9M Vapo Oy. Iljansuon turvetuotantohanke - Vesistöjen pohjaeläinselvitys. Pekka Majuri

9M609216 15.2.2010 Vapo Oy Iljansuon turvetuotantohanke - Vesistöjen pohjaeläinselvitys Pekka Majuri

1 Vapo Oy. Iljansuon turvetuotantohanke Vesistöjen pohjaeläinselvitys. Pöyry Finland Oy. Sisältö 1 JOHDANTO 1 2 VIRTAVESIEN POHJAELÄIMET 2 2.1 Aineisto ja menetelmät 2 2.1.1 Tutkimuskohteet, pohjaeläinnäytteenotto ja lajinmääritys vuonna 2010 2 2.1.2 Pohjaeläinyhteisöjä kuvaavat tunnusluvut 2 2.1.3 Shannon-Wiener- ja ASPT -indeksien laatukriteerien asettaminen 3 2.1.4 Virtavesien ekologisen tilan arviointi pohjaeläinmittarien avulla 4 2.2 Tulokset 5 2.3 Tulosten tarkastelu virtavedet 7 2.3.1 Puohtiinoja 7 2.3.2 Ilajanjoki 8 3 ILAJANJÄRVI 8 3.1 Aineisto ja menetelmät 8 3.1.1 Tutkimuskohteet, pohjaeläinnäytteenotto ja lajinmääritys vuonna 2010 8 3.1.2 Pohjaeläinyhteisöjä kuvaavat tunnusluvut 9 3.1.3 Järvisyvänteiden ekologisen tilan arviointi syvännepohjaeläimistön perusteella 9 3.2 Tulokset 9 3.3 Tulosten tarkastelu Ilajanjärvi 10 4 TURVETUOTANTOHANKKEEN MAHDOLLISET VAIKUTUKSET VESISTÖJEN POHJAELÄINYHTEISÖIHIN 11 5 LÄHDEAINEISTO JA KIRJALLISUUS 13 Liitteet Liite 1. Liite 2. Pohjaeläinnäytteenottoalueiden sijainti Virtavesien tutkimuspaikkakohtaisten kokoomanäytteiden pohjaeläinlajit ja -yksilömäärät vuonna 2010 Liite 3. Pohjaeläinnäytteenottoalueiden valokuvia syksyltä 2010 Liite 4. Järvisyvännekokoomanäytteiden pohjaeläinlajit ja -yksilömäärät vuosina 2008 ja 2010 Pekka Majuri, FM Yhteystiedot PL 20, Tutkijantie 2 A 90571 Oulu puh. 010 33 280 sähköposti etunimi.sukunimi@poyry.com Copyright Pöyry Finland Oy Kaikki oikeudet pidätetään Tätä asiakirjaa tai osaa siitä ei saa kopioida tai jäljentää missään muodossa ilman Pöyry Finland Oy:n antamaa kirjallista lupaa.

1 1 JOHDANTO Vapo Oy suunnittelee turvetuotannon aloittamista Ilomantsin Hattuvaarassa sijaitsevalla noin 724 hehtaarin suuruisella Iljansuolla. Iljansuo on nykytilassaan pääosin ruokohelpiviljelyssä ja alue on tarkoitus ottaa takaisin turvetuotantoon. Iljansuolla on tuotettu turvetta viimeksi vuonna 1999 (Heikkinen & Rantala 2011). Alustavan suunnitelman mukaan Iljansuon kuivatusvedet puhdistettaisiin ns. perustason rakentein sekä kuudella pintavalutuskentällä. Kaikki rakenteet olisivat käytössä ympärivuotisesti. Tuotantosuon kuivatusvedet johdettaisiin laskuojia myöden Puohtiinojan kautta Ilajanjokeen ja edelleen Ilajanjärveen (Heikkinen & Rantala 2011). Tämän tutkimuksen tarkoituksena oli selvittää Iljansuon alapuolisten vesistöjen ekologista tilaa pohjaeläimistön avulla. Suunnitellun purkuvesisuunnan välittömässä läheisyydessä sijaitsevien alapuolisten vesistöjen pohjaeläimistöstä ei ollut aiempaa tutkimustietoa ennen tätä selvitystä. Ko. vesistöjen pohjaeläinyhteisöjen tilan selvittämiseksi, alueilta otettiin pohjaeläinnäytteitä syksyllä 2010.

2 2 VIRTAVESIEN POHJAELÄIMET 2.1 Aineisto ja menetelmät 2.1.1 Tutkimuskohteet, pohjaeläinnäytteenotto ja lajinmääritys vuonna 2010 Iljansuon läheisyydessä sijaitsevien alapuolisten virtavesien pohjaeläimistöstä ei ole olemassa aiempaa tutkimustietoa (Pohje-rekisteri 2010). Pohjaeläinyhteisöjen tilan selvittämiseksi Puohtiinojasta ja Ilajanjoesta otettiin pohjaeläinnäytteet 23.9.2010. Puohtiinojalla näytteenottoalueita oli yksi ja Ilajanjoella kaksi. Tutkimuskohteiden sijainnit on esitetty liitteessä 1. Puohtiinoja kuuluu pienet turvemaan joet -tyyppiin (Luotonen; hlö. koht. s.posti). Ilajanjoki kuuluu puolestaan keskisuuret turvemaan joet - tyyppiin (Kt) (OIVA-tietojärjestelmä 2010). Jokaiselta kohteelta otettiin kuusi potkuhaavinäytettä, noudattaen ympäristöhallinnon jokien biologisten seurantojen ohjetta XN3103 (Hellsten ym. 2010), jonka mukaan näytteet otetaan kolmesta, virtausoloiltaan ja pohjanlaadultaan poikkeavasta virtavesihabitaattista. Menetelmä soveltaa SFS 5077 -standardin mukaista potkuhaavimenetelmää, jossa joen pohjaa pöyhitään haavin edustalta 30 sekunnin ajan, jonka jälkeen näyte seulotaan 0,5 mm:n seulalla ja säilötään 70 % etanoliin. Näytteenoton yhteydessä paikalta kuvattiin mm. pohjanlaatuun ja kasvillisuuteen liittyviä tekijöitä. Näytteiden sisältämät pohjaeläimet poimittiin laboratoriossa valkoiselta poimintaalustalta. Eläimet pyrittiin määrittämään vähintään ympäristöhallinnon jokien biologisen perusseurannan vaatimalle tavoitetaksonomiatasolle (ks. Hellsten ym. 2010). Pohjaeläinselvityksen havaintopaikka- ja näytteenottotiedot sekä määritystulokset tallennettiin ympäristöhallinnon ylläpitämään Pohje -tietojärjestelmään. 2.1.2 Pohjaeläinyhteisöjä kuvaavat tunnusluvut Näytteet käsiteltiin aluksi erillisinä näytteinä. Tunnuslukujen laskemista varten kohdekohtaiset pohjaeläinnäytteet yhdistettiin yhdeksi paikkakohtaiseksi kokoomanäytteeksi (liite 2). Pohjaeläinyhteisöjen monimuotoisuus Pohjaeläinyhteisöjen monimuotoisuuden kuvaamiseen käytettiin lajimäärää. Häiriintymättömissä jokiekosysteemeissä lajimäärän oletetaan olevan suurempi kuin ihmisvaikutuksen takia muuttuneissa kohteissa (mm. Rosenberg & Resh 1993). Lajimäärälaskennassa aineistosta poistettiin paikkakohtaisesti sukutasolle määritetyt pohjaeläimet, mikäli paikalta oli havaittu saman suvun pohjaeläinlajeja. Mikäli paikalla esiintyi kuitenkin ainoastaan jotain sukutasolle määritettyä pohjaeläinsukua, sisällytettiin sukutasolle määritetyt pohjaeläinyksilöt lajimäärän laskentaan. Monimuotoisuutta kuvattiin myös Shannon-Wiener diversitetti-indeksillä (H ) (mm. Krebs 1985). Indeksin arvo on sitä suurempi, mitä enemmän lajeja havaitaan ja mitä tasaisemmin ne esiintyvät. Indeksin laskemista varten kovakuoriaisten (Coleoptera) lajikohtaiset toukka- ja aikuisvaiheet sekä surviaissääskien (Chironomidae) ja mäkärien

