollinen vaikutusalue väylätöiden vaikutusalue vertailualueet Kuva 6. Sedimenttien analysoitujen TBT-pitoisuuksien osa-aluekohtainen tarkastelu vuosina 23 28. 89

Tributyylitinan hajoamistuotteiden DBT:n ja MBT:n pitoisuuksia voidaan käyttää TBT:n hajoamisen indikaattoreina (Salminen 29). Vuosaaren sataman ympäristössä ja vertailualueilla DBT:n ja MBT:n pitoisuudet ovat olleet läpi seurannan koholla. Hajoamistuotteiden määrät ovat seuranneet pitkälti TBT:n pitoisuuksia. Hajoamistuotteiden määrän laskusta huolimatta sedimenteissä (myös vertailualueiden) näyttäisi tapahtuvan edelleen hajoamista. TPhT:n pitoisuudet ovat olleet koko seurantajakson ajan huomattavasti alhaisempia kuin TBT:n. Suurimmat yksittäiset analysoidut TPhT-pitoisuudet havaittiin satamatyömaan vaikutusalueen pisteiltä vuosina 23 (piste VS4, 9,3 µg/kg k.a.) ja 24 (piste VS9, 8,3 µg/kg k.a.). Vuoden 28 seurannassa korkein analysoitu TPhT-pitoisuus oli 3,7 µg/kg k.a. (pisteet VS5 ja VS6). Ympäristöministeriön (24) ruoppaus- ja läjitysohjeen mukaisesti normalisoituna sedimenttien TBT-pitoisuuksissa on havaittavissa samantyyppinen pitoisuuksien lasku, tosin hieman vaimeampana ja korkeampina pitoisuuksina (kuvat 61 ja 62). Ruoppaus- ja läjitysohjeen asettamiin haitta-ainetasoihin 1 (3 µg/kg k.a.) ja 2 (2 µg/kg k.a.) verrattaessa voidaan havaita, että muutamaa poikkeusta lukuun ottamatta pitoisuudet ylittävät haitta-ainetason 1. Koko tarkkailujakson aikana korkein yksittäinen normalisoitu TBTpitoisuus on ollut 78,8 µg/kg k.a. (piste VS4, 23). Pitoisuudet ovat siis alittaneet selvästi haitta-ainetason 2. 9 8 23 24 25 26 27 28 7 6 µg/kg k.a. 5 4 3 2 1 4 5 6 7 8 9 1 11 12 13 14 15 16 Näytepiste Kuva 61. Vuosaaren sataman ympäristössä sijaitsevien sedimenttihavaintopaikkojen normalisoidut TBT-pitoisuudet. 9

7 6 23 24 25 26 27 28 5 µg/kg k.a. 4 3 2 1 sataman lähivaikutusalue mahdollinen vaikutusalue väylätöiden vaikutusalue vertailualueet Kuva 62. Sedimenttien normalisoidut TBT-pitoisuudet osa-aluekohtaisesti vuosina 23 28. 6.2.2.1.2 PCB-yhdisteiden ja metallien pitoisuudet sataman ympäristössä PCB-yhdisteiden analysoitu laskennallinen kokonaispitoisuus laski sataman vaikutusalueella vuosien 23 ja 24 hieman kohonneista pitoisuuksista alle määritysrajan (kuva 63). Ympäristöministeriön (24) ruoppaus- ja läjitysohjeen mukaisesti normalisoituna tiettyjen PCB-yhdisteiden pitoisuudet ylittivät muutamalla sataman läheisellä pisteellä vuosina 23 ja 24 haitta-ainetason 1. Haitta-ainetason 1 ylitykset olivat kuitenkin vähäisiä ja jäivät kauas haitta-ainetasosta 2. Vuonna 28 kaikkien analysoitujen sedimenttinäytteiden ja kongeneerien pitoisuudet olivat alle määritysrajan (Vatanen & Haikonen 29). µg/kg k.a. 5 45 4 35 3 25 2 15 1 5 23 24 25 26 27 28 sataman lähivaikutusalue mahdollinen vaikutusalue väylätöiden vaikutusalue vertailualueet Kuva 63. Vuosaaren sataman ympäristön sedimenttien analysoidut PCB:n kokonaispitoisuudet. Määritysraja 15 µg/kg (,15 mg/kg), alle määritysrajan olevat pitoisuudet esitetty pitoisuutena määritysraja/2. Metallien pitoisuuksia määritettiin sedimenttinäytteistä vuosina 23 ja 28. Analysoiduissa pitoisuustasoissa ei ole tapahtunut merkittävää kasvua, vaan pitoisuudet ovat joko laskeneet tai pysyneet samalla tasolla (kuva 64). Elohopeapitoisuus (Hg) oli vuon- 91

na 23 näytepisteellä VS5 selvästi koholla (,49 mg/kg k.a.). Valitettavasti laboratorion virheen takia elohopeapitoisuuksia ei saatu määritettyä vuoden 28 näytteistä. 1,2 1 23 28 12 1 23 28 mg/kg k.a.,8,6,4 mg/kg k.a. 8 6 4,2 2 Cd 4 5 6 7 8 9 1 11 12 13 14 Näytepiste Cr 4 5 6 7 8 9 1 11 12 13 14 Näytepiste 7 6 23 28 3 25 23 28 mg/kg k.a. 5 4 3 2 1 mg/kg k.a. 2 15 1 5 Cu 4 5 6 7 8 9 1 11 12 13 14 Näytepiste Pb 4 5 6 7 8 9 1 11 12 13 14 Näytepiste 25 2 23,6,5 23 28 mg/kg k.a. 15 1 mg/kg k.a.,4,3,2 5,1 Zn 4 5 6 7 8 9 1 11 12 13 14 Näytepiste Hg 4 5 6 7 8 9 1 11 12 13 14 Näytepiste Kuva 64. Metallien analysoidut pitoisuudet sataman ympäristössä pisteillä VS4 VS14 vuosina 23 ja 28. 6.2.2.2 Läjitysalueen tarkkailu Läjitysalueelta on sedimenttinäytteitä otettu vuosina 23 27 sekä 29. Vuonna 28 toteutettavaksi suunniteltu satamahankkeen rakentamisen aikaiseen tarkkailuohjelmaan kuuluva läjitysalueen sedimenttinäytteenotto siirtyi vuoteen 29 johtuen syksyn 28 tuulisista sääolosuhteista. Läjitysalueen vuoden 29 sedimenttitarkkailun tulokset on esitetty tämän raportin liitteessä 11. 92

Näytepisteitä on ollut sijoitettuna sekä läjitysalueelle että sen ympäristöön. Näytepisteiden lukumäärä on kasvanut vuosien 23 ja 24 kuudesta pisteestä vuonna 25 yhdeksään ja edelleen 26 29 seitsemääntoista (kuva 65). Läjitysalueen ympäristön pisteissä on ollut muutamia eroosiopohjalla sijaitsevia pisteitä (L2, L16, L18 ja L19), eikä niistä ole saatu näytettä joka vuosi. Edellä mainittujen pisteiden hajanaiset seurantatulokset eivät ole mukana seuraavissa tarkasteluissa. Sedimenttinäytteistä on analysoitu vuosittain kuiva-aine, hehkutushäviö sekä OT- ja PCB-yhdisteet. Orgaanisten tinayhdisteiden analyysit on teetetty koko seurannan ajan Galab-laboratoriossa Saksassa. Vuosina 23 ja 29 on analysoitu lisäksi metallit ja vuonna 29 normalisointia varten savifraktion osuus. Osa-aluekohtaisiin tarkasteluihin on valittu läjitysalueen osalta seurantapisteet L1, L6, L9, L11, L12, L13 sekä L3 ja L14, lähivaikutusalueen seurantapisteitä ovat alle kilometrin etäisyydellä läjitysalueesta sijaitsevat pisteet L1B ja L15. Vaikutusalueen pisteiksi on valittu yli kilometrin etäisyydellä läjitysalueesta sijaitsevat pisteet L4, L5B ja L17 (kuva 65). Näytepisteet L3 ja L14 sijaitsevat aivan läjitysaluelaajennuksen reunalla. Ne on sisällytetty läjitysalueen pisteisiin, sillä sedimenttinäytteiden fysikaaliset ominaisuudet ja pohjaeläinnäytteiden tulokset käyttäytyvät yhtenevästi läjitysalueen pisteiden kanssa. Vuoden 29 aikaisemmin julkaisemattoman sedimenttiseurannan analysoidut ja normalisoidut tulokset on esitetty liitteessä 11. Kuva 65. Läjitysalueen sedimenttinäytepisteet ja osa-aluejako. 6.2.2.2.1 OT-yhdisteiden pitoisuudet läjitysalueen sedimenttiseurannassa Tarkkailupisteiden fysikaalisissa ominaisuuksissa on ollut havaittavissa selvät muutossuunnat. Läjitysmassat ovat muokanneet voimakkaasti läjitysalueen pisteiden fysikaalisia ominaisuuksia. Tämän lisäksi vaikutukset näkyvät voimakkaasti vuodesta 26 eteenpäin myös läjitysalueen ympäristössä (kuva 66). Myös pohjaeläimistön seurannassa on havaittavissa läjitysalueen vaikutus ympäristön olosuhteisiin. 93

14 12 1 Läjitysalue Lähivaikutusalue Vaikutusalue hh % 8 6 4 2 23 24 25 26 27 29 Kuva 66. Meriläjitysalueen sedimenttien hehkutushäviö (%) osa-aluekohtaisesti vuosina 23 29. Läjitysalueen sedimenttinäytteiden TBT-pitoisuuksissa on havaittavissa voimakasta heiluntaa vuosien kuluessa. Samalla näytepisteellä pitoisuus on ollut välillä alle määritysrajan ja välillä selvästi koholla, luonnollisesti alueelle läjitettyjen massojen TBTpitoisuuksien mukaisesti. Vuonna 23 TBT-pitoisuus oli läjitysalueella selvästi muuta aikasarjaa korkeampi (kuva 67). Tällöin läjitysalueelle oli jo ehditty läjittää ruoppausmassoja satamasta hieman alle 1 m 3 ktr. Paikalla, jonne massat läjitettiin, oli hehkutushäviö 2, % ja TBT-pitoisuus alle määritysrajan. Koska samaan aikaan myös yli 1,5 km:n etäisyydellä sijainneella näytepisteellä analysoitu pitoisuus oli selvästi kohonnut (piste 4, TBT 34,8 µg/kg), TBT:n kohonneita pitoisuuksia voidaan suurella todennäköisyydellä pitää ennen läjitystoimintaa vallinneena tilana. Läjitystoiminnan alettua TBT-pitoisuus läjitysalueella laski ensin jyrkästi, mutta on sen jälkeen pikkuhiljaa kohonnut. Seurannan aikana korkein analysoitu TBT-pitoisuus läjitysalueella on ollut 4,2 µg/kg k.a. (piste L1) ja läjitysalueen ulkopuolella 34,8 µg/kg k.a. (piste L4). 4 35 23 24 25 26 27 29 µg/kg k.a. 3 25 2 15 1 5 Läjitysalue Lähivaikutusalue Vaikutusalue Kuva 67. Meriläjitysalueen seurannan sedimenttinäytteiden analysoidut TBT-pitoisuudet osa-aluekohtaisesti. 94

Koska orgaanisen aineksen määrässä on tapahtunut alueella suuria muutoksia, aikasarja näyttää hyvin erilaiselta ympäristöministeriön ruoppaus- ja läjitysohjeen (24) mukaisesti normalisoituna (kuva 68). Läjitysalueella normalisoitu TBT-pitoisuus on kohonnut 2,5-kertaiseksi vuodesta 23 vuoteen 29 mennessä. Läjitysalueen ympäristössä vastaavaa kehitystä ei ole tapahtunut, vaan pitoisuustaso on pysynyt pientä heilahtelua lukuun ottamatta pitkälti samana (kuva 68). Seurannan aikana korkein normalisoitu TBTpitoisuus läjitysalueella on ollut 126,7 µg/kg k.a. (piste L3) ja läjitysalueen ulkopuolella 34,8 µg/kg k.a. (piste L4). Näytepiste L3 lasketaan läjitysalueeseen kuuluvaksi, sillä sen seurantatulokset ovat käyttäytyneet samalla tavalla kuin läjitysalueen pisteidenkin. Kun läjityksiä on tehty aivan rajatun läjitysalueen reuna-alueille asti, läjitetyt massat ovat kulkeutuneet myös läjitysalueen ulkopuolelle virtausten mukana. 6 23 24 25 26 27 29 5 4 µg/kg k.a. 3 2 1 Läjitysalue Lähivaikutusalue Vaikutusalue Kuva 68. Meriläjitysalueen seurannan sedimenttinäytteiden normalisoidut TBTpitoisuudet osa-aluekohtaisesti. TBT:n hajoamistuotteiden MBT:n ja DBT:n analysoitu summapitoisuus on ollut suhteellisen alhainen läjitysalueella, mutta selkeästi korkeampi läjitysalueen ympäristössä (kuva 69). Vuoden 29 sedimenttinäytteet osoittavat, että alueella tapahtuu edelleen TBT:n hajoamista. 14 12 23 24 25 26 27 29 1 µg/kg k.a. 8 6 4 2 Läjitysalue Lähivaikutusalue Vaikutusalue Kuva 69. Meriläjitysalueen seurannan sedimenttinäytteiden analysoitu MBT:n ja DBT:n summapitoisuus osa-aluekohtaisesti. 95

Trifenyylitinaa (TPhT) läjitysalueen näytteenotoissa on havaittu ainoastaan yhdestä näytteestä koko aikasarjan aikana. Vuonna 29 näytepisteeltä L3 analysoitiin pitoisuus 2,6 µg/kg k.a. (normalisoituna 8,7 µg/kg k.a.). 6.2.2.2.2 PCB-yhdisteiden ja metallien pitoisuudet läjitysalueen sedimenttiseurannassa Läjitysalueen sedimenttiseurannassa havaittiin vuosina 23 ja 24 hieman kohonneita PCB-pitoisuuksia. Korkeimmillaan pitoisuudet olivat vuonna 23 pisteellä L3, josta analysoitiin PCB:n kokonaispitoisuus,7 mg/kg k.a. Vaikuttaisi siltä, että läjitysalueen ympäristössä PCB-pitoisuus on ollut koholla ennen läjityksiä, sillä myös pisteeltä L4 analysoitiin vuonna 23 kohonnut PCB:n kokonaispitoisuus,6 mg/kg k.a. Vuoden 24 tarkkailussa PCB:tä esiintyi ainoastaan pisteellä L4 (,4 mg/kg k.a.). Vuosina 25 29 ovat kaikkien läjitysalueelta ja sen ympäristöstä analysoitujen sedimenttinäytteiden pitoisuudet olleet alle määritysrajan. Metallipitoisuuksissa on tapahtunut vuodesta 23 selvää laskua. Suomenlahden taustapitoisuuksiin (Kemppainen 2) verrattaessa vuoden 29 metallipitoisuudet ovat samalla tasolla lukuun ottamatta kadmiumia (Cd), jonka pitoisuus on hieman kohonnut (korkein analysoitu pitoisuus,7 mg/kg k.a. ja normalisoitu,6 mg/kg k.a.). Sen sijaan vuonna 23 pitoisuudet olivat kohonneet useiden metallien osalta. Taustapitoisuudet ylittyivät kadmiumin (Cd), kromin (Cr), kuparin (Cu), sinkin (Zn) ja elohopean osalta. Vuonna 23 metallien normalisoidut pitoisuudet ylittivät haitta-ainetason 1 seuraavien metallien osalta: Cd, Cr, Cu, Zn ja Hg. Haitta-ainetaso 2 alittui selvästi kaikissa näytteissä (liite 6). Vuoden 29 näytteissä haitta-ainetaso 1 ylittyi lievästi kadmiumin (Cd) osalta kahdessa näytteessä ja kromin (Cr) osalta yhdessä näytteessä (liite 11). 6.2.3 Haitta-aineiden pitoisuudet liejusimpukoissa Liejusimpukka soveltuu hyvin haitta-ainepitoisuuksien seurantaan, sillä se elää erityyppisissä sedimenteissä, on suhteellisen pitkäikäinen ja monien eläinten saalistuksen kohde. Lisäksi se on paikallinen. Voidaan siis katsoa, että sillä saattaa olla merkittävä rooli orgaanisten tinayhdisteiden bioakkumulaatiossa (Peltonen 28). Nilviäisten on myös havaittu olevan herkkiä orgaanisille tinayhdisteille. Esimerkiksi TBT:n tunnetuimpia vaikutuksia on nimenomaan simpukoilla ja kotiloilla havaittu imposex-ilmiö ja interseksuaalisuus, jota on havaittu useilla nilviäislajeilla (Garaventa ym. 26, Schulte- Oehlmann ym. 2). Simpukoihin orgaanisia tinayhdisteitä kertyy veden ja sedimentin lisäksi myös ravinnon kautta (Shim ym. 25). Liejusimpukka hankkii ravintonsa sisäänhengitysputken avulla joko suodattamalla vapaasta vedestä suspensiosta tai syömällä pohjalle sedimentoitunutta ainesta (Munter 25). Sedimentinsyöjät, kuten liejusimpukka, altistuvat ravinnon sisältämän orgaanisen tinan lisäksi myös sedimenttiin sitoutuneelle tinalle (Langston & Burt 1991). Kokeellisissa tutkimuksissa on havaittu, että TBT:n ja TPhT:n kertyminen on nopeaa. TBT:n biokonsentraatiokertoimeksi on saatu 3, 6,4 riippuen altistuspitoisuudesta (Peltonen 28). Liejusimpukkaa ei ole yleisesti pidetty erityisen herkkänä lajina pitkälti sen takia, että sitä esiintyy hyvin erityyppisillä pohjilla. Altistuskokeissa on kuitenkin havaittu, että jo suhteellisen alhaiset TBT-pitoisuudet vaikuttavat negatiivisesti liejusimpukkaan. Kokeellisissa tutkimuksissa on esimerkiksi havaittu, että liejusimpukan LC 5 -arvo (pitoisuus, jossa 5 % altistetun populaation yksilöistä kuolee käsittelyn aikana) on sedimentin TBT-pitoisuutena vain 116 µg/kg k.a. (Peltonen 28). Liejusimpukan (Macoma baltica) on todettu häviävän täysin pitoisuudessa 7 μg/kg k.a. (Meador et al. 22). Vuosaaren sataman ympäristöstä lokakuussa 23 kerättyjen liejusimpukoiden biomarkkerivasteissa ei kuitenkaan havaittu selviä TBT:n vaikutuksia 96

(Munter 25). Onkin mahdollista, että tutkimuksessa käytetyt biomarkkerit eivät soveltuneet TBT-altistuksen indikaattoreiksi. Integroitu biomarkkerivaste osoitti kuitenkin stressaantuneimpien simpukoiden olevan lähellä vanhaa satama-allasta (Munter 25). Liejusimpukoiden pitoisuuksia on seurattu 2-luvulla Vuosaaren sataman seurannan lisäksi mm. Turku-Naantali alueelta (Kohonen ym. 23, Vatanen 21), Loviisasta (Vatanen 26) sekä Helsingin edustalta (Vatanen 28). Yleinen piirre vaikuttaisi olevan, että liejusimpukoiden OT-yhdisteiden pitoisuudet ovat laskeneet. Paikoitellen pitoisuuksien lasku on ollut jopa todella merkittävää. 6.2.3.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu Vesistötöiden tarkkailuun liittyen liejusimpukoita kerättiin vuosittain 23 27 kymmeneltä näytealueelta Vuosaaren sataman ympäristöstä. Näytteenotto toteutettiin syksyllä syys-lokakuussa. Lisäksi vuonna 23 näytteitä kerättiin myös kesällä heinäkuussa. Simpukoita säilytettiin jääkaapissa näytteenottopaikalta otetussa vedessä 1 2 vrk, jonka jälkeen simpukat pakastettiin. Tätä yhteenvetoa varten liejusimpukoiden keräyspaikat on jaettu Vuosaaren sataman vaikutusalueeseen, mahdolliseen vaikutusalueeseen (satunnaisten vaikutusten alue), väylätöiden vaikutusalueeseen (24 25) sekä vertailualueeseen (kuva 7). Kuva 7. Liejusimpukoiden keräyspaikat Vuosaaren sataman ympäristössä. Simpukoiden TBT-pitoisuudet olivat Vuosaaren sataman rakentamisen käynnistyessä vuonna 23 korkeita (kuva 71). Liejusimpukoiden pitoisuudet laskivat kuitenkin jo vuonna 24 reilusti, ja lasku jatkui vuoteen 26 asti. Vuonna 27 pitoisuus nousi hieman, mutta oli kuitenkin Vuosaaren sataman vaikutusalueella vain noin kymmenesosa tarkkailun alun pitoisuustasosta. Silmiin pistävä piirre liejusimpukka-aineistossa on, että vuoden 23 korkeita pitoisuuksia lukuun ottamatta pitoisuustasojen heilahtelut ovat hyvin samantyyppisiä sekä sataman ympäristössä että vertailualueella. Myös vertailualueen sedimentissä esiintyy samaa suuruusluokkaa olevia OT-yhdisteiden pitoisuuksia kuin Vuosaaren sataman ympäristössä. Vuonna 23 kerättiin liejusimpukoita 97

biomarkkeritutkimusta varten (Munter 25). Myös tässä aineistossa havaittiin, että vertailualueena toimineen Matalakarin liejusimpukoiden pitoisuudet olivat vastaavalla tasolla kuin Vuosaaren sataman ympäristössä. Peltonen (28) onkin todennut liejusimpukan olevan hyvin herkkä, mutta epätarkka indikaattori. 3 25 23/kesä 23/syksy 24/syksy 25/syksy 26/syksy 27/syksy 2 µg/kg t.p. 15 1 5 Sataman lähivaikutusalue Satunnaisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue Kuva 71. Liejusimpukoiden TBT-pitoisuus Vuosaaren satamahankkeen aikana tarkkailun eri osa-alueilla vuosina 23 27. TPhT-pitoisuuden kehitys on ollut pitkälti samantyyppistä kuin TBT:n, lukuun ottamatta vuotta 24, jolloin vertailualueella pitoisuus kasvoi ja sataman ympäristössä laski (kuva 72). Pitoisuustaso on kuitenkin ollut selvästi alhaisempi kuin TBT:n. Peltosen (28) tekemissä altistuskokeissa on havaittu, että liejusimpukka on selvästi herkempi TBT:lle (LC 5, 116 µg/kg) kuin TPhT:lle (LC 5, 295 µg/kg). 8 7 23/kesä 23/syksy 24/syksy 25/syksy 26/syksy 27/syksy µg/kg t.p. 6 5 4 3 2 1 Sataman lähivaikutusalue Satunnaisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue Kuva 72. Liejusimpukoiden TPhT-pitoisuus Vuosaaren satamahankkeen aikana tarkkailun eri osa-alueilla vuosina 23 27. Tributyylitinan hajoamistuotteiden on havaittu olevan suhteellisen alhaisia liejusimpukoissa ja kertovan siten lajin hitaasta aineenvaihdunnasta (Munter 25). Vuosaaren sataman tarkkailussa hajoamistuotteita DBT:tä ja MBT:tä havaittiin melko runsaasti vuoden 23 näytteissä. Tämän jälkeen DBT:n ja MBT:n summapitoisuus oli pääosin alle 1 µg/kg tp (kuva 73). 98

6 5 23/kesä 23/syksy 24/syksy 25/syksy 26/syksy 27/syksy 4 µg/kg t.p. 3 2 1 Sataman lähivaikutusalue Satunnaisten vaikutusten alue Väylätöiden (4-5) vaikutusalue Vertailualue Kuva 73. Liejusimpukoiden DBT:n ja MBT:n summapitoisuus Vuosaaren satamahankkeen aikana tarkkailun eri osa-alueilla vuosina 23 27. 6.2.3.2 Läjitysalueen tarkkailu Vuosaaren sataman läjitysalueeseen liittyen liejusimpukoiden haitta-aineita kartoitettiin vastaavina ajankohtina kuin satama-alueen ympäristössäkin. Läjitysalueelle perustettiin kolme liejusimpukoiden keräysaluetta (kuva 74). Liejusimpukoiden tiheydet alueella ovat alhaisia (katso kohta 6.4.3) ja siten keräysalueet olivat suhteellisen laajoja. Kuva 74. Liejusimpukoiden keräysalueet Vuosaaren sataman meriläjitysalueen ympäristössä. Läjitysalueen liejusimpukoiden TBT-pitoisuuden kehitys on ollut pitkälti samankaltainen kuin sataman ympäristössä (kuva 75). Sen sijaan TPhT-pitoisuus on ollut hieman alhaisempi. Myös TBT:n hajoamistuotteiden pitoisuudet ovat olleet alhaisia koko seurantajakson ajan (kuva 75). 99

µg/kg t.p. 18 16 14 12 1 8 6 4 2 TBT TPhT DBT+MBT 23/kesä 23/syksy 24/syksy 25/syksy 26/syksy 27/syksy Kuva 75. Liejusimpukoiden TBT-, TPhT- ja DBT+MBT-pitoisuus Vuosaaren sataman meriläjitysalueen ympäristössä vuosina 23 27. 6.2.4 Orgaanisten tinayhdisteiden pitoisuudet kaloissa Kun Vuosaaren sataman rakentaminen käynnistyi, ei Suomen merialueen kalojen OTyhdisteiden pitoisuuksista ollut tietoa. Vuosaaren sataman ympäristöstä analysoidut pitoisuudet olivat korkeita. Sitä mukaan kuin tuloksia tuli muilta alueilta, selvisi, etteivät Kalkkisaarenselältä mitatut pitoisuudet olleet poikkeuksellisen korkeita. Esimerkiksi Naantalin ja Sipoon sekä Helsingin Vanhankaupunginlahdelta on mitattu korkeampia pitoisuuksia (Hallikainen ym. 28, Vatanen & Haikonen 29). Kalat keräävät ajallisesti ja alueellisesti tasaisemmin haitallisia aineita ja voivat ilmentää ongelma-alueita harvaan otettuja sedimenttinäytteitä paremmin (Hallikainen ym. 28). Kalojen mahdolliset vaellukset tekevät kuitenkin haitta-ainetulosten tulkinnasta ajoittain haasteellista. Joka tapauksessa ihmisiin orgaaniset tinayhdisteet kertyvät pääosin kaloista ja äyriäisistä (Rantakokko ym. 26). Esimerkiksi suomalaisten kalastajien verestä mitatuissa pitoisuuksissa on havaittu korrelaatio veren TPhT-pitoisuuden ja iän sekä kalankulutuksen väliltä (Rantakokko ym. 28). Orgaaniset tinayhdisteet ovat haitallisia myös itse kaloille. Kaloilla TBT:n on havaittu aiheuttavan maskulinisoitumista, lisääntymishäiriöitä sekä kasvun ja käyttäytymisen häiriöitä (McAllister & Kime 23). Suomalaisilla kalalajeilla TBT:n vaikutuksia ei ole kuitenkaan tutkittu. TBT:n poistuminen kalojen elimistöstä metaboloitumalla ja erittymällä on kohtalaisen tehokasta. Jatkuvan altistuksen seurauksena TBT:tä voi kuitenkin kertyä myös muihin kuin rasvakudokseen nopeammin kuin sitä poistuu. Vaikka TPhT ei akuutisti ole aivan yhtä myrkyllinen kuin TBT, se näyttää kertyvän kaloihin herkemmin suuremman rasvaliukoisuutensa ja heikomman metaboloitumisensa vuoksi. TPhT saattaa myös jossain määrin rikastua ravintoketjussa. (Hallikainen ym. 28) Eri kalalajeihin OT-yhdisteet kertyvät eri tavalla. Syynä voivat olla erot ravintokäyttäytymisessä ja/tai aineenvaihdunnassa sekä elinympäristössä ja liikkuvuudessa (Hallikainen ym. 28). Korrelaatio kalan pituuden, painon ja iän sekä pitoisuuden välillä on kohtuullisen selkeästi havaittavissa (Hallikainen ym. 28, Vatanen & Haikonen 27). Ihmisten siedettävä päivittäinen saanti (TDI) on muodostettu kertomalla kroonisista altistuskokeista saatu NOAEL-pitoisuus (no observed adverse effect level) lajien- ja yksilönvälisen vaihtelun huomioon ottamiseksi turvakertoimella 1. Arvion mukaan ihminen voi ilman terveysriskiä altistua näiden yhdisteiden summapitoisuudelle (DBT, TBT, DOT ja TPhT),25 µg:lla ruumiin painokiloa kohti päivässä koko elinikänsä ajan. Kuu- 1

sikymmentä kiloa painavalle henkilölle tämä tarkoittaa 15 µg/päivä. Määrä 15 µg/päivä täyttyy tavanomaisen kokoisessa (1 g) annoksessa kalaa, jossa OT-yhdisteiden summapitoisuus on 15 µg/kg tuorepainoa kohti (Hallikainen ym. 28). 6.2.4.1 Sataman vesistötöiden vaikutukset kalojen OT-yhdisteiden pitoisuuksiin Vuosaaren satamahankkeen seurannan aikana on vuosittain seurattu kalojen haittaaineiden pitoisuuksia. Tutkittuja kalalajeja ovat olleet ahven, kuha, hauki, kampela, särki ja lahna. Seurannan aikana jatkuvan seurannan kalalajeiksi valikoituivat ahven ja kuha. Syitä tähän olivat kyseisten kalalajien korkeat OT-yhdisteiden pitoisuudet (Hallikainen ym. 28), kalojen saatavuus sekä niiden yleinen käyttö ravinnoksi. Hauissa esiintyi korkeita pitoisuuksia. Hauki on paikallinen kalalaji, mutta sen saatavuus eri seurantaalueilta ei ollut riittävä. Kampelassa puolestaan pitoisuudet ja yksilöiden väliset hajonnat olivat systemaattisesti alhaisemmalla tasolla kuin ahvenessa ja kuhassa (Vatanen & Niinimäki 25). Tässä yhteenvedossa käsitellään ahvenien ja kuhien lihaksen OT-yhdisteiden pitoisuuksia. Tulokset perustuvat vuosittain viiden yksilön analysointiin pyyntialuetta kohden. Eri vesistörakennushankkeiden tarkkailuissa on esiintynyt vahvoja viitteitä siitä, että kalojen OT-yhdisteiden pitoisuudet vaihtelevat runsaasti vuoden mittaan (mm. Vatanen ym. 26). Tämän takia yhteenvetoon mukaan otetut kalat on pyydetty vuosittain samana ajankohtana syys-lokakuussa. Vuosina 23 27 analyysit tehtiin yksilömäärityksinä, vuonna 28 puolestaan viiden yksilön kalalaji- ja pyyntialuekohtaisina kokoomanäytteinä. Kalojen pyyntialueita on ollut seurannan kestäessä yhteensä neljä (kuva 76). Vuonna 23 kalanäytteitä pyydettiin ainoastaan Kalkkisaarenselältä (1), vuonna 24 vertailualueiksi otettiin lisäksi Sipoonselän pohjoisosassa sijaitseva Gesterbyn vesialue Träskören ympäriltä (2) ja Hindsbyn vesialue Simsalön ja Söderkullalandetin välistä (3a). Vuonna 26 vertailualueeksi valittu alue 3a vaihdettiin Kaunissaaren ympäristöön (3b) alueella esiintyneiden varsinaista tarkkailualuetta korkeampien OT-yhdisteiden pitoisuuksien takia (Vatanen & Haikonen 27). Kaunissaari valittiin vertailualueeksi, sillä sieltä oli määritetty ahvenien OT-yhdisteiden pitoisuuksia vuonna 25 (Vatanen & Haikonen 27). 11

