REHEVÄN RUSUTJÄRVEN KASVI- JA ELÄINPLÄNKTON. Äntikainen

Nro 187 REHEVÄN RUSUTJÄRVEN KASVI- JA ELÄINPLÄNKTON San Äntikainen

. -T..w piqr. 1 1 ao

VESI- JA YMPÄRISTÖHALLITUKSEN MONISTESARJA Nro 187 REHEVÄN RUSUTJÄRVEN KASVI- ELÄINPLANKTON JA 0 San Antikainen Vesi- ja ymparistoliallitus Helsinki 1989

Tekijä on vastuussa julkaisun sisällöstä, eikä siihen voida vedota vesi- ja ympäristöhallituksen virallisena kannanottona. Julkaisua saa Helsingin vesi- ja ympäristöpiiristä. ISBN 951-47-2426 7 ISSN 0783-3288 Painopaikka: Vesi- ja ympäristöhallituksen monistamo Helsinki 1989

3 KUVAILULEHTI Julkaisija Julkaisun päivämäärä Vesi ja ympäristöhallitus Tekijä(t) (toimielimestä: nimi, puheenjohtaja, sihteeri) San Antikainen Julkaisun nimi (myös ruotsinkielinen) Rehevän Rusutjärven kasvi- ja eläinplankton Julkaisun laji Toimeksiantaja Toimielimen asettamispvm Tiivistelmä Tässä tutkimuksessa tarkamteltiin pienen ja rehevän Rusutjärven kasvi- ja eläinplanktonia. Tavoitteina olivat 1) Rusutjärven kasviplanktonin ja eläinplanktonin (lähinnä äyriäisten) lajiston ja biomassan selvittämi nen 2) sinilevien dominointiin johtavien syiden tarkastelu 3) eläinplanktoniin kohdistuvan predaation arviointi eläinplanktonlajiston perusteella 4) kasvi- ja eläinplanktonin vuorovaikutussuhteen tarkastelu Masviplanktonnäytteet otettiin kasvukaudella vuonna 1985 syvännepisteeltä noin kaksi kertaa kuukaudessa kokoomanäytteenä 0-2 m:n eyvyydeltä. Lisäksi käytettiin vuonna 1984 kerran kuukaudessa otettujen kasvi planktonnäytteiden tuloksia. Eläinplanktonin lajiston ja määrän vaihteluja seurattiin 1985 kesä- ja heinäkuussa viikon välein syvännepis teellä ja elo- ja syyskuussa kahden viikon välein kolmella näytteenottopisteellä syvännealueella. Näytteet otettiin Sormunen-noutimella syvyydeltä 0-3 metriä, ja ne suodatettiin 80 um:n haavin läpi. Sinilevien dominoinnin mahdollisina syinä tarkasteltiin pääravinteita, fosforia ja typpeä. sekä näiden painosuhdetta. näkösyvyyttä ja eläinplanktonin sinileviin kohdistamaa laidunnuksen vähyyttä. Rusutjärvessä dominoivat heinä- ja elokuun kasviplanktonin kukinnan aikana typpeä sitovat sinilevät. jotka eivät kelpaa eläinplanktonin ravinnoksi. Rusutjärvessä löytyi viitteitä ajoittaisesta typen kasviplanktonin kasvua rajoittavasta vaikutuksesta. Suuresta kasviplanktonbiomassasta johtuva pieni nköayvyys eli heikko valaistus vedessä on saattanut vaikut taa edullisesti sinilevän kasvumahdollisuuksiin verrattuna viherleviin, joita Rusutjärvestä esiintyi pieninä määninä. Eläinplankton oli painottunut kooltaan pieniin lajeihin. laphnia-sukua edustivat kooltaan pienet ja lä pinäkyvät la,jit, 0. cristata ja D.cucullata, mikä viittaa vofmakkaaseen kalojen eläinplanktoniin kohdista maan predaatioon. Selkärangattomien petojen, kuten Leptodora kindtiin. cyclopoidi copepodien ja mahdollises ti Chaoboruksen, cladoceroihin kohdistama predaatio on suosinut lajeja, joilla on pitkät huput tai kyttyrät kuoreesaan vaikeuttamassa petojen saaliin käsittelyä. Eläinplanktonin ravintokohteita etsittäessä cladoceroilla ei havaittu selvää korrelaatiota eri kokoluokkiin jaetun kasviplanktonin kanssa. Onkin syytä epäillä, että bakteerit ja detritus tarjosivat cladoceroille ravintoa vähäisen nannoplanktonin ohella. Asiasanat (avainsanat) Muut tiedot Sarjan nimi ja numero ISBN ISSN Vesi- ja ympänistöhallinnon monistasarja Nro 187 951 47 2426 7 0763 3288 Kokonaissivumäärä Mieli Hinta Luottamuksellisuus 78 suomi julkinen Jakaja Kustantaja Helsingin vesi- ja ympänistöpiiri puh. 90 5664055 Vesi ja ympänistöhallitus