3 (Simulidae) toukka- ja koteloasteet yhdistettiin. Lisäksi päivänkorennoista (Ephemeroptera) Leptophlebia-suvun sekä vesiperhosista (Trichoptera) Limnephilidaeheimon ja Ceraclea-suvun yksilöt yhdistettiin joko suku- tai ryhmätasoille. Laskennassa aineistosta poistettiin pääsääntöisesti paikkakohtaisesti sukutasolle määritetyt pohjaeläimet, mikäli paikalta oli havaittu saman suvun pohjaeläinlajeja. Mikäli paikalla esiintyi kuitenkin ainoastaan jotain sukutasolle määritettyä pohjaeläinsukua, sisällytettiin sukutasolle määritetyt pohjaeläinyksilöt indeksin laskentaan. Shannon- Wiener diversitetti-indeksi laskettiin kaavalla: H = - Pi ln Pi, missä Pi on i lajin osuus paikan kokonaisyksilömäärästä. Kolmantena monimuotoisuutta kuvaavana muuttajana tarkasteltiin päivänkorentojen (Ephemeroptera), koskikorentojen (Plecoptera) ja vesiperhosten (Trichoptera) yhteistä lajimäärää (EPT-lajit). EPT-lajeja pidetään yleisesti herkkinä erilaisille ympäristön muutoksille (mm. Rosenberg & Resh 1993, Wallace ym. 1996). Pohjaeläinyhteisöjen rakenne Selvitysalueen pohjaeläinyhteisöjen rakenteen tarkastelemiseksi pohjaeläinyksilöt jaettiin taksonomisiin ryhmiin. Orgaanista kuormitusta kuvaava ASPT -indeksi Pohjaeläinyhteisön tilaa kuvaavana bioindeksinä käytettiin Biological Monitoring Working Party (BMWP) -indeksin johdannaista, Average Score Per Taxon (ASPT) - indeksiä. BMWP- ja ASPT-indeksin laskennassa kullekin pohjaeläinheimolle annetaan pisteitä yhdestä kymmeneen riippuen sen herkkyydestä orgaaniselle kuormitukselle (Armitage ym. 1983) ja pisteet summataan. ASPT-indeksi saadaan jakamalla BMWPindeksi pisteytettyjen pohjaeläinheimojen määrällä, joten ASPT-indeksi voi saada arvon väliltä 1 10. Mitä pienempi ASPT-indeksi on, sitä suurempaa orgaanista kuormitusta indeksi ilmaisee. Tulosten tarkastelussa keskitytään ainoastaan ASPT-indeksiarvoihin, sillä toteutunut otoskoko saattaa vaikuttaa BMWP-indeksin tuloksiin (Beavan ym. 2001). ASPT-indeksi ei ole riippuvainen otoskoosta tai havaitusta lajimäärästä. Lisäksi BMWP-indeksiin pohjautuvia ns. tyyppikohtaisia ELS -raja-arvoja ei ole määritelty. ASPT-indeksiin perustuvaa mittaria ei kuitenkaan käytetä jokien varsinaisesta ekologisen tilan luokittelussa (Vuori ym. 2010). ASPT-indeksiarvot laskettiin Pohjerekisterin avulla. Pohje-rekisterin laskentakaava vähentää automaattisesti ASPTindeksistä luvun kaksi, sillä laskentamallissa ei oteta huomioon harvasukamatoja ja surviaissääskiä (Mykrä, suullinen tiedonanto). Koska jokaisella selvitysalueella esiintyi ko. pohjaeläinryhmiä, tuloksissa esitetään myös paikkakohtaiset ASPT-arvot, joista ei ole vähennetty lukua kaksi. 2.1.3 Shannon-Wiener- ja ASPT -indeksien laatukriteerien asettaminen Koska Shannon-Wiener- ja ASPT -indeksiin perustuvia mittareita ei käytetä varsinaisessa jokien ekologisen tilan luokittelussa, ASPT- ja Shannon-Wiener diversitetti-indeksin laatukriteereinä ja luokkarajoina käytettiin lisäksi Ruotsin EPA:n (Environmental Protection Agency) ehdottamia kriteereitä ja rajoja (taulukko 1).