Kuva 76. Kalojen pyyntialueet haitta-ainepitoisuuksien tarkkailussa. Yhteenvedossa mainittavaan OT-yhdisteiden summapitoisuuteen sisältyvät TBT ja sen hajoamistuote DBT, DOT sekä TPhT. DOT:tä kaloissa ei käytännössä esiintynyt, joten se on jätetty kuvaajista pois. Poikkeuksen DOT:n esiintymisen suhteen tekevät pyyntialueelta 3a pyydetyt kuha ja hauki, joista määritettiin vuoden 25 tarkkailussa hyvin pieni pitoisuus (Vatanen ym. 26). 6.2.4.1.1 Ahvenien OT-yhdisteiden pitoisuudet vuosina 23 28 Ahvenien OT-yhdisteiden summapitoisuus on laskenut lähes systemaattisesti eri pyyntialueilla (kuvat 77 79). Kehitys on hyvin samankaltainen kuin liejusimpukoillakin. Vuonna 23 esiintyneistä yli 1 µg/kg t.p. (keskiarvo) korkeista summapitoisuuksista ovat pitoisuudet laskeneet vuoteen 28 mennessä noin viidesosaan. Vastaavia tai korkeampia pitoisuuksia kuin Kalkkisaarenselällä vuonna 28 esiintyy Helsingin edustan merialueella lähes joka puolella (Vatanen & Haikonen 29). Myös muualla rannikollamme pitoisuudet ovat monin paikoin korkeampia (Hallikainen ym. 28). Yksittäisistä ahvenista suurin OT-yhdisteiden summapitoisuus (166,5 µg/kg t.p., paino 275 g) on analysoitu Kalkkisaarenselältä (pyyntialue 1) syksyllä 23. Vastaavasti pyyntialueelta 3a korkein summapitoisuus on ollut 135,6 µg/kg t.p. (paino 195 g) ja pyyntialueelta 2, 116,2 µg/kg t.p. (174 g). Aikasarjasta ei ole erotettavissa Vuosaaren sataman rakentamisesta aiheutunutta OTyhdisteiden pitoisuuden kasvua. Myöskään TBT:n hajoamistuotteen DBT:n pitoisuus ei sataman läheisyydessä ollut suurempi kuin vertailualueilla. (kuva 77) 12

OT-summapitoisuus µg/kg t.p. 12 11 1 9 8 7 6 5 4 3 2 1 23 24 25 26 27 28 Pyyntialue 1 Pyyntialue 2 Pyyntialue 3a Pyyntialue 3b TBT µg/kg t.p. 5 45 4 35 3 25 2 15 1 5 23 24 25 26 27 28 Pyyntialue 1 Pyyntialue 2 Pyyntialue 3a Pyyntialue 3b 14 23 24 25 26 27 28 8 23 24 25 26 27 28 12 7 1 6 DBT µg/kg t.p. 8 6 TPhT µg/kg t.p. 5 4 3 4 2 2 1 Pyyntialue 1 Pyyntialue 2 Pyyntialue 3a Pyyntialue 3b Pyyntialue 1 Pyyntialue 2 Pyyntialue 3a Pyyntialue 3b Kuva 77. Ahvenien (viiden yksilön keskiarvo/vuosi ja pyyntialue) OT-yhdisteiden pitoisuudet eri pyyntialueilla vuosina 23 28. Ylärivissä vasemmalla OT-yhdisteiden summapitoisuus (DBT+TBT+TPhT) ja oikealla TBT-pitoisuus. Alarivissä vasemmalla DBTpitoisuus ja oikealla TPhT-pitoisuus. TBT:n ja TPhT:n suhde vaihteli seurannan aikana. Vuosina 23 24, kun pitoisuudet olivat korkeita, TPhT muodosti selvästi suuremman osan. Vuosina 25 28 vastaavaa selkeää linjaa ei ollut havaittavissa. Pyyntialueelta 3a pyydettiin myös ahvenyksilö, jonka TBT-pitoisuus oli 11 µg/kg ja TPhT-pitoisuus 1,2 µg/kg. Yksilöiden väliset erot niin pitoisuustasoissa kuin TBT:n ja TPhT:n suhteissa ovat siis suuria. 13

12 1 TPhT TBT DBT g 6 5 8 4 µg/kg t.p. 6 4 3 2 g 2 1 23 24 25 26 27 28 Kuva 78. Kalkkisaarenselän (pyyntialue 1) ahvenien (viiden yksilön keskiarvo/vuosi) DBT-, TBT- ja TPhT-pitoisuudet sekä kalojen keskipaino. 12 1 TPhT TBT DBT g 6 5 8 4 µg/kg t.p. 6 4 3 2 g 2 1 23 24 25 26 27 28 Kuva 79. Gesterbyn (pyyntialue 2) ahvenien (viiden yksilön keskiarvo/vuosi) DBT-, TBTja TPhT-pitoisuudet sekä kalojen keskipaino. 6.2.4.1.2 Kuhien OT-yhdisteiden pitoisuudet vuosina 23 28 Ahvenien tapaan myös kuhien OT-yhdisteiden summapitoisuus laski lähes systemaattisesti läpi aikasarjan (kuvat 8 82). Pyyntialueiden 1, 2 ja 3b välillä ei myöskään ole selvää eroa OT-yhdisteiden pitoisuustasossa. Myös kuhien summapitoisuus on muualla Helsingin edustalla samalla tasolla tai korkeampi kuin pyyntialueella 1 (Vatanen & Haikonen 28). Yksittäisistä kuhista suurin OT-yhdisteiden summapitoisuus analysoitiin pyyntialueelta 2 (86,6 µg/kg t.p., paino 48 g) vuonna 24. Vastaavasti pyyntialueelta 1 korkein havaittu summapitoisuus oli 57,2 µg/kg t.p. (paino 665 g) ja pyyntialueelta 3a, 56,7 µg/kg t.p. (46 g). Aikasarjasta ei ole erotettavissa Vuosaaren sataman rakentamisesta aiheutunutta OTyhdisteiden pitoisuuden kasvua. Myöskään TBT:n hajoamistuotteen DBT:n pitoisuus ei sataman läheisyydessä ollut suurempi kuin vertailualueilla. (kuva 8) 14

6 23 24 25 26 27 28 3 23 24 25 26 27 28 5 25 4 2 µg/kg t.p. 3 µg/kg t.p. 15 2 1 1 5 Pyyntialue 1 Pyyntialue 2 Pyyntialue 3a Pyyntialue 3b Pyyntialue 1 Pyyntialue 2 Pyyntialue 3a Pyyntialue 3b 9 8 23 24 25 26 27 28 8 7 23 24 25 26 27 28 7 6 µg/kg t.p. 6 5 4 3 µg/kg t.p. 5 4 3 2 2 1 1 Pyyntialue 1 Pyyntialue 2 Pyyntialue 3a Pyyntialue 3b Pyyntialue 1 Pyyntialue 2 Pyyntialue 3a Pyyntialue 3b Kuva 8. Kuhien (viiden yksilön keskiarvo/vuosi ja pyyntialue) OT-yhdisteiden pitoisuudet eri pyyntialueilla vuosina 23 28. Ylärivissä vasemmalla OT-yhdisteiden summapitoisuus (DBT+TBT+TPhT) ja oikealla TBT-pitoisuus. Alarivissä vasemmalla DBTpitoisuus ja oikealla TPhT-pitoisuus. TBT:n ja TPhT:n suhde vaihteli seurannan aikana, mutta oli systemaattisempi kuin ahvenien osalla. TBT:n merkitys näyttäisi tämän aineiston perusteella olevan suurempi kuhien pitoisuuksissa (kuvat 81 82). 15

6 TPhT TBT DBT g 12 5 1 4 8 µg/kg t.p. 3 2 6 4 g 1 2 23 24 25 26 27 28 Kuva 81. Kalkkisaarenselän (pyyntialue 1) kuhien (viiden yksilön keskiarvo/vuosi) DBT-, TBT- ja TPhT-pitoisuudet sekä kalojen keskipaino. 6 TPhT TBT DBT g 12 5 1 4 8 µg/kg t.p. 3 2 6 4 g 1 2 23 24 25 26 27 28 Kuva 82. Gesterbyn (pyyntialue 2) kuhien (viiden yksilön keskiarvo/vuosi) DBT-, TBT- ja TPhT-pitoisuudet sekä kalojen keskipaino. 16

6.2.5 Yhteenveto haitta-aineiden leviämisestä 6.2.5.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu Vuosaaren sataman ympäristössä haitta-aineiden pitoisuuksia seurattiin vedestä, sedimentistä, liejusimpukoista ja kaloista. Merkittävimmäksi haitta-aineeksi katsottiin TBT, jonka seurantaan tarkkailuohjelma keskittyi. TBT:n leviäminen satamatyömaan lähiympäristöön oli havaittavissa vesinäytetuloksissa, lähinnä vuosina 24 ja 25. Kohonneita TBT-pitoisuuksia oli havaittavissa noin kahden kilometrin etäisyydellä työkohteista. On todennäköistä, että kohonneet TBTpitoisuudet ovat peräisin Vuosaaren sataman vesistötöistä. TBT:n leviämistä selittää sen taipumus sitoutua hienoon kiintoainekseen, mahdollisesti jopa niin hienojakoiseen, ettei se välttämättä näy vesinäytteiden kiintoaineanalyyseissä. Kiistatonta on, että Vuosaaren sataman vesistötöistä levisi TBT:tä ympäristöön. Levinneen TBT:n määrät ovat kuitenkin olleet todennäköisesti vähäisiä, sillä TBT:n määrä sedimentissä, liejusimpukoissa ja kaloissa on laskenut lähes koko satamahankkeen ajan. Pitoisuuksien laskua on tosin tapahtunut myös muilla alueilla, joten osaltaan tämä liittyy asteittain voimaan tulleisiin TBT:n käyttökieltoihin ja aineen luonnolliseen hajoamiseen. ORBIS-tutkimushankkeessa tehtyjen havaintojen mukaan biosaatavan TBT:n hajoaminen on huomattavasti nopeampaa kuin sedimenttiin sitoutuneen. Hajoamispotentiaalin katsottiin toimivan ympäristöriskejä alentavana puskurina helposti biosaatava butyylifraktio hajoaa sedimenteissä kohtuullisessa ajassa puoliintumisaikojen ollessa kuukausien luokkaa (Salminen 29). TBT:n hajoamisen lisäksi myös syvemmistä kerroksista ruopattujen haitta-aineista puhtaiden massojen aiheuttama sedimentaatio ympäristöön on voinut pienentää sataman lähiympäristön sedimentin pintakerroksen haittaainepitoisuuksia. Pintakerroksen haitta-ainepitoisuuksien laskulla saattaa olla kerrannaisvaikutuksensa ravintoketjussa. 6.2.5.2 Läjitysalueen tarkkailu Tarkkailuaineiston perusteella vaikuttaisi siltä, että meriläjitysalueen sedimentin haittaainepitoisuudet ovat olleet koholla jo ennen läjitysten aloittamista. Läjitysalueella ja sen ympäristössä on kuitenkin tapahtunut muutoksia sekä sedimentin fysikaalisissa ominaisuuksissa että haitta-ainepitoisuuksissa. Itse läjitysalueella haitta-ainepitoisuudet ovat luonnollisesti vaihdelleet läjitettävien massojen pitoisuuksien mukaisesti. TBT:n analysoiduista pitoisuuksista voidaan havaita, että vuoden 23 pitoisuuksista on tultu alaspäin niin läjitysalueella kuin ympäristössäkin. Läjitysalueella on sedimenttinäytteiden analysoiduissa pitoisuuksissa kuitenkin ollut vuodesta 24 eteenpäin jatkuvaa pitoisuustason nousua. Kuitenkin vuonna 28 analysoitu pitoisuus oli vain noin puolet vuoden 23 pitoisuudesta. Läjitysalueella sedimentin fysikaaliset ominaisuudet ovat muuttuneet rajusti. Luonnollisesti sedimentti vastaa ominaisuuksiltaan satamasta ruopattuja massoja, joissa orgaanisen aineksen määrä oli hyvin vähäinen. Ympäristöön tapahtuneen sedimentaation seurauksena muutoksia on havaittavissa edelleen yli kilometrin etäisyydellä läjitysalueesta. Mitä kauemmaksi mennään, sitä vähäisempiä muutokset ovat. Läjitysalueen ympäristön virtausten ja syvyyssuhteiden takia pisimmälle vaikutukset yltävät todennäköisesti läjitysalueen lounaispuolella. Ympäristöministeriön (24) ruoppaus- ja läjitysohjeen mukaisesti orgaanisia haittaaineita normalisoitaessa pitoisuuteen vaikuttaa voimakkaasti sedimenttinäytteen orgaanisen aineksen määrä. Koska nimenomaan orgaanisen aineksen määrässä on tapah- 17

tunut merkittäviä muutoksia, muuttaa TBT-pitoisuuksien normalisointi aikasarjaa melkoisesti. Merkittävimpänä muutos on havaittavissa läjitysalueella, jossa normalisoitu TBT-pitoisuus on noin 2,5-kertainen verrattuna ennen läjityksiä vallinneeseen tilanteeseen. Läjitysalueen ympäristössä merkittäviä muutoksia ei ole tapahtunut normalisoidussa TBT-pitoisuudessa. Vaikka TBT:n analysoitu pitoisuus on laskenut, niin orgaanisen aineksen määrän pienentyminen on kohottanut normalisoitua pitoisuutta. Läjitysalueella sedimentin lisäksi orgaanisten tinayhdisteiden pitoisuuksia seurattiin liejusimpukoista. Liejusimpukoissa TBT-pitoisuudet ovat laskeneet lähes koko ajan. Ainoastaan viimeisenä tarkkailuvuotena tapahtui pientä pitoisuuden nousua. Syksystä 23 syksyyn 27 mentäessä TBT:n pitoisuustaso on laskenut karkeasti kolmasosaan. Tämä kertoo siitä, että läjitettyjen massojen TBT:llä ei ole ollut merkittävää vaikutusta ekosysteemin TBT-pitoisuuksiin. 6.3 Vesikasvillisuus Vesikasvillisuuden tilaa on seurattu sukelluslinjoilla sekä veneestä käsin tehtyjen kartoitusten avulla Vuosaaren edustan vesialueella vuodesta 1989 lähtien (Leinikki & Oulasvirta 1989, Vesi-Hydro 1992a ja 1992b, Maa ja Vesi 1994, Oulasvirta & Leinikki 1991, 1992, 1993, 1995, 1996, 1998, 1999, Vahteri 2, Oulasvirta 21 ja 22a sekä Kinnunen & Oulasvirta 23). Vuosaaren sataman rakentamisen vaikutuksia vesikasvillisuuteen seurattiin vastaavasti vuosina 23 28 (Kinnunen & Oulasvirta 23, Kinnunen ym. 24, Kinnunen & Oulasvirta 25, Kinnunen & Oulasvirta 26, Ilmarinen & Oulasvirta 27, Ilmarinen & Oulasvirta 28, Ilmarinen & Oulasvirta 29). Kasvillisuuslinjoilta tutkittiin sukeltamalla yksi- ja monivuotisen kasvillisuuden lajistoa ja runsautta eri syvyyksillä. Samalla tutkittiin pohjalla ja kasvillisuuden pinnalla olevan irtonaisen sedimentin määrää. Yksityiskohtaiset kuvaukset menetelmistä ja tulokset eri tutkimusvuosien kasvillisuuslinjojen havainnoista on esitetty edellä mainituissa vuosiraporteissa. Kasvillisuuden prosenttipeittävyyksiä vastaavat peittävyysluokat sekä sedimentin määrää kuvaava asteikko on esitetty liitteessä 12. Tutkimusalue on jaettu saaristovyöhykkeisiin siten, että Vuosaaren sataman rakentamisen aikaisia vaikutuksia seurattiin sisäsaariston linjoilla, väylätöiden vaikutuksia keskija ulkosaariston linjoilla sekä merihiekannoston ja Vuosaaren sataman läjitysalueen vaikutuksia merivyöhykkeen linjoilla (kuva 83 ja taulukko 2). Söderskärin Natura-alueella sijaitsevilla linjoilla tarkkailtiin merihiekannoston ja läjitysten mahdollisia vaikutuksia suojelualueen kasvillisuuteen (kuva 84 ja taulukko 2). Varsinaisen vaikutusalueen ulkopuolella tarkkailtiin kasvillisuuden tilaa myös vertailulinjoilla (taulukko 2). Lisäksi meriajokkaan seuraamiseksi perustettiin Haapasaaren itäpuolelle linja K27 (kuva 83). Vesikasvillisuuden sukelluslinjojen määrä vaihteli vuosien välillä. Sataman rakentamista edeltäneellä tutkimusjaksolla linjoja oli kaiken kaikkiaan 13. Rakentamisen aikana linjojen määrä vaihteli töiden sijainnista, ajankohdasta ja laajuudesta riippuen. Vuosina 23 25 seurantalinjoja oli 25, vuonna 26 27, vuonna 27 21 ja vuonna 28 11 (taulukko 2). Linjojen lukumäärän vuosien välinen vaihtelu tuo tilastollista epävarmuutta raportissa esitettyihin vertailuihin. Tämä on kuitenkin huomioitu tulosten käsittelyssä ja tulkinnassa. Tärkeimpänä indikaattorilajina tutkimuksessa käytettiin rakkolevää, sillä monivuotisena lajina se kuvastaa ympäristön muutoksia pitkällä aikavälillä. Lisäksi rakkolevän alarajaa säätelee Itämeressä lähinnä valon tunkeutuminen veteen (Bäck & Ruuskanen 2), johon ruoppauksien aiheuttama veden samentuminen vaikuttaa. Sedimentaatio puolestaan vaikeuttaa rakkolevän keväistä kiinnittymistä koville pinnoille (Berger ym. 23). Erityisesti sisäsaaristo on herkkä ylimääräiselle sedimentaatiolle, koska aallokko ei huuhdo 18

kiintoainesta yhtä tehokkaasti kuin ulkosaariston tyrskyrannoilla. Lisäksi sisäsaariston luontainen sedimentaatio on paikoitellen voimakasta. Kuva 83. Vesikasvillisuuden sukelluslinjat. Osa-alueet: S=sisäsaaristo, K=keskisaaristo, U=ulkosaaristo ja M=merivyöhyke. Kuva 84. Vesikasvillisuuden seurantalinjat Söderskärin alueella. 19

Taulukko 2. Vuosaaren edustan vesikasvillisuuden sukelluslinjat vuosina 1993 28. Tähdellä (*) merkityt linjat toimivat vertailulinjoina. Sisäsaaristo Keskisaaristo Ulkosaaristo Merivyöhyke Söderskär Linjaa/ vuosi K1 K2 K14* K31 K32 K33* K34* K3 K4* K5 K6 K2 K27 K8 K1* K11 K26 1993 x x 2 1994 x x 2 x 1995 x 2 1996 x 1 x x 1997 x x x x x x x x x 11 x x x 1998 x x x x x x x x x 12 x x x 2 x x x x x x x x 11 21 x x x x 4 x x x 22 x x x x x x x x x 12 x x x x x 23 x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x 25 x x x x x 24 x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x 25 x x x x x 25 x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x 25 x x x x x x 26 x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x x 27 x x x x x x 27 x x x x x x x x x x x x x x x 21 x x x x x x 28 x x x x x 11 Yhteensä 1 11 9 6 6 3 tutkittu(krt.) 2 1 9 9 9 5 6 11 13 11 5 12 8 6 5 4 4 5 4 4 4 K12 K13 K21 K22 K23 K24 K25 K28 K29 K3 11

Vesikasvillisuuden sukelluslinjojen lisäksi kasvillisuutta seurattiin veneestä käsin tehdyllä yleiskartoituksella Vuosaaren sataman ympäristössä kuvassa 85 esitetyllä alueella. Kartoitus ajoitettiin syyskuuhun, jolloin kasvillisuus on yleensä kehittyneimmillään. Kartoituksessa käytetty menetelmä on kuvattu tarkemmin esim. raportissa Ilmarinen & Oulasvirta 29. Kuva 85. Vesikasvillisuuden yleiskartoitus tehtiin kuvassa olevilla tutkimuspisteillä. Havaintoala käsittää pisteiden välisen alueen. Vuosaaren sataman alle jääneitä havaintoaloja seurattiin vuosittain niin kauan kuin rakennustyöt sen mahdollistivat. Seuraavassa on katsaus linjojen kasvillisuudessa sekä vesikasvillisuuden yleiskartoituksessa havaittuihin muutoksiin. 6.3.1 Kasvillisuuslinjat 6.3.1.1 Sataman vesistötöiden seuranta Sisäsaaristossa vesikasvillisuutta tutkittiin vuosina 1995 22 kahdella seurantalinjalla (K1 ja K2) sekä yhdellä vertailulinjalla (K14). Vuosina 23 28 seurantalinjojen määrä kasvoi neljään (K1, K2, K31 ja K32) ja vertailulinjojen kolmeen (K14, K33 ja K34). Sataman rakentamisen vaikutusten alueella sisäsaaristossa rakkolevän peittävyys lisääntyi tutkimusjakson alussa 1995 22, mutta sataman rakentamisen käynnistyttyä vuonna 23 se alkoi vähentyä. Tutkimusjakson lopussa 28 alkoi näkyä elpymisen merkkejä, ja rakkolevän runsaus kasvoi jälleen suunnilleen samalle tasolle kuin 23. Keskimääräinen peittävyys jäi kuitenkin selvästi alle tutkimusjakson 1995 22 tason (kuva 86). 111

18-95 Peittävyysluokkien summien keskiarvo 16 14 12 1 8 6 4 2-97 -98 - -2-3 -4-5 -6-7 Sisä seuranta Sisä vertailu -8 Kuva 86. Rakkolevän peittävyysluokkien summien keskiarvot sisäsaariston linjoilla vuosina 1995 28. Vuosina 1996, 1999 ja 21 ei tehty seurantaa. Seuranta- ja vertailualue eroavat toisistaan ympäristöolosuhteiden osalta, minkä vuoksi ne eivät ole täysin vertailukelpoisia keskenään. Tästä johtuen on tarkasteltava vuosien välisiä muutoksia alueiden sisällä eikä välillä. 6.3.1.1.1 Ennen sataman rakentamista (1995 22) Käringsholmenin (K1) linjalla rakkolevän peittävyys väheni ensin vuosina 1997 2, mutta vuoteen 22 mennessä peittävyys oli lisääntynyt jo yli vuoden 1997 tason (kuva 87). Myös Lilla Bastön (K2) linjalla rakkolevän peittävyys lisääntyi (kuva 87). Fastningenin vertailulinjalla (K14) rakkolevän peittävyys puolestaan väheni huomattavasti tutkimusjakson aikana (kuva 87). Rakkolevävyöhykkeessä havaittiin sisäsaariston tutkimuslinjoilla harventumista vuosina 1995 1998, mutta vuoteen 22 mennessä rakkolevävyöhyke oli toipunut ennalleen (Oulasvirta 22b). Käringsholmenin ja Lilla Bastön linjalla on havaittavissa rakkolevävyöhykkeessä peittävyyden väheneminen tutkimusjakson aikana yli kahden metrin syvyydessä (kuva 87). Käringsholmenin ja Lilla Bastön linjoilla rakkolevä muodosti yhtenäisen vyöhykkeen koko tutkimusjakson ajan, kun taas Fastningenin vertailulinjalla havaittiin yhtenäinen vyöhyke ensimmäisen kerran vasta 22. 6.3.1.1.2 Sataman rakentamisen aikana (23 28) Käringsholmenin (K1) ja Lilla Bastön linjalla (K2) rakkolevä väheni rajusti tutkimusjakson alusta vuodesta 23 alkaen vuosiin 25 26 asti (kuva 87). Käringsholmenin linjalla rakkolevä väheni selkeimmin 24 25 ja Lilla Bastön linjalla jo 22 23. Tutkimusjakson lopulla 28 rakkolevän peittävyys lisääntyi, mutta on edelleen selvästi alempana kuin ennen sataman rakentamista, etenkin Lilla Bastön linjalla. Rakkolevän peittävyyden väheneminen näkyi Käringsholmenin linjalla etenkin kolmen metrin syvyysvyöhykkeellä, josta rakkolevä katosi lähes kokonaan (kuva 87). Myös Lilla Bastön linjalla (K2) on ollut havaittavissa rakkolevävyöhykkeen siirtyminen matalammalle, sekä peittävyyden selvä väheneminen vuoden 22 jälkeen (kuva 87). Uutelan linjalla (K32) rakkolevän peittävyys väheni hieman tutkimusjakson aikana. Pikku Niinisaaren linjalla (K31) rakkolevä heikkeni rakentamisen alettua vuoteen 26 asti, mutta elpyi vuoteen 28 mennessä selvästi. Pikku Niinisaaren linjalla havaittiin vuonna 28 run- 112

saasti rakkolevän taimia noin metrin syvyydessä. Pikku Niinisaaren linja on ainut sisäsaariston linjoista, jolla rakkolevä muodosti kaikkina tutkimusvuosina yhtenäisen vyöhykkeen. Muilla linjoilla rakkolevä kasvoi 23 27 laikuittaisesti, mutta muodosti vuonna 28 ensimmäistä kertaa kaikilla sisäsaariston linjoilla yhtenäisen vyöhykkeen. peittävyys (%) 1 8 6 4 2 K1 Käringsholmen 1 2 3 4 syvyys (m) 1997 1998 2 22 23 24 25 26 27 28 Peittävyysprosenttien summa 25 2 15 1 5 K1 Käringsholmen Vuosi peittävyys (%) 1 8 6 4 2 K2 Lilla Bastön 1 2 3 4 5 syvyys (m) 1995 1997 1998 2 22 23 24 25 26 27 28 Peittävyysprosenttien summa 25 2 15 1 5 K2 Lilla Bastön Vuosi K31 Pikku Niinisaari K31 Pikku Niinisaari peittävyys (%) 1 8 6 4 2 1 2 3 4 syvyys (m) Peittävyysprosenttien summa 25 23 2 24 25 15 26 1 27 5 28 23 24 25 26 27 28 Vuosi K32 Uutela K32 Uutela peittävyys (%) 1 8 6 4 2 1 2 3 4 syvyys (m) 23 24 25 26 27 Peittävyysprosenttien summa 25 2 15 1 5 28 23 24 25 26 27 28 Vuosi Kuva 87. Rakkolevän peittävyys (%) eri syvyysvyöhykkeillä ja peittävyysprosenttien summa vuosina 1995 28 sisäsaariston seurantalinjoilla. Jonkin vuoden puuttuminen aikasarjasta tarkoittaa sitä, että linjaa ei tutkittu lainkaan ko. vuonna. 113