4 Tämä tutkimus on lähtöisin Keski-Uudenmaan vesiensuojelun kuntainliiton aloitteesta ja liittyy Rusutjärven kunnos tukseen. Rahoituksen olen saanut Helsingin vesi- ja ympä ristöpiiristä, jonka kautta suoritin tutkimuksen kenttä työn. Eläinplanktonnäytteet analysoin Merentutkimuslaitok sen biologisessa laboratoriossa. Kasviplanktontulokset sain vesi- ja ympäristöhallituksen vesientutkimustoimistolta, jossa analysoinnin suoritti apulaistutkija Liisa Lepistö. Tutkimuksen tekoon olen saanut arvokkaita neuvoja vt. professori Harri Seppäseltä Helsingin yliopiston limnologian laitokselta, tohtori Lasse Hakkarilta Jyväskylän yliopiston ympäristötutkimuskeskuksesta ja dosentti Pertti Heinoselta vesi- ja ympäristöhallituksesta. Eläinplanktonin lajintunte muksessa minua auttoivat FT Kalle Purasjoki ja apulaistutkija Soili Saesmaa Merentutkimuslaitokselta, joille lausun parhaimmat kiitokseni.

5 SISÄLLYSLUETTELO 1 JOHDANTO 1 2 KASVIPLANKTONIN MÄÄRÄÄN JA LÄJISTOON VAIKUTTAVAT ÄBIOOTTISET TEKIJÄT 2 3 ELÄINPLÄNKTONIN MÄÄRÄÄN JA LAJISTOON VAIKUTTAVAT TEKIJÄT 7 3.1 Lämpötila ja ravinto 7 3.2 Kilpailu ja predaatio 8 4 KASVI- JA ELÄINPLÄNKTONIN KESKINÄINEN RIIPPUVUUS 13 4 1 Kasviplankton elainplanktonin ravintona 13 4 1 1 Elainplanktonin vaatimukset 13 4 1 2 Sinilevat 16 4.2 Kasvi- ja eläinplanktonin biomassojen suhde 19 5 TUTKIMUSALUE 19 6 MENETELMÄT 20 6.1 Fysikaalis-kemialliset vesinäytteet 20 6.2 Kasviplankton 21 6.2.1 Näytteenotto 21 6.2.2 Änalysointi ja biomassan laskeminen 21 6.3 Eläinplankton 22 6.3.1 Näytteenotto 22 6.3.2 Änalysointi 23 6.3.3 Biomassan laskeminen 23 6.4 Kasvi- ja eläinplanktonin biomassojen suhteen laskeminen 25 7 TULOKSET 27 7.1 Fysikaalis-kemialliset vesistömuuttuj at vuosina 1984 ja 1985 27

6 7.2 Kasviplankton vuosina 1984 ja 1985. 29 7.3 Eläinplankton vuonna 1985 37 7.4 Kasvi- ja eläinplanktonin suhde Rusutjärvessä vuonna 1985 42 8 TULOSTEN TARKASTELU 44 8.1 Sinilevien dominointi 44 8.2 Eläinplanktonlaj iston heij astama predaatiotilanne 48 8.3 Kasvi- ja eläinplanktonin keskinäinen riippuvuus Rusutjärvessä 50 9 JOHTOPÄÄTÖKSET 52 KIRJALLISUUS LIITTEET