4 Samoja laatukriteereitä ja luokkarajoja on käytetty mm. Simojoen vesistöalueen (Nenonen & Liljaniemi 2007) ja lapin alueen turvetuotannon vaikutuksia koskevissa (Majuri 2010) pohjaeläinselvityksissä. Taulukko 1. Ruotsin EPA:n ympäristön laatukriteerit pohjaeläinindekseille (Lähde: Nenonen & Liljaniemi 2007). Luokka Indeksiarvo Shannon-Wiener ASPT 1 Erittäin korkea > 3,71 > 6,9 2 Korkea 2,97-3,71 6,1-6,9 3 Melko korkea 2,22-2,97 5,3-6,1 4 Matala 1,48-2,22 4,5-5,3 5 Erittäin matala < 1,48 < 4,5 2.1.4 Virtavesien ekologisen tilan arviointi pohjaeläinmittarien avulla Virtavesien ekologisessa tila-arvioinnissa havaittua (observed = O) pohjaeläinmittariarvoa verrataan vesistötyyppikohtaiseen odotusarvoon (expected = E). Kyseessä on Vesipuitedirektiivin mukainen vertailuoloihin perustuva lähestymistapa (ks. esim. Hämäläinen ym. 2007), jossa vesistön tilan arvioinnissa käytetään mittarikohtaisia ekologisia laatusuhteita (ELS). Kohteen ekologinen tila määräytyy havaittujen ja odotettujen arvojen poikkeamien suuruuden perusteella. Jos O/E - suhdeluku (ELS) on lähellä yhtä, tulkitaan paikan olevan ekologisesti häiriintymättömässä tilassa (mm. Wright ym. 2000). Mm. Vuori ym. (2006 & 2010) sekä Hämäläinen ym. (2007) ovat kuvanneet tarkemmin Suomen pintavesien tyypittelyn ja ekologisen luokittelujärjestelmän perusteita. Mittarikohtaisten havaittujen arvojen laskentaan pyrittiin sisällyttämään nykyohjeistuksen mukaan neljä nopean virtauksen alueelta otettua pohjaeläinnäytettä (ks. Hellsten ym. 2010, Vuori ym. 2010). Puohtiinojan näytteenottoalueelta ei löytynyt nopean virtausalueen habitaatteja, joten ELS-laskentaan otettiin hitaamman virtausalueen näytteittä. Tyyppilajimäärät, tyyppiomaisten EPT-heimojen määrät sekä tyyppiomaiset ASPT-indeksiarvot laskettiin Pohje-rekisterin avulla. Koska pohjerekisterin ELS-laskennassa ei voi vaikuttaa laskentaan mukaan tuleviin näytemääriin, Puohtiinojan ELS-laskentojen havaittujen arvojen laskennassa on, vastoin ohjeistusta, kuusi näytettä. Ekologisen luokittelun vertailu- ja luokkaraja-arvoina käytettiin Vuoren ym. (2010) esittämiä tyyppikohtaisia arvoja. Tyyppiominaiset taksonit, EPT- heimojen lukumäärä ja ASPT-indeksi Selvitysalueiden pohjaeläinlajistoa verrattiin valtakunnalliseen vertailuaineistoon (H. Mykrä, julkaisematon), jossa jokaiselle jokityypille on määritelty ns. tyyppilajisto, tyyppiomaisten EPT-heimojen määrä sekä tyyppiominainen ASPT-indeksiarvo. Tyyppilajeiksi on katsottu ne lajit tai ylemmät taksonit, jotka esiintyvät vähintään 40 %:ssa tyypin vertailujoista. Tyyppiomaiset taksonit tarkoittavat siis kullekin jokityypille ominaisten taksonien havaittua lukumäärää. Tällä muuttujalla kuvataan taksonomista monimuotoisuutta (Hämäläinen ym. 2007). Tyyppiomaisten EPT-heimojen määrällä tarkoitetaan puolestaan kullekin jokityypille ominaisten EPT-heimojen havaittua lukumäärää. Tällä muuttujalla kuvataan mm. tärkeiden taksonomisten ryhmien mahdollista puuttumista. Vaikka ASPT-indeksiin perustuvaa mittaria ei käytetä jokien varsinaisesta ekologisen tilan luokittelussa (Vuori ym. 2010), ASPT -muuttujaa

5 käytettiin kuvamaan pohjaeläinyhteisöjen vastetta mahdolliselle orgaaniselle kuormitukselle. Suhteellinen mallinkaltaisuus (PMA) Pohjaeläinyhteisökoostumuksen ja -taksonien runsaussuhteiden kuvaamiseen käytettiin ns. suhteellista mallinkaltaisuutta (PMA; Percent Model Affinity) (ks. Novak & Bode 1992). Menetelmässä verrataan arvioitavan kohteen lajiston suhteellisia osuuksia vertailuaineistosta (H. Mykrä, julkaisematon) laskettuihin lajien keskimääräisiin suhteellisiin osuuksiin. Indeksi huomio myös lajit, joita ei vertailuaineistosta ole tavattu. PMA kuvaa myös muutoksia, joissa yhteisön lajimäärä kasvaa ympäristön tilanmuutoksen seurauksena. Mallinkaltaisuuden mittana on prosenttinen samankaltaisuus (PS). Esimerkiksi Barton (1996) ja Hämäläinen ym. (2007) ovat kuvanneet tarkemmin PMA-mallin laskentaa sekä sen perusteita. Suhteellinen mallinkaltaisuus laskettiin kaavalla: PS = PMA = 100 0,5 a = min a, b i b i, missä a i on taksonin i suhteellinen osuus vertailuyhteisössä ja b i saman taksonin osuus arvioitavan kohteen näytteessä. Tässä selvityksessä keskityttiin erityisesti jokityyppikohtaisien taksonien, EPTheimomäärien ja PMA:n ELS-arvoihin, sillä ASPT- ja Shannon-Wiener diversitettiindeksiin sekä kokonaislajimäärään perustuvia mittareita ei käytetä jokien varsinaisessa ekologisen tilan luokittelusta (Vuori ym. 2010). i i 2.2 Tulokset Virtavesien pohjaeläinnäytteistä määritettiin yhteensä noin 8 200 pohjaeläinyksilöä. Puohtiinojalla kokonaisyksilömäärästä runsaimpana pohjaeläinryhmänä esiintyivät kaksisiipiset (Diptera), kun Ilajanjoella kokonaisyksilömäärästä runsaimpina pohjaeläinryhminä esiintyivät päivän- ja koskikorennot (liite 2). Puohtiinojalta havaittiin 23 pohjaeläintaksonia. Ilajanjoen ylemmältä alueelta pohjaeläintaksoneita havaittin 43 ja Ilajanjoen alemmalta tutkimuskohteelta 37. Puohtiinojalta havaittiin kahdeksan EPT-lajia. Ilajanjoen ylemmältä selvitysalueelta havaittiin 25 EPT-lajia ja alemmalta 22 (taulukko 2). Puohtiinojan ja Ilajanjoen vertaaminen ei ole järkevää, sillä selvityskohteet poikkeavat toisistaan mm. kokoluokaltaan ja jokityypiltään. Shannon-Wiener -diversitetti-indeksillä mitattuna Puohtiinojan pohjaeläinyhteisön monimuotoisuutta voidaan pitää erittäin matalana. Ilajanjoen ylemmän alueen pohjaeläinyhteisön monimuotoisuutta voidaan puolestaan pitää melko korkeana ja alemman alueen matalana. Puohtiinojalta havaittua ASPT-arvoa voidaan pitää melko korkeana (taulukot 1 & 2). Toisaalta Puohtiinojan vuoden 2010 ASPT-arvo oli pienempi kuin mitä vertailuvesistöistä on keskimäärin havaittu (taulukko 3), joten matala ASPT - arvo voi kuvata alueen pohjaeläinyhteisöjen kärsineen, ainakin ajoittain, orgaanisesta kuormituksesta. Ilajanjoen molemmilta selvitysalueilta havaittuja ASPT-arvoja voidaan pitää puolestaan korkeina (taulukot 1 & 2). Ilajanjoelta havaitut APST-arvot olivat yli sen, mitä vertailuvesistöistä on keskimäärin havaittu (taulukko 3). ASPT-indeksillä mitattuna Ilajanjoen pohjaeläinyhteisöt eivät ole kärsineet orgaanisesta kuormituksesta.