Sisäsaariston vertailulinjoilla rakkolevän peittävyys väheni tutkimusjaksolla 1998 23, mutta elpyi sen jälkeen vähitellen ja oli vuonna 28 hieman korkeampi kuin jakson alussa (kuva 86). Vertailualueella vuoden 26 jälkeen tapahtuneet muutokset ovat näin ollen samansuuntaisia kuin seuranta-alueella. Vertailulinjalla Fastningen (K14) kasvillisuusseurantaa on tehty jo vuodesta 1998 alkaen, mutta linjoilla Bässen W (K33) ja Aloren SE (K34) seuranta aloitettiin vasta vuonna 26. Fastningenin vertailulinjalla (K14) rakkolevä on kasvanut koko tutkimusjakson ajan 1998 28 laikuittaisesti, ja peittävyys on vaihdellut vuosien välillä runsaasti (kuva 88). Vuonna 27 rakkolevä oli runsaimmillaan sitten vuoden 1998, mutta viimeisenä seurantavuonna 28 peittävyys oli taas pienempi. Bässenin (K33) ja Alörenin (K34) vertailulinjoilla rakkolevän peittävyys on hieman runsastunut tutkimusjakson aikana (kuva 88). K14 Fastningen K14 Fastningen peittävyys (%) 1 8 6 4 2 1 2 3 syvyys (m) 1998 2 22 23 24 25 26 27 28 Peittävyysprosenttien summa 16 14 12 1 8 6 4 2 Vuosi K33 Bässen W K33 Bässen W peittävyys (%) 1 8 6 4 2 1 2 3 4 syvyys (m) 26 27 28 Peittävyysprosenttien summa 16 14 12 1 8 6 4 2 26 27 28 Vuosi K34 Alören SE K34 Alören SE peittävyys (%) 1 8 6 4 2 1 2 3 4 26 27 Peittävyysprosenttien summa 16 14 12 1 8 6 4 2 26 27 syvyys (m) Vuosi Kuva 88. Rakkolevän peittävyys (%) eri syvyysvyöhykkeillä ja peittävyysprosenttien summa sisäsaariston vertailulinjoilla vuosina 1998 28. Rakkolevävyöhykkeen ja rakkolevän alimman yksilön alaraja sisäsaaristossa 28 oli samalla syvyydellä kuin ennen sataman rakentamista vuonna 22 (kuvat 89 ja 9). Koko tutkimusjaksoa tarkasteltaessa on huomattavissa, että vuonna 28 yhtenäisen vyöhykkeen alaraja oli hieman matalammalla kuin 1997 (kuva 9). Vaihtelu rakkolevän yhtenäisen vyöhykkeen alarajassa ovat olleet samantapaisia sekä ennen sataman raken- 114

tamista että sen jälkeen. Rakkolevän alimman yksilön alaraja madaltui jo ennen sataman rakentamista ja madaltuminen jatkui sen aikana (kuva 9). Levien syväraja on madaltunut sisäsaaristossa reilun metrin vuodesta 1998 (kuva 91). Levien syväraja oli vuonna 2 yhtä matalalla kuin 28, eli levien kasvun syvärajassa oli havaittavissa madaltumista myös ennen sataman rakentamista (kuva 91). Fastningenin vertailulinjalla rakkolevä on muodostanut yhtenäisen vyöhykkeen vain 22, 27 ja 28. Vertailulinjoilla K33 ja K34 rakkolevän yhtenäisen vyöhykkeen alaraja pysyi tutkimusjakson 26 28 ajan jokseenkin samalla syvyydellä (kuva 89). Rakkolevän alimman yksilön alaraja on vaihdellut runsaasti vertailulinjalla K14, johtuen tutkimuspaikan rakkolevävyöhykkeen laikuittaisuudesta, mutta oli tutkimusjakson lopussa 28 samalla syvyydellä kuin vuonna 1997 (kuva 9). Vuonna 26 vertailulinjoja perustettiin kaksi lisää (K33 ja K34). Näillä rakkolevän kasvun syväraja sijaitsi noin 3 metrissä vuosina 26 28. Levien syväraja on syventynyt vertailulinjalla K14 noin metrin vuodesta 1998 lähtien ja sijaitsi tutkimusjakson lopussa noin 5 metrissä (kuva 91). Myös vertailulinjoilla K33 ja K34 levien syväraja sijaitsi noin 5 metrissä tutkimusjakson 26 28 aikana. Syvyys (m) 1 2 3 4 5 Sisä Keski Ulko Meri Söderskär Sisäsaariston vertailualue Keskisaariston vertailualue Ulkosaariston vertailualue 6 1994 1996 1997 1998 2 21 22 23 24 25 26 27 28 Vuosi Kuva 89. Rakkolevän yhtenäisen vyöhykkeen alaraja (m) sisä-, keskija ulkosaaristossa, merivyöhykkeellä sekä Söderskärin alueella 1994 28. Rakkolevän yhtenäinen vyöhyke puuttui sisäsaariston vertailualueen linjoilta vuosina 1998 2 ja 23 25, keskisaariston vertailualueelta vuonna 25 ja Söderskärin alueelta vuonna 25. Muina puuttuvina vuosina linjoja ei tutkittu. Muutos ulkosaaristossa 27 28 ei todennäköisesti ole todellinen, vaan johtui linjanarun sijainnista eri kohdassa kuin aiempina vuosina. 115

syvyys (m) 1 2 3 4 5 6 Sisä Keski Ulko Meri Söderskär Sisäsaariston vertailualue Keskisaariston vertailualue Ulkosaariston vertailualue 7 1993 1994 1997 1998 2 21 22 23 24 25 26 27 28 Vuosi Kuva 9. Rakkolevän alin kasvusyvyys (m) sisä-, keskija ulkosaaristossa, merivyöhykkeellä sekä Söderskärin alueella 1993 28. Jonkin vuoden puuttuminen aikasarjasta tarkoittaa sitä, että linjoja ei tutkittu lainkaan ko. vuonna. 2 Syvyys (m) 4 6 8 1 12 14 Sisä Keski Ulko Meri Söderskär Sisäsaariston vertailualue Keskisaariston vertailualue Ulkosaariston vertailualue 16 1998 2 21 22 23 24 25 26 27 28 Vuosi Kuva 91. Levien syväraja (m) sisä-, keskija ulkosaaristossa, merivyöhykkeellä sekä Söderskärin alueella 1998 28. Levärajan muutokset ulkosaariston linjoilla 27 ja ulkosaariston vertailualueella 26 eivät ole todellisia linjan siirtymisen takia. Jonkin vuoden puuttuminen aikasarjasta tarkoittaa sitä, että linjoja ei tutkittu lainkaan ko. vuonna. Monivuotisen haarukkalevän alaraja alkoi madaltua jo ennen sataman rakentamista, ja jatkui rakentamisen aikana. Alaraja sijaitsi tutkimusjakson lopulla vajaat kaksi metriä 116

matalammalla kuin 1997 (kuva 92). Myös haarukkalevän peittävyys vähentyi sisäsaariston linjoilla. Haarukkalevää ei kasvanut koko tutkimusjakson aikana lainkaan sisäsaariston vertailulinjoilla. Monivuotisista levistä mustaluulevä puolestaan hieman runsastui vuoteen 23 verrattuna. Yksivuotisista levistä viherahdinparta vähentyi, mutta rihmamaiset ruskolevät sen sijaan hieman lisääntyivät vuoteen 23 verrattuna. syvyys (m) 2 4 6 8 Sisä Keski Ulko Meri Söderskär 1 12 14 1993 1994 1997 1998 2 21 22 23 24 25 26 27 28 Vuosi Keskisaariston vertailualue Ulkosaariston vertailualue Kuva 92. Haarukkalevän syväraja (m) sisä-, keskija ulkosaaristossa, merivyöhykkeellä sekä Söderskärin alueella 1993 28. Sisäsaariston vertailualueet puuttuvat, koska niillä ei ole seurantavuosien aikana havaittu haarukkalevää. Jonkin vuoden puuttuminen aikasarjasta tarkoittaa sitä, että linjoja ei tutkittu lainkaan ko. vuonna. Sisäsaariston linjoilla on havaittu rakkolevän keskimäärin vähentyneen vuodesta 22 alkaen, mikä on merkki sen elinolosuhteiden heikkenemisestä alueella pitkällä aikavälillä. Selkeimmin sataman rakentamisen jälkeiset negatiiviset muutokset näkyivät vuosina 25 27 satamaa lähimmällä Käringsholmenin seurantalinjalla (K1). Lilla Bastön seurantalinjalla (K2) rakkolevän peittävyys oli aiempaa pienempi jo vuonna 23. Rakkolevä on monivuotinen laji, joka reagoi elinympäristönsä muutoksiin viiveellä, joten alkukesän 23 ruoppaukset eivät ole voineet vaikuttaa rakkolevää vähentävästi vielä saman vuoden elokuussa. Sen sijaan ruoppauksista johtuen veden sameus on haitannut sukeltamalla tehtävää havainnointia, mikä on saattanut vaikuttaa tuloksiin. Vuonna 23 havaittiin Lilla Bastön linjalla huomattavasti enemmän irtosedimenttiä (Kinnunen ym. 24), joka on todennäköisesti ollut peräisin kesäkuussa alkaneista sataman ruoppauksista. Vuosina 24 28 havainnot rakkolevän peittävyydestä tarkentuivat, ja rakkolevän heikkeneminen osoittautui todelliseksi muutokseksi. Tämä viittaa siihen, että sataman rakentaminen on vaikuttanut negatiivisesti rakkolevän elinoloihin etenkin sataman lähimmillä Käringsholmenin ja Lilla Bastön linjoilla. Rakkolevän kasvuvyöhykkeen siirtyminen matalammalle viittaa myös niin ikään lajin elinolosuhteiden heikkenemiseen. Tosin rakkolevän vyöhykkeen alaraja on madaltunut ajoittain myös ennen sataman rakentamisen aloittamista, joten muutosta voivat selittää myös muut tekijät kuin sataman vesistötöiden aiheuttama samennus ja sedimentaatio. Tutkimusjakson lopussa, kuusi vuotta sataman rakennustöiden alkamisesta, voidaan havaita positiivinen muutos sataman rakentamisen aikaisiin vuosiin verrattuna: rakkolevän peittävyys on keskimää- 117

rin sisäsaariston linjoilla elpynyt ennen rakentamista vallinneelle vuoden 23 tasolle, ja myös sataman lähimmillä linjoilla voidaan havaita hienoista runsauden kasvua, joskin peittävyys on edelleen huomattavasti alhaisempi kuin tutkimusjaksolla 1995 22. Myös vertailualueella on havaittavissa positiivinen suuntaus rakkolevän peittävyydessä ja levien syvärajassa viimeisten vuosien aikana. Huomionarvoista kuitenkin on, että sataman käytönaikaisen tarkkailun yhteydessä lokakuussa 29 tehdyn linjasukelluksen yhteydessä huomattiin, että rakkolevävyöhyke sataman lähimmällä seurantalinjalla Lilla Bastössä oli erittäin huonokuntoinen ja jonkin verran harventunut (Vatanen & Haikonen 21). Tämä viittaa siihen, että usean vuoden ajan jatkunut veden sameus ja sedimentaation lisääntyminen ovat heikentäneet rakkolevän elinolosuhteita. Sataman käytön alettua laivaliikenne on lisäksi mahdollisesti pitänyt yllä veden sameutta matalalla vesialueella. Muutokset levien kasvun alarajoissa ovat keskenään jossain määrin ristiriitaisia, mutta pääasiassa muutokset kertovat valaistusolosuhteiden jonkin verran parantuneen sataman ruoppausten loputtua. Muutokset vertailualueella ovat rakkolevän peittävyyden ja levien syvärajan suhteen samansuuntaisia, mikä viittaa alueella tapahtuneen viime vuosina myös muusta kuin sataman ruoppauksien loppumisesta johtuvaa elinolosuhteiden paranemista. Rakkolevän alimman yksilön ja levien syvärajan madaltuminen sisäsaaristossa vuosina 23 27 on osittain voinut aiheutua ruoppausten samennusvaikutuksista. Rakkolevän kohdalla kyse on vain yksittäisten rakkolevien kasvusyvyydessä tapahtuneesta muutoksesta, joten muutosta voivat selittää monet muutkin ympäristötekijät tai puhdas sattuma. Sataman läheisillä sisäsaariston suojaisilla pohjilla olosuhteet rakkolevälle ovat myös luontaisesti vaikeat. Tämä johtuu maa-alueilta tulevan kiintoaineksen vettä samentavasta ja pohjien sedimentoitumista lisäävästä vaikutuksesta. Sisäsaaristo on erityisen herkkä sedimentaatiolle, koska aallokko ei huuhdo sedimenttejä yhtä tehokkaasti kuin ulkosaariston tyrskyrannoilla. Sedimentaatio vaikeuttaa rakkolevän itiöiden kiinnittymistä koville pinnoille (Berger ym. 23). Rakkolevän itiöiden kiinnittyminen tapahtuu Itämerellä tutkimusten mukaan touko-kesäkuussa, mutta Ruotsin rannikolla tehtyjen havaintojen mukaan lisääntymistä voi tapahtua lisäksi syys-lokakuussa (Berger ym. 21). Vuosaaren sataman lähialueella tehtyjen sedimentaatiomittausten perusteella sedimentaatio oli suurimmillaan touko-kesäkuussa 26 59 g/m 2 päivässä ja saman vuoden elokuussa 11 g/m 2 päivässä. Berger ym. (23) havaitsivat laboratorio-olosuhteissa, että jo,1 g/m 2 (dw) sedimenttiä esti merkittävästi rakkolevän itiöiden kiinnittymistä kasvualustaansa; vain 5 % itiöistä pystyi kolonisoitumaan. Vuosaaren sataman lähialueella vuonna 26 mitattujen sedimentaatiomäärien perusteella voidaan arvioida, että päiväkohtainen sedimentaatio oli kevätkaudella noin 6-kertaista ja syksyllä noin 11-kertaista verrattuna rakkolevälle kriittiseen määrään. Näin ollen voidaan suuntaa-antavasti päätellä, että Vuosaaren sataman vesistötöillä on voinut olla haitallinen vaikutus rakkolevän lisääntymiseen vuonna 26. On kuitenkin otettava huomioon, että Vuosaaren sataman lähialueen sedimentaatiomittaukset on tehty noin 1 metrin syvyydessä, kun taas rakkolevän kasvuvyöhyke samalla alueella ulottuu syvimmillään noin 3 metrin syvyyteen. Rakkolevän kasvuvyöhykkeellä sedimentaatio on vähäisempää aallokon huuhtovan vaikutuksen takia. Laivaliikenne sataman rakentamisen aikana on ilmeisesti osaltaan vaikuttanut veden sameustasoon ja sameuden kestoon potkurivirtojen sekoittaessa kiintoainetta veteen. Vilkkaan alusliikenteen potkurivirrat voivat aiheuttaa jatkuvaa samentumista (Koponen & Virtanen 1995, VTT 1996, Oulasvirta & Leinikki 23) ja pohjan eroosiota (Rytkönen ym. 2), kun taas ruoppausten aikainen samennus oli pääasiassa lyhytaikaista. Sedimentin resuspensio ja sen ajautuminen koville pohjille vaikeuttaa rakkolevän taimien kiinnittymistä. Nämä tekijät yhdessä luontaisten tekijöiden kanssa ovat todennäköi- 118

sesti vaikuttaneet kasvillisuuden elinolosuhteita heikentävästi vuosien 23 27 aikana. Mikäli sataman käytön aikainen laivaliikenne aiheuttaa jatkossa sataman edustalla selvää ja pysyvää sameustason kohoamista, on mahdollista, että sisäsaariston linjojen kasvillisuusvyöhykkeet taantuvat ja yksipuolistuvat. 6.3.1.2 Väylän vesistötöiden seuranta 6.3.1.2.1 Keskisaaristo Keskisaaristossa vesikasvillisuutta seurattiin vuosina 1995 22 kolmella seurantalinjalla (K3, K5 ja K6) ja yhdellä vertailulinjalla (K4). Vuosina 23 27 tarkkailua tehtiin viidellä seurantalinjalla (K3, K5, K6, K2 ja K27) ja yhdellä vertailulinjalla (K4). Väylän rakentamisen vaikutusten alueella keskisaaristossa rakkolevän runsaus on pysynyt koko tarkastelujakson ajan 1995 27 suhteellisen samana, eikä satamaan johtavan väylän rakentamisen alettua vuonna 23 ole havaittavissa selkeitä muutoksia (kuva 93). Rakkolevän yhtenäisen vyöhykkeen syvärajassa on havaittavissa jaksoittaista, noin neljän vuoden aikavälillä tapahtuvaa madaltumista ja syventymistä vuodesta 1997 alkaen (kuva 89). Yhtenäisen vyöhykkeen syväraja oli seurantajakson lopulla 27 suunnilleen samalla syvyydellä kuin 1997. Keskisaariston vertailulinjalla rakkolevän peittävyys (kuva 93) ja yhtenäisen vyöhykkeen alaraja (kuva 89) ovat olleet lähes koko seurantajakson ajan hieman matalampia kuin seurantalinjoilla. Muutokset vyöhykkeen rajoissa olivat vertailulinjalla vuoteen 24 asti samansuuntaisia kuin seurantalinjoilla, mutta vuonna 25 rakkolevä ei muodostanut lainkaan yhtenäistä vyöhykettä, ja 26 vyöhyke oli siirtynyt matalammalle, kun taas seurantalinjalla samaan aikaan vyöhyke siirtyi syvemmälle (kuva 89). Seurantajakson lopulla 27 vertailualueen linjalla yhtenäinen vyöhyke kasvoi kuitenkin samalla syvyydellä kuin 1997. Vuodesta 1998 lähtien levien syvärajassa on tapahtunut muutoksia sekä ennen satamaan johtavan väylän rakentamista että sen jälkeen: syväraja madaltui vuoteen 2 asti, jonka jälkeen se syveni vuoteen 23 asti ja madaltui taas sen jälkeen vuoteen 27 mennessä noin kahdella metrillä (kuva 91). Samansuuntaisia muutoksia on tapahtunut myös vertailualueella. Haarukkalevän syvärajassa on tapahtunut sekä seurantalinjoilla että vertailualueella ensin syvenemistä ja sitten madaltumista vuosina 1997 23, jonka jälkeen suuntaus jatkui jokseenkin samanlaisena. Yhteensä syväraja on madaltunut koko tarkastelujakson aikana noin metrin (kuva 92). Monivuotista huiskupunalevää ei ole havaittu koko keskisaariston tutkimusalueella sitten vuoden 25. Yksivuotisista levistä viherahdinparta on vähentynyt ja rihmamaiset ruskolevät sekä punahelmilevä ovat puolestaan runsastuneet sitten vuoden 23. 119

16 peittävyysluokkien summien keskiarvo 14 12 1 8 6 4 2-95 -97-98 - -2-3 -4-5 -6 Keski seuranta Keski vertailu -7 Kuva 93. Rakkolevän peittävyysluokkien summien keskiarvot keskisaariston linjoilla vuosina 1995 27. Vuosina 1996, 1999, 21 ja 28 ei tehty seurantaa. Keskisaariston vertailulinjaa ei tutkittu lainkaan vuosina 1999, 21 ja 28. Seuranta- ja vertailualue eroavat toisistaan ympäristöolosuhteiden osalta, minkä vuoksi ne eivät ole täysin vertailukelpoisia keskenään. Tästä johtuen on tarkasteltava vuosien välisiä muutoksia alueiden sisällä eikä välillä. Vuosina 24 ja 25 tehtyjen väylätöiden ja hankkeenaikaisten ruoppausmassojen kuljetusten aiheuttamat samennus ja sedimentaation lisääntyminen (Vatanen & Niinimäki 25, Vatanen ym. 26) eivät näytä selkeästi vaikuttaneen rakkolevän runsauteen tai sen kasvun syvärajoihin keskisaaristossa. Keskisaaristovyöhykkeellä sijaitsevalla Haapasaaren (K27) linjalla on seurattu meriajokkaan esiintymistä vuodesta 23 alkaen (Oulasvirta 23). Haapasaaren linja sijaitsee Vuosaaren Kallahdenharjua ympäröivällä Natura-vesialueella, joka kuuluu kokonaisuudessaan luontodirektiivin mukaiseen luontotyyppiin "vedenalaiset hiekkasärkät (111)" (Airaksinen & Karttunen 21). Meriajokkaan peittävyys linjalla vähentyi huomattavasti vuosina 26 27, mutta kasvoi jälleen tutkimusjakson lopulla 28, joskaan ei samalle tasolle kuin vuonna 23 (kuva 94). Vuonna 28 tutkittiin laajempi alue, mikä selittänee lajin näennäisen runsastumisen. Linjan muiden putkilokasvien peittävyydet vähenivät myös jonkin verran. Meriajokkaan kasvua häiritsevää irtonaista rihmalevää havaittiin vuonna 25 erittäin runsaasti, mutta muina vuosina määrät olivat vähäisiä. 12

Kuva 94. Meriajokkaan peittävyysprosenttien summa Haapasaaren linjalla (K27) vuosina 23 28. N on sellaisten havaintopaikkojen lukumäärä, joilla havaittiin meriajokasta. Havaintopaikkoja oli joka vuosi 13. Meriajokkaan vähenemiseen Haapasaaren seurantalinjalla ovat voineet vaikuttaa monet fysikaaliset ja biologiset tekijät (Ilmarinen & Oulasvirta 29). Vuonna 25 meriajokkaan seuranta-alueella havaittiin sukellustutkimusten yhteydessä voimakasta veden samentumista, jonka epäiltiin aiheutuneen Vuosaaren sataman ja laivaväylän rakennustöistä (Kinnunen & Oulasvirta 26). Muina vuosina ei havaittu normaalista poikkeavaa samennusta. Vuosina 23 26 sedimentin määrä linjalla oli kuitenkin suhteellisen korkea, ja myös meriajokkaan versojen päällä havaittiin irtoainesta. Vesistötöiden aikana tehtyjen sameuskartoitusten perusteella voidaan kuitenkin pitää epätodennäköisenä, että kiintoaines olisi peräisin Vuosaaren sataman töistä. Meriajokkaan taantumisesta on vaikea tehdä yksiselitteisiä johtopäätöksiä. Vuosaaren sataman tai laivaväylän rakentamisen yhteyttä meriajokkaan peittävyyden vähenemiseen ei voitu tutkimusjakson aikana selvästi osoittaa. Eri puolilla rannikkoamme tehdyt sukellushavainnot viittaavatkin siihen, että kyseessä on laajempi, todennäköisesti Itämeren yleiseen rehevöitymiseen liittyvä ilmiö. Meriajokas esiintyy Helsingin vesillä levinneisyytensä äärirajoilla, joten sen voi olettaa olevan hyvin herkkä ympäristön muutoksille. 6.3.1.2.2 Ulkosaaristo Ulkosaaristossa vesikasvillisuutta seurattiin 1993 22 kahdella linjalla (K8 ja K11) sekä 23 28 kolmella linjalla (K8, K11 ja K26). Koko seurannan ajan vertailulinjana oli linja K1. Väylän rakentamisen vaikutusten alueella ulkosaaristossa rakkolevän keskimääräinen peittävyys väheni ensin vuoteen 23 asti ja elpyi sen jälkeen vuoteen 28 mennessä tutkimusjakson alun tasolle (kuva 95). Västra Rödhällenin (K8) ja Kutuhälletin (K26) linjoilla rakkolevän peittävyys lisääntyi 23 28 ja Granlandetin linjalla (K11) puolestaan hieman väheni. Rakkolevän yhtenäisen vyöhykkeen, rakkolevän syvimmän yksilön, haarukkalevän syvimmän yksilön ja levien syvärajoissa on tapahtunut vuosien varrella muutoksia matalampaan suuntaan (kuvat 89 92). Muutokset levien syvärajoissa ovat olleet samansuuntaisia ennen väylän rakentamista ja rakentamisen aikana. Ulkosaariston vertailulinjalla Mellan Tjärhälletillä (K1) rakkolevän peittävyydessä on havaittavissa jaksoittaista, neljän vuoden aikajaksoissa tapahtuvaa lisääntymistä ja vähenemistä (kuva 95). Tutkimusjakson lopussa 28 peittävyys oli alhaisempi kuin 1997 (kuva 95). Rakkolevän yhtenäisen vyöhykkeen alarajassa on vertailulinjalla tapahtunut 121

vuosien varrella muutoksia, ja tutkimusjakson lopussa 28 alaraja oli yli kaksi metriä matalammalla kuin 1994 (kuva 89). Muutos vuodesta 27 vuoteen 28 on kuitenkin niin huomattava, että tulokseen on suhtauduttava varauksella, ja muutos johtuu todennäköisesti linjanarun sijainnista eri kohdassa kuin aiempina vuosina. Rakkolevän alimman yksilön ja levien syvärajat ovat vaihdelleet vuosien välillä, mutta tutkimusjakson lopulla 28 ne sijaitsivat suunnilleen samalla syvyydellä kuin jakson alussa 1993 (kuvat 9 ja 91). Haarukkalevän peittävyys väheni tutkimusjakson puolivälissä, mutta vuonna 28 peittävyys oli samaa tasoa kuin 23. Haarukkalevän alaraja madaltui vertailulinjalla 1993 28 noin metrin (kuva 92). Kaiken kaikkiaan rakkolevän, haarukkalevän ja levien syvärajat ovat vertailualueella olleet koko tutkimusjakson 1993 28 ajan suunnilleen samalla syvyydellä kuin seuranta-alueella. Monivuotinen mustaluulevä kasvoi seuranta-alueella vuonna 28 huomattavasti runsaampana kuin aiempina vuosina. Monivuotista huiskupunalevää ei havaittu vuosina 27 28 aiemmista vuosista poiketen lainkaan ulkosaariston linjoilla. Meri- ja viherahdinparran runsaudet ovat vaihdelleet runsaasti vuosien välillä. 2 peittävyysluokkien summien keskiarvo 18 16 14 12 1 8 6 4 2 Ulko seuranta Ulko vertailu -97-98 - -1-2 -3-4 -5-6 -7-8 Kuva 95. Rakkolevän peittävyysluokkien summien keskiarvot ulkosaariston linjoilla vuosina 1997 28. Ulkosaariston linjoja ei tutkittu lainkaan vuonna 1999. Seuranta- ja vertailualue eroavat toisistaan ympäristöolosuhteiden osalta, minkä vuoksi ne eivät ole täysin vertailukelpoisia keskenään. Tästä johtuen on tarkasteltava vuosien välisiä muutoksia alueiden sisällä eikä välillä. Ulkosaaristossa rakkolevän peittävyys väheni 1997 23 ja kasvoi sen jälkeen ollen 28 suunnilleen samalla tasolla kuin tutkimusjakson alussa. Vaihtelu vuosien 23 28 välillä on keskimäärin ollut pientä ja lienee selitettävissä rakkolevän luontaisella vuosittaisella vaihtelulla. Rakkolevän yhtenäisen vyöhykkeen, rakkolevän syvimmän yksilön, haarukkalevän syvimmän yksilön ja levien syvärajoissa tapahtuneet pienet muutokset johtuvat luontaisesta vuosittaisesta vaihtelusta. Levien syvärajoissa ei ole nähtävissä selkeitä eroja seuranta- ja vertailualueen välillä. Rakkolevä ei ole kaikilla ulkosaariston linjoilla tutkimusjakson aikana muodostanut yhtenäistä vyöhykettä, jota voi selittää kasvupaikkojen avoimuudesta johtuva jäiden kulutus. Tätä tukee se, että esimerkiksi jäätöntä talvea vuonna 27 seuraavana kasvukautena 28 rakkolevä muodosti yhtenäisen vyöhykkeen kaikilla ulkosaariston linjoilla. Avoimille rannoille pakkautuva jää voi mekaanisesti kuluttaa rakkolevää, ja kuluttava vaikutus voi ulottua 122

jopa kuuden metrin syvyyteen (Kiirikki 1996). Myös myrskyaallokko voi merelle avoimilla rannoilla irrottaa rakkoleviä kasvualustaltaan. Muiden lajien esiintymisen muutokset ulkosaariston kasvillisuuslinjoilla olivat pieniä, eikä väylätöistä ole aiheutunut haittaa kasvillisuudelle. 6.3.1.3 Läjitys- ja hiekanottoalueiden seuranta 6.3.1.3.1 Merivyöhyke Merivyöhykkeellä vesikasvillisuutta seurattiin vuosina 1993 22 kolmella linjalla (K12, K13 ja K21) sekä vuosina 23 27 seitsemällä linjalla (K12, K13, K21, K22, K23, K24 ja K25). Rakkolevän keskimääräinen peittävyys lisääntyi vuosina 1997 2, jonka jälkeen se väheni ollen vuonna 23 alhaisimmillaan. Vuonna 27 peittävyys oli jälleen elpynyt suunnilleen vuoden 1997 tasolle (kuva 96). Rakkolevän yhtenäisen vyöhykkeen, rakkolevän alimman yksilön ja levien syvärajat ovat vaihdelleet vuosina 22 27 jonkin verran, mutta selkeää suuntausta ei ole havaittavissa (kuvat 89-91). Haarukkalevän syvärajassa on havaittu 2 27 jopa kahden metrin vuosittaista vaihtelua (kuva 92). Osittain tämä saattaa olla menetelmistä johtuvaa havaintovirhettä, sillä syvimmät haarukkalevät ovat hyvin pienikokoisia, usein sedimentin osin peittämiä ja siten vaikeasti havaittavia. Merivyöhyke Peittävyysluokkien summien keskiarvo 25 2 15 1 5-97 -98 - -1-2 -3-4 -5-6 -7 Vuosi Kuva 96. Rakkolevän peittävyysluokkien summien keskiarvot merivyöhykkeen linjoilla vuosina 1997 27. Vuonna 1999 ei tehty seurantaa. Muiden levien suhteen ei ollut havaittavissa suuria muutoksia vuosien 1997 27 välisessä tarkastelussa. Merivyöhykkeellä ei hiekannostosta tai läjityksistä havaittu aiheutuneen haitallisia vaikutuksia kasvillisuuspohjille. Rakkolevän runsastuminen lähes kaikilla merivyöhykkeen linjoilla tutkimusjakson lopussa viittaa elinolosuhteiden parantumiseen. Suuntaus on näin ollen samansuuntainen kuin ulkosaariston linjoilla. Muutokset sekä yksi- että monivuotisten levien osalta olivat molemmilla alueilla pääasiassa pieniä ja lienevät normaalia vuosien välistä vaihtelua. 6.3.1.3.2 Söderskär Söderskärin alueella vesikasvillisuutta seurattiin vuosina 2 ja 23 26 kolmella linjalla (K28, K29 ja K3). 123