7 1 JOHDANTO Tämä tutkimus on saanut alkunsa Rusutjärven kunnostussuunni telmien yhteydessä (Keski-Uudenmaan vesiensuojelun kuntain liitto 1984). Eräänä kunnostusmenetelmänä on haluttu ko keilla biomanipulaatiota eli ravintoketjun säätelyä kasvi planktonbiomassan vähentämiseksi. Menetelmään liittyvää te liokalastusta on kokeiltu Rusutjärvellä vuoden 1986 kesästä alkaen (Sammalkorpi 1988). Ennen varsinaista kalaston manipulointia on haluttu selvit tää järven eläinplanktonin lajisto ja biomassa, joista Rusutjärveltä ei ole aikaisempaa tietoa. Rusutjärven kasviplanktonia on tutkinut He].singin yliopisto vuosina 1976 ja 1980 (Limnologian laitos 1976 ja 1980) sekä Helsingin vesi- ja ympäristöpiiri vuodesta 1984 alkaen sään nöllisesti. Tätä tutkimusta varten otettiin kasvi- ja eläin planktonnäytteet Rusutjärveltä vuoden 1985 kasvukaudella, ja lisäksi käytettiin Helsingin vesi- ja ympäristöpiirin vuonna 1984 ottamien kasviplanktonnäytteiden antamia tuloksia. Tämän työn tavoitteina ovat 1) Rusutjärven kasviplanktonin ja eläinplanktonin (lähinnä äyriäisten) lajiston ja biomassan selvittäminen 2) sinilevien dominointiin johtavien syiden tarkastelu 3) eläinplanktoniin kohdistuvan predaation arviointi eläin planktonlaj iston perusteella 4) kasvi- ja eläinplanktonin vuorovaikutussuhteen tarkastelu

8 2 KASVIPLANKTONIN MÄÄRÄÄN JA LAJISTOON VAIKUTTAVAT ÄBIOOTTISET TEKIJÄT Kasviplanktonin kasvuun ja lajistoon vaikuttavista abioot tisista tekijöistä tärkeimmät ovat ravinteista fosfori ja typpi, näiden keskinäinen suhde, valo ja lämpötila. Eutrofisia vesiä tarkasteltaessa voidaan käyttää Ählgrenin (1979) laatimaa taulukkoa (taulukko 1) Ruotsin Norrviken järven kasviplanktonia kontrolloivista abioottisista teki jöistä. Piilevien dominointi keväällä perustuu lähinnä siihen, että niillä on alhaisempi lämpötilaoptimi kuin viher- ja sinile villä (esim. Rodlie 1948). Piin ja toisinaan myös fosforin voimakas väheneminen aiheuttavat piilevien populaation ro mahtamisen. Kasviplanktonin kasvua rajoittava piin pitoisuus on 0,5 mg1 (Kiiham 1975). TAULUKKO 1. Eutrofisen järven kasviplanktonin vuodenaikainen vaihtelu ja siihen vaikuttavat tekijät (tärkein allevii vattu, Ahlgren 1979). Vuodenaika Valo Lämpötila Ravinteet Kasvip1 ankton aikainen paljon alhainen paljon piilevät kevät kevät- paljon kohtalainen kohtalainen piilevät kesä viherlevät kesä paljon korkea vähän viherlevät sinilevät syksy vähän kohtalainen paljon sinilevät

9 Viherlevät saavuttavat piilevien jälkeen dominoivan aseman sinileviin nähden suuremman kasvunopeutensa ansiosta. Ravin teiden N ja P vähentyessä ja N/P-suhteen pienentyessä sini levien kilpailuasema paranee (Ahlgren 1979). Eutrofisissa ja hypereutrofisissa järvissä kasviplanktonia dominoivat kesäisin tavallisesti sinilevät. Nämä voidaan jakaa ilmakehän typpeä sitoviin ja pääasiassa ammoniumia typpilähteenään käyttäviin lajeihin (Leonardson & Ripi 1980). Järvissä, joissa dominoivat typpeä sitomattomat lajit (esim. Microcystis spp. ja Oscillatoria spp.), on tyypillistä voi makas sekä typen että fosforin sisäinen kierto (Leonardson & Ripi 1980). Myös ulkoinen ravinnekuormitus on usein merkit tävä. Koska kasviplankton käyttää ammoniumia enemmän kuin nitraattia fliao & Lean 1978), typen kierto on lyhyt orgaa nisen aineen hajoamisen (NH4 primäärinen lopputuote) ja kasviplanktonin suorittaman assimilaation välillä. Nitraat tikonsentraatio voi tulla pieneksi kesän kuluessa johtuen joko alhaisesta nitrifikaatiosta tai yhdistyneistä nitrif i kaatio-denitrifikaatio -prosesseista (Leonardson & Ripi 1980). Typpeä sitovat sinilevät alkavat dominoida rehevissä järvis sä, kun ammonium- ja nitraattivarat eivät ole enää riittäviä typpeä sitomattomien levien kasvun ylläpitämiselle. Ammoni um ja nitraattivarojen loppumisen syitä ovat esim. alhainen ulkoinen kuormitus, hidas typen kierto sedimentin pinnalla ja nitraatin poistuminen ylidistyneissä nitrifikaatio-denit