6 Taulukko 2. Iljansuon alapuolisten virtavesitutkimuskohteiden pohjaeläinyhteisöjä kuvaavia tunnuslukuja vuonna 2010. Paikka Puohtiinoja Ilajanjoki YLÄ Ilajanjoki ALA Yksilömäärä 1275 4033 2924 Lajimäärä 23 43 37 EPT-lajimäärä 8 25 22 Shannon-Wiener -indeksi 1,259 2,343 1,997 ASPT-indeksi 5,72 6,86 6,74 * ASPT -indeksi laskettu pohje-rekisterin avulla. Arvoihin on lisätty luku kaksi (ks. kpl. 2.1.2.) Puohtiinoja oli vuonna 2010 havaittujen tyyppilajien ELS-arvon perusteella hyvässä ekologisessa tilassa ja EPT-heimomäärien ELS-arvon perusteella tyydyttävässä tilassa. Puohtiinojalta havaitut tyyppilaji- ja EPT-heimomäärät saattavat olla kuitenkin liian korkeita, sillä vuoden 2010 indeksilaskentaan otettiin, vasten ohjeistusta, mukaan kuusi pohjaeläinnäytettä, johtuen laskennassa käytetyn pohje-rekisterin valintamahdollisuuksien puutteista. Puohtinoja saattaa siten luokittua ko. mittareilla liian hyvään ekologiseen tilaan. ASPT-indeksi ei ole riippuvainen näytemäärästä. PMA:n ELS-arvon perusteella Puohtiinoja oli ekologisesti huonossa tilassa (taulukko 3). Ilajanjoen selvitysalueiden ekologinen tila oli vuonna 2010 havaittujen ELS-arvojen perusteella joko hyvä tai erinomainen. Ko. mittareiden perusteella Ilajanjoen ylempi näytteenottoalue on ekologisesti paremmassa tilassa kuin alempi alue (taulukko 3). Taulukko 3. Tutkimuskohteiden havaitut (O) ja odotetut (E) tyyppilajimäärät, tyyppikohtaiset EPT-heimomäärät, ASPT-indeksit ja PMA sekä näihin mittareihin perustuvat ekologiset laatusuhteet (ELS) ja -luokat vuonna 2010 (Pt = pienet turvemaanjoet -tyypi, Kt = keskisuuret turvemaanjoet -tyyppi, Hu = huono, T = tyydyttävä, H = hyvä, E = erinomainen). Paikka Puohtiinoja (Pt) Ilajanjoki YLÄ (Kt) Ilajanjoki ALA (Kt) Havaittu (O) tyyppilajien lkm. 10 * 25 20 Odotettu (E) tyyppilajien lkm. 14 25 25 ELS (O/E) Tyyppilajit 0,714 * 1,000 0,800 Ekologinen laatuluokka (Tyyppilajit) H * E H Havaittu (O) EPT-heimojen lkm. 5 * 13 13 Odotettu (E) EPT-heimojen lkm. 9,5 14 14 ELS (O/E) EPT-heimot 0,526 * 0,929 0,929 Ekologinen laatuluokka (EPT-heimot) T * E E Havaittu (O) PMA 0,1196 0,3681 0,3150 Odotettu (E) PMA 0,4558 0,4557 0,4557 ELS (O/E) PMA 0,262 0,808 0,691 Ekologinen laatuluokka (PMA) Hu H H Havaittu (O) ASPT -2 -arvo 3,72 4,86 4,74 Odotettu (E) ASPT-2 -arvo 4,53 4,68 4,68 * indeksilaskennassa mukana, vasten ohjeistusta, kuusi pohjaeläinnäytettä (ks. kpl. 2.1.4.)

2.3 Tulosten tarkastelu virtavedet 16WWE0884 7 Tutkimusalueita kokonaisuutena tarkasteltaessa kokonaisyksilömäärästä runsaimpana pohjaeläinryhmänä esiintyivät päivänkorennot ja kaksisiipiset. Puhtiinojan näytteenottoaluetta dominoivat kaksisiipiset, kun Ilajanjoen näytteenottoalueilla kokonaisyksilömäärästä runsaimpana pohjaeläinryhmänä esiintyivät päivän- ja koskikorennot. Puohtiinojan ja Ilajanjoen keskinäinen vertailu ei ole järkevää, sillä selvityskohteet poikkeavat toisistaan mm. kokoluokaltaan ja jokityypiltään. Joen koon (mm. Rosenberg & Resh 1993, Allan 1995, Tate & Heiny 1995, Heino 2002, Mykrä ym. 2004) ja jokityypin (mm. Hämäläinen ym. 2007, Aroviita ym. 2009, Vuori ym. 2010) on todettu vaikuttavan oleellisesti pohjaeläinyhteisöjen koostumukseen. Tulosten tarkastelussa on otettava huomioon, että virtavesien pohjaeläinyhteisöissä esiintyy luontaista vaihtelua (mm. Heino ym. 2004, Heino ym. 2007, Mykrä 2006, Mykrä ym. 2006), joka on ajoittain suurta ja tässä esitettävät tulokset edustavat ainoastaan vuoden 2010 tilannetta. Puhtiiojalta havaittiin mm. Semblis atrata -vesiperhoslaji. Lajin on todettu olevan herkkä mm. vesistöjen kuormitukselle ja happamoitumiselle (mm. Bergling ym. 1999). Vaikka lajia ei ole luokiteltu valtakunnallisesti uhanalaiseksi, Suomessa elinvoimaiset Semblis-lajien populaatiot esiintyvät hajallaan. Lisäksi populaatiot ovat yleensä yksilömäärältään harvalukuisia (Rinne & Salokannel; suullinen tiedoksianto). Selvitysalueilta ei havaittu Suomessa valtakunnallisesti uhanalaisina pidettyjä (ks. Rassi ym. 2010) pohjaeläinlajeja. 2.3.1 Puohtiinoja Puohtiinojaa on aikoinaan kuormittanut noin 20 vuotinen turvetuotanto. Vuodesta 2002 lähtien Puohtiinojan valuma-alueen pinta-alasta suurimmalla osalla on viljelty ruokohelpeä (Phalaris arundinacea). Heiton (2006) mukaan ruokohelpituotantoon siirtyminen on vähentänyt suon kiintoaine-, humus- ja typpikuormitusta. Sen sijaan kokonaisfosforikuormitus on ollut samaa tasoa kuin turvetuotannon aikana. Kesän keskimääräisten ravinnepitoisuuksien perusteella Puohtiinojan vesi voidaankin luokitella reheväksi (Heikkinen & Rantala 2011). Puohtiinojan valuma-alueen maankäyttö on vaikuttanut todennäköisesti Puohtiinojan ekologiseen tilaan. Maankäyttö voi vaikuttaa huomattavasti pohjaeläinkoostumukseen (mm. Haynes 1999, Thorpe & Lloyd 1999, Hanski 2000). Vaikka Puohtiinojalta havaittua ASPT-arvoa voidaan pitää melko korkeana, arvo oli pienempi kuin mitä vertailuvesistöistä on keskimäärin havaittu, joten ASPT:n mukaan alueen pohjaeläinyhteisö on kärsinyt, ainakin ajoittain, orgaanisesta kuormituksesta. Puohtiinojan uoman ja rantavyöhykkeen rakennetta on muokattu voimakkaasti (liite 3). Puohtiinoja on käytännössä lähes suoraksi kaivettu oja. Uoman ja rantavyöhykkeen rakenteellisten muutosten on todettu vaikuttavan pohjaeläinyhteisöihin (esim. Hanski 2000, Pires ym. 2000, Beavan ym. 2001, Negishi 2002). Shannon-Wiener -diversitettiindeksillä mitattuna Puohtiinojan pohjaeläinyhteisön monimuotoisuutta voidaankin pitää erittäin matalana. Vaikka paikalta havaittiin suhteellisen paljon pohjaeläinlajeja, suurin osa pohjaeläinyksilöistä kuului yhteen pohjaeläinryhmään; Chironomidaeheimoon. PMA:n ELS-arvojen perusteella Puohtiinojan pohjaeläinyhteisökoostumuksessa on tapahtunut muutoksia. PMA ELS-arvon perusteella Puohtiinojan ekologinen tila on huono. Vaikka tyyppilajien ja tyyppiominaisen EPT-heimomäärän perusteella Puohtiinojan ekologinen tila on joko tyydyttävä tai hyvä, saattaa Puohtiinoja luokittua ko. mittareilla liian hyvään