Merihiekan noston ja Vuosaaren sataman läjitysten mahdollisella vaikutusalueella Söderskärissä rakkolevän peittävyys väheni tutkimusjakson 2 26 aikana (kuva 97). Rakkolevä kasvoi harvakseltaan ja laikuittaisesti eikä muodostanut kaikkina vuosina yhtenäistä vyöhykettä. Rakkolevän yhtenäinen vyöhyke ja alimman yksilön syväraja madaltuivat noin metrin vuodesta 2 lähtien (kuvat 89 ja 9). Levien syväraja syveni noin puoli metriä ja haarukkalevän puolestaan jopa 4 metriä (kuvat 91 ja 92). Haarukkalevän syvärajan syveneminen saattaa johtua vuonna 2 tehdystä liian matalasta arviosta, sillä 4 metrin muutos syvärajassa on epätavallisen suuri. Monivuotisista punalevistä haarukkalevän kasvustot ja meriahdinparta runsastuivat tutkimusjakson lopulla. Huiskupunalevää kasvoi sen sijaan vähemmän, ja harvakasvuiset esiintymät olivat kokonaan kadonneet vuoteen 26 mennessä. Aiempina vuosina runsastunut yksivuotinen punahelmilevä oli taantunut Kokkomaan molemmilla linjoilla (K29 ja K3) vuonna 26. Söderskär Peittävyysluokkien summien keskiarvo 12 1 8 6 4 2 2 23 24 25 26 Vuosi Kuva 97. Rakkolevän peittävyysluokkien summien keskiarvot Söderskärin linjoilla vuosina 2 ja 23 26. Merivyöhykkeen avoimimmilla linjoilla Myllärillä (K24) ja Länsi-Toukilla (K21) sekä Söderskärin linjoilla rakkolevä oli tutkimusjakson aikana useilla linjoilla laikuittainen ja harva. Vastaavaa rakkolevävyöhykkeen laikuittaisuutta on havaittu laajoilla alueilla myös muualla Suomenlahden uloimmassa saaristossa (Ari Ruuskanen, Helsingin yliopisto, julkaisematon aineisto). Syytä tähän ei varmasti tiedetä, mutta on mahdollista, että se johtuu avoimille rannoille pakkautuvan jään mekaanisesta kulutuksesta rakkolevän esiintymissyvyydellä, noin yhdestä kuuteen metriin (Kiirikki 1996). Myös myrskyaallokko voi merelle avoimilla rannoilla irrottaa rakkoleviä kasvualustoiltaan. Jäätalvet 23 25 olivat keskimääräisiä, mutta 26 28 jäätalvet jäivät heikoiksi (http://www.itameriportaali.fi/fi/tietoa/yleiskuvaus/jaa/fi_fi/jaa/). Söderskärin Natura-alueella muutokset rakkolevän runsaudessa ja varsinkin syvyysrajoissa viittaisivat elinolosuhteiden heikkenemiseen. Söderskärin linjoista K28 ja K29 sijaitsevat hyvin avoimilla rannoilla, jolloin edellä mainitut luonnonilmiöt jäiden kulutus ja myrskyaallokko voivat kuluttaa rakkolevävyöhykettä. Söderskärin linjoilla ei ainakaan tutkimusten tekoaikana havaittu normaalista poikkeavia määriä irtonaista sedimenttiä eikä veden sameutta, joten rakkolevän heikkeneminen selittynee muilla, Itämeren yleiseen rehevöitymiseen tai luonnonilmiöihin liittyvillä tekijöillä, eikä merihiekan nostolla tai läjityksillä. 124

6.3.1.4 Yhteenveto linjatutkimuksista Sisäsaariston linjoilla on havaittavissa rakkolevän keskimääräisen peittävyyden vähentyminen vuodesta 22 alkaen, mikä on merkki sen elinolosuhteiden heikkenemisestä alueella pitkällä aikavälillä. Selkeimmin sataman rakentamisen aikaiset negatiiviset muutokset vuosina 25 27 näkyivät sataman lähimmillä seurantalinjoilla. Tutkimusjakson lopulla, muutama vuosi sataman suurimittaisten ruoppaustöiden loppumisesta, on kuitenkin havaittavissa positiivinen muutos aiempiin vuosiin verrattuna, ja rakkolevän peittävyys on elpynyt ennen rakentamista vallinneelle vuoden 23 tasolle. Peittävyys on kuitenkin edelleen huomattavasti alhaisempi kuin tutkimusjaksolla 1995 22. Muutokset levien kasvun alarajoissa ovat keskenään jossain määrin ristiriitaisia, mutta pääasiassa muutokset kertovat valaistusolosuhteiden jonkin verran parantuneen sataman ruoppausten loputtua. Muutokset vertailualueella ovat samansuuntaisia, mikä viittaa alueella tapahtuneen viime vuosina myös muusta kuin sataman ruoppauksien loppumisesta johtuvaa elinolosuhteiden paranemista. Ruoppaustöiden aiheuttaman samentumisen lisäksi sataman rakentamisen aikainen laivaliikenne on ilmeisesti osaltaan vaikuttanut veden samentumiseen satamatyömaan läheisyydessä potkurivirtojen sekoittaessa kiintoainetta veteen. Veteen sekoittuneen kiintoaineen ajautuminen koville pohjille vaikeuttaa rakkolevän taimien kiinnittymistä. Nämä tekijät yhdessä luontaisten tekijöiden kanssa ovat todennäköisesti vaikuttaneet kasvillisuuden elinolosuhteita heikentävästi vuosien 23 27 aikana. Mikäli sataman käytön aikainen laivaliikenne aiheuttaa jatkossa sataman edustalla selvää ja pysyvää sameustason kohoamista, on mahdollista, että sisäsaariston linjojen kasvillisuusvyöhykkeet taantuvat ja yksipuolistuvat. Vesikasvillisuuden tilaa tulisi näin ollen seurata myös sataman käytön aikana, jotta nähdään, ovatko muutokset sataman lähimmillä linjoilla pysyviä. Väylän rakentamisen vaikutusten alueella keskisaaristossa rakkolevän ja muun kasvillisuuden muutokset olivat pieniä, eikä rakentamisella ollut havaittavissa negatiivista vaikutusta. Meriajokkaan seurantalinjalla Haapasaaren itäpuolella havaittiin meriajokkaan vähentyneen huomattavasti vuosina 26 27, mutta 28 lajin havaittiin kasvavan hieman runsaampana, joskin peittävyys oli yhä alle vuoden 23 tason. Väylän rakentamisen vaikutusten alueella ulkosaaristossa rakkolevän keskimääräinen peittävyys väheni ensin vuoteen 23 asti ja elpyi sen jälkeen vuoteen 28 mennessä tutkimusjakson alun tasolle. Vaihtelu rakkolevän ja muiden levien peittävyyksissä väylän rakentamisen aikana oli keskimäärin pientä ja lienee selitettävissä luontaisella vuosittaisella vaihtelulla. Rakkolevä ei muodostanut kaikkina tutkimusvuosina yhtenäistä vyöhykettä, mikä voi johtua kasvupaikkojen avoimuudesta johtuvasta jäiden mekaanisesta kulutuksesta. Merihiekan noston ja Vuosaaren läjitysten vaikutusten alueella merivyöhykkeellä rakkolevän keskimääräinen peittävyys lisääntyi vuosina 1997 2, jonka jälkeen se väheni ollen vuonna 23 alhaisimmillaan. Vuoteen 27 mennessä peittävyys oli jälleen elpynyt suunnilleen vuoden 1997 tasolle. Muutokset sekä yksi- että monivuotisten levien osalta olivat pääasiassa pieniä ja lienevät normaalia vuosien välistä vaihtelua. Sataman rakentamiseen liittyvistä vesistötöistä ei havaittu aiheutuvan haitallisia vaikutuksia kasvillisuuspohjille. Merihiekan noston ja Vuosaaren sataman läjitysten mahdollisella vaikutusalueella Söderskärissä rakkolevän peittävyys väheni tutkimusjakson 2 26 aikana. Rakkolevä kasvoi harvakseltaan ja laikuittaisesti eikä muodostanut kaikkina vuosina yhtenäistä vyöhykettä. Myös levien kasvun syvärajoissa oli havaittavissa negatiivinen muutos. Söderskärin linjoilla ei tutkimusten tekoaikana havaittu normaalista poikkeavia määriä irtonaista sedimenttiä, joten rakkolevän heikkeneminen selittynee muilla, Itämeren ylei- 125

seen rehevöitymiseen ja luonnonilmiöihin, kuten jäiden ja myrskyaallokon kulutukseen, liittyvillä tekijöillä. 6.3.2 Vesikasvillisuuden yleiskartoitus Vuosaaren sataman lähialueella on tehty vesikasvillisuuden yleiskartoitus vuosina 1998 ja 22 sekä 23 28 (Oulasvirta & Leinikki 1999, Kinnunen & Oulasvirta 23, Kinnunen ym. 24, Kinnunen & Oulasvirta 25, Kinnunen & Oulasvirta 26, Ilmarinen & Oulasvirta 27, Ilmarinen & Oulasvirta 28, Ilmarinen & Oulasvirta 29). Kartoitus tehtiin siten, että vuosina 1998, 22, 26 ja 28 tutkittiin jokainen kartoituksen 24 havaintopisteestä, ja muina vuosina vain joka neljäs havaintopiste. Käytännössä havaintopisteitä kertyi sataman rakentamisvuoden 23 jälkeen vähemmän kuin 24, sillä osa pisteistä jäi sataman alle. Pisteiden sijainti on esitetty kuvassa 85. Kartoitus tehtiin veneestä tähystämällä. Tähystyksessä käytettiin apuna vesikiikaria ja pohjaharaa, jolla otettiin tarvittaessa näytteitä kasveista. Käytetty menetelmä on kuvattu tarkemmin em. julkaisuissa. Seuraavassa on esitetty yhteenveto vesikasvillisuudessa tapahtuneista muutoksista sataman rakentamisen aikana. 6.3.2.1 Sataman vesistötöiden seuranta Sataman täyttötöiden vuoksi tutkimusjakson lopussa vuonna 28 tutkituista 24 havaintopaikasta 21 oli jäänyt sataman alle, mikä täytyy huomioida, kun eri vuosien tuloksia verrataan keskenään. Lisäksi 3 havaintopaikkaa oli jäänyt Vuosaarenlahden pienvenesataman alle. Tuloksien eri vuosien välisen vertailtavuuden vuoksi seuraavassa käsitellään jokaiselta tutkimusvuodelta vain joka neljännen pisteen havaintoja. Mainittakoon, että tulokset eivät oleellisesti eroa tässä esitetystä, vaikka käsiteltäisiin sellaisia vuosia, jolloin tutkittiin kaikki havaintopisteet (Ilmarinen & Oulasvirta 29). Sataman ympäristössä pinnalta havaittavan kasvillisuuden merkittävin muutos vuoteen 1998 verrattuna on merisätkimen väheneminen ja ahvenvidan sekä tähkä-ärviän runsastuminen (kuva 98, taulukko 3). Merisätkimen havaintopisteiden lukumäärä on vähentynyt noin 1:llä sitten vuoden 1998 ja tähkä-ärviän lisääntynyt saman verran, kun huomioidaan vain sellaiset tutkimuspisteet, jotka eivät ole jääneet sataman täyttöjen alle (taulukko 3). Näin ollen ahvenvidan ja tähkä-ärviän runsastuminen ja toisaalta merisätkimen väheneminen ovat todellisia muutoksia eivätkä johdu ainoastaan kasvupaikkojen jäämisestä sataman alle (taulukko 3). Sen lisäksi merkittävä osa merisätkimen kasvupaikoista on jäänyt sataman täyttöjen alle. Muista lajeista selkeimmin olivat runsastuneet hapsivita ja rakkolevä sekä kaislikon ja ruovikon kasvustot. Kaislikon ja ruovikon kasvustot ovat paitsi runsastuneet myös laajentuneet. 126

Lajien yhteenlaskettu runsaus koko alueella 7 6 5 4 3 2 1 1998 22 23 24 25 26 27 28 Näytteenottovuosi Ahvenvita Merisätkin Tähkä-ärviä Kuva 98. Ahvenvidan, merisätkimen ja tähkä-ärviän yhteenlaskettu runsaus koko vesikasvillisuuskartoituksen alueella vuosina 1998 28. Vertailtavuuden vuoksi kuva perustuu vain joka 4. tutkimuspisteen havaintoihin. Taulukko 3. Vesikasvillisuuden yleiskartoituksessa havaitut kasvillisuuden muutokset 1998 ja 22 28. Vasemmanpuoleisessa taulukossa on esitetty kasvilajien yhteenlaskettu runsaus koko alueella, oikeanpuoleisessa tutkimuspisteiden lukumäärä, joilla laji havaittiin. Sulkeissa oleva luku kertoo havaintojen määrän vuosina 1998, 22 ja 23, kun tarkastellaan myös sellaisia havaintoaloja, jotka 24 28 jäivät sataman täyttöjen alle. Laji/ vuosi Ahvenvita Merisätkin Tähkäärviä Yhteensä runsaus Laji/ Kpl havaintoaloja, joilla laji kasvoi 1998 22 23 24 25 26 27 28 vuosi 1998 22 23 24 25 26 27 28 44 47 36 Ahven- 23 28 24 (44) (5) (43) 21 22 58 42 54 vita (23) (3) (28) 21 21 31 23 29 44 31 38 Meri- 25 22 21 (5) (38) (46) 18 8 34 7 24 sätkin (29) (25) (26) 17 8 18 7 16 26 43 49 Tähkäärviä 14 24 23 (26) (47) (55) 45 27 52 29 49 (14) (26) (26) 28 24 27 18 26 Tähkä-ärviä lisääntyy rehevöitymisen myötä ja pystyy kasvamaan huonoissakin valaistusolosuhteissa (Luther 1951, Blindow 1992 & Munsterhjelm 25). Merisätkin puolestaan kärsii rehevöitymisestä ja veden samentumisesta (Häyrén 1921). Merisätkimen väheneminen ei selity pelkästään kasvupaikkojen jäämisellä sataman täyttöjen alle, vaan kyseessä on todellinen, mahdollisesti veden samentumisesta aiheutunut muutos. Ruovikon peittämä ranta-alue on laajentunut (ruovikkoa havaittiin entistä useammalla havaintopisteellä), ja ruovikon kasvustot ovat runsastuneet sitten vuoden 1998, jolloin tehtiin ensimmäinen vesikasvillisuuden yleiskartoitus. Ruovikkoalueiden laajeneminen viittaa niin ikään alueen rehevöitymiseen. Alueen ruovikoitumiskehitys on kuitenkin alkanut jo huomattavasti ennen sataman rakentamista, esimerkiksi Porvarinlahdella avovesialueen on havaittu pienentyneet yli 3 % 195-luvun jälkeen (Yrjölä 29). 6.3.2.2 Yhteenveto Uposkasvillisuuden tutkimuksia haittasi useina vuosina veden sameus varsinkin satamatyökohteiden läheisyydessä. Vuonna 28 vesi oli jonkin verran kirkkaampaa ja hyvin matalalla, joten kartoitus saatiin tehtyä luotettavasti. Merisätkin kasvoi tutkimusalueella harvempana ja vähäisempänä, ahvenvita ja tähkä-ärviä puolestaan runsaampana kuin vuonna 23. Ruovikon peittämä ranta-alue on jonkin verran laajentunut sitten vuoden 127

6.4 Pohjaeläimistö 1998, jolloin tehtiin ensimmäinen vesikasvillisuuden yleiskartoitus. Merisätkimen väheneminen sekä tähkä-ärviän ja ruovikon runsastuminen viittaavat alueen rehevöitymiseen ja veden sameuden lisääntymiseen. Rehevöitymiskehitys on alkanut jo ennen sataman rakentamista, mutta sataman rakennustyöt ovat saattaneet osaltaan edesauttaa todettuja muutoksia. Pohjaeläintarkkailu on toteutettu sataman lähialueella (3 asemaa) ja väylän alueella (3 asemaa) vuosina 1998, 23, 25 ja 28, meriläjitysalueella (6 asemaa) vuosina 1998, 23, 25 ja 29 ja merihiekan ottoalueilla (yhdeksän asemaa) vuosina 1998, 23, 25, 27 ja 29. Meriläjitysalueen ja hiekanottoalueiden osalta vuonna 28 toteutettavaksi suunniteltu satamahankkeen rakentamisen aikaiseen tarkkailuohjelmaan kuuluva pohjaeläintarkkailun näytteenotto siirtyi vuoteen 29 syksyn 28 tuulisten sääolosuhteiden vuoksi. Pohjaeläintarkkailun menetelmät sekä tulokset vuosilta 23 28 on esitetty satamahankkeen rakentamisaikaisen vesistö- ja kalatalousseurannan vuosiraporteissa (Niinimäki ym. 24, Vatanen & Niinimäki 26 ja Vatanen & Haikonen 29). Meriläjitysja hiekanottoalueiden pohjaeläintarkkailutulokset vuodelta 29 on esitetty tämän raportin liitteessä 13. Aineistoista laskettu MI-indeksi on Lauri Paasivirran kehittämä rehevyysindeksi (liite 14). 6.4.1 Sataman vesistötöiden tarkkailu Kalkkisaarenselältä satama-alueen läheisyydestä sekä Granönselältä 2 km:n etäisyydeltä Vuosaaren satamasta otettiin pohjaeläinnäytteitä kolmelta näyteasemalta (kuva 99). Näyteasemat 174 ja 1742 olivat Vuosaaren sataman vaikutusalueella, 1741 sen sijaan merkittävien vaikutusten ulkopuolella. Kuva 99. Vuosaaren sataman ympäristössä sijainneet pohjaeläinnäyteasemat. Näyteaseman 1741 pohjaeliöstö ilmentää rehevää pohjaa (kuva 1). Lajisto on koostunut lähinnä harvasukasmadoista sekä surviaissääskistä, kuten muuallakin Helsingin 128

edustalla sisäsaaristossa (Kajaste ym. 29). Surviaissääsket ja harvasukasmadot sietävät hyvin vähähappisia oloja ja kestävät hapenpuutetta jopa kuukauden (Luotamo 1971). Näiden molempien lajien yksilömäärät ovat kohonneet vuoden 28 näytteissä. Liejusimpukoita on esiintynyt vain vuonna 25. Biomassa on ollut koko tarkkailun ajan erittäin alhainen pitkälti liejusimpukan puuttumisen takia. Näyteaseman pohjaeliöstön tilassa ei ole havaittavissa merkittäviä satamatöistä aiheutuneita muutoksia. lajimäärä, kpl 9 8 7 6 5 4 3 2 1 lajimäärä MI 1998 23 25 28 1741 3 2 1 MI-indeksi yks/m 2 Äyriäisten yksilömäärä 1741 Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa 12 1 8 6 4 2 12 1 8 6 4 2 1998 23 25 28 g/m 2 Kuva 1. Näyteaseman 1741 pohjaeläimien lajimäärät, MI-indeksi, eri ryhmien yksilömärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 28. Vuonna 1998 ei otettu näytteitä. Näyteaseman 174 pohjaeläimistö koostuu pääasiassa harvasukasmadoista sekä surviaissääskistä. Liejusimpukoita on esiintynyt alueella muutamia yksilöitä ennen satamatöitä. Vuonna 25 niitä ei kuitenkaan enää esiintynyt. Sen sijaan vuonna 28 liejusimpukoita havaittiin koko seurantajakson selvästi suurimmat tiheydet (kuva 11). Harvasukasmatojen tiheydet ovat pudonneet satamatöiden aloittamisen jälkeen, eivätkä ne ole elpyneet Vuosaaren sataman rakentamista edeltäneelle tasolle. Näyteaseman lajimäärä on kohonnut kuuteen. Niin ikään rehevyyttä kuvaava MIindeksi on muuttunut viimeisenä tarkkailuvuotena rehevästä kohti lievästi rehevää. Muutos on aiheutunut Amerikanmonisukasmato Marenzellerian invaasiosta alueelle sekä harvasukasmato Tubifex costatus -lajin esiintymisestä vuoden 28 näytteissä. Näyteaseman pohjan laatu on muuttunut seurantajakson aikana. Vuosina 1998 25 alueella oli savipohja, mutta vuoden 28 näytteessä oli mukana hiekkaa. Pohjan laadun muutos saattaa olla yhteydessä alueella tapahtuneisiin virtausmuutoksiin tai merihiekan purkuun. Satamatöiden vaikutukset ovat havaittavissa näyteaseman pohjaeliöstössä. Vuonna 25 havaittiin seurantajakson alhaisimmat yksilötiheydet ja biomassat. Tämän jälkeen pohjaeläimistö on vuoteen 28 mennessä toipunut. Tosin todennäköisesti pohjanlaadun muutoksen takia pohjaeläimien väliset suhteet ovat hieman erilaiset. 129

lajimäärä, kpl 9 8 7 6 5 4 3 2 1 lajimäärä MI 1998 23 25 28 174 3 2 1 MI-indeksi yks/m 2 Äyriäisten yksilömäärä 174 Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa 12 1 8 6 4 2 12 1 8 6 4 2 1998 23 25 28 g/m 2 Kuva 11. Näyteaseman 174 pohjaeläimien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 28. Näyteaseman 1742 lajisto on jonkin verran mereisempi kuin muiden sataman läheisyydessä sijaitsevien näyteasemien. Tyypillisiä vaikuttaisivat olevan runsaat muutokset pohjaeläinyhteisössä jo ennen varsinaisia vesistötöitä (kuva 12). Näyteasemalta on havaittu runsaasti liejusimpukoita vuonna 23, jolloin ruoppaustyöt käynnistyivät. Tämän jälkeen tiheydet ovat pudonneet liki vuoden 1998 tasolle. Vuonna 28 näyteasemalla esiintyi suuria määriä surviassääsken toukkia. Paikan MI-indeksi onkin tästä syystä muuttunut vuonna 28 lievästi rehevästä reheväksi. Satamatyöt lienevät vaikuttaneen satama-alueen pohjaeliöstöön. Osin pohjaeläimistö on toipunut vaikutuksista, mutta esimerkiksi liejusimpukan osalta muutokset näyttävät pitkäaikaisemmilta. Täysin selvää ei ole aiheutuvatko liejusimpukan alhaiset tiheydet rannikon yleisestä kehityksestä, sillä Helsingin ja Espoon edustan merialueella on havaittu liejusimpukoiden määrien vähenemistä (Autio ym. 27). lajimäärä, kpl 9 8 7 6 5 4 3 2 1 lajimäärä MI 1998 23 25 28 1742 3 2 1 MI-indeksi yks/m 2 Äyriäisten yksilömäärä 1742 Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa 25 2 15 1 5 25 2 15 1 5 1998 23 25 28 g/m 2 Kuva 12. Näyteaseman 1742 pohjaeläimien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 28. 6.4.2 Väylätöiden tarkkailu Väylän alueelta on pohjaeläinnäytteitä otettu kolmelta erilliseltä näyteasemalta (kuva 13). Kaikki näyteasemat sijaitsivat joko tulevalla meriväylällä tai sen välittömässä läheisyydessä. Väyläalueelta louhittiin ja ruopattiin neljä kohdetta vuosina 24 ja 25. 13

Vuonna 24 työt ajoittuivat huhti-marraskuun väliselle ajalle ja niitä tehtiin näyteasemien V2 (etäisyys kohteelle RK3 noin 5 m) ja V3 läheisyydessä (etäisyys kohteelle RK1 noin 5 m). Vuonna 25 töitä tehtiin näyteaseman V1 läheisyydessä (etäisyys kohteelle RK3 noin 15 m) touko-lokakuun aikana. Ruoppausalueen RK3 imuruoppauksen yhteydessä havaittiin sedimentaation kasvua laajalla alueella. Kuva 13. Vuosaaren meriväylän pohjaeläinnäyteasemien sijainnit. Näyteaseman V1 pohja oli vuosina 1998 ja 23 hiekkaa, minkä jälkeen se on muuttunut savipohjaksi. Näytepaikka on lisäksi syventynyt 3 metriä seurantajakson aikana. Todennäköisesti näytepaikalla pohjanlaatu ja syvyys vaihtelevat, sillä näyteasema ei sijaitse itse ruoppausalueella. Lajimäärät olivat alhaisimmillaan väylätöiden jälkeen 25. MI-indeksi osoitti tuolloin karuja olosuhteita kilkin esiintymisen takia. Väylätöiden vaikutus on havaittavissa pohjaeläinlajiston ja yksilömäärien romahduksena vuonna 25. Liejusimpukoiden tiheys on ollut alimmillaan väylätöiden jälkeen. Tämän jälkeen tilanne näyttää palanneen ennalleen vuoteen 28 mennessä (kuva 14). Kokonaisbiomassa puolestaan oli kohonnut vuonna 25 aikaisempiin vuosiin verrattuna. Tämä aiheutui liejusimpukoiden keskipainon kasvusta, sillä se oli suurimmillaan vuonna 25 (keskimäärin 1,15 g). Normaalisti Vuosaaren näytteissä liejusimpukoiden keskipaino on ollut,3,4 g. Näyteasemalla on ollut ruoppauksen jälkeen lähinnä vain vanhoja yksilöitä. Kaiken kaikkiaan yksilömäärät olivat poikkeuksellisen alhaisia vuoden 25 näytteissä. Vuonna 28 sen sijaan tulokaslaji Marenzelleria esiintyi runsaana näytteissä. Marenzelleriaa on esiintynyt Itämeren Suomenpuoleisella saaristovyöhykkeellä 199-luvulta lähtien (Perus & Bonsdorff 24). Laji on runsastunut myös muualla Helsingin edustalla vuodesta 27 alkaen (Kajaste ym. 29). Helsingin edustan merialueen pohjaeläinseurannassa Musta Hevosen pohjoispuolella olevalla havaintopaikalla ei pohjaeläimiä juurikaan havaittu vuonna 26. Sen sijaan vuosina 27 ja 28 niitä havaittiin huomattavasti runsaammin (Kajaste ym. 29). Artikkelin kirjoittaja arveli Vuosaaren sataman rakentamisen aiheuttaman samennuksen 131

ja kiintoainekuormituksen vaikuttaneen pohjaeläinyhteisöön vuonna 26. Kyseinen pohjaeläinpiste sijaitsee yli kilometrin etäisyydellä lähimmästä ruoppausalueesta, joten voimakkaat muutokset pohjaeläinyhteisössä väylätöiden seurauksena ovat epätodennäköisiä varsinkin kun lähemmällä sijaitsevilla pisteillä niin voimakkaita muutoksia ei havaittu. Kyseisen ruoppauskohteen imuruoppaus aiheutti kuitenkin mittavia sameusvaikutuksia ympäröiville vesialueille. lajimäärä, kpl 9 8 7 6 5 4 3 2 1 lajimäärä MI 1998 23 25 28 3 2 1 V1 MI-indeksi yks/m 2 Äyriäisten yksilömäärä V1 Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa 12 1 8 6 4 2 12 1 8 6 4 2 1998 23 25 28 g/m 2 Kuva 14. Näyteaseman V1 pohjaeläimien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 28. Näyteaseman V2 pohjan laatu on pysynyt samanlaisena koko seurantajakson. Näyteaseman lajimäärät ovat kasvaneet vuodesta 1998 (kuva 15). MI-indeksi on muuttunut rehevästä vuosien 23 ja 25 karun kautta lievästi reheväksi. Viime vuosien laskeva trendi on aiheutunut Marenzellerian runsastumisesta alueella vuonna 28. Tarkkailujakson alhaisimmat arvot havaittiin vuonna 1998. Väylätyövuotena on havaittavissa pieni notkahdus lähinnä liejusimpukoiden yksilömäärässä ja biomassassa. Liejusimpukoiden keskipaino on kuitenkin pysynyt lähes samana koko seurantajakson ajan. Valkokatkoja on esiintynyt muutamia yksilöitä vuodesta 23 lähtien. Väylätyövuotena havaittu pieni notkahdus yksilömäärissä ja biomassassa on niin vähäinen, että muutos saattaa olla luonnollista vaihtelua. Näyteaseman etäisyys lähimmälle ruoppauskohteelle (RK3) on vajaa 5 m. lajimäärä, kpl 9 8 7 6 5 4 3 2 1 lajimäärä MI 1998 23 25 28 3 2 1 V2 MI-indeksi yks/m 2 Äyriäisten yksilömäärä V2 Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa 12 1 8 6 4 2 12 1 8 6 4 2 1998 23 25 28 g/m 2 Kuva 15. Näyteaseman V2 pohjaeläimien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 28. 132