10 rifikaatio prosesseissa. Koska fosfori ja mikroravinteet riittävät korkeaan kasviplanktontuotantoon, typpeä sitovat sinilevät saavuttavat vahvan kilpailuaseman muihin leviin nähden. Tavallisimpia dominoivia lajeja ovat esim. Änabaena spp. ja Äphanizomenon spp. (Leonardson & Ripi 1980). Viherleviä, piileviä ja typpeä sitomattomia sinileviä esiin tyy kesällä pieninä määrinä. Loppukesällä lämpötilan nous tessa sedimentin pinnan mineralisaatio kasvaa, jolloin typ peä sitomattomat lajit voivat jälleen yleistyä (Leonardson & Ripi 1980). Sinilevät pystyvät kilpailemaan vilierlevien kanssa tehok kaasti heikossa valaistuksessa (Van Liere & Mur 1980). Rehe vissä vesistöissä runsas kasviplanktonbiomassa, joka kesän alussa on pääasiassa on vilierlevää, aiheuttaa itsevarjostus ta, jolloin valaistun kerroksen syvyys Zeu jää pienemmäksi kuin sekoittuvan kerroksen syvyys z. Näin kasviplankton pysyy enimmän osan vuorokaudesta pimeässä. Koska sinilevien Monod-kinetiikan mukaiset valon puolikyllästysvakiot (Ks) ovat selvästi aihaisempia kuin viherlevien (Van Liere & Mur 1980), sinilevät kasvavat nopeammin kuin vilierlevät alhai sessa valaistuksessa. Sinilevien kasvu aiheuttaa itsevarjostuksen lisääntymistä, jolloin vilierlevät eivät suuremmasta maksimaalisesta kas vunopeudestaan huolimatta pääse voitolle elintilakilpailussa (Van Liere & Mur 1980). Typpeä sitovat sinilevät, kuten Äplianizomenon, eivät pysty

11 aihaisissa valaistusoloissa ohittamaan muita sinileviä kas vussa, sillä typen sitominen vaatii runsaasti energiaa. Äphanizomenonin täytyy siis absorboida enemmän valoenergiaa kuin Oscillatorian saavuttaakseen saman kasvunopeuden (Zevenboom & Mur 1980). Jos veden typpipitoisuus tulee niin aihaiseksi, että se alkaa rajoittaa sinilevien kasvua voi makkaammin kuin valo, typensitojat saavat hyvät kilpailumali dollisuudet (Zevenboom & Mur 1980). Muihin leväryhmiin verrattuna sinilevillä on lisäksi suurena etuna kyky kelluvuuden säätelyyn kaasuvesikkelien avulla. Näin ne eivät ole riippuvaisia vain turbulenssista pysyäk seen valaistussa kerroksessa (Walsby & Booker 1980). Tarkiaisen (1974) mukaan typpi on kasvua rajoittava tekijä silloin, kun kokonaisravinteiden painosuhde NT/PT on suu rempi kuin epäorgaanisten ravinteiden painosuhde N/PQ (Nm = N03-N + N02-N + NH4-N ja P = P04-?). Fosfori on minimira vinne, kun NT/PT < N/P0. Tämä voidaan esittää myös rajaarvo yhden avulla seuraavasti: NT/PT = Ä ja Nm/Po = B Ä:B > 1, N rajoittaa Ä:3 < 1, P rajoittaa Forsberg et al. (1978b) esittivät ravinteiden painosuhteiden ja minimiravinteen välille seuraavan yhteyden: NT/PT Nm/Po minimiravinne <10 <5 N 10-17 5-12 NtaiP >17 >12 P