8 ekologiseen luokaan, sillä indeksilaskentaan otettiin, vasten ohjeistusta, mukaan kuusi pohjaeläinnäytettä, johtuen laskennassa käytetyn pohje-rekisterin valintamahdollisuuksien puutteista. PMA laskettiin manuaalisesti ja laskentaan otettiin ohjeistuksen mukaisesti neljä näytettä. Puohtiinojan ekologista tilaa ei ole aiemmin arvioitu millään mittarilla (OIVA-tietojärjestelmä 2010). 2.3.2 Ilajanjoki Puohtiinoja laskee Ilajanjokeen, joten aiemmin turvetuotanto ja nykyinen ruokohelpiviljely ovat kuormittaneet myös Ilajanjokea. Ilajanjoen valuma-alue on voimakkaasti metsäojitettu. Nykyisin huomattava osa Ilajanjoen vesistöalueen maankäytöstä johtuvasta kuormituksesta tulee metsätalousmailta (Uomatietojärjestelmä 2011). Ilajanjoen vedessä onkin ollut runsaasti epäorgaanisia ravinteita ja veden ph on ollut hieman happaman puolella. Vesi on humuspitoista, sameaa ja ravinteikasta. Kesäkauden keskimääräisten ravinnepitoisuuksien perusteella Ilajanjoen vesi voidaan luokitella reheväksi (Heikkinen & Rantala 2011). Ilajanjoen molemmilta selvitysalueilta havaittuja ASPT-arvoja voidaan pitää kuitenkin korkeina. Havaitut APST-arvot olivat lähellä tai yli sen, mitä vertailuvesistöistä on keskimäärin havaittu. ASPT-indeksillä mitattuna Ilajanjoen pohjaeläinyhteisöt eivät ole kärsineet orgaanisesta kuormituksesta. Ilajanjoki on kokonaisuutena arvioitu hydro-morfologisilta ominaisuuksiltaan kuuluvan luokkaan erinomainen (OIVA-tietojärjestelmä 2010). Ilajanjoen alemman näytteenottoalueen koskialue on kuitenkin aikoinaan voimakkaasti perattu. Ylempi selvitysalue on rakenteellisesti lähempänä luonnontilaa (liite 3). Ilajanjoen ylemmältä alueelta havaittiinkin enemmän pohjaeläin- ja EPT-lajeja kuin alemmalta tutkimusalueelta. Myös Shannon-Wiener -diversitetti-indeksillä mitattuna Ilajanjoen ylemmän alueen pohjaeläinyhteisön monimuotoisuutta voidaan pitää korkeampana kuin alemmalla alueella. Ilajanjoen selvitysalueiden ekologinen tila oli vuonna 2010 havaittujen ELS-arvojen perusteella joko hyvä tai erinomainen. Ko. mittareiden perusteella Ilajanjoen ylempi, rakenteellisesti luonnontilaisempi, näytteenottoalue on ekologisesti paremmassa tilassa kuin alempi alue. Koko Ilajanjoen ekologinen tilaluokka on aiemmin luokiteltu ympäristöhallinnon asiantuntija-arvion mukaan, perustuen suppeaan aineistoon, hyväksi (OIVA-tietojärjestelmä 2010). 3 ILAJANJÄRVI 3.1 Aineisto ja menetelmät 3.1.1 Tutkimuskohteet, pohjaeläinnäytteenotto ja lajinmääritys vuonna 2010 Ilajanjärven syvännepohjaeläinnäytteet otettiin 20.9.2010 kahdelta eri selvitysalueelta. Näytteenottopaikkojen sijainti on esitetty liitteessä 1. Ilajanjärvi kuuluu matalat runsashumuksiset järvet -tyyppiin (Mhr) (OIVA-tietojärjestelmä 2010). Jokaiselta näytteenottoalueelta otettiin Ekman-noutimella (A=289 cm 2 ) järvien biologisen seurannan XN3103-ohjetta noudattaen kuusi rinnakkaista pohjaeläinnäytettä. Näytteet seulottiin 0,5 mm seulalla ja säilöttiin noin 70 % etanoliin. Syvännepohjaeläinnäytteet käsiteltiin aluksi erillisinä näytteinä.

9 Näytteiden sisältämät pohjaeläimet poimittiin laboratoriossa valkoiselta poimintaalustalta. Eläimet pyrittiin määrittämään vähintään ympäristöhallinnon järvien biologisen perusseurannan vaatimalle tavoitetaksonomiatasolle (ks. Hellsten ym. 2010). Syvännepohjaeläinhavaintopaikka- ja näytteenottotiedot sekä määritystulokset tallennettiin ympäristöhallinnon ylläpitämään POHJE -tietojärjestelmään. Ilajanjärveltä on otettu vuonna 2010 syvänne- ja ranta-alueen pohjaeläinnäytteitä myös ympäristöhallinnon toimesta. Tätä selvitystä laadittaessa ympäristöhallinnon pohjaeläinaineistot eivät olleet vielä valmistuneet (Pohje-rekisteri 2011). 3.1.2 Pohjaeläinyhteisöjä kuvaavat tunnusluvut Tunnuslukujen laskemista varten rinnakkaiset pohjaeläinnäytteet yhdistettiin vuosittain näytteenottopaikkakohtaisesti yhdeksi kokoomanäytteeksi (liite 4). Järvisyvänteiden pohjaeläinyhteisöjen koostumusta ja runsaussuhteita kuvattiin kokoomanäytteistä arvioiduilla pohjaeläintiheyksillä (yksilöä/m 2 ) ja biomassoilla (g/m 2 ). Tiheysarvot laskettiin Pohje-rekisterin avulla. Pohjaeläinyhteisöjen monimuotoisuuden kuvaamiseen käytettiin lajimäärää. 3.1.3 Järvisyvänteiden ekologisen tilan arviointi syvännepohjaeläimistön perusteella Järvien pohjaeläinten tilaluokittelussa käytetään syvänteiden surviaissääskitoukkien esiintymiseen perustuvaa pohjanlaatuindeksiä (BQI, Benthic Quality Index)(Wiederholm 1980). Indeksin laskennassa on pisteytetty seitsemän surviaissääskilajia niiden kuormituksen sietokyvyn perusteella. Esimerkiksi rehevyyttä ja matalaa alusveden happipitoisuutta ilmentävät lajit saavat matalia pistearvoja, kun karuja ja kuormittamattomia oloja ilmentävät lajit saavat korkeita pistearvoja (Vuori ym. 2010). BQ-indeksi laskettiin kaavalla: 7 ni k BQI = - N i 0, missä k i = indikaattorilajin kerroin, n i = lajin i yksilömäärä ja N = indikaattorilajien kokonaisyksilömäärä. i Kuten virtavesienkin ekologisessa tila-arvioinnissa, kohteen ekologinen tila määräytyy havaittujen ja odotettujen arvojen poikkeamien suuruuden perusteella (ks. kpl 2.1.4). BQ-indeksin vertailuarvot laskettiin näytteenottosyvyyden käsittävän regressiomallin avulla (Jyväsjärvi ym. 2010, Vuori ym. 2010). Järvien ekologisen tilan luokittelussa BQI-arvoista vähennetään indeksin teoreettinen minimiarvo yksi (Vuori ym. 2010). Mm. Vuori ym. (2010) ovat kuvanneet tarkemmin järvisyvänteiden tyypittelyn ja ekologisen luokittelujärjestelmän perusteita. 3.2 Tulokset Vuonna 2010 tutkituilla Ilajanjärven järvisyvänteillä pohjaeläinten yksilötiheys oli keskimäärin noin 1160 yksilöä/m 2 ja keskimääräinen märkäpaino oli noin 3,52 g/m 2. Ilajanjärven Särkilahdelta havaittiin enemmän pohjaeläinlajeja kuin Ilajanjärven pääaltaalta. Ilajanjärven syvemmällä näytteenottoalueella pohjaeläintiheys ja -biomassa