Näyteaseman V3 pohjan laatu on muuttunut savi-hiesu-hiekasta saveksi/savi-liejuksi vuoden 23 jälkeen. Lajimäärät ovat olleet alhaisimmillaan vuonna 25, muutokset ovat tosin olleet vähäisiä vuosien välillä. MI-indeksi on muuttunut hitaasti rehevästä kohti karua. Liejusimpukoiden määrät sekä biomassa ovat pienentyneet koko tarkkailujakson ajan tasaisesti (kuva 16). Kilkin tiheys oli alimmillaan vuonna 23, minkä jälkeen se on kasvanut. Valkokatkan määrät romahtivat vuoden 1998 jälkeen, mutta ovat palautuneet vuonna 29 vesistötöitä edeltäneelle tasolle. Valkokatkalla on havaittu luontaista kannanvaihtelua sekä pitkäaikaista syklisyyttä, joten muutokset voivat olla luontaisiakin. Vuoden 1998 jälkeen alueelta on hävinnyt lähes täysin lievää rehevyyttä ilmentävä harvasukasmato Tubifex costatus. Näyteaseman V3 läheisyydessä on ollut ruoppauskohde RK1 noin 5 m:n etäisyydellä. Kyseisellä kohteella tehtiin töitä vuonna 25. Väylätöiden vaikutuksia ei ole erotettavissa tällä tarkkailuasemalla normaaleista pohjaeliöstön muutoksista. Pohjaeliöstö on muuttunut jo ennen töitä eli vuonna 23. Toisaalta makkaramadot, karun pohjan ilmentäjälaji, on hävinnyt vuoden 23 jälkeen. lajimäärä, kpl 9 8 7 6 5 4 3 2 1 lajimäärä MI 1998 23 25 29 3 2 1 V3 MI-indeksi yks/m 2 Äyriäisten yksilömäärä V3 Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa 2 15 1 5 2 15 1 5 1998 23 25 29 g/m 2 Kuva 16. Näyteaseman V3 pohjaeläimien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 29. Vuosaaren sataman ja meriväylän alueella pohjaeläimistöä ei seurattu itse ruoppausalueilla, vaan sen lähiympäristössä. Varsinaisella ruoppausalueella pohjaeläimistö tuhoutuu lähes täydellisesti. Eläimistön toipumisen ennalleen ruoppausten jälkeen on havaittu kestävän yleensä 1 5 vuotta (Mustonen 1982, Kenny & Rees 1996, Kotta ym. 29). Häiriintyneen pohjaeläinyhteisön palautuminen tapahtuu joko toukkavaiheiden leviämisen tai aikuisten yksilöiden rekrytoinnin kautta (Bosselman 1989). Boesch & Rosenbergin (1981) mukaan makrofaunayhteisöt dynaamisissa muuttuvissa ympäristöissä (jokisuistot ja matalat vesialueet) palautuvat nopeammin ruoppauksen kaltaisen häiriön jälkeen kuin syvempien vakaampien pohjien yhteisöt. Matalien rantojen yhteisöt ovat sopeutuneet suuriin vaihteluihin lämpötilan, suolaisuuden ja sedimentin ominaisuuksien osalta (Arntz & Ruhmor 1986). Kotta ym. (29) mukaan Itämeren vaihtelevien olosuhteiden takia monet pohjaeläinlajit ovat sopeutuneet muuttuviin olosuhteisiin ja toipuvat suhteellisen nopeasti ruoppauksista erityisesti pohjaeläinyhteisöt, joissa liejusimpukka on vallitseva laji. 133

6.4.3 Läjitysalueen tarkkailu Eestiluodon eteläpuolella sijaitsevalle meriläjitysalueelle on läjitetty Vuosaaren satamasta peräisin olevia ruoppausmassoja vuoden 23 alkukesästä vuoden 28 loppusyksyyn. Suurimmillaan läjitykset olivat vuosina 24 26. Läjittämisen vaikutuksia avointen merialueiden pohjaeläimiin on tutkittu paljon (Rosenberg 1977, Wildish & Thomas 1985, Witt ym. 24, Simoninia ym. 25, Ware ym. 21). Läjitysten vaikutukset ovat vaihdelleet hyvin vähäisistä erittäin suuriin, riippuen massojen määrästä, laadusta ja rakenteesta. Keskeiset läjitysten aiheuttamat stressitekijät aiheutuvat peittävien kerrosten syntymisestä, lisääntyneestä sameudesta sekä sedimentin rakenteen ja kemiallisten ominaisuuksien muutoksista (Witt ym. 24). Tulosten tarkastelussa läjitysalueen sisällä sijaitsevat näyteasemat L1 ja L6 sekä eteläisen läjitysaluelaajennuksen reunalla sijaitseva näyteasema L3 on yhdistetty yhdeksi alueeksi, ja vastaavasti läjitysalueen ulkopuolella sijaitsevat asemat L2, L4 sekä L5 on yhdistetty (kuva 17). Läjitysalueen reunalla (etäisyys noin 5 m) sijaitseva näyteasema L3 on käyttäytynyt yhtenevästi läjitysalueen kanssa niin pohjanlaadun kuin pohjaeläimistönkin osalta. Kuva 17. Läjitysalueen sekä pohjaeläinnäyteasemien sijainnit. Läjitysalueen ympäristön (etäisyys läjitysalueeseen 6 12 m) pohjaeliöstön lajimäärät ovat pudonneet vuoden 23 jälkeen (kuva 18). Mi-indeksi on laskenut vuonna 29 kohti lievästi rehevää johtuen amerikanmonisukasmato Marenzellerian massaesiintymisestä vuonna 29. Liejusimpukoiden keskipaino on ollut suhteellisen tasainen vuotta 1998 lukuun ottamatta, jolloin se oli poikkeuksellisen alhainen. Näin kokonaisbiomassa heijastelee lähinnä liejusimpukoiden yksilömääriä vuosina 23 ja 25. Vuonna 29 liejusimpukoiden määrät putosivat verrattuna pariin edelliseen näytteenottovuoteen. Äyriäisten yksilömäärät ovat olleet alhaisimmillaan vuosina 23 ja 25. Lajisto on jonkin verran monipuolistunut ja yksilömäärät kasvaneet vuonna 29 verrattuna vuosiin 23 ja 25. Kaiken kaikkiaan läjitysalueen ympäristön pohjaeliöstön yksilömäärät ovat olleet vakaita, jos kohta alhaisia lukuun ottamatta vuoden 29 Marenzellerian massaesiintymistä. 134

12 lajimäärä MI Läjityalue, vertailu 3 Äyriäisten yksilömäärä Läjitysalue, vertailu Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa lajimäärä, kpl 8 4 2 1 MI-indeksi yks/m 2 2 15 1 1 75 5 g/m 2 5 25 1998 23 25 29 1998 23 25 29 Kuva 18. Läjitysalueen ympäristön pohjaelämien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 29. Läjitysalueen lajisto on ollut niukkaa koko tarkkailujakson ajan nousten kuitenkin vuonna 29 suurimmilleen. Vuonna 23 ei alueelta löytynyt laisinkaan pohjaeläimiä, vaan pohja oli hapetonta rikkivedylle haisevaa liejupohjaa. Mi-indeksi on ilmentänyt karun pohjan lajistoa vuoteen 29 asti, jolloin se putosi amerikanmonisukasmato Marenzellerian massaesiintymisen takia. Alueen kokonaisbiomassa on ollut erittäin alhainen vuoteen 29 asti, jolloin Marenzellerian runsas esiintyminen nosti sitä. Alueella esiintyi yksittäisiä valkokatkoja vuosina 1998 ja 25, kunnes vuonna 29 niiden määrät moninkertaistuivat. Läjitysalueen pohjaeliöstö oli vähäistä jo ennen läjitysten aloittamista vuonna 1998. Läjitysten aloittamisen jälkeen lajisto väheni entisestään. Alueen pohjaeliöstön tila kohentui kuitenkin vuonna 29 todennäköisesti läjitysten loppumisen takia. Samanlainen pohjaeliöstön kohentuminen on havaittavissa myös läjitysalueen ympäristössä vuonna 29. On todennäköistä, että läjitykset ovat vaikuttaneet myös ympäristön pohjaeliöstöön. 12 lajimäärä MI Läjitysalue 3 Äyriäisten yksilömäärä Läjitysalue Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa lajimäärä, kpl 8 4 2 1 MI-indeksi yks/m 2 2 15 1 1 75 5 g/m 2 5 25 1998 23 25 29 1998 23 25 29 Kuva 19. Läjitysalueen pohjaeläimien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 29. Vuonna 23 läjitysalueelta ei löytynyt pohjaeläimiä. 135

6.4.4 Hiekanottoalueiden tarkkailu Vuosaaren sataman rakentamiseen liittyen on hiekanottoa tehty kahdelta hiekanottoalueelta, Itä-Tontulta ja Soratontulta. Hiekanottoalueiden etäisyys on noin kaksi kilometriä. Hiekanotto käynnistyi vuonna 24, jolloin hiekkaa nostettiin Itä-Tontulta syyslokakuussa kaiken kaikkiaan 1,65 milj. m 3. Vuonna 25 hiekanotto ajoittui 14.1.25 3.1. 26 väliselle ajalle. Tällöin Soratontun hiekanottoalueelta nostettiin 2,47 milj. m 3. Myös Itä-tontulla tehtiin koenostoja vuonna 25, mutta hiekkamäärä jäi vähäiseksi,,8 milj. m 3. Vuonna 26 hiekanottoa tehtiin molemmilta hiekanottoalueilta. Soratontulta nostettiin yhteensä,78 milj. m 3 11.8. 1.9. välisenä aikana ja Itä-Tontulta 1,42 milj. m 3 9. 5.1. välisenä aikana. Vuonna 26 Soratontun hiekanottoalueen luoteiskulmassa (4 m:n syvyydessä, 1,5 m pohjasta) sijainnut sameusmittari havaitsi hiekannoston ensimmäisen viikon aikana suuria kiintoainepitoisuuksia. Itä-Tontun hiekannostoalueen ympärillä sijaitsevat näyteasemat HI1 HI2 sekä HI4 H5 (etäisyys hiekanottoalueeseen 4 1 m) on yhdistetty, ja hiekannostoalueen sisällä sijaitseva näyteasema HI3 käsitellään erillisenä. Soratontun näyteasemat HS1 HS4 (etäisyys hiekanottoalueelle 15 6 m) on kaikki yhdistetty keskenään tulosten tarkastelussa. Soratontulla ei ole näyteasemaa toimenpidealueella. Kuva 11. Itä-Tontun ja Soratontun merihiekanottoalueet sekä pohjaeläinasemien sijainti. Itä-Tontun hiekanottoalueen ympäristössä lajimäärät ovat laskeneet jonkin verran vuodesta 1998 (kuva 111). MI-indeksi on notkahtanut vuonna 27 amerikanmonisukasmato Marenzellerian massaesiintymisen takia. Vuonna 29 valkokatkojen määrä kasvoi huomattavasti ja vastaavasti Marenzellerian väheni. Muutos näkyi MI-indeksin muutoksena kohti karuja olosuhteita. 136

Pohjaeläinten kokonaisbiomassa on noussut vuoteen 27 asti liejusimpukoiden runsastumisen takia. Vuonna 1998 liejusimpukoiden keskipaino oli poikkeuksellisen alhainen verrattuna muihin tarkkailuvuosiin, mikä alensi myös kokonaisbiomassaa. Itä-Tontulla oli vuoden 25 näytteenottoon mennessä toteutettu vuoden 24 hiekanotto, ja vuoden 25 työt olivat juuri käynnistyneet. Vuonna 25 ei kuitenkaan ole havaittavissa mitään poikkeavaa verrattuna muihin vuosiin. Myöskään vuosi hiekanottojen jälkeen ei negatiivisia vaikutuksia ole havaittavissa. Itä-Tontun hiekanotolla ei näytä siis olleen havaittavissa olevaa vaikutusta ympäröivän vesialueen (4 1 m) pohjaeliöstöön. 12 lajimäärä MI 3 HI Äyriäisten yksilömäärä HI Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa lajimäärä, kpl 8 4 1998 23 25 27 29 2 1 MI-indeksi yks/m 2 3 25 2 15 1 5 1998 23 25 27 29 3 25 2 15 1 5 g/m 2 Kuva 111. Itä-Tontun hiekanottoalueen ympäristön pohjaelämien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 29. Hiekanottoalueen pohjaeläinasema HI3 sijaitsee matalammalla (25 27 m) kuin ympäristön vertailuasemat (35 47 m), joten tulokset eivät ole täysin vertailukelpoisia. Pohjan materiaali on ollut näyteasemalla luonnollisesti hiekka. Aseman lajimäärä on ollut korkeimmillaan vuonna 1998, jonka jälkeen se on pysytellyt alemmalla tasolla (kuva 112). MI-indeksi on vaihdellut lievästi rehevän ja karun välillä. Näyteaseman pohjaeläinten yksilömäärät ovat olleet korkeimmillaan vuonna 1998, minkä jälkeen ne ovat laskeneet tasaisesti. Liejusimpukoiden keskipaino on pudonnut vuodesta 25 alkaen pudottaen samalla alueen kokonaisbiomassaa. Liejusimpukan yksilömäärät ovat pudonneet seurantajakson aikana. Vuonna 25 valkokatkojen määrät putosivat rajusti, mitä ei tapahtunut hiekanottoalueen ympäristössä. Kaikkiaan valkokatkojen määrät ovat pysyneet alhaisempana hiekanoton aloittamisen jälkeen. Hiekanoton vaikutukset pohjaeliöstöön näyttävät rajoittuvan toimenpidealueelle. Hiekanottoalueen pohjaeliöstö ei ole kuitenkaan täysin toipunut lokakuussa 26 loppuneesta hiekanotosta. Edelleen vuonna 29 yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa ovat pysyneet alhaisemmalla tasolla kuin ennen hiekanottoa. Niin ikään liejusimpukan keskipaino on pysynyt alhaisena. Pääosin lajisto on kuitenkin pysynyt ennallaan lukuun ottamatta Tubifex costatus -harvasukasmadon häviämistä vuoden 23 jälkeen. 137

lajimäärä, kpl 9 8 7 6 5 4 3 2 1 lajimäärä MI 1998 23 25 27 29 3 2 1 HI3 MI-indeksi yks/m 2 Äyriäisten yksilömäärä HI3 Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa 3 25 2 15 1 5 3 25 2 15 1 5 1998 23 25 27 29 g/m 2 Kuva 112. Itä-Tontun hiekanottoalueen pohjaelämien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 28. Soratontun hiekanottoalueen pohjaeliöstön lajimäärä on kaksinkertaistunut vuodesta 1998 vuoteen 29 (kuva 113). MI-indeksi on muuttunut karusta lievästi reheväksi vuosina 27 ja 29 amerikanmonisukasmato Marenzellerian massaesiintymisten takia. Valkokatka on runsastunut alueella vuoteen 25 asti, minkä jälkeen vuonna 27 tapahtui notkahdus, joka saattaa johtua hiekanoton häiritsevästä vaikutuksesta. Valkokatkamäärät kohentuivat jälleen vuonna 29. Valkokatkojen määrän väheneminen saattaa aiheutua hiekanotosta, joka tapahtui vasta vuoden 25 näytteenoton jälkeen vuosina 25 ja 26. Soratontun hiekanottoalueen ympäristössä ei ole havaittu kuin pieniä määriä liejusimpukoita, joten myös pohjaeläinten biomassa on alhainen. 12 lajimäärä MI 3 HS Äyriäisten yksilömäärä HS Harva-, monisukasmatojen + surviaissääskien yksilömäärät Liejusimpukoiden yksilömäärä kokonaisbiomassa lajimäärä, kpl 8 4 1998 23 25 27 29 2 1 MI-indeksi yks/m 2 3 25 2 15 1 5 1998 23 25 27 29 3 25 2 15 1 5 g/m 2 Kuva 113. Soratontun hiekanottoalueen ympäristön pohjaeläimien lajimäärät, MI-indeksi, eri lajien yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa vuosina 1998 29. 138

6.4.5 Yhteenveto pohjaeläintarkkailusta Sataman lähialueen pohjaeläimistö edusti Helsingin edustan sisäsaaristolle tyypillistä lajistoa, jossa vallitsevia lajiryhmiä ovat harvasukasmadot, surviaissääsket ja liejusimpukka. Pohjaeläimistön näyteasemista kaksi sijaitsee sataman välittömässä läheisyydessä ja näillä pisteillä pohjaeläimistön tilassa on havaittavissa selviä muutoksia. Vuonna 25 havaittiin seurantajakson alhaisimpia yksilötiheyksiä ja biomassoja. Tämän jälkeen, vuoteen 28 mennessä pohjaeläimistö on kuitenkin pääosin toipunut. Toisella sataman läheisellä pisteellä pohjanlaadussa on kuitenkin tapahtunut muutoksia ja tämän takia pohjaeläimien väliset suhteet ovat hieman erilaisia. Sataman läheisellä pisteellä esiintyi suuria määriä surviaissääsken toukkia, jonka takia MI-rehevyysindeksi on muuttunut lievästi rehevästä reheväksi. Noin kahden kilometrin etäisyydellä satamasta sijaitsevalla näyteasemalla pohjaeläimistön tilassa ei ole havaittavissa merkittäviä satamatöistä aiheutuneita muutoksia. Väylätöiden seurantapisteistä yksi sijaitsi työkohteen välittömässä läheisyydessä ja kaksi muuta noin 5 m:n etäisyydellä. Väylätöiden läheisyydessä sijaitsevalla pisteellä havaittiin pohjaeläinlajiston ja yksilömäärien romahdus väylätöiden jälkeen vuonna 25. Biomassa sen sijaan kasvoi, sillä liejusimpukoiden keskikoko oli huomattavasti normaalia suurempi. Näyteasemalla oli ruoppausten jälkeen lähinnä vain vanhoja yksilöitä. Kaiken kaikkiaan yksilömäärät olivat vuoden 25 näytteissä poikkeuksellisen alhaisia. Vuoteen 28 mennessä lajisto oli kuitenkin toipunut ja tulokaslaji Marenzelleria esiintyi runsaana näytteissä. Etäämmällä väylätöistä pohjaeläimistössä tapahtuneet muutokset eivät ole erotettavissa normaaleista pohjaeläimistön muutoksista. Aineistossa on kuitenkin havaittavissa muutoksia, joilla saattaa olla yhteyttä väylätöihin. Mm. karun pohjan indikaattori makkaramato katosi vuoden 23 jälkeen ja valkokatkojen määrä romahti vuosina 23 ja 25. Nämä ovat todennäköisesti kuitenkin seurausta luontaisesta kannanvaihtelusta. Meriläjitysalueella lajisto on ollut niukkaa koko tarkkailujakson ajan. Pohjaeläimistöön ovat vaikuttaneet myös happiolosuhteet, esimerkiksi vuonna 23 alueelta ei löytynyt lainkaan pohjaeläimiä ja pohja oli rikkivedylle haisevaa liejua. Vuonna 29 pohjaeläimistön määrä lisääntyi huomattavasti ja alueella esiintyi runsaasti tulokaslaji Marenzelleriaa. Tällöin myös valkokatkojen määrät moninkertaistuivat. Muutokset läjitysalueen ympäristössä ovat olleet samansuuntaisia. Läjitykset ovatkin suurella todennäköisyydellä vaikuttaneet myös läjitysalueen ympäristöön, mikä on havaittavissa myös läjitysalueen ympäristön pohjan laadussa. Hiekanottoalueella valkokatkojen määrät tippuivat rajusti vuonna 25. Vastaavaa romahdusta ei ollut havaittavissa hiekanottoalueiden ympäristössä, lukuun ottamatta Soratontun ympäristössä havaittua taantumista vuoden 27 näytteenotossa. Myös liejusimpukoiden määrä on vähentynyt koko tarkkailujakson ajan. Pohjaeläinnäytteenoton perusteella hiekanoton merkittävät vaikutukset näyttäisivät rajoittuvan toimenpidealueelle. Edelleen vuonna 29 yksilömäärät sekä kokonaisbiomassa olivat alhaisemmalla tasolla kuin ennen hiekanottoa. Pääosin lajisto on kuitenkin pysynyt ennallaan, lukuun ottamatta Tubifex costatus -harvasukasmadon häviämistä vuoden 23 jälkeen. 139

7 KALATALOUSTARKKAILUN TULOKSET Kalataloustarkkailu-osiossa esitetyt tulokset vuosilta 23 28 perustuvat Vuosaaren satamahankkeen rakentamisen aikaisen tarkkailuohjelman toteuttamisen yhteydessä kertyneisiin tarkkailutuloksiin. Kuten edellä luvussa 1 on todettu, tarkkailun tulokset on raportoitu vuosittain Vuosaaren satamahankkeen julkaisuja -sarjassa (Niinimäki ym. 24, Vatanen & Niinimäki 25, Vatanen ym. 26, Vatanen & Haikonen 27, 28 ja 29). Seuraavassa on esitetty myös saatavilla olevat vuotta 23 edeltävät vertailukelpoiset kalataloustarkkailutulokset. 7.1 Alueen kalasto ja istutukset hankkeen aikana Vuosaaren edustan merialue edustaa sisäsaaristoa, ja siellä vallitsee sisäsaaristolle tyypillinen kalalajisto. Paikallisia, alueella ympäri vuoden esiintyviä taloudellisesti merkittäviä lajeja ovat ahven, kuha ja hauki. Muita alueelle tyypillisiä lajeja ovat ainakin särki, salakka, mutu, kuore, kiiski, kolmipiikki, kymmenpiikki, tokot, suutari sekä lahna. Lahna on yleistynyt huomattavasti alueella viime vuosina ja madekannat vastaavasti heikentyneet. Alueella viileän veden aikaan esiintyviä lajeja ovat ainakin siika, silakka, made, tuulenkala ja meritaimen. Ulompana lajisto muuttuu mereisemmäksi, jolloin mukaan tulevat kampela sekä härkäja isosimppu. Ulompana esiintyy myös sisäsaariston lajeja. Aivan uloimmassa osassa saaristoa esiintyy myös lohta. Lohenpyynnin perusteella lohi vaeltaa ulkomeren reunaalueilla kesä-elokuussa. Vuosaaren satamaan tai sen lähistölle on istutettu siikoja vuodesta 24 lähtien (taulukko 4). Istutukset on tehty kesänvanhoilla siianpoikasilla, jotka ovat olleet merikutuista niin sanottua Bengtsårin kantaa. Istutetut siianpoikaset ovat olleet istutusajankohtana syys-lokakuussa reilun kymmenen sentin pituisia ja kymmenen gramman painoisia. Vuonna 28 istutettiin lisäksi 812 kpl 2-vuotiaita siikoja, joista 499 kpl oli Carlinmerkittyjä. Siikojen lisäksi Vuosaaren sataman läheisyyteen on istutettu meritaimenen poikasia 4 5 kappaletta vuonna 27. Istutukset on tehty pääosin Vuosaaren sataman rakentamisen ja läjitysluvan kalatalousmaksuilla. Vuosaaren sataman rakentamisen kalatalousmaksu oli vuosina 23 26 11 773,15 euroa ja vuosina 27 29 12 95,47 euroa. Läjitysluvan kalatalousmaksu oli puolestaan vuosina 23 25 5 45,64 euroa ja läjitysalueen laajentamisen jälkeen 26 29 11 6, euroa. Taulukko 4. Vuosaareen ja Vartiokylänlahteen istutetut siiat vuosina 24 28 TEkeskuksen istutusrekisterin perusteella. Vuosi istutettuja siikoja, kpl 24 214 87 25 117 948 26 45 229 27 89 536 28 122 979 yhteensä 59 562 14

7.2 Kalojen kutualueet ja vastakuoriutuneiden poikasten esiintyminen 7.2.1 Silakan kutualueet ja niiden tarkkailu Silakan kutua on Vuosaaren vesialueella seurattu vuodesta 1989 lähtien (Leinikki & Oulasvirta 1989, Vesi-Hydro 1992a ja 1992b, Maa ja Vesi 1994, Oulasvirta & Leinikki 1991, 1992, 1993, 1995, 1996, 1998, 1999, Vahteri 2, Oulasvirta 21, 22a, 22b, Kinnunen & Oulasvirta 23, Kinnunen ym. 24, Kinnunen & Oulasvirta 25, Kinnunen & Oulasvirta 26, Ilmarinen & Oulasvirta 27 ja Ilmarinen & Oulasvirta 28, Ilmarinen & Oulasvirta 29). Silakan mädin etsintä ja näytteenotto on tehty levien ja muun vesikasvillisuuden keräämiseen suunnitellulla pohjaharalla tai sukeltamalla. Silakka kutee mätinsä levien ja muiden vesikasvien päälle. Mädin määrä arvioitiin silmämääräisesti suhteellisella asteikolla (liite 15). Silakan mädin näytteenottomenetelmä on kuvattu tarkemmin esimerkiksi raportissa Ilmarinen & Oulasvirta 29. Näytteenotto on eri vuosina tehty kevätkutuisen silakan kutuaikana huhti-heinäkuussa noin viikon välein. Silakan mätiä on etsitty kuvassa 114 esitetyltä alueelta, ja näytteenottopisteiden määrä on vaihdellut vuosien välillä. Tutkimusalue jaettiin tätä raporttia varten aiemmasta poiketen (vrt. esim. Ilmarinen & Oulasvirta 29) osa-alueisiin saaristovyöhykkeiden mukaisesti: sisäsaaristoon, keskisaaristoon, ulkosaaristoon ja merivyöhykkeeseen. Sisä- ja keskisaaristo ovat Vuosaaren sataman ja sinne johtavan laivaväylän rakentamisen vaikutusaluetta (osa B-pisteistä), ulkosaaristo puolestaan laivaväylän rakentamisen vaikutusaluetta (osa B-pisteistä ja pohjoiset A-pisteet) ja merivyöhyke merihiekan noston ja läjityksen vaikutusaluetta (eteläisimmät A-pisteet) (kuva 114 ja taulukko 5a d). Lisäksi sisäsaaristossa oli ns. C-pisteitä, jotka toimivat B- pisteiden vertailupisteinä. Tutkimusmenetelmät ja tutkimusalueet eri vuosina on kuvattu tarkemmin vuosiraporteissa. Vuosien 1989 1995 silakan kutuun liittyvistä selvityksistä laadittiin yhteenvetoraportti vuonna 1995 (Oulasvirta & Leinikki 1995), ja vuosien 1996 21 selvityksistä vastaava raportti vuonna 22 (Oulasvirta 22b). Kutupaikkoja on eri vuosina tehdyissä tutkimuksissa löydetty yhteensä 51 kpl (kuva 114). Kutupaikkojen lukumäärä on hiekan noston ja läjityksen alettua 199-luvulla Eestiluodon ympäristössä selvästi vähentynyt (taulukko 5c). Vertailuaineiston puuttumisen vuoksi kudun heikkenemisen yhteyttä hiekan nostoon tai läjitykseen ei kuitenkaan voitu varmasti osoittaa, ja kudun väheneminen voi johtua myös muista tekijöistä. Vuonna 22 silakan kutu Vuosaaren vesillä osoitti selviä elpymisen merkkejä sekä löydetyn mädin määrän että kutupaikkojen lukumäärän osalta (Kinnunen & Oulasvirta 23), ja 23 kutua löytyi poikkeuksellisen runsaasti lähes koko tutkimusalueelta (Kinnunen ym. 24) (taulukko 5a d). Vuonna 24 kutu kuitenkin alkoi vähentyä jälleen (Kinnunen & Oulasvirta 25) ollen vuonna 25 alhaisimmillaan sitten sataman rakentamisen. Vain viideltä paikalta sisäsaaristosta ja yhdeltä paikalta keskisaaristosta löytyi kutua (Kinnunen & Oulasvirta 26). Vuonna 26 kutupaikkojen määrä hieman kasvoi: kutua löytyi 11 paikalta, ja kudun määrä oli runsaampi verrattuna muutamaan aiempaan vuoteen (Ilmarinen & Oulasvirta 27). Vuonna 27 kutupaikkojen määrä laski edellisestä vuodesta kahdeksaan, ja myös kudun määrä oli alhaisempi (Ilmarinen & Oulasvirta 28). Vuonna 28 kutua havaittiin kymmeneltä paikalta, ja kutu keskittyi aiempien vuosien tapaan sisäsaariston sataman läheisille ja vertailualueella oleville kutupaikoille (Ilmarinen & Oulasvirta 29). Silakan kutu alkoi tutkimusjakson 1989 28 aikana huhti-toukokuussa sisäsaariston kutupaikoilta meriveden lämpötilan noustua noin 7 1 ºC asteeseen. Silakan kutu jatkui keskimäärin kesä-heinäkuun vaihteeseen. Silakan mädin keskimääräinen kuolleisuus koko tutkimusalueella oli vuosina 1989 22 6,5 % ja vuosina 23 28 6,7 % (taulukko 6). 141