12 Chiaudani ja Vighi (1974) esittivät hyvin samankaltaisen yhteyden epäorgaanisten ravinteiden suhteen ja minimiravin teen välille. Erona oli vain fosforirajoituksen alkaminen jo N/P0-arvolla 10. Kokonaisravinnesuhdetta tarkasteltaessa ei voida tietää, kuinka suurta osuutta elolliset ja elottomat orgaaniset ravinteet edustavat tässä suhteessa (Tamminen 1983). visella kasviplanktonin kasvukaudella epäorgaanisten Äktii ravin teiden osuus kokonaisravinteista on pieni, mutta muulloin se on merkittävä. Mikäli ravinteiden kierto on nopeaa, pienilläkin pitoisuuk sula voidaan ylläpitää huomattavaa tuotantoa. Fosforin ja typen erilaiset kiertonopeudet, varastoituminen leviin ja pitoisuudet levien mikroympäristössä ym. ravinteiden saata vuuteen vaikuttavat tekijät jäävät huomiotta tarkasteltaessa hetkellisiä N/P-suhteita. Staattisten ravinnesuhteiden ja dynaamisten levätestien on silti todettu antavan yhtäpitävän kuvan vesistön minimiravinteesta (Forsberg et al. 1978a, Rinne & Tarkiainen 1978, Kanninen 1980 ja Tamminen 1983). Reinertsen et al. (1986) arvelivat, että eläinplanktonin erittämällä fosforilla on tärkeä merkitys vilier- ja sinile vien välisessä kilpailussa. Kalaston voimakkaasti väliennyt tyä tai kokonaan hävittyä sinilevien kilpailuasema heikke nee, koska lisääntynyt lierbivorinen eläinplankton erittää fosforia tasaisenuuin kuin kalat. Sinilevät pystyvät vilierle viä nopeampaan fosforin ottoon, kun ravinne on saatavilla satunnaisina puisseina, kuten kalojen eritteinä (Reinertsen

13 et al. 1986). 3 ELÄINPLANKTONIN MÄÄRÄÄN JA LAJISTOON VAIKUTTAVAT TEKIJÄT 3.1 LÄMPÖTILA JA RAVINTO Eläinplanktonin biomassa kasvaa lämpötilan kohotessa, koska lämpötilan kohoaminen parantaa eläinplanktonin lisääntymis kykyä (Edmondson 1965, Hail 1964). Cladoceroilla kuorten vaihtojen väli sekä elinikä lyhenevät ja poikuetuotanto kasvaa lämpötilan noustessa tietyissä, eläimelle sopivissa rajoissa (Hail 1964). Ravinnon laatu ja määrä muodostavat toisen tärkeän vaikutta van tekijän lisääntymiselle. Kun lämpötilan kasvun vaikutus on välitön, niin ravinto-olosuhteiden muutos ilmenee tietyn viiveen kuluttua ailieuttaen osaltaan populaation koon hei laliteluja (Frank 1957). Rotatorioiden ja cladocerojen ravin totilanteen paranemisen on todettu mm. lisäävän yksilön kasvua, hedelmällisyyttä ja eloonjäämistä ( Hail 1964, King 1967). Calanoidi copepodeilla, kuten cladoceroillakin ravintotilan ne määrää poikuekoon, mutta lämpötila hallitsee munantuotan non nopeutta (Geiling & Campbell 1972). Cyclopoidi copepodi en munantuotannon ja ympäristäolosuhteiden välillä ei ole havaittu selvää yhteyttä (Wetzel 1983).

14 Ympäristöolosuhteiden muuttuessa epäedullisiksi eläinplank terit muodostavat kestäviä lepomunia, jotka takaavat lajin säilymisen, kunnes olosuhteet normaalille lisääntymiselle jälleen palaavat. Copepodeilla on mahdollisuus diapaussiin eli kasvussa tapahtuvaan taukoon myös copepodiitti vaiheessa (Wetzel 1983). Vesistön ravinnetaso vaikuttaa pääasiassa eläinplanktonin määrään, ja predaatio sekä kilpailu (kpl. 3.2) puolestaan ensisijaisesti lajiston koostumukseen (Brooks 1969, Hali et al. 1970, Losos & Hetesa 1973). 3.2 KILPAILU JA PREDAATIO Äbioottisten ympäristötekijöiden ohella kilpailu ravinnosta ja predaatio vaikuttavat eläinplanktonin lajistoon. Kaikki planktiset herbivorit käyttävät ravintonaan 1-15 pm:n kokoista hiukkasravintoa. Isommat herbivorit tekevät sen tehokkaammin ja pystyvät lisäksi käyttämään suurempia par tikkeleita kuin pienet herbivorit (Brooks & Dodson 1965). Isot herbivorit säästävät näin enemmän energiaa ravinnon hankkimisessa ja ne voivat suunnata assimilaatiostaan suu remman osan munantuotantoon kuin pienikokoiset lajit. Tämä johtaa suurten lajien, kuten isojen cladocerojen (Daphnia) ja calanoidi copepodien dominointiin (Brooks & Dodson 1965). Tätä kehitystä häiritsee predaatio. Jos planktonsyöjäkalojen populaatio on suuri, kohdistuu suuriin planktereihin voima kas predaatio, jolloin pienet herbivorit pystyvät saavutta