10 olivat suurempia. Molemmat näytteenottoalueet ovat BQ-indeksiin perustuvalla ELSarvolla mitattuna huonossa ekologisessa tilassa (taulukko 4). Taulukko 4. Matalat runsashumuksiset järvet -tyyppiin (Mhr) kuuluvan Ilajanjärven järvisyvänteiden pohjaeläinyhteisöjä kuvaavia tunnuslukuja sekä havaitut (O) ja odotetut (E) BQI-arvot sekä BQI:n perustuvat ekologiset laatuluokat vuonna 2010 (Syvyys = näytteenottosyyvyys, ka. = keskiarvo). Paikka Särkilahti NNW Syvänne ka. Syvyys 4 m 10 m - Lajimäärä 5 3 - yksilöä / m 2 519 1799 1159 g. / m 3 1,91 5,12 3,52 BQI havaittu -1 (O) 0 0 - BQI odotettu -1 (E) * 0,116 1,019 - Ekologinen luokka (BQI) Huono Huono - * Perustuu näytteenottosyvyyden käsittävään regressiomalliin (kts. Vuori ym. 2010). 3.3 Tulosten tarkastelu Ilajanjärvi Ilajanjärven kuormitusta, tilaa ja kunnostustarvetta on tutkittu useissa eri selvityksissä (Simola 1988, Koikkalainen 2000, Simola 2004, Salo 2006, Sutinen 2006). Ilajanjärven valuma-alueesta suurin osa on tehokkaasti hyödynnettyä metsätalousmaata (Uomatietojärjestelmä 2011). Metsäojitettua aluetta on noin kolmannes järven valumaalueesta (Koikkalainen 2000). Metsätalouden lisäksi Ilajanjärveä on aikoinaan kuormittanut noin 20 vuotinen turvetuotanto. Salo (2006) on arvioinut, että turvetuotannon osuus Ilajanjärven Särkilahteen tulleesta kiintoainekuormasta olisi ollut noin 48 % ja koko järveen tulleesta kuormituksesta 20 %. Fosforikuormasta Iljansuon osuudeksi on arvioitu 6 7 %. Kuormituksen myötä mm. Ilajanjoen suualue on mataloitunut ja ruovittunut (Heikkinen & Rantala 2011). Talvella Ilajanjärven syvänne on ollut kevättalvella usein vähähappinen tai lähes hapeton. Tällöin pohjasta on myös vapautunut ravinteita veteen. Myös kesäisin Ilajanjärven syvänne on ollut vähähappisessa tilassa. Ilajanjärven Särkilahden happitilanne on vedenlaatutulosten perusteella parempi kuin Ilajanjärven pääaltaalla. Ilajanjärven vesi on humuspitoista, tummaa ja ravinteikasta. Vedessä on ollut runsaasti epäorgaanisia ravinteita. Kesän keskimääräisten ravinne- ja a-klorofyllipitoisuuksien pitoisuuksien perusteella Ilajanjärven vesi voidaan luokitella reheväksi (Heikkinen & Rantala 2011). Sedimenttitutkimusten (Simola ym. 1988) mukaan Ilajanjärven voimakas rehevöityminen alkoi 1960-luvulla. Tuolloin mm. järviveden fosforipitoisuus kohosi kaksinkertaiseksi. Rehevöitymisen syynä arvioitiin olevan järven valuma-alueella tapahtuneet laajat soiden ojitukset. Lisäksi rehevöitymisellä on arvioitu olevan yhteys metsälannoituksiin ja turvetuotannon aloittamiseen. Pohjaeläinselvityksen perusteella tutkittujen syvänteiden pohjaeläimistö koostui pääasiassa sulkahyttysten (Chaoboridae) toukista. Lisäksi selvitysalueilta havaittiin surviaissääskien (Chironomidae) toukkia ja harvasukamatoja (Oligochaeta). Näytteenottoalueiden keskinäinen vertailu ei ole mielekästä, sillä näytteenottosyvyydet poikkeavat toisistaan. Näytteenottosyvyyden (Hynynen ym. 1999, Tolonen ym. 2005)