Kuva 114. Silakan kutualueet vuosina 1989 28. Osa-alueet: S=sisäsaaristo, K=keskisaaristo, U=ulkosaaristo ja M=merivyöhyke. 142

Taulukko 5a-d. Silakan kudun esiintyminen vuosina 1989 28 eri saaristovyöhykkeillä. Mikäli kutuhavainto on merkitty sulkeilla, on mätimäärä ollut hyvin pieni. Tämä saattaa johtua vähäisestä kudusta tai mädin poishuuhtoutumisesta ennen näytteenottohetkeä. Paikkakoodit viittaavat kuvaan 114. Taulukon selitykset: + kutua löydetty (+) kutua löydetty, mutta sen määrä on ollut hyvin pieni - kutua ei löydetty * paikkaa ei tutkittu kyseisenä vuonna? raportista ei käy selville onko paikka tutkittu Taulukko 5a. Silakan kutu eri vuosina sisäsaariston seuranta-alueella (B-pisteet) ja vertailualueella (C-pisteet). Paikka Nimi 1989 199 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2 21 22 23 24 25 26 27 28 B1 Inre Krokholmen * * * + + * - * - - - - - - + - - - - (+) 15 4 B2 Fästningen * * * + (+) - + * - + - - + (+) + - - + - (+) 16 9 B3 Fästningen NE kivi * * *? * * + * - - - - - - (+) - - - - (+) 14 3 B4 Eternaholmen * * *? * * + * - - - - - + + - - - - - 14 3 B5 Granö N * * * + - * - * - - - - - - - - - - - - 15 1 B6 Matosaari * * *? * * + * - - - + + + + + + - (+) (+) 14 9 B7 Kalkkisaari * * *? * * + * - - - (+) - - - - - - + (+) 14 4 B8 Käringsholmen * * *? + * + * + + - + + + + + (+) + - - 15 11 Käringsholmen E B9 luoto * * *? * * + + - - - - - (+) + + (+) - (+) (+) 15 8 B1 Mölandet N * * * (+) + * + * - - + - - (+) + - - - - - 15 6 B11 Mölandet S * * * (+) - * + * - - - - + (+) + + - + (+) - 15 8 B12 Tobben * * * + - * - * - - - - - - (+) - - - - - 15 2 C4 Eternaholmen S * * * * * * * + - - - - - + + - - + - - 13 4 C5 Linholmstratet * * * * * * * + + - - - - + + + + (+) - + 13 8 C6 Linholmen SE saari * * * * * * * + + + - (+) + + + + (+) (+) + + 13 12 C7 Stenholmen * * * * * * * + - - - - - (+) + - - + - (+) 13 5 C8 Alören * * * * * * * + + + + - - + (+) (+) (+) + (+) + 13 11 Yht. tutkittu 6 7 1 12 6 17 17 17 17 17 17 17 17 17 17 17 17 Yht. löydetty 6 4 9 6 4 4 2 4 5 12 15 7 6 8 6 1 143 Yht. tutkittu Yht. löydetty

Taulukko 5b. Silakan kutu eri vuosina keskisaariston seuranta-alueella (B-pisteet) ja vertailualueella (C-pisteet). Paikka Nimi 1989 199 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2 21 22 23 24 25 26 27 28 B13 Malören * * *? * * (+) * - - - - - (+) - - - - (+) - 14 3 B14 Skogsholmen N * * * (+) - * - * - - - - - - - - - - - - 15 1 B15 Skogsholmen S * * * (+) - * - * - - - - - + - - - - - - 15 2 B16 Krokholmen * * * (+) - - (+) * - - - - - + - - - - - - 16 3 B17 Krokholmen W matala * * *? * * + * - - - - - - (+) - - - - - 14 2 B18 Skatanniemi * * *? * * (+) * - - - - - + - - - - - - 14 2 B19 Kajutöarna * * *? * - (+) * - - - - - - - - - - - - 15 1 B2 Musta Hevonen * * * (+) (+) * (+) * + - - - - + - - - - - - 15 5 B21 Kumminhället * * *? * - (+) * - - - - - + - - - - - - 15 2 B22 Tiirapaasi * * * + + (+) - * + - - + + + + - (+) - - - 16 9 C1 Furuholmen * * * * * (+) + (+) - (+) - - - - + - - + - - 15 6 C2 Träskören * * * * * (+) + - - - - - - - + - - - - - 15 3 C3 Träskören E luoto * * * * * * + - - - - - - - + - - (+) (+) - 14 4 C9 Träskören E-luoto * * * * * * * + - - - (+) - (+) + - - - - - 13 4 Yht. tutkittu 5 5 6 13 4 14 14 14 14 14 14 14 14 14 14 14 14 Yht. löydetty 5 2 3 1 2 2 1 2 1 8 6 1 2 2 Yht. tutkittu Yht. löydetty 144

Taulukko 5c. Silakan kutu eri vuosina ulkosaariston seuranta-alueella (A-pisteet). Paikka Nimi 1989 199 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2 21 22 23 24 25 26 27 28 A1 Tupsu + - - - - * - * + - - - - - + - - - - - 18 3 A2 Itä Villinki + - - - - * - * - - - - - + (+) - - - - - 18 3 A3 Svartkubben - - -? * (+) - * - - - - - - - - - - - - 19 1 A4 Långratan - + - - - - - * - - - - - - - - - - - - 19 1 A5 Märäskrin + + - - - (+) - * - - - - - - (+) - - - - - 19 4 A6 Märäskrin S matala + - - - - * - * - - - - - - - - - - - - 18 1 A7 Västra Rödhällen + - - (+) - + - * - - - - - - - - - - - - 19 3 A8 Östra Rödhällen - + - - - - - * - - - - - - - - - - - - 19 1 A9 Kuiva Hevonen S + + - - - * - * - - - - - - - - - - - - 18 2 A1 Torrahästkobbarna + + - - - * - * - - - - - - - - - - - - 18 2 A11 Pölsarn + + - - + * - * - - - - - - - - - - - - 18 3 A12 Hansholmen + + - (+) (+) (+) - * - - - - - - - - - - - - 19 5 A13 Hansholmsklippan + + - + + - - * - - - - - - - - - - - - 19 4 A14 Kutuhällen N - - - - - (+) - * - - - - - - - - - - - - 19 1 A15 Kutuhällen E - + - - - * - * - - - - - - - - - - - - 18 1 Yht. tutkittu 15 15 15 14 14 8 15 15 15 15 15 15 15 15 15 15 15 15 15 Yht.löydetty 1 9 3 3 4 1 1 3 Yht. tutkittu Yht. löydetty 145

Taulukko 5d. Silakan kutu eri vuosina merivyöhykkeen seuranta-alueella (A-pisteet). Paikka Nimi 1989 199 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2 21 22 23 24 25 26 27 28 A16 Itä-Toukki - + + - - + + * - - - - - - - - - - - - 19 4 A17 Möllarn - + + - - * - * - - - - - - + - - - - - 18 3 A18 Lökhällen - + + - - * - * - - - - - - - - - - - - 18 2 A19 Lökhällen - - - - - (+) - * - - - - - + + - - - - - 19 3 A2 Länsi-Toukki * * * * * * * * + * * * * * (+) - - - - - 6 1 Yht. tutkittu 4 4 4 4 4 2 4 5 4 4 4 4 4 5 5 5 5 5 5 Yht.löydetty 3 3 2 1 1 1 3 Yht. tutkittu Yht. löydetty 146

Taulukko 6. Näytteissä ollut mädin keskimääräinen kuolleisuus (M %) 1989 28 kaikki kutualueet. Vuosi M % 1989 1995 4 13 1996 3,7 1997 7,6 1998 6,2 1999 6,6 2 6,2 21 4,3 22 6,6 23 1,2 24 8,7 25 3,6 26 13,3 27 1 28 3,6 Seuraavassa on tarkasteltu Vuosaaren sataman rakentamisen aikaisia vaikutuksia silakan kutuun sataman lähialueella, väylän alueella, läjitysalueella sekä hiekanottoalueella. 7.2.1.1 Sataman töiden tarkkailu Vuosi 24 oli ensimmäinen tutkimusvuosi, jolloin sataman rakennustöillä on voinut olla vaikutuksia silakan kutuun alueella. Verrattuna edellisiin vuosiin kutu oli tällöin vähäistä (Kinnunen & Oulasvirta 25). Havaitut kutupaikat olivat kuitenkin satamatyömaan läheisyydessä, ja kutu oli vuosina 23 24 runsaampaa sataman läheisillä kutupaikoilla kuin vertailualueella (kuva 115), joten sataman rakennustöiden vaikutusta heikkoon kutuun ei voitu osoittaa. Vuosina 25 ja 26 silakan kutu oli vielä vähäisempää kuin 24 keskittyen edelleen sisäsaaristoon sekä sataman läheisille että Sipoon vertailualueella oleville kutupaikoille (Kinnunen & Oulasvirta 26, Ilmarinen & Oulasvirta 27). Vuonna 26 sataman läheisillä kutupaikoilla kutu oli selvästi vähäisempää kuin vertailualueella (kuva 115) eikä pidemmälle kehittyneitä alkioita löytynyt lainkaan sataman lähipaikoilta (Ilmarinen & Oulasvirta 27). Kyseiset sataman läheiset paikat ovat vakiopaikkoja, joilla kutua on seurantavuosien aikana todettu säännöllisimmin tapahtuvan, mutta myös ennen sataman rakentamista on ollut kuduttomia vuosia (taulukko 5a). Vuosina 27 28 silakka kuti edelleen sataman läheisillä kutupaikoilla, mutta pitkälle kehittynyttä kutua ei vuonna 27 havaittu lainkaan ja vuonna 28 sitä löydettiin vain yhdeltä paikalta (Kalkkisaari B7). Se, että vanhempia alkion kehitysvaiheita ei löydetty, johtuu luultavasti siitä, että mäti huuhtoutui pois kutupohjilta ennen kuoriutumisvaihetta. Silakka ei myöskään kutenut 27 28 lainkaan Käringsholmenin (B8) havaintopaikalle, joka on seurannan alusta lähtien ollut säännöllisimmin käytössä ollut kuturanta (taulukko 5a). Niinä vuosina, kun seurantaa on tehty, silakan kutua on löytynyt Käringsholmenin ympäristöstä vuosittain 1993 26, lukuun ottamatta vuotta 1999. Kudetun mädin määrää arvioitiin tässä tutkimuksessa vain silmämääräisesti suhteellisella asteikolla. Näin arvioiden mädin määrissä nähdään selvä väheneminen vuoden 24 jälkeen sataman läheisillä kutupaikoilla neljänä peräkkäisenä tutkimusvuonna 25 28 (kuva 115). On kuitenkin huomioitava, että myös vuonna 22 mädin määrä oli alhainen. Kudetun mädin määrä oli vuosina 26 ja 28 sataman läheisillä kuturan- 147

noilla vähäisempää vertailualueeseen nähden. Toisaalta vuosina 23 24 mädin määrä oli sen sijaan korkeampi sataman lähellä kuin vertailualueella, kun taas vuosina 25 ja 27 mädin määrissä ei ollut alueiden välisiä eroja, vaan kutu oli vähäistä kaikilla tutkimuspaikoilla. 3 2,5 Sataman lähialue Vertailualue 2 Mädin runsaus 1,5 1,5 22 23 24 25 26 27 28 Vuosi Kuva 115. Mädin runsausluokkien summien keskiarvo sataman lähialueella ja vertailualueella vuosina 22 28. Mukana vuosien aikana yleisimmin käytetyt kuturannat, sataman lähialueella paikat B6 B1 (5 paikkaa) ja vertailualueella paikat C4 C8 (5 paikkaa). Vuosaaren satamassa on tehty ruoppaus- ja muita vesistötöitä myös kevätaikaan. Ruoppausmäärä silakan kutuaikaan huhti-heinäkuussa oli suurimmillaan vuonna 24 ja alhaisimmillaan 27 (kuva 116). Vuonna 24, jolloin sataman ruoppaukset silakan kutuaikaan olivat suurimmillaan, silakan kutu onnistui sataman lähialueilla vielä hyvin, joka näkyy kudetun mädin määrissä (kuva 115). Vuosina 25 28 ruoppaukset olivat vähäisempiä, mutta suuruudeltaan kuitenkin huomattavia. Saman jakson aikana silakan kudun määrä väheni selvästi (kuva 115). Sataman rakennustyöt ovat aiheuttaneet lähialueella voimakasta samennusta 24 ja 25, erityisesti imuruoppauksen ja merihiekan purkamisen aikoina (kuva 117). Satama-alue oli eristettynä silttiverholla avovesikaudella 25 loppusyksyä lukuunottamatta. Huolimatta verhon sameutta pidättävästä vaikutuksesta samennus ja sedimentaatio lisääntyivät yleisesti ottaen sataman läheisellä alueella jo vuodesta 23 lähtien. Mittaustuloksiin perustuvan asiantuntija-arvion (Luode Consulting Oy) mukaan Vuosaaren sataman kasvukauden aikaisten ruoppausten aiheuttama samennus vesipatsaan pintakerroksessa ei olisi ulottunut sataman koillispuolisille silakan kutualueille (kuva 117). Kasvillisuuden sukellustutkimusten yhteydessä on kuitenkin havaittu vuosina 23 26 selvää veden samentumista sekä runsaasti sedimenttiä kasvillisuuden päällä. Etenkin vuonna 26 sekä sukellushavaintojen että sameuskartoitusten mukaan samennusta havaittiin ajoittain laajalla alueella sataman lähellä (kuva 117). Helsingin energian vedenoton yhteydessä tehdyn jatkuvatoimisen veden sameusmittauksen perusteella vuonna 26 veden sameusarvot olivat silakan kutuaikana jatkuvasti yli 1 NTU-yksikön rajan ja pitkiä aikoja yli 2 NTU-yksikköä. NTU-yksiköt vastaavat karkeasti mg/l kiintoainepitoisuutta. Myös silakan sisäsaariston kutupaikkojen lähialueella tehtyjen sedimentaatiomittausten perusteella sedimentaatio vuonna 26 oli noin kolminkertaista muihin vuosiin verrattuna. Leväkasvillisuuden päällä ruoppauksista peräisin oleva sedimentti on saattanut estää silakoita kutemasta tai estänyt mätimunia takertumasta leviin. 148

14 12 Ruoppausmäärä (m3 ktr) 1 8 6 4 2 23 24 25 26 27 28 Vuosi Kuva 116. Ruoppaukset Vuosaaren satamassa silakan kudun aikaan huhti-heinäkuussa vuosina 23 28. Vuonna 27 ruopattiin 17 m 3 ktr. Mädin kuolleisuus sataman lähialueella (pisteet B6 B11) oli tutkimusjakson aikana keskimäärin 6,2 % ja vertailualueella (C-pisteet) puolestaan 1,3 %. Mädin kuolleisuus on sataman lähialueella ollut tutkimusjakson ajan alhainen, kun taas vertailualueella kuolleisuus on vaihdellut eri vuosina paljon (kuva 118). Silakan kutua käsittelevien tutkimusten mukaan mädin kuolleisuus vaihtelee,2 31 %:n välillä (Rannak 1971, Biester ym. 1979, Ojaveer 1981, Rajasilta ym. 1986, Oulasvirta ym. 1985, 1987, Oulasvirta & Lehtonen 1988, Oulasvirta 199). Kuolleisuusluvuista selviää vain näytteissä olleiden kuolleiden munien osuus. Todellinen mädin kuolleisuus on predaation ja mädin poishuuhtoutumisen johdosta aina suurempi kuin näytteissä havaittu kuolleiden munien määrä (Oulasvirta ym. 1985). Kuolleiden munien osuuteen näytteessä vaikuttaa myös mädin ikä: mitä nuorempaa mäti on, sitä vähemmän mädistä on todennäköisesti ehtinyt kuolla. Sataman lähialueella löydettiin vuonna 27 vain alkuvaiheen mätiä, ja mätimunien epäiltiin irtoavan kasvillisuuden pinnalta ennen kuin ne ehtivät kehittyä pidemmälle. Mädin poishuuhtoutuminen levistä voi olla runsasta, etenkin jos levien pinnalla on runsaasti irtonaista sedimenttiä, mikä heikentää mädin takertuvuutta leviin. Vuonna 28 pitkälle kehittynyttä kutua löydettiin vain yhdeltä sataman läheiseltä paikalta. Vertailualueella havaittiin myös runsaasti sedimenttiä kasvien pinnalla, mutta siellä silakan kutu kehittyi viimeisiin vaiheisiin asti. Syynä voi olla vertailualueen paikkojen suojaisuus verrattuna sataman läheisiin paikkoihin, jolloin aallokko ei pääse huuhtomaan mätimunia rakkolevän pinnalta, vaikka ne olisivat huonosti kiinnittyneitä. Sataman ruoppaustöistä peräisin oleva kiintoaines voi olla myös tyypiltään sellaista, että se estää mätimunia takertumasta kunnolla alustaansa ja on lisännyt siten mädin poishuuhtoutumista lähikutupaikoilla. Näin ollen satamatöillä on saattanut olla mädin kuolleisuutta lisäävä vaikutus, vaikka tämä ei näkyisikään näytteistä lasketussa kuolleisuusprosentissa. 149

23 24 25 26 27 Kuva 117. Mittaustuloksiin perustuva asiantuntija-arvio (Luode Consulting Oy) sameusvaikutuksien voimakkuudesta ja esiintymistiheydestä vesipatsaan pintakerroksessa kesä-, heinä- ja elokuussa 23 27 satama-alueella ja sen lähiympäristössä. Punaisella merkityllä alueella sameusvaikutukset olivat voimakkaita. Keltaisella merkityllä alueella havaittiin säännöllisesti vesistötöistä aiheutuvia lievempiä sameusvaikutuksia, ja vihreällä alueella havaittiin yksittäisiä satunnaisia sameusvaikutuksia. 15

Mädin poishuuhtoutuminen kutualustaltaan ei ole uusi ilmiö. Silakan kutuaikoina saaristossa tavataan yleisesti rantaan ajautuneita silakan mätimunia, ajoittain jopa massoittain, kuten Porin edustalla 1973 (Sandberg 1973). Tammisaaren saaristossa 1982 Oulasvirran ym. (1985) tekemissä tutkimuksissa arvioitiin 14 28 % mätimunista irtoavan kutupohjilta. Osan mädistä todettiin tällöin vajonneen rantavesistä kutualueen syvempiin osiin. Mädin poishuuhtoutumisen on huomattu kuitenkin selvästi lisääntyneen viime vuosikymmeninä. Esimerkiksi Turun saaristossa Airistolla mädin huuhtoutuminen on Vahteri & Vuorinen (21) mukaan ollut erityisen voimakasta vuoden 1998 jälkeen. Airistolla jopa 9 % mädistä arvioitiin huuhtoutuvan pois ennen kuoriutumista (Vahteri & Vuorinen 21). On mahdollista, että Vuosaaren satamatyömaan läheisillä kutupohjilla mädin poishuuhtoutuminen on ollut ainakin ajoittain esimerkiksi vuonna 27, jolloin ei havaittu lainkaan pitkälle kehittynyttä kutua vähintään samaa luokkaa. Airiston tutkimukset ovat liittyneet Airiston sataman ruoppauksiin, ja mädin poishuuhtoutumisen on epäilty johtuvan osittain juuri ruoppausmassojen läjityksien aiheuttamasta sedimentaatiosta sekä laivaliikenteen aiheuttamista virtauksista ja aallokosta (Vahteri & Vuorinen 21). Airistolla tutkittiin laivaliikenteen aiheuttamia voimakkaita virtauksia keväällä 2 (Rytkönen ym. 2). Näytteenottopaikat olivat yli 5 metrin päässä laivaväylistä, ja veden syvyys oli yli viisi metriä. Veden kiintoaineksen määrä tutkituilla kuturannoilla kasvoi alusten ohitustilanteissa jopa yli kaksinkertaiseksi Pohjois-Airiston keskimääräisiin pitoisuuksiin verrattuna. Suurimmat kiintoainespiikit olivat lyhytaikaisia, mutta ylittivät vesi- ja ympäristöhallituksen laatuluokan II (8 mg/l) lukuisia kertoja päivässä. Kutualustaltaan irronneesta mädistä ei tiettävästi ole tutkimuksia, mutta arvattavasti suurin osa irtoavasta mädistä kuolee rantaan ajautumisen tai pohjalle vajoamisen seurauksena. Poishuuhtoutunut mäti vajoaa syvempiin vesikerroksiin, missä se saattaa altistua esimerkiksi hapettomuudelle ja syvemmällä kasvavien levien ympäristöönsä erittämille myrkyille (nk. allelopathy-ilmiö) (Rajasilta ym. 26). Leviin takertuvan mädin kuolleisuuden on havaittu olevan korkea erityisesti ruskoleviin kuuluvien pilvi- ja lettiruskolevän sekä punaleviin kuuluvan haarukkalevän pinnalla (Rajasilta ym. 26). Mädin poishuuhtoutumisen vuoksi kuolleiden munien määrä näytteissä ei siten anna mädin kuolleisuudesta todellista kuvaa. 151

3 25 Mädin kuolleisuus (%) 2 15 1 Sataman lähipisteet B6- B11 Vertailualue 5 23 24 25 26 27 28 Vuosi Kuva 118. Näytteissä ollut mädin keskimääräinen kuolleisuus (M %) sataman lähialueella (pisteet B6 B11) ja vertailualueella (C-pisteet) vuosina 23 28. Sisäsaariston kutupaikat nykyisen satamatyömaan läheisyydessä sekä vertailualueella ovat niitä, joissa kutua on tutkimusjakson 1989 28 aikana ollut säännöllisimmin. Intensiivisistä satamaruoppauksista huolimatta silakka nousi edelleen vuosina 23 28 kudulle näille samoille paikoille. Vertailualueella kutu onnistui vuosina 26 ja 28 hyvin, kun taas sataman lähialueella kutu ei ole ollut runsasta kertaakaan sitten vuoden 24 (kuva 115). Kudun puuttuminen vuosina 27 28 Käringsholmenilta ja sen yleinen heikkeneminen sataman läheisillä paikoilla 25 27 antaa viitteitä siitä, että satamatöillä oli haitallinen vaikutus kutuun. Silakan kudun heikkeneminen sisäsaaristossa 25 27 lienee kuitenkin monen tekijän summa. Mahdollisia kutua vähentäviä tekijöitä olivat satamatöistä johtuva samea vesi, joka saattoi karkottaa silakan kutuparvia alueelta, sekä satama- ja väylätöiden aiheuttama melu tutkimusalueella. Väylätyömaan ympäristössä porauksen ja räjäytysten aiheuttamat äänet kantautuvat kauas veden alla. Runsas sedimentoituminen alkukesällä rakkolevän lisääntymisaikana voi estää uusien levän taimien kiinnittymisen pohjaan (Berger ym. 23, Isæus 24). Myös mädin poishuuhtoutuminen kasvillisuuden päältä liittyy todennäköisesti sedimentaation lisääntymiseen ja rehevöitymiseen. Korkeampien ravinnepitoisuuksien aikaansaama planktonlevien lisääntyminen ja kiintoainesmäärän kasvu aiheuttavat veden samenemista ja edelleen lisääntyvää sedimentaatiota. Veden samenemisen seurauksena vesikasvit eivät menesty enää yhtä syvällä kuin ennen, mikä on johtanut kasvillisuusvyöhykkeiden kaventumiseen etenkin sataman lähimmillä rannoilla Lilla Bastössa ja Käringsholmenissa. Kasvillisuusvyöhykkeen kaventumisen myötä silakan kudulle sopivan pohjan pinta-ala pienenee (Oulasvirta ym. 1985). Kalat joutuvat myös kutemaan entistä matalammalle, jolloin mäti altistuu enemmän aallokolle. Mikäli kasvillisuuden päällä on vielä kiintoainetta, joka heikentää mädin takertumista kasviin, aiheuttaa tämä yhdessä aallokon ravistelun kanssa mädin irtoamisen ja poishuuhtoutumisen kutupaikalta. Tulosten perusteella voidaan pitää mahdollisena, että sataman rakentamisella on ollut negatiivinen vaikutus silakan kudun onnistumiseen sataman läheisillä kutupaikoilla. On 152

myös mahdollista, että sataman toiminnan aikana silakan kutu kokonaan lakkaa perinteisillä kutupaikoilla Käringsholmenissa ja sen ympäristössä. Silakan kudun onnistumista Vuosaaren sataman lähellä olisi syytä seurata jatkossakin, jotta nähdään onko muutos silakan perinteisten kutupaikkojen heikkenemisen osalta pysyvä. Osittain kudun heikkeneminen voi selittyä koko Itämeren silakkakannan heikentymisellä. Itämeren silakkasaalis on pienentynyt 198-luvun alun runsaasta 3 tonnista noin 51 % (Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitos 28). Kannan yksilömäärä on pysynyt biomassan pienenemisestä huolimatta suhteellisen tasaisena, ja se on nykyisin suunnilleen vuosien 1982 1996 tasolla. Silakoiden kasvu hidastui merkittävästi 198-luvun puolivälistä alkaen, minkä katsotaan johtuneen heikentyneestä ravintotilanteesta. Vuoden 1997 jälkeen kasvu parani hieman, mutta heikentyi jälleen vuonna 24. Pitkään heikentynyt kutevan kannan biomassa eli yhteispaino on osoittanut elpymisen merkkejä viime vuosina, vaikkakin se on edelleen alle puolet vuoden 1974 tasosta. Silakan lisääntyminen on ollut vuosina 1987 27 pääsääntöisesti keskimääräistä heikompaa. Silakan lisääntyminen oli vuoden 22 edullisissa olosuhteissa hyvä, ja silloin syntyi suurin vuosiluokka sitten vuoden 1984 (Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitos 28). Myös Vuosaaren edustan merialueella silakan kutu onnistui vuosina 22 ja 23 paremmin kuin monena aiempana vuotena. RKTL:n mukaan ennuste kutukannan kehityksestä tulevaisuudessa on riippuvainen luonnollisen kuolevuuden tasosta (turskakannan koosta riippuva predaatio) ja silakoiden kasvusta. 7.2.1.2 Väylätöiden seuranta Silakan kutu väylän läheisyydessä keskija ulkosaaristossa on ollut heikkoa koko tutkimusjakson 23 28 ajan (taulukko 5b c). Viimeksi kutua havaittiin keskisaariston eteläosissa runsaasti vuonna 22 ja ulkosaariston pohjoisosissa vuonna 1994. Keskisaaristossa kutua havaittiin laivaväylän varrella vähäisiä määriä vuonna 23 kolmella paikalla (B12, B17 ja B22). Vuonna 25 väylän läheisistä kutupaikoista kutua havaittiin yhdellä paikalla (B22) ja vuonna 27 niin ikään yhdellä paikalla (B13) (kuva 114 ja taulukko 5b). Kaiken kaikkiaan heikoimmin kutu onnistui vuosina 24 ja 28: koko keskisaariston seuranta- ja vertailualueelta ei löytynyt lainkaan kutua. Ulkosaaristossa kutua havaittiin vähäisiä määriä vuonna 23 Tupsulla (A1), Itä Villingissä (A2) ja Märaskrinillä (A5) (kuva 114 ja taulukko 5c). Väylän rakentamisen yhteydessä tehtiin räjäytyksiä silakan kutuaikana keväällä 24 ja 25. Kyseisinä vuosina silakka ei kutenut lainkaan väylän lähimmillä kutupaikoilla. Vedenalaisten äänien onkin havaittu vaikuttavan kaloihin voimakkaasti (Andersson 211). Räjäytyksien kalaparvia karkottava vaikutus voi ulottua jopa useiden kilometrien etäisyydelle työkohteesta. On mahdollista, että räjäytyksillä on ollut vaikutusta vuosien 24 ja 25 kudun heikkoon onnistumiseen seuranta-alueen lisäksi myös vertailualueella, mistä ei em. vuosina löytynyt kutua. On kuitenkin huomioitava, että myös ennen väylätöiden aloittamista on ollut vuosia, jolloin kutu on ollut erittäin heikkoa keskisaariston seuranta- ja vertailualueella, joten kudun vähäisyys voi selittyä osittain myös luontaisilla tekijöillä. 7.2.1.3 Hiekanotto- ja läjitysalueen seuranta Merivyöhykkeellä silakan kutu väheni huomattavasti jo 199-luvun alussa, eikä kutua ole sen jälkeen tapahtunut kuin muutamalla paikalla. Viimeksi kutua havaittiin 23 kolmelta paikalta (A17, A19 ja A2) (kuva 114 ja taulukko 5d). Vuosina 24 28 kutua ei tavattu lainkaan koko A-alueelta. Merihiekkaa ei nostettu minään vuonna silakan kutuaikaan. 153