15 maan dominointiaseman. Voimakkuudeltaan keskitasoinen kala predaatio pitää isokokoisten lierbivorien populaation riittä vän alliaisena, jotta pienet eläinplankterit eivät eliminoidu (Brooks & Dodson 1965). Tätä Brooks & Dodsonin size-efficiency -teoriaa on kriti soitu, koska aina ei suurikokoinen laji ole parempi kilpai lija verrattuna pienikokoiseen lajiin (Zaret 1980). Esimer kiksi Neillin (1975) mukaan pienikokoiset lajit suodattavat pieniä ravintopartikkeleja isokokoisia lajeja ja näiden nuoruusvaiheita tehokkaammin, ja pystyvät ainakin laborato rio-olosuhteissa syrjäyttämään isokokoisten lajien nuoruusvaiheet, jos tarjolla on vain pienipartikkelista ravintoa. Luonnossa kilpailua tapahtuu vain, jos ravintovarat alitta vat kasvuun ja lisääntymiseen vaadittavan tason. Yhdessäkään kilpailua koskevassa eläinplanktontutkimuksessa ei ole ha vaittu ravintoa rajoittavaksi tekijäksi (Zaret 1980). Koska kilpailua on vaikea tunnistaa luonnossa todella tapahtuvaksi prosessiksi (Hutchinson 1957), eikä sitä ole tutkittu riit tävän tietellisellä täsmällisyydellä (Zaret 1980), on eläin planktonin lajikoostumusta järviekosysteemissä pyritty sel vittämään predaation eli saalistuksen avulla. Zaretin (1980) w*. mallin mukaan elainplanktonlajistoa muokkaavat sekä gape limited predators eli GLP etta size-dependent predators eli SDP GLP-ryhmaan kuuluvat kalat, jotka nielevat saaliin sa kokonaisena Kalan suuaukon koko maaraa suurimman mah dollisen saalieläimen. Koska kalat saalistavat näköaistinsa avulla erittäin valikoivasti (Brooks 1968), eläinplankterin ulkonäkö ja käyttäytyminen ratkaisevat sen joutumisen kalan

16 saaliiksi ( Hrbåcek et al. 1961, Brooks & Dodson 1965, Zaret 1980). SDP-ryhmän saalistus ja syöntitavat eivät ole yhtenäiset, mutta saaliin valinta noudattaa yhtenäistä kaavaa. SDP-ryhmä pyrkii valitsemaan samoin kuin kalat mahdollisimman suuriko koisen uhrin, jolloin saaliin koon ylärajan määräävät uhrin kyky paeta ja predaattorin kyky käsitellä saalistaan (Zaret 1980). SDP-ryhmästä tärkeitä ovat lahkon cyclopoida hankajalkaiset, vesikirppu Leptodora kindtii, sulkasääsken toukka Chaoborus ja rataseläin Äsplanchna. Nämä saalistavat ilmeisesti saa liin liikkeiden aiheuttamien vesivirtojen perusteella, vaik ka cladocerat saattavat käyttää myös näköaistiaan (Zaret 1980). Eläinplankton elää Zaretin (l80) mallin mukaan GLP- ja SDP ryhmien välisessä paineessa. Koska eläinplanktonin lajit tunnistetaan morfologiastaan, voidaan predaation laatu ja voimakkuus ennustaa eläinplanktonlajiston perusteella. Tär keimmät indikaattorit ovat tällöin eläimen koko, pigmentti syys, liikkumistapa ja morfologiset sopeutumat kuten Daphnia-lajeilla huput ja takapiikit tai Bosmina-lajien pidentyneet tuntosarvet. Nämä kaikki indikaattorit vaikutta vat ko. lajin selviämiseen vallitsevassa predaatiotilantees sa. Visuaaliselta predaatiolta (kalat) suojaa pieni koko, värittömyys ja huomiota herättämätön liikkumistapa sekä vertikaalinen migraatio. SDP-ryhmältä välttyvät parhaiten isot Daphniat ja copepodat tai keskikokoiset cladocerat, joilla on morfologisia sopeutumia hankaloittamassa petojen