11 on todettu vaikuttavan oleellisesti havaittuun taksonomiseen koostumukseen ja havaittujen lajien määrään. Järvisyvänteeltä havaittiin runsaasti sulkasääskiin kuuluvia Chaoborus flavicans -lajin yksilöitä. Chaoborus-toukkien yksilömäärän kasvua on pidetty järven pilaantumiskehityksen ilmentäjänä (mm. Paasivirta 1989) ja lajia tavataankin runsaasti etenkin rehevissä ja syvissä syvänteissä (esim. Liljendahl-Nurminen 2006). Lisäksi Särkilahdelta havaittiin Chironomus plumosus -surviaissääskilajia. Lajia pidetään rehevien järvien indikaattorilajina (Niinioja ym. 2003, Leppä 2007, Jyväsjärvi ym. 2009). Pintavesien ekologisen tilaluokittelun mukaan Ilajanjärvi kuuluu alustavasti luokkaan hyvä. Järven alusvedessä esiintyy kuitenkin hapen vajausta erityisesti talvisin (OIVAtietojärjestelmä 2010). Vuosien 2000 2003 aineistoon perustuvan vesistöjen käyttökelpoisuusluokituksen mukaan Ilajanjärven pohjoisosassa sijaitseva Särkilahti on luokiteltu välttävään luokkaan ja muu Ilajanjärvi tyydyttävään luokkaan (Heikkinen & Rantala 2011). Myös pohjaeläimistön BQ-indeksiin perustuvien ELS-arvojen perusteella molemmat Ilajanjärven selvitysalueet olivat vuonna 2010 ekologisesti huonossa tilassa. 4 TURVETUOTANTOHANKKEEN MAHDOLLISET VAIKUTUKSET VESISTÖJEN POHJAELÄINYHTEISÖIHIN Mahdollinen turvetuotantohanke vaikuttaa erityisesti lähialueen alapuoliosiin vesistöihin. Maankäyttö voi vaikuttaa huomattavasti pohjaeläinkoostumukseen (mm. Thorpe & Lloyd 1999). Valuma-alueen maankäyttö voi muuttaa virtavesihabitaatteja mm. lisääntyneen sedimentaation kautta. Turvetuotannosta johtuva kiintoainekuormitus voi mm. tukkia joenpohjan karkeampien partikkeleiden välejä tai peittää pohjan kasvillisuutta. Tämä puolestaan heikentää pohjaeläinten elinmahdollisuuksia (Vuori & Joensuu 1996). Vaikka kasvava kiintoainekuormitus vaikuttaa etenkin alueen hidasvirtaisiin jokiosuuksiin ja Ilajanjärveen, kiintoainekuormitus liettää myös koskialueiden pohjia. Etenkin hitaamman virtauksen alueilla kiintoaine sedimentoituu pohjalle muuttaen pohjan rakennetta. Lisäksi vesistöjen pohjalle kertyvä kiintoaines kuluttaa hajotessaan vesistöstä happea. Tällä saattaa olla negatiivisia vaikutuksia myös pohjaeläinyhteisöihin. Kalat käyttävät pohjaeläimiä ravintonaan, joten mahdolliset vaikutukset alueen vesistöjen pohjaeläimistöön saattavat heijastua myös alueen kalastoon. Turvetuotannon takia valunta jokivesistöihin saattaa ainakin ajoittain kasvaa, mikä johtuu mm. kasvillisuuden poistosta ja valuma-alueen veden pidätyskyvyn muutoksista. Valuma-alueen muokkaus turvetuotantoon nopeuttaa jokien virtausta. Tämä vaikuttaa mm. tulvien voimakkuuteen ja aineen kulkeutumisnopeuksiin jokiuomissa. Nousseiden virtausnopeuksien myötä etenkin tuotantoalueen lähialueiden virtavesistöjen elinympäristörakenteet saattavat muuttua mm. eroosion ja pohjanrakenteen muuttumisen kautta. Näin ollen pohjaeläinten suosimat elinympäristöt saattavat muuttua. Turvetuotanto vaikuttaa myös alapuolisten vesistöjen vedenlaatuun. Vaikka vesiensuojelun tehostaminen pintavalutuskentin voi vähentää pääsääntöisesti Iljansuon vesistökuormitusta nykytilanteeseen verrattuna, esimerkiksi rauta-, fosfori- ja typpikuormitus sekä veden mahdolliset ajoittaiset ph muutokset vaikuttavat vesistöjen pohjaeläinyhteisöihin negatiivisesti. Etenkin ylivirtaamatilanteiden aikana

12 turvetuotantovaiheen soiden ominaiskuormitukset voivat olla 6 8 kertaa suurempia kuin kesän keskimääräiset ominaiskuormitukset (PSV - Maa ja Vesi Oy 2004).

13 5 LÄHDEAINEISTO JA KIRJALLISUUS Allan, J.D. 1995. Stream Ecology: Structure and Function of Running Waters. Chapman & Hall. London. 389 s. Armitage, P.D., Moss, D., Wright, J.F. & Furse, M.T. 1983. The performance of a new biological water quality score system based on macroinvertebrates over a wide range of unpolluted running-water sites. Water Research 17: 333-347. Aroviita, J., Mykrä, H., Muotka, T. & Hämäläinen, H. 2009. Influence of geographical extent on typology- and model-based assessments of taxonomic completeness of river macroinvertebrates. Freswater Biology 54:1774 1787. Barton, D.R. 1996. The use of Percent Model Affinity to assess the effects of agriculture on benthic invertebrate communities in headwater streams of southern Ontario, Canada. Freshwater Biology, 36, 397-410. Beavan, L., Sadler, J. & Pinder, C. 2001. The invertebrate fauna of a physically modified urban river. Hydrobiologia 445: 97-108. Berglind, S.V., Engblom, E. & Lingdell, P-E. 1999. Naturally rare, threatened, or overlooked? Semblis phalaenoides and S. atrata (Trichoptera: Phryganeidae)in Sweden. Ent. Tidskr. 120 (1-2): 1-16. Hanski, M. 2000: Jokien rakenteellisen tilan arviointi. Suomen ympäristö 379: 94s. Haynes, A. 1999: The long term effect of forest logging on the macroinvertebrates in a Fijian stream. Hydrobiologia 405: 79-87. Heikkinen, M-L. & Rantala, L. (toim.) 2011. Vapo Oy. Iljansuon turvetuotantohanke Ympäristövaikutusten arviointiselostus. Pöyry Finland Oy. Oulu. xx s. [käsikirjoitus]. Heino, J. 2002. Spatial variation of benthic macroinvertebrate biodiversity in boreal streams. Jysäskyläs studies in biological science 116. Department of Biological and Environmental Science, University of Jyväskylä. 43 s. Heino, J., Louhi, P. & Muotka, T. 2004. Identifying the scales of variability in stream macroinvertebrate abundance, functional composition and assemblage structure. Freshwater Biology 49: 1230 1239. Heino, J., Mykrä, H. Kotanen, J. & Muotka, T. 2007. Ecological filters and variability in stream macroinvertebrate communities: do taxonomic and functional structure follow the same path? Echography Vol30 (2): 217 230. Heitto L., 2006: VAPO Oy:n Pohjois-Karjalan ympäristökeskuksen alueella sijaitsevien turvetuotantoalueiden yhteistarkkailuraportti vuodelta 2005. Hellsten, S., Järvinen, M., Karjalainen, S-M., Meissner, K., Mykrä, H. & Vuori, K-M. 2010: Jokien ja järvien biologinen seuranta (XN3103) näytteenotosta tiedon tallentamiseen. Versio 5.2.2010. Suomen ympäristökeskus. 27 s. Hynynen, J., Palomäki, A., Veijola, H., Meriläinen, J.J., Bagge, P., Manninen, P., Ustinov, A. & Bibiceanu, S. 1999. Planctonic and zoobenthic communities in an