Vuosaaren satamasta peräisin olevien massojen läjityksellä ja merihiekannostolla ei havaittu olevan vaikutusta silakan kutuun merivyöhykkeellä. 7.2.2 Muiden lajien tiedossa olevat kutualueet Sisäsaariston ruovikot ovat monelle kalalajille tärkeitä lisääntymisalueita. Suojaisia ruovikoita on Vuosaaren sataman ympäristössä runsaasti. Ruovikoista riippuvaisia lajeja ovat mm. hauki, ahven, lahna sekä monet muut särkikalat. Ruovikkorantojen läheisyydessä hieman syvemmässä vedessä kutevat made sekä kuha. Ammattikalastajat ovatkin ilmoittaneet näiden lajien lisääntymispaikoiksi alueella sijaitsevat merenlahdet (kuva 119). Nämä ruovikot ovat myös tärkeitä poikasalueita monien lajien eri-ikäisille poikasille. Tällainen ruovikkoranta, joka lämpenee keväällä nopeasti muodostaen kalojen mädille ja poikasille otolliset kehittymisolosuhteet, on mm. Porvarinlahti. Kaloille soveliasta lisääntymisruovikkoa on myös ainakin Granön länsipuolella. Hieman ulompana kutevat talouskaloista ainakin silakka sekä syyskutuinen, meressä lisääntyvä siika. Silakan lisääntymistä on käsitelty tarkemmin luvussa 7.2.1. Karisiian lisääntymisen laajuudesta tai onnistumisesta ei ole tietoa. Ammattikalastajien mukaan se kuitenkin kutee alueella. Siian kutua on yritetty etsiä useita kertoja Vuosaaren sataman tarkkailun yhteydessä (mm. Vatanen & Niinimäki 25). Poikasten esiintymistä on puolestaan selvitetty kertaalleen sataman tarkkailun yhteydessä. Kummallakaan kerralla ei mätiä tai poikasia löytynyt. Poikasselvitys tehtiin vain kertaalleen ja on mahdollista, että selvitysvuosi edusti heikkoa poikasvuotta, jolloin todennäköisyys tavoittaa poikasia on erittäin pieni. Kuitenkin viimeaikaiset selvitykset ovat osoittaneet, että Suomenlahdella siika kutee, ja vastakuoriutuneita poikasia löydetään (Pöyry 29). Kuva 119. Ammattikalastajien ilmoittamat kalojen kutualueet Vuosaaren sataman ympäristössä. Kartta on suuntaa antava, eikä siinä ole esitetty kaikkia alueen kutualueita. 154

7.2.3 Vastakuoriutuneiden poikasten esiintyminen Poikasnuottaus antaa pääasiassa tietoa eri kalalajien lisääntymisen onnistumisesta sekä alueen soveltuvuudesta eri lajien pienpoikasille. Poikasnuottauksen kohteena ovat kevätkutuisten kalalajien vastakuoriutuneet + -ikäiset poikaset. Osa + -poikasista saattaa olla ajautunut nuottauspaikalle pitkänkin matkan päästä, eivätkä ne siten ole välttämättä kuoriutuneet nuottauspaikan läheisyydessä. Poikasnuottausmenetelmään sisältyy runsaasti epävarmuustekijöitä liittyen lähinnä luonnonolosuhteisiin, kuten tuuliolosuhteisiin, merivirtoihin sekä kalojen liikkeisiin. Joidenkin lajien poikaset (mm. siika) ovat saattaneet jo vaeltaa syvempiin vesiin poikasnuottauksen aikaan, eivätkä näin ollen näy nuottasaaliissa. Epävarmuutta lisää nuottauspaikkojen vaihtuminen vuosien välillä sekä nuottauspaikkojen habitaattien erilaisuus. Vuosaaren edustalla on vedetty poikasnuottaa vuosina 1991 28. Vuosina 1991 2 nuotattiin viidellä eri nuottausasemalla. Osa näistä nuottauspaikoista jäi kuitenkin Vuosaaren satamatyömaan ja yksi myös Vuosaarenlahden pienvenesataman alle. Vuosina 23 27 poikasnuottauksia tehtiin kymmenellä paikalla, joista suurin osa oli uusia nuottausasemia (kuva 12, taulukko 7). Vuonna 28 nuottauspaikkoja vähennettiin viiteen, ja osa paikoista siirrettiin Vuosaaren sataman meriväylän varrelle. Kuva 12. Poikasnuottauspaikat vuosina 1991 28. 155

Taulukko 7. Nuotatut koealat eri vuosina sekä nuottauskertojen määrät koealaa kohden vuosittain. Koeala 1991 2 23 27 28 1 3 3 3 2-3 3 2A 3 - - 3-3 3 3A 3 - - 4-3 - 4A 3 - - 4B - - 3 5 3 3-5B - - 3 6-3 - 7-3 - 8-3 - 9-3 - 1-3 - Yhteensä 15 3 15 Vuosaaren poikasnuottauksissa on saatu kaikkiaan 18 eri kalalajin + -poikasia (taulukko 8). Poikasnuottaussaaliit olivat 199-luvulla keskimäärin pienempiä kuin ajanjaksolla 23 28. Taulukko 8. Keskimääräiset + -ikäisten kalanpoikasten saaliit vetokertaa kohden eri nuottausajanjaksoina vuosina 1991 28. 1991 2 23 27 28 Tokot 49 1451 711 Kolmipiikki 74 216 152 Salakka 1 289,2 Ahven 11 7,5 Silakka 8 13,5 Särki 7 79,2 Kymmenpiikki 1 48 5,9 Mutu 5 11 Kuha 3,2 Kuore 2,5 Lahna,2,3 Pikkutuulenkala,1,2 Pasuri,1 Kiiski,1 Kivisimppu,1,2 Särmäneula,4 Nokkahauki,1,2 Kilohaili,1 Yhteensä 688 211 981 Tokkojen osuus poikasnuottaussaaliissa on lisääntynyt ja ahvenen sekä silakan vastaavasti vähentyneet seurannan aikana (kuva 121). Myös piikki- ja särkikalojen (särki ja salakka) määrissä on tapahtunut runsastumista. Mutua on esiintynyt vuonna 28 runsaammin verrattuna aiempiin vuosiin. Tämä on osaltaan seurausta nuottauspaikkojen siirtämisestä ulommaksi merialueelle vuonna 28, missä veden laatu on parempaa. 156

1 % 9 % 8 % 7 % 6 % 5 % 4 % 3 % 2 % 1 % % 1991-2 23-27 28 Muut Mutu Kymmenpiikki Särki Silakka Ahven Salakka Kolmipiikki Tokot Kuva 121. Poikasnuottaussaaliiden jakautuminen eri nuottausajanjaksoina vuosina 1991 28. Nuottauspaikkojen sijainnissa ja määrissä on tapahtunut muutoksia eri ajanjaksojen aikana. Vain poikasnuottausasemalla 1 on tehty nuottauksia vuodesta 1991 alkaen sataman valmistumiseen asti, tosin asemalta 5 aineisto puuttuu vain vuodelta 28. Nuottausasema 1 sijaitsee Vuosaaren sataman läheisyydessä, mutta on myös Vuosaarenlahden pienvenesataman vaikutuksen alainen. Kyseisellä asemalla kolmi- ja kymmenpiikit ovat runsastuneet vuosina 24 ja 25 (kuva 122). Kymmenpiikki on kestävä ja sopeutuvainen laji, sillä se kestää mm. alhaisia happipitoisuuksia (Lehtonen 23). Vuonna 26 samalla paikalla poikasten määrä romahti. Samana vuonna Vuosaaren sataman vesistötöiden vaikutukset olivat huomattavan voimakkaita keväällä kalojen kutuaikana. Nuottausasemalla 1 on kuitenkin ollut heikkoja vuosia aikaisemminkin, joten tilanne saattaa liittyä myös luontaiseen vaihteluun. yksilöä/nuottauskerta 9 8 7 6 5 4 3 2 1 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 2 23 24 25 26 27 28 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka Kuva 122. Poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemalla 1 vuosina 1991 28. Poikasnuottausasemilla 2 ja 3 on poikasmäärien kehitys ollut samankaltaista kuin asemalla 1 vuoden 23 jälkeen (kuva 123). Runsaimmat tokkomäärät havaittiin molemmilla asemilla vuosina 25 sekä 27. Asemalta 2 on saatu muutamia silakanpoikasia saaliiksi vuosina 24 ja 25. Myös näillä asemilla vuosi 26 erottuu vähäisinä poikasmäärinä. 157

yksilöä/nuottauskerta 9 8 7 6 5 4 3 2 1 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka yksilöä/nuottauskerta 9 8 7 6 5 4 3 2 1 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka Kuva 123. Poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemilla 2 ja 3 vuosina 23 28. Vuonna 27 tuli asemalta 2 tokkoja saaliiksi 3 yksilöä. Toisella pitkän aikasarjan asemalla 5 tokon osuus saaliissa on ollut suuri (kuva 124). Vuonna 1995 saatiin ahvenia myös poikkeuksellisen runsaasti. Tämän jälkeen ei ahvenia ole asemalla esiintynyt. yksilöä/nuottauskerta 6 5 4 3 2 1 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 2 23 24 25 26 27 Silakka Kuva 124. Poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemalla 5 vuosina 1991 27. Kun aseman 5 aineistosta poistetaan tokot sekä ahvenet, voidaan havaita + - silakanpoikasia useana tarkkailuvuotena. Silakanpoikaset puuttuivat asemalta kuitenkin kokonaan vuosina 23 25. Kokonaispoikasmääriltään heikkona vuotena 26 silakanpoikaset palasivat kuitenkin alueelle (kuva 125). Kyseinen nuottausasema ei ole varsinaista silakankutualuetta, joten poikasten puuttuminen saaliista voi olla seurausta myös tuulista tai virtauksista. 158

yksilöä/nuottauskerta 25 2 15 1 5 muut Mutu 3-piikki Salakka Särki 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 2 23 24 25 26 27 Silakka Kuva 125. Poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemalla 5 vuosina 1991 27, kun saaliista on poistettu tokot sekä ahvenet. Nuottausasema 4 sijaitsee lähellä asemaa 5. Poikasmäärien vaihtelut ovat olleet huomattavan suuria nuottaussaaliissa (kuva 126). Vuonna 27 tokkoja tuli keskimäärin saaliiksi kaikkiaan 1 359 yksilöä. Ahvenen + -poikasia on alueella esiintynyt muutamia yksilöitä vuosina 26 27. Myös tällä asemalla vuodet 23 24 ja 26 erottuvat selvästi muita vuosia heikompina. yksilöä/nuottauskerta 9 8 7 6 5 4 3 2 1 23 24 25 26 27 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka Kuva 126. Poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemalla 4 vuosina 23 27. Vuonna 27 tokkosaalis oli 1 359 yksilöä. Nuottausasemat 6, 7 ja 1 sijaitsevat sataman läheisyydessä sen itäpuolella. Asemien tulokset on yhdistetty tarkastelussa. Poikastiheydet ovat olleet alhaisia koko seurantajakson (kuva 127). Asemilla on havaittu silakanpoikasia vuosia 23 sekä 25 lukuun ottamatta. 159

yksilöä/nuottauskerta 12 1 8 6 4 2 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka 23 24 25 26 27 Kuva 127. Yhdistetyt poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemilla 6, 7 ja 1 vuosina 23 27. Kuvan akseli eroaa muista kuvista, sillä poikasia oli vähemmän kuin muilla alueilla. Nuottausasemat 8 ja 9 sijaitsevat Granön pohjoispuolella Vuosaaren sataman itäpuolella reilun kahden kilometrin etäisyydellä. Nuottausasemalla 8 + -poikasmäärät, jotka koostuivat lähinnä salakoista, putosivat vuonna 24, minkä jälkeen ne ovat pysyneet alhaisella tasolla. Asemalta löytyi ahvenen poikasia vuosina 24 25 sekä 27. Nuottausasemalla 9 poikasmäärät ovat olleet alhaisia varsinkin 23 24. Särki ilmaantui alueelle voimakkaasti vuonna 27 (kuva 128). yksilöä/nuottauskerta 9 8 7 6 5 4 3 2 1 23 24 25 26 27 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka yksilöä/nuottauskerta 9 8 7 6 5 4 3 2 1 23 24 25 26 27 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka Kuva 128. Poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemilla 8 ja 9 vuosina 23 27. Vuonna 28 nuotattiin väylän läheisyydessä nuottausasemat 4B sekä 5B. Molemmilta asemilta löytyi tokon sekä kolmipiikin poikasia. Asemalla 5B havaittiin lisäksi runsaasti mudun vastakuoriutuneita poikasia (kuva 129). 16

yksilöä/nuottauskerta 45 4 35 3 25 2 15 1 5 4B 5B muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka Kuva 129. Poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemilla 4B sekä 5B vuonna 28. Poikasnuottausasemat 3A sekä 4A jäivät Vuosaaren sataman alle. Molemmilla asemilla on havaittu useina vuosina silakanpoikasia (kuva 13). Vuonna 1995 havaittiin myös runsaasti ahvenenpoikasia. yksilöä/nuottauskerta 9 8 7 6 5 4 3 2 1 yksilöä/nuottauskerta 9 8 7 6 5 4 3 2 1 muut Mutu 3-piikki Tokot Salakka Särki Ahven Silakka Kuva 13. Poikasnuottaussaaliit sekä niiden jakautuminen nuottausasemilla 3A sekä 4A vuosina 1991 2. Nuottausasemat täytettiin myöhemmin satama-alueeksi. 7.2.3.1 Vuosaaren sataman rakentamisen vaikutukset kalanpoikasten esiintymiseen Kaikilta nuotatuilta seuranta-asemilta löytyi kalanpoikasia satamatöiden aikana. Muutamilla seuranta-asemilla on kuitenkin havaittavissa alentuneita poikasmääriä, mikä saattaa olla yhteydessä satamatöihin. Samoin muutamana rakentamisen aikaisena vuotena (23, 24 ja 26) poikasmäärät ovat alhaisia. Vuosaaren sataman rakentamista edeltävästä aikasarjasta voidaan kuitenkin päätellä, että vuosien väliset vaihtelut poikasmäärissä ovat suuria, ja siten heikkojen vuosien yhteys satamassa tehtyihin vesistötöihin jää epäselväksi. Joka tapauksessa varsinkin vuonna 26 sameusvaikutukset kalojen kutuaikana olivat huomattavia. Vuosaaren sataman rakentamisen aikaiset työt ovat voineet vaikuttaa kaloja karkottavasti (sameus ja melu) tai mätiä tukahduttamalla (lisääntynyt sedimentaatio). Esimerkiksi silakan mädin on kuitenkin havaittu kestävän voimakastakin kiintoainekuormitusta (Keller ym. 26). Sen sijaan mädin huuhtoutumiseen kiintoaineen lisäys varmasti vaikuttaa (katso kohta 7.2.1). Jos kalat karkottuvat kutualueilta, ei kutua tapahdu. Runsas kiintoainepitoisuus vedessä saattaa myös heikentää poikasten elinolosuhteita. Mitä pienempi poikanen on, sitä voimakkaampi negatiivinen vaikutus kiintoaineella siihen on. Esimerkiksi pitoisuuden 2 mg/l on havaittu vaikuttavan negatiivisesti silakanpoikasten ravinnonottoon (Keller ym. 26), ja merkittävästi heikentynyttä kasvua ha- 161

vaittiin pitoisuudessa 54 mg/l (Messieh ym. 1981). Nuorien silakoiden on havaittu välttävän alueita, joissa kiintoainepitoisuus on 12 mg/l (Messieh ym. 1981). Vastakuoriutuneet kalanpoikaset ovat kuitenkin huonoja uimareita, eivätkä ne kykene välttämään heikentyneitä olosuhteita vanhempien kalojen tavoin. Lisääntynyt kiintoaines ja sameus voivat myös johtaa tiettyjen lajien hyötymiseen. Esimerkiksi särkikalojen on todettu hyötyvän rehevöitymistä (Lappalainen 22). Monet lajit puolestaan hyötyvät, mikäli niitä syövät lajit vähenevät tai niiden näön varassa tapahtuva saalistus heikkenee. Seurantajaksolla on havaittu runsaita tokkomääriä vuosina 25 sekä 27 useilla seuranta-asemilla. Tokon poikaset ovat pienpoikasvaiheessa pelagisia, ja ne kulkeutuvat merivirtojen mukana. Tuulten ja virtauksen seurauksena pelagisia poikasia saattaa kerääntyä tietyille alueille hetkellisesti suuria määriä. Vuosina 25 ja 27 tokkojen poikasmäärät olivat kuitenkin suuria useilla eri asemilla, joten runsaita poikasmääriä voidaan pitää todellisina. Sataman läheisessä nuottausasemalla 1 havaittiin puolestaan kasvaneita piikkikalamääriä vuosina 24 ja 25. Asemalla 5 silakanpoikaset ovat olleet kadoksissa nuottasaaliista satamatöiden ollessa kiivaimmillaan vuosina 23 25. Asemilla 6, 7 ja 1 puolestaan silakanpoikaset ovat olleet kadoksissa vuosina 23 ja 25. Vaikeasti tulkittavia ja osin ristiriitaisia muutoksia poikasnuottaustuloksissa voidaan nähdä noin 2 kilometrin päässä satamasta Granön pohjoispuolella sijaitsevilla nuottausasemilla. Nuottausasemalla 8 salakanpoikasten ja myös muiden saman kesän poikasten määrät ovat pudonneet vuoden 23 jälkeen. Asemalla 9 poikasmäärät puolestaan ovat kasvaneet vuonna 25 27 verrattuna vuosiin 23 24. Poikasnuottausasemat 8 ja 9 sijaitsevat kuitenkin sen verran etäällä satamatyömaasta, että todennäköisesti muutokset ovat seurausta muista tekijöistä kuin vesistötöiden vaikutuksista. Satamatöistä mahdollisesti aiheutuvia vaikutuksia voidaan havaita lähes kaikilla näyteasemilla sataman ympäristössä. On kuitenkin korostettava, että varmojen johtopäätösten tekeminen poikasnuottausaineistosta on mahdotonta, sillä poikasten esiintymiseen vaikuttaa runsaasti myös vuosien välinen vaihtelu. Selvimmin sataman vaikutus kalastoon näkyy luonnollisesti suorina lisääntymis- sekä poikashabitaatin menetyksinä Vuosaaren sataman täyttöalueella, jossa poikasia esiintyi ennen Vuosaaren sataman rakentamista. 7.2.4 Yhteenveto kalojen kutualueista ja vastakuoriutuneiden poikasten esiintymisestä Vuosaaren satamahankkeen kalataloustarkkailuun liittyen seurattiin silakan kutua sekä vastakuoriutuneiden poikasten esiintymistä sataman ympäristössä. Muilta osin tiedot perustuvat mm. ammattikalastustiedusteluihin ja kirjallisuuteen. Kaloille soveltuvia lisääntymisruovikoita esiintyy Vuosaaren läheisyydessä mm. Porvarinlahdella ja muilla lahtialueilla itään päin sekä Granön länsipuolella. Hieman ulompana kutevat talouskaloista ainakin silakka sekä syyskutuinen, meressä lisääntyvä siika. Karisiian lisääntymisen laajuudesta tai onnistumisesta ei ole tarkempia tietoja. Silakan kudun puuttuminen vuosina 27 28 Käringsholmenilta ja sen yleinen heikkeneminen sataman läheisillä paikoilla 25 27 antavat viitteitä siitä, että satamatöillä oli haitallinen vaikutus kutuun. Silakan kudun heikkeneminen sisäsaaristossa 25 27 lienee kuitenkin monen tekijän summa. Mahdollisia kutua vähentäviä tekijöitä olivat satamatöistä johtuva samea vesi, sedimentaation lisääntyminen sekä satama- ja väylätöiden aiheuttama melu. Tulosten perusteella voidaan pitää mahdollisena, että sataman rakentamisella on ollut negatiivinen vaikutus silakan kudun onnistumiseen sataman läheisillä kutupaikoilla. On myös mahdollista, että sataman toiminnan aikana silakan kutu 162

7.3 Kalastus kokonaan lakkaa perinteisillä kutupaikoilla Käringsholmenissa ja sen ympäristössä. Silakan kudun onnistumista Vuosaaren sataman lähellä olisi syytä seurata jatkossakin, jotta nähdään onko muutos silakan perinteisten kutupaikkojen heikkenemisen osalta pysyvä. Silakan kutu väylän läheisyydessä keskija ulkosaaristossa on ollut heikkoa koko tutkimusjakson 23 28 ajan. Viimeksi kutua havaittiin keskisaariston eteläosissa runsaasti vuonna 22 ja ulkosaariston pohjoisosissa vuonna 1994. Väylän rakentamisen yhteydessä tehtiin räjäytyksiä silakan kutuaikana keväällä 24 ja 25. Kyseisinä vuosina silakka ei kutenut lainkaan väylän lähimmillä kutupaikoilla. Räjäytyksien kalaparvia karkottava vaikutus voi ulottua useiden kilometrien päähän työkohteesta, joten on mahdollista, että räjäytyksillä on ollut vaikutusta vuosien 24 ja 25 kudun heikkoon onnistumiseen seuranta-alueen lisäksi myös keskisaariston vertailualueella, mistä ei em. vuosina löytynyt kutua. Merivyöhykkeellä silakan kutu väheni huomattavasti jo 199-luvun alussa, eikä kutua ole sen jälkeen tapahtunut kuin muutamalla paikalla vuonna 23. Vuosaaren satamasta peräisin olevien massojen läjityksellä ja hiekanotolla ei havaittu olevan vaikutusta silakan kutuun merivyöhykkeellä. Poikasnuottauksessa saatiin vastakuoriutuneita kalanpoikasia kaikilta nuottauspaikoilta satamatöiden aikana. Vastakuoriutuneita poikasia esiintyi 18 eri kalalajilta: tokot, kolmipiikki, salakka, ahven, silakka, särki, kymmenpiikki, mutu, kuha, kuore, lahna, pikkutuulenkala, pasuri, kiiski, kivisimppu, särmäneula, nokkahauki ja kilohaili. Muutamilla seuranta-asemilla oli kuitenkin havaittavissa alentuneita poikasmääriä, mahdollisesti satamatöiden takia. Samoin muutamana rakentamisen aikaisena vuotena (23, 24 ja 26) poikasmäärät olivat alhaisia. Vuosaaren sataman rakentamista edeltävästä aikasarjasta kuitenkin havaitaan, että vuosien väliset vaihtelut poikasmäärissä ovat suuria, ja siten heikkojen vuosien yhteys satamassa tehtyihin vesistötöihin jää epäselväksi. Joka tapauksessa varsinkin vuonna 26 sameusvaikutukset kalojen kutuaikana olivat huomattavia. Selvimmin sataman vaikutus kalastoon näkyy luonnollisesti suorina lisääntymis- sekä poikashabitaatin menetyksinä Vuosaaren sataman täyttöalueella, jossa poikasia esiintyi ennen Vuosaaren sataman rakentamista. 7.3.1 Ammattikalastus vuosina 1991 28 Vuosaaren sataman vesistötyökohteita ympäröivällä merialueella on ammattikalastusta kartoitettu vuosittain alueella todennäköisesti kalastaneille tehdyllä kalastuskyselyllä. Ammattikalastuskyselyyn vastaaminen on ollut vapaaehtoista, joten kaikkia alueella kalastaneita kalastajia ei kyselyillä ole välttämättä tavoitettu. Myös vastaamisaktiivisuudessa ja -tarkkuudessa on ollut eroja vuosien ja kalastajien välillä, mikä hankaloittaa yksityiskohtaisten tarkasteluiden tekemistä. Seuraavassa yhteenveto kalastajien määristä, pyyntivälineistä, pyyntipaikoista ja pyyntiponnistuksesta sekä saaliista vuosilta 1991 28. Seurannan aikana osa kalastajista lopetti ammattikalastuksen ja alueelle ilmaantui myös uusia kalastajia. Myös kalastustavoissa tapahtui muutoksia, kun silakanpyynnin merkitys väheni. Hankkeen aikana on määräajoin tehty ammattikalastusta käsitteleviä korvausesityksiä ja korvaukset on pyritty sopimaan ammattikalastajien kanssa. 7.3.1.1 Kalastajamäärät ja pyydykset Vuosaaren ympäristössä Kalastustiedusteluun vastanneiden Vuosaaren ympäristössä ammatikseen kalastaneiden määrät ovat vaihdelleet vuosien 1991 ja 28 välillä vuoden 21 yhdestä vuoden 23 kuuteen kalastajaan (kuva 131). Kalastajamäärät ovat 2-luvulla olleet suurempia kuin 199-luvulla. Eniten kalastajia oli satamatöiden käynnistyessä vuonna 23, jolloin alueella kalasti kuusi ammattikalastajaa. Vuosina 24 26 ammattikalastajien määrä laski ennen Vuosaaren sataman rakentamista vallinneelle tasolle. Mittavimpien 163

vesistörakennustöiden päätyttyä ammattikalastajien määrä lähti jälleen kasvuun vuosina 27 ja 28 (kuva 131). Taulukko 9. Vuosaaren edustan ammattikalastajien ilmoittamat pyydysyksiköt pyydyksittäin vuosina 1991 1999. Pyydysyksiköllä tarkoitetaan yhden pyydyksen pyyntivuorokautta tai -kertaa. 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 Silakkarysä 96 - - 65 - - 4 - - Siikapesä - - - - - - - - - Siika-/lohirysä - - - - - - - - - Push-up -rysä - - - - - - - - - Silakkaverkko 511 234 9 1233 244 244 87 3 3 Lohi- ja pesäverkko - - - - - - - - - Harvat verkot 3 77 2 97 4 91 14 752 3 87 3 87 12 513 5 126 3 696 Koukut - - 87 15 58-85 132 38 Tyypillisin pyyntimuoto Vuosaaren edustalla on ollut kalastus harvoilla verkoilla (taulukot 9 ja 1). Pyyntivälineiden määrissä on runsasta vuosien välistä vaihtelua. Erot saattavat aiheutua todellisten pyyntiponnistusten muutosten lisäksi kalastajien vastausaktiivisuudesta. Joinain vuosina kaikki ammattikalastajat eivät ole ilmoittaneet pyydysyksiköitään. Vuonna 28 on tarkkailualueella otettu käyttöön hylkeenkestävät ns. push-up -rysät. Ne ovat osin korvanneet verkkojen käytön. Push-up -rysillä pyydetään lohta ja taimenta sekä samoja kalalajeja kuin verkoillakin, eli lähinnä kuhaa, siikaa ja ahventa. Ammattikalastajien koukkukalastus on loppunut 2-luvulla. Taulukko 1. Vuosaaren edustan ammattikalastajien ilmoittamat pyydysyksiköt pyydyksittäin vuosina 2 28. Vuosina 2 21 ei ole tietoa verkkojen pyydysyksikkömääristä. Pyydys 2 21 22 23 24 25 26 27 28 Silakkarysä - - - - - - - - - Siikapesä - - 3-1 172 - - - - Siika-/lohirysä - - - 7 - - 89 1 241 Push-up -rysä - - - - - - 28 Silakkaverkko - - 321 2 44 26-36 1 376 Lohi- ja pesäverkko - - 892 36 1 172 176 18 - - Harvat verkot?? 19 27 18 92 2 124 1 569 19 855 21 991 43 61 Koukut - - - - - - - - - Kalastajat ovat 2-luvulla käyttäneet enemmän verkkoyksiköitä kalastajaa kohden samalla kun kalastajien määrät ovat hieman kasvaneet (kuva 131). verkkoyksiköitä 1 8 6 4 2 vekkoja per kalastaja Kalastajia 1 8 6 4 2 kalastajia, kpl Kuva 131. Vuosaaren edustan ammattikalastajien kalastajaa kohden käyttämien verkkojen määrät sekä ammattikalastajien määrät vuosina 1991 28. 164