14 oligotrophic, boreal lake inhabited by an endemic and endangered seal populatipn. Boreal Environment Research 4: 145 161. Hämäläinen H., Aroviita J., Koskenniemi E., Bonde A. & Kotanen, J. 2007. Suomen jokien tyypittelyn kehittäminen ja pohjaeläimiin perustuva ekologinen luokittele. Länsi- Suomen ympäristökeskuksen raportteja 4/2007. 66 s. Jyväsjärvi, J. Tolonen, K. & Hämäläinen, H. 2009. Natural variation of profundal macroinvertebrate communities in boreal lakes is related to lake morphometry: implications and bioassesment. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 66: 589 601. Jyväsjärvi, J., Nyblom, J. & Hämäläinen, H. 2010. Palaeolimnological validation of estimated reference values for a lake profundal macroinvertebrate metric (Benthic Quality Index). Journal of Paleolimnology 44: 253 264. Koikkalainen, A. 2000: Asiantuntijalausunto katselmustoimituksesta, joka koskee Iljansuon, Ruosmesuon ja Koivusuon turvetuotantoalueen kuivatusvesien johtamista Koitajoen vesistöön. Pohjois-Karjalan ympäristökeskus. Moniste. Krebs, C.J. 1985. Egology; The experimental analysis of distribution and abundances. 3 rd ed., Harper & Row, New York, US, 800 s. Leppä, M. 2007. Tummien metsäjärvien ekologisen tilan arviointi pohjaeläimistön avulla. Pohjis-Karjalan ympäristökeskuksen raportteja 9 / 2007. Pohjis-Karjalan ympäristökeskus. Joensuu. 32 s. Liljendahl-Nurminen, A. 2006. Invertebrate predation and trophic cascades in a pelagic food web The multible roles of Chaoporus flavicans (Meigen) in a glay-turbic lake. Department of Biological and Environmental Sciences. Uversity of Helsinki. 35 p. Majuri, P. 2010. Pohjaeläintarkkailu. Julkaisussa: Marttila, T. ym. (toim.) 2010. Vapo Oy & Simon Turvejaloste Oy. Lapin turvetuotantoalueiden käyttö-, päästö- ja vaikutustarkkailu vuonna 2009. Pöyry Finland Oy. Oulu. 261 s. Mykrä, H., Heino, J. & Muotka, T. 2004. Variability of lotic macroinvertebrate assemblages and stream habitat charasteristics across hieracial landscape classifications. Environmental Management 34: 341 352. Negishi, J.N., Inoue, M. & Nukokawa, M. 2002: Effects of channelisation on stream habitat in relation to a spate and flow refugia for macroinvertebrates in northern Japan. Freshwater Biology 47: 1515-1529. Nenonen, S. & Liljaniemi, P (toim.) 2007. Simojoen tila ja kunnostus Simojoki-Life. Suomen ympäristö 13/2007. Lapin ympäristökeskus. 224 s. Niinioja, R., Holopainen, A-N., Hämäläinen, H. Heitto, L., Luotonen, H., Mononen, P. & Rämö, A. 2003. State of Lake Sysmäjärvi, Eastern Finland, after loading with mine water and municipal wastw water for several decades. Hydrobiologia 506 209: 773 780. Novak, M.A. & Bode, R.W. 1992. Percent Model Affinity - A New Measure of Macroinvertebrate Community Composition. Journal of the North American Benthological Society, 11, 80-85.

15 OIVA -tietojärjestelmä 2010. http://wwwp2.ymparisto.fi/scripts/oiva.asp. Ympäristöhallinto. [luettu 15.12.2010]. Paasivirta, L. 1989. Pohjaeläimistötutkimuksen liittäminen järvisyvännealueiden seurantaan. Vesi ja ympäristöhallituksen monistesarja 164. 69 s. Pires, A.M., Cowx, I.G. & Coelho, M.M. 2000: Benthic macroinvertebrate communities in intermittent streams in the middle reaches of Guadiana Basins (Portugal). Hydrobiologia 435: 167-175. Pohje-rekisteri 2010. https://herttac.vyh.fi/scripts/hearts/welcome.asp. Ympäristöhallinto. [luettu 15.12.2010]. Pohje-rekisteri 2011. https://herttac.vyh.fi/scripts/hearts/welcome.asp. Ympäristöhallinto. [luettu 4.2.2011]. PSV Maa ja Vesi Oy 2004. Turvetuotantoalueiden ylivirtaamatilanteiden tarkastelu. Pohjois-Pohjanmaan alueen turvetuottajat. Rassi, P., Hyvärinen, E. Juslén, A & Mannerkoski, I. (toim.) 2010. Suomen lajien uhanalaisuus Punainen kirja 2010. Ympäristöministeriö & Suomen ympäristökeskus, Helsinki. 685 s. Rosenberg, D.M. & Resh, V.H. 1993. Freshwater biomonitoring and benthic macroinvertebrates. Chapman & Hall. New York. US. 488 s. Salo, H. 2006: Arvio Ilomantsin Ilajanjärven ruoppaustarpeesta ja mahdollisuuksista. Jyväskylän yliopisto, Ympäristöntutkimuskeskus, tutkimusraportti 90/2006. Simola, H. 1988: Ilomantsin Ilajanjärven viimeaikainen kehitys: Raportti paleolimnologisesta tutkimuksesta. Joensuun yliopisto. Karjalan tutkimuslaitoksen monisteita. 1/1988. Simola, H., Huttunen, P., Uimonen-Simola, P., Selin, P. & Meriläinen, J. 1988: Effects of peatland forestry management and fuel peat mining in Lake Ilajanjärvi, east Finland - a paleolimnological study. - Symposium on the Hydrology of Wetlands in Temperate and Cold Regions, Vol. 1. Suomen Akatemian Julkaisuja 4/1988: 285-290. Simola, H. 2004: Raportti vuonna 2003 suoritetusta Ilomantsin Ilajanjärven sedimenttitutkimuksesta järven kuormituskehityksen ja nykytilan selvittämiseksi. Joensuun yliopisto. Karjalan tutkimuslaitos, ekologian osasto. Moniste 15.1.2004. Sutinen, H. 2006: Ilomantsin Ilajanjärven Särkilahden sedimenttien kartoitus maatutkalla. Maatutkaraportti 14/2006. Geologinen tutkimuslaitos. Kuopion yksikkö. Tate, C.M. & Heiny, J.S. 1995. The ordination on benthic invertebrate communities in the South Plate River Basin in relation to environmental factors. Freshwater Biology 33: 439 454. Thorpe, T. & Lloyd, B. 1999: The macroinvertebrate fauna of St. Lucia elucidated by canonical correspondence analysis. Hydrobiologia 400: 198-203. Tolonen, K., Hämäläinen, H. & Vuoristo, H. 2005. Syvänteiden pohjaeläimet järvien ekologisen tilan luokittelussa. Alueelliset ympäristöjulkaisut 395. 40 s Uomatietojärjestelmä 2011. https://herttac.vyh.fi/scripts/hearts/welcome.asp. Ympäristöhallinto. [luettu 4.2.2011].

16 Vuori, K-M. & Joensuu, I. 1996: Impact of forest drainage on the macroinvertebrates of small boreal headwater stream: Do buffer zones protect lotic biodiversity? Biological Conservation 77: 87-95. Vuori K-M., Bäck S., Hellsten S., Karjalainen S-M., Kauppila P., Lax H-G., Lepistö L., Londesborough S., Mitikka S., Niemelä P., Niemi J., Perus J., Pietiläinen O-P., Pilke A., Riihimäki J., Rissanen J., Tammi J., Tolonen K., Vehanen T., Vuoristo H. & Westberg V. 2006. Suomen pintavesien tyypittelyn ja ekologisen luokittelujärjestelmän perusteet. Suomen ympäristö 807. 151 s. Vuori, K.-M., Mitikka, S. & Vuoristo H. (toim.) 2010. Pintavesien ekologisen tilan luokittelu. Ympäristöhallinnon ohjeita 3 / 2009. Suomen ympäristökeskus. Helsinki. 120 s. Wallace, J.B., Grubauh, J.W & Whiles, M.R. 1996. Biotic indices and stream ecosystem processes: results from an experimental study. Applied Ecology 6: 140-151. Wiederholm, T. 1980. Use of benthos in lake monitoring. Journal of the Water Pollution Control Federation 52(3): 537-547. Wright, J.F., Sutcliffe, D.W. & Furse, M.T. 2000: Assessing the biological quality of fresh waters: RIVPACS and other techniques. 1 st ed. Fresh water biological association. Ambleside. UK. 373 s.