Ammattikalastajien verkkopyyntiä on harjoitettu lähellä rannikkoa ja vastaavasti rysäpyyntiä ulompana merialueella (kuva 132). Verkkopyynnissä on havaittavissa keskittymistä Granön ympäristöön sekä Skatanselälle. Vuosaaren sataman edustalla on kalastettu vain vähän verrattuna ympäröiviin alueisiin. 199-luvulla Vuosaaren edustalla ulkomerellä harjoitettiin lisäksi troolikalastusta. Lohen rysäkalastus on ollut merkittävää aina 2-luvun puoliväliin asti, jonka jälkeen rysäkalastus on vähentynyt pienistä lohisaaliista johtuen. Kuva 132. Ammattikalastajien ilmoittamat pyyntipaikat pyydyksittäin vuosina 1994 1995, 22 23, 24 26 ja 27 28. 165

7.3.1.2 Ammattikalastajien saaliit Vuosaaren sataman ympäristössä Saaliiden määrät ovat pitkälti riippuvaisia kalastajien määristä. Ajanjaksolla 1998 2 alueelta vastasi kyselyihin ainoastaan 2 ammattikalastajaa ja vuonna 21 vain yksi, joten tämän ajanjakson saaliit ovat alhaisia. Ammattikalastajien suurimmat kokonaissaaliit on saatu vuonna 1991, jolloin pääosa saaliista oli silakkaa (kuva 133). Saaliissa tapahtuneita muutoksia ovat särkikalojen, varsinkin lahnasaaliiden kasvu, kuhasaaliiden asteittainen pienentyminen (erityisesti huippuvuodesta 23) sekä siikasaaliiden heikkeneminen voimakkaimpien satamatöiden aikana. Vuosina 27 ja 28 siikasaaliit ovat jälleen kasvaneet lähes huippuvuoden 22 tasolle. saalis, kg 35 3 25 2 15 1 Muut Särki + säyne Kampela Lahna Siika Made Ahven Hauki Kuha 5 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2 21 22 23 24 25 26 27 28 Taimen Lohi+kirjolohi Silakka Kuva 133. Vuosaaren edustan ammattikalastajien kalasaaliit vuosina 1991 28. Ammattikalastajien kalastajakohtainen saalis on vaihdellut runsaasti, pyyntimenetelmistä riippuen. Tarkkailujakson alussa alueella harjoitettiin kalastusta silakkarysillä, jolloin saalista saatiin kilomääräisesti runsaasti kalastajaa kohden (kuva 134). Alueella harjoitettiin lisäksi silakantroolausta (saaliit eivät mukana tuloksissa). Troolikalastus tapahtui pääosin Eestiluodon eteläpuolella, osittain läjitysalueen tuntumassa. Silakan rysäpyynti ja troolaus loppuivat 199-luvulla. Alhaisimmat kalastajakohtaiset kokonaissaaliit on saatu 2-luvun vaihteessa, jolloin kalastajamäärät olivat alhaisia. Vuosina 22 ja 23 tapahtui kasvua sekä kalastajien että saaliin määrässä. Vuosaaren sataman vilkkaimpina rakennusvuosina 24 26 saaliiden määrät laskivat jälleen. Kalastajakohtaiset kokonaissaaliit lähtivät jälleen nousuun vuosina 27 ja 28, kun vesistötöiden määrä alueella väheni (kuva 134). 166

18 16 14 Keskimääräinen saalis per kalastaja Kalastajia 9 8 7 saalis, kg 12 1 8 6 6 5 4 3 kalastajia, kpl 4 2 2 1 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2 21 22 23 24 25 26 27 28 Kuva 134. Vuosaaren edustan ammattikalastajien määrät sekä kalastajakohtainen keskisaalis vuosina 1991 28. Kuhan osuus ammattikalastajien saaliissa on ollut suuri koko tarkkailujakson ajan (kuva 135). Vuonna 28 kuhan osuus oli huomattavan vähäinen aiempiin vuosiin verrattuna. Särkikalojen, varsinkin lahnan, osuus saaliissa on lisääntynyt vuoden 23 jälkeen, vuotta 26 lukuun ottamatta. Siikoja on saaliissa ollut runsaasti vuonna 22 sekä vuosina 27 28. Silakan osuuden lasku vuosina 24 26 liittyy silakanverkkopyynnin vähentymiseen mahdollisesti osittain Vuosaaren satamahankkeen takia. Silakan verkkopyynti lisääntyi jälleen vuonna 28, jolloin myös silakkasaaliit kohosivat. 1 % 9 % 8 % 7 % 6 % 5 % 4 % 3 % 2 % 1 % % 1991 1992 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2 21 22 23 24 25 26 27 28 Muut Kampela Made Särki + säyne Lahna Hauki Siika Taimen Lohi+kirjolohi Ahven Kuha Silakka Kuva 135. Vuosaaren edustan ammattikalastajien saalislajien osuudet vuosina 1991 28. Runsastuneille siikamäärille 2-luvun lopulla on löydettävissä kaksi toisiaan tukevaa selitystä. 1) Vuosaaren sataman rakentamisen aikana ovat siikojen istutusmäärät olleet huomattavan suuria (katso kohta 7.1). Istutukset aloitettiin vuonna 24, joten vuonna 27 ensimmäiset yksilöt ovat saavuttaneet pyyntikoon. 2) Vuosi 22 oli poikkeuksellisen hyvä siikavuosi. Jos tällöin kutu Vuosaaren sataman ympäristössä sijaitsevilla siiankutupaikoilla (katso kohta 7.2.2) onnistui, voivat vuosien 27 ja 28 saaliit olla pe- 167

räisin kyseisestä vahvasta emokalavuosiluokasta. Todennäköisesti molemmat edellä mainitut selitykset täydentävät toisiaan. Urossiiat tulevat lisääntymisikäisiksi 3 5 vuoden ikäisinä ja naaraat vuotta vanhempina. Vuosaaren ammattikalastajien saalis verkkoyksikköä kohden on noudatellut pitkälti kuhasaaliita 199-luvulla (kuva 136). Niin ikään verkot antoivat tuolloin paremmin saalista kuin 2-luvulla. saalis/verkkoyksikkö, g 1 2 ahvensaalis per verkkoyksikkö kuhasaalis per verkkoyksikkö 1 siikasaalis per verkkoyksikkö Kokonaissaalis per verkkoyksikkö 8 6 4 2 Kuva 136. Vuosaaren edustan ammattikalastajien keskeisten saalislajien verkkoyksikkökohtaiset saaliit vuosina 1991 28. Tarkasteltaessa harvojen verkkojen yksikkösaaliita tarkemmin vuosina 22 28 voidaan havaita, että verkkoyksikkökohtaiset kuha- ja ahvensaaliit putosivat vuoden 23 jälkeen (kuva 137). Siian yksikkösaalis on ollut alhaalla vuosina 23 26. Muutoksia voi selittää häiriölle herkän siian karkottuminen alueelta vesistötöiden takia. g/verkkoyksikkö 3 25 2 15 1 ahvensaalis per verkkoyksikkö kuhasaalis per verkkoyksikkö siikasaalis per verkkoyksikkö 5 22 23 24 25 26 27 28 Kuva 137. Vuosaaren edustan ammattikalastajien keskeisten saalislajien verkkoyksikkökohtaiset saaliit vuonna 22 28. 168

7.3.1.3 Ammattikalastus Eestiluodon ympäristössä Ammattikalastus Eestiluodon ja Mustakuvun ympäristössä on kohdistunut loheen ja taimeneen. Alueella on harjoittanut kalastusta 1 3 kalastajaa vuosina 22 28 (taulukko 11). Rysäpyynti on hiipunut vuoden 24 jälkeen. Vuoteen 24 asti alueella harjoitettiin myös pienimuotoista ajoverkkokalastusta. Myöhemmin, vuonna 27, ajoverkkokalastus on kielletty kokonaan. Taulukko 11. Eestiluodon ja Mustakuvun ympäristössä toimivien ammattikalastajien ilmoittamat pyydysyksiköt pyydyksittäin vuosina 22 28. 22 23 24 25 26 27 28 Rysäkalastajia 2 3 3 2 1 2 2 Lohirysä 413 63 651 323 3 79 188 Lohiverkot (ajoverkko) 642 36 6 - - - - Lohisiima (koukku) - - - 5 - - - Suurimmat lohisaaliit on saatu seurantajaksolla vuosina 22 24, jonka jälkeen lohisaaliit ovat pienentyneet (kuva 138). Myös meritaimenen saaliit ovat vähentyneet vuoden 25 jälkeen. kg 4 5 4 3 5 3 2 5 2 1 5 1 5 22 23 24 25 26 27 28 Kuva 138. Ammattikalastajien lohi- ja taimensaaliit vuosina 22 28. Lohisaalis rysää kohti on pudonnut jyrkästi verrattuna 199-luvun puoleen väliin (kuva 139). Vastaavaa lohisaaliin heikkenemistä on havaittu kuitenkin myös muualla Helsingin edustalla. Yksi kalastaja joutui ottamaan Itä-Tontun lähellä sijaitsevan rysän pois pyynnistä kesäkuussa 26 vesistötöiden takia, mikä osaltaan selittää lohisaaliin vähenemisen tuona vuonna. Lohisaaliin lasku muutoin johtunee pääosin muista tekijöistä kuin Vuosaaren sataman rakentamisen aiheuttamista. Esimerkiksi hylkeiden runsastuminen on näkynyt pyynnissä sekä saaliissa. Lohien runsauteen vaikuttavat myös mm. luontaisiin asioihin liittyvä eloonjäänti sekä avomeripyynti. Myös taimenen osalla on nähtävissä saalistason laskua rysää kohden 199-luvun lopulta alkaen. Taimenen rysäkohtaiset saaliit eivät kuitenkaan ole pudonneet suhteessa niin paljon kuin lohen. lohi taimen 169

1 6 1 4 lohi kg/rysä taimen kg/rysä rysäyksiköitä, kpl 8 7 kg 1 2 1 8 6 4 6 5 4 3 2 rysäyksiköitä, kpl 2 1 Kuva 139. Ammattikalastajien lohi- ja taimen saaliit rysää kohden vuosina 1995 28. 7.3.1.4 Ammattikalastajien kommentteja Vuosaaren satamahankkeen rakentamisen ajalta Vuonna 29 toteutetussa ammattikalastuskyselyssä kalastajilta tiedusteltiin, mitkä tekijät olivat heidän mielestään muuttaneet heidän kalastustaan eniten viime vuosina. Kysymyksen vastasi neljä kalastajaa. Suurimmaksi haitaksi kalastajat kokivat hylkeet (75 %). Satamasta aiheutuvat työt olivat yhden vastaajan mielestä suurin haitta ja yhden mielestä toiseksi suurin haitta. Kaksi kalastajaa koki ruoppaukset ja läjitykset toiseksi suurimmaksi haitaksi ja yksi kalastaja neljänneksi suurimmaksi haitaksi. Alusliikenne, merimetsot sekä rehevöityminen saivat haittatilastossa sijoituksia 3 7. Kalastuskyselyn yhteydessä annetuissa vapaissa kommenteissa eräs kalastaja totesi vuoden 23 kalastuksesta: Parhailla siikapaikoilla viisi pesäverkkoa antoi ainoastaan n. 3 kg siikaa koko kautena, koska vesi oli todella likaista (kaislanjuurta, öljyä, kantoa ym.). Vuonna 24 eräs kalastaja mainitsi, että kalat eivät ole entisillä paikoilla. Toinen ammattikalastaja mainitsi hiekkaimurin samentaneen veden Uutelassa, jolloin siiat hävisivät sitä mukaa kun vesi hiekottui. Edelleen vuonna 24 Eestiluodon itäpuolella ammatikseen kalastava havainnoi pyydyksien likaantuvan huomattavasti aiempaa enemmän. Vuonna 25 kalastajien kommentit koskivat vähentyneitä saaliita sekä pyydyksien likaantumista aiempaa enemmän. Vuonna 26 ja 27 olivat samat aiheet edelleen kirvoittamassa kalastajien kyniä, joskin lievemmin. Lisäksi todettiin lisätyö, mikä aiheutuu uusien pyyntipaikkojen hakemisesta menetettyjen tilalle. Vastauksissaan kalastajat kiinnittivät suurempaa huomiota hylkeiden aiheuttamiin vahinkoihin kuin satamatöistä aiheutuneisiin. Vuoden 28 kalastusta koskeneessa kyselyssä tiedusteltiin kalastajien havaintoja alkaneeseen laivaliikenteeseen. Muutama kalastaja oli sitä mieltä, että virtausolosuhteet olivat muuttuneet alueella. Lisäksi yksi kalastaja havaitsi laivaliikenteen samentavan vettä Lekholmenin ja Mustan Hevosen ympäristössä. Vapaissa kommenteissa kalastajat totesivat mm.: kuha ja ahven hukassa Vuosaaren puolella, kuhakanta hävinnyt alueelta, lohen reitti on muuttunut läjitysten, virtausten muuttumisen, ruoppausten ja aallonmurtajan takia. 17

7.3.1.5 Vuosaaren satamahankkeen vaikutukset ammattikalastukseen vuosina 23 28 Satamahankkeen vaikutusta suoraan ammattikalastajien saaliisiin ja ammattikalastuksen harjoittamiseen on vaikea arvioida pelkästään saaliiden perusteella. Mikäli kalastaja ei saa toivomaansa saalista jostain verkkopaikasta, kalastajat siirtyvät muille apajille. Osa kalastajista ilmoittikin joutuneensa hakemaan uusia pyyntipaikkoja satamatöiden takia. Ainakin osin samat kalastajat ovat palanneet entisille apajilleen töiden valmistuttua. Ammattikalastukseen on viime vuosina vaikuttanut paljon myös hylkeiden lisääntyminen alueella. Tämä on muuttanut kalastusta, ja kenties myös kalojen käyttäytymistä. Kalastajat ovat siirtyneet verkoista käyttämään enemmän hylkeen kestäviä push-up -rysiä myös suomukalojen pyynnissä. Kalasaaliissa sekä kalastossa on kuitenkin havaittavissa muutamia ilmiöitä, mitkä voivat ainakin osin johtua satamahankkeesta. Voimakkaimmillaan satamatöiden vaikutukset Sataman lähialueilla ammattikalastuksen kannalta ovat olleet 23 24 ja 25 26. Tämän jälkeen kalastajat olivat joko hakeutuneet uusille pyyntipaikoille tai palanneet töiden jälkeen vanhoille apajilleen satamahankeen lähistölle. Voimakkaimmin vaikutukset ovat tuntuneet sataman läheisyydessä, missä kalastetaan pääosin verkoilla. Vuonna 25 eräät tahot herättivät keskustelun Vuosaaren edustan merialueen kalojen TBT-pitoisuuksista ja käyttökelpoisuudesta ravintona. Asian laaja käsittely tiedotusvälineissä laski tilapäisesti ammattikalastajien saaliin kysyntää, ja kysynnän hiipumisen takia osa kalastajista vähensi pyyntiään. TBT-kohulla saattoi olla vaikutusta myös ammattikalastajien saaliin myyntihintaan. Asia sai kuitenkin - kiitos asiansa osaavien viranomaistahojen - varsin nopeasti oikeat mittasuhteet. Vuonna 26 yksi kalastaja ei voinut aloittaa pyyntiä rysäpaikalla hiekanoton takia, joka vähensi hänen saaliitaan. Muilta osin Eestiluodon ja Mustakuvun lohi- ja taimensaaliissa tapahtuneet muutokset eivät ole suoraan yhdistettävissä satamahankkeeseen. Muutokset saaliissa kyseisenä ajanjaksona ovat todennäköisesti aiheutuneet myös muista syistä (hylkeiden runsastuminen, istutukset, eloonjäänti ym.). Yleisesti ottaen ruoppauksien ja läjitysten aiheuttama kiintoainepitoisuuden kasvu on kuitenkin vaikuttanut ammattikalastajien havaspyydysten pyytävyyteen ja puhdistustarpeeseen. 7.3.2 Vapaa-ajankalastus vuosina 1991 28 Vapaa-ajankalastustiedustelu on toteutettu vuosina 1997, 23, 26 sekä 28 postittamalla tiedustelukaavake Mölandetin ympäristö- ja kalastusyhdistyksen jäsenille, Krämarön osakaskunnalle sekä muille rantatonttien omistajille. Tiedustelu on lähetetty edellä mainittuina vuosina 155 29 kotitaloudelle. Lisäksi vuosina 1991, 1994 ja 2 on vapaa-ajankalastuksen saaliita tiedusteltu samalta alueelta Mölandetin ympäristö- ja kalastusyhdistyksen jäseniltä. Tällöin kysely lähetettiin vain 42 47 taloudelle. Jälkimmäisen kohderyhmän kalastusaktiivisuus on ollut suurempi, joka näkyy myös tuloksissa. Kalastuksen kohteena oleva kalalajisto ja saaliin koostumus ovat kuitenkin samanlaisia huolimatta kyselyiden kohderyhmän erilaisuudesta. Vapaa-ajankalastustiedusteluiden vastausprosentti on ollut kohtalaisen hyvä ottaen huomioon otantakehikon. Vastausprosentti on vaihdellut 4 ja 7 %:n välillä, joten tuloksia sekä vuosien välistä vertailtavuutta voidaan pitää kohtalaisena (kuva 14). Selvästi heikoin vastausprosentti oli vuonna 26, jolloin Vuosaaren sataman rakentaminen oli kiivaimmillaan. Kalastaneiden osuus vastanneista on pysynyt suhteellisen vakiona aina vuoden 28 kyselyyn asti, jolloin kalastaneiden osuus laski alle 3 %:iin. Pientä kalastaneiden osuutta 171

saattaa selittää osaltaan vuoden 28 suhteellisen korkea vastausprosentti, jolloin moni kalastamaton vapaa-ajanasunnon omistaja vastasi myös kyselyyn. Toisaalta mahdollisuudet kalastukselle ovat heikentyneet Kalkkisaarenselällä huomattavasti vesistötöiden aikana ja väyläalueen perustamisen jälkeen. Vuosaaren satama aloitti toimintansa loppusyksystä 28. 1 kalastaneita vastanneista vastaus-% 8 % 6 4 2 1991 1994 1997 2 23 26 28 Kuva 14. Vuosaaren edustan vapaa-ajankalastustiedusteluiden vastausprosentit sekä kalastaneiden osuus vastanneista vuosina 1991 28. Kalastaneiden ruokakuntien osuus on laskenut puoleen vertailukelpoisesti toteutettujen kyselyiden perusteella. Samalla ruokakuntaa kohti saadut kalasaaliit ovat laskeneet voimakkaasti (kuva 141). kalastaneita ruokakuntia 15 125 saalis kg/ruokakunta 15 125 kpl 1 75 5 25 1 75 5 25 saalis, kg 1991 1994 1997 2 23 26 28 Kuva 141. Vuosaaren edustan vapaa-ajankalastusta harjoittaneiden ruokakuntien osuus vastanneista sekä ruokakuntien kalansaaliit vuosina 1991 28. Vapaa-ajankalastajat ovat kalastaneet Vuosaaren edustalla pääosin erikokoisilla verkoilla sekä katiskoilla. Myös onkiminen ja virvelöinti ovat olleet suosittuja. Kalastus on ajoittunut pääosin kesäkuukausille ja alkusyksyyn touko- ja lokakuun väliselle ajalle suosituimman kalastuskuukauden ollessa heinäkuu. Vapaa-ajankalastajien kokonaissaaliit ovat vähentyneet selvästi tarkkailujakson aikana (kuva 142). Osin saaliiden pieneneminen on seurausta kalastuksen muuttumisesta, lähinnä silakankalastuksen vähenemisestä. Parhaiten pienentyneitä saaliita selittävät kuitenkin alhaiset kalastajamäärät sekä heikompi kokonaissaalis ruokakuntaa kohti. Nämä taas ovat todennäköisesti suoraan yhteydessä Vuosaaren sataman rakentamiseen. 172

kg 6 5 4 3 2 1 1997 23 26 28 Muut Kampela Silakka Siika Taimen+lohi Särki Lahna Hauki Kuha Ahven Kuva 142. Vuosaaren edustan vapaa-ajankalastuksen kokonaissaaliit ja eri saalislajien osuudet saaliista vuosina 1997 28. Ahven on ollut virkistyskalastajien tärkein saalislaji jokaisena tiedusteluvuotena (kuva 143). Kuha ja hauki ovat olleet myös tärkeitä saalislajeja. Ahvenen, kuhan ja hauen osuus saaliista on ollut noin 5 % lukuun ottamatta vuotta 28, jolloin niiden osuus putosi reiluun 3 %:iin. Särkikalojen osuus on vastaavasti kasvanut saaliissa selvästi viimeisimpinä tiedusteluvuosina 26 ja 28. Muista kalastajille mieluisista lajeista siian osuus kasvoi saaliissa vuonna 28, mikä tosin näkyy selvemmin ammattikalastajien saaliissa. 1 % 9 % 8 % 7 % 6 % 5 % 4 % 3 % 2 % 1 % % 1991 1994 1997 2 23 26 28 Muut Kampela Silakka Siika Taimen+lohi Särki Lahna Hauki Kuha Ahven Kuva 143. Vuosaaren edustan vapaa-ajankalastuksen eri saalislajien osuudet vuosina 1991 28. Vapaa-ajankalastajilta tiedusteltiin kyselyiden yhteydessä heidän havaintojaan ja mielipiteitään kaloihin ja vesistöön liittyen. Eniten havaintoja ja mielipiteitä ovat eri vuosina vastaajissa aiheuttaneet veden sameus sekä runsaat leväkukinnot. Vuonna 2 mielipiteet olivat selvästi positiivisempia verrattuna muihin vuosiin. Selvänä negatiivisena piikkinä mielipiteissä on havaittavissa vuosi 26, jolloin esimerkiksi lähes kaikki vastanneet havaitsivat lisääntynyttä veden sameutta (kuva 144). Suuri joukko koki myös leväkukinnot ongelmaksi, varsinkin hellekesänä 26. Vuonna 28 vastaajien mielipiteet olivat osin palautuneet vuoden 23 tasolle, muttei kuitenkaan vuoden 2 tasolle, lukuun ottamatta särkikalojen runsastumista sekä pyydysten nopeaa likaantumista. Vuoden 26 vastauksissa suurimmat erot muihin vuosiin verrattuna olivat ulkoisten vaurioiden ja haavaumien esiintyminen kaloissa, muut tavanomaisesta poikkeavat muu- 173

tokset sekä veden hajuhaitat. Kalojen ulkoiset vauriot saattavat olla yhteydessä Vuosaaren vesistörakennustöiden aiheuttamaan kalojen stressitason lisääntymiseen ja elinolosuhteiden heikentymiseen. Veden sameutta Runsaita leväkukintoja Pyydysten nopeaa likaantumista % 2 % 4 % 6 % 8 % 1 % Muita tavanomaisesta poikkeavia muutoksia Särkikalojen voimakasta runsastumista Veden hajuhaittoja Ulkoisia vaurioita ja haavaumia kaloissa Haju- ja makuvirheitä Kalojen poikkeuksellisen herkkää kuolemista Siika- taimen- ja lohisaaliiden runsastumista 2 23 26 28 Kuva 144. Vuosaaren edustan vapaa-ajankalastustiedusteluun vastanneiden ruokakuntien näkemyksiä vesistöstä sekä kaloista vuosina 2 28. Vuosi 26 erottui negatiivisesti myös tiedusteltaessa vapaa-ajankalastajilta kalastusoloista ja niihin vaikuttavista tekijöistä (kuva 145). Selkein muutos muihin kyselyvuosiin oli kohdan jokin muu epäkohta suuri osuus vuonna 26. Eritellyt epäkohdat liittyivät pääosin Vuosaaren sataman rakentamiseen sekä havaittuihin myrkkypitoisuuksiin. Myös veden roskaisuutta havaittiin 26 muita vuosia enemmän, ja sanallisissa kommenteissa kerrottiinkin rakennusjätteitä kulkeutuvan rannoille. Veden sameus Kalavesien pilaantuminen Runsas vesikasvillisuuden Roskaisuus Jokin muu epäkohta Saaliin määrä on liian pieni Saalislajisto ei vastaa toiveita Liikaa kalastajia Kalojen istutuksia on liian vähän Ei suurkaloja Kalavesien rauhattomuus Valvonta ei toimi kunnolla Hyviä kalastuspaikkoja on vähän Rantarakentaminen Liikaa pyyntirajoituksia Kalastuslupien kalleus Liian vähän tietoa Huonot pysäköintimahdollisuudet Hankalat kulkuyhteydet Kalastuslupien saanti % 2 % 4 % 6 % 8 % 1 % Kuva 145. Vuosaaren edustan vapaa-ajankalastustiedusteluun vastanneiden ruokakuntien näkemyksiä kalastusoloista ja niihin vaikuttavista tekijöistä vuosina 2 28. 174 2 23 26 28

7.3.2.1 Vuosaaren satamahankkeen vaikutukset vapaa-ajankalastukseen vuosina 23-28 Vuosaaren sataman ympäristön vapaa-ajankalastukseen vaikuttavat pääkaupunkiseudun läheisyys ja sen seurauksena vilkas virkistyskäyttö sekä runsas veneliikenne. Ruuhkaisuus on kyselyjen perusteella ollut havaittavissa alueella jo ennen satamatöiden aloittamista. Tämä näkyy kalastusaktiivisuuden tasaisena laskuna vuodesta 1997 alkaen. Kalastusaktiivisuuden laskuun ovat osaltaan vaikuttaneet myös heikentyneet saaliit sekä mieluisien saalislajien vähäinen osuus saaliissa. Vuodesta 23 lähtien sataman vesistötöillä ja myöhemmin väyläalueella on ollut vaikutusta kalastusmahdollisuuksiin ja saaliiseen. Osaltaan kalastusaktiivisuuden laskuun voi vaikuttaa myös kyselyn kohteena olevan väestön ikääntyminen ja siten kalastusharrastuksen luonnollinen väheneminen. Vuosaaren edustan kalastus ja olosuhteet on koettu selvästi negatiivisimpana vuoden 26 kalastustiedustelussa. Tämä on luonnollista, sillä edellisen, vuonna 23 toteutetun kalastuskyselyn jälkeen vuosina 24 26 toteutettiin suurimmat ja eniten vaikutuksia aiheuttaneet vesistörakennustyöt. Edelleen vuonna 26 veden sameus oli tarkkailun perusteella suurimmillaan. Myös kalastusaktiivisuudessa on vesistötöiden aikana tapahtunut selvää pudotusta, mikä on osaltaan heijastunut myös kalansaaliisiin. Vuosaaren sataman rakentaminen näkyy heikentyneessä saalistasossa eli ruokakuntaa kohti on saalista saatu vähemmän. Itse kalastus ei näytä juurikaan muuttuneen, vaan käytössä ovat olleet samat pyyntimuodot sataman rakentamisen aikaan kuin ennen rakentamisen aloittamista. Yhteenvetona voidaan todeta, että alueen vapaa-ajankalastajat kokivat Vuosaaren edustan merialueen virkistyskalastusarvon heikentyneen Vuosaaren satamahankkeen rakennustöiden aikana. 175

8 VESISTÖTÖIDEN VAIKUTUKSET SUOJELUALUEISIIN 8.1 Ympäristössä sijaitsevat Natura 2 -alueet Vuosaaren sataman ympäristössä sijaitsee kolme Natura 2 -aluetta: 1) Mustavuoren lehto ja Östersundomin lintuvedet (FI165), 2) Kallahden harju-, niitty- ja vesialueet (FI163) sekä 3) Söderskärin ja Långörenin saaristo (FI177) (kuva 146). Tässä yhteenvedossa käsitellään suojelualueita siltä osin kuin ne liittyvät vesistö- ja kalatalousseurantaan. Kuva 146. Vuosaaren sataman vesistötyökohteet ja Natura 2 -alueiden sijoittuminen. 8.1.1 Mustavuoren lehto ja Östersundomin lintuvedet Mustavuoren lehto ja Östersundomin lintuvedet Natura 2 -alue (SCI ja SPA) jakautuu useisiin osiin. Vuosaaren satamahankkeen vesistövaikutusten kannalta kriittisiä suojelualueen osia ovat matalat merenlahdet Porvarinlahti, Bruksviken, Torpviken. Edellä mainituista alueista Porvarinlahti sijaitsee aivan Vuosaaren satamatyömaan välittömässä läheisyydessä. Vuosaaren liikenneyhteyksien rakentamisen vaikutuksia ei käsitellä tässä tarkkailussa, vaan niitä on seurattu erikseen. Alue on pääkaupunkiseudulla sijaitessaan erittäin tärkeä luontoharrastus- ja virkistyskohde. Se on myös tutkimukselle merkittävä alue, sillä esimerkiksi lintuseurantoja on varsin pitkältä ajalta. Alueen suojeluperusteet liittyvät lähinnä lintuihin ja maa-alueiden kasvillisuuteen. Luontodirektiivin luontotyypeistä merialueella esiintyy laajat matalat merenlahdet (116). 176