17 saaliin käsittelyä. Jos järven pelagiaalissa tavataan isoja Daphnia-vesikirppuja (D. longispina, D. hyalina, D. pulex), kalapredaatio on heikkoa. Huput ja pidentyneet takapiikit indikoivat voimis tunutta SDP-ryhmää ja keskitasoista planktonsyöjäkalastoa. Voimakkaassa kalapredaatiossa eivät Daphnia-lajit menesty ja copepodeihin kohdistuu kasvava kiinnostus kalojen taholta. Cladocerojen suositumpi asema copepodeihin nähden kalojen ravintona on osoitettu monissa tutkimuksissa (Brooks 1968, Losos & Hetesa 1973). Bosmina-vesikirput, jotka ovat varsinaisesti litoraalieläi miä, ilmestyvät pelagiaaliin, kun muut limniset cladocerat ovat hävinneet predaation vaikutuksesta (Brooks 1969). Rotatoriat korreloivat yleensä negatiivisesti cladocerojen kanssa syyn tähän ollessa vielä epäselvä (Zaret 1980). Peto mainen Äsplanchna ilmestyy voimakkaan kalapredaation vaivaamaan eläinplanktoniin, jossa se syö pieniä cladoceroja. Cladocerojen vähentyessä rataseläimet lisääntyvät, jolloin Äsplanchna siirtyy syömään jälkimmäisiä (Zaret 1980). Vaikka Äsplanchna on isokokoinen (0,5-1,2 mm; Särkkä 1984), se välttyy visuaaliselta predaatiolta, koska se on hyvin läpi näkyvä, kuten myös Leptodora-vesikirppu ( noin 10 mm), joka selviää keskivoimakkaassa kalapredaatiossa (Zaret 1980). Zaretin (1980) predaatiomalli on esitetty taulukossa 2.

1$ TAULUKKO 2. Zaretin (1980) malli eläinplanktonyhteisön kehi tyksestä planktonsyöjäkalojen populaation kasvaessa. Ästei kossa 0 - +6 tarkoittaa 0 tilannetta, jossa ko. eläinryhmää ei esiinny ollenkaan, ja +6 tilannetta, jossa ko. eliöryhmä on runsaimmullaan. Kalat Karnivoriset Herbivoriset Karnivoriset (GLP) copepodat (SDP) copepodat rotatorit (SDP) isot pienet isot pienet 0 +2 0 +4 0 0 +1 +3 0 +3 0 0 +2 +4 +1 +3 0 0 +3 +3 +2 +2 +2 0 +4 +1 3 +1 +3 0 +5 0 +2 0 +2 +1 +6 0 +1 0 +1 +3 Karnivorinen Chaoborus on erittäin suosittu kalojen ravintokohde, joten vähäisessä kalapredaatiotilanteessa sen asema predaattorina on merkittävä copepodien ja Daphnioiden popu laatioiden dynamiikassa (Zaret 1980). Äjateltaessa kunkin eläinplankterin ekologista lokeroa (niche), perus-niche rajautuu fyysisten tekijöiden mukaan. Tätä kapeampi on ns. toteutunut niche, jota hallitsevat predaatio ja kilpailu. Predaatio määrää eläimen gross mor fologyn eli muodon, koon, värillisyyden ja osittain käyt täytymisen, kuten vertikaalimigraation ja kilpailu fine morphologyn (erityisesti ravintokäyttäytymisen) (Zaret 1980).

19 4 KASVI- JA ELÄINPLANKTONIN KESKINÄINEN RIIPPUVUUS 4.1 KA$VIPLANKTON ELÄINPLÄNKTONIN RAVINTONA 4.1.1 Eläinplanktonin vaatimukset Herbivoriset rotatorit ja cladocerat ovat nk. hienosuodatta jia. Vallitsevan seulontateorian mukaan suodatuslaitteen seulakokoa (= vierekkäisten sukasten välinen etäisyys) pie nemmät hiukkaset läpäisevät suodattimen eivätkä ole eläimen käytettävissä. Seulakokoa suuremmat hiukkaset sen sijaan pidättyvät ja tulevat syödyksi tai hylätyksi (Brendelberger 1985, Goplien & Geller 1984, Brooks & Dodson, 1965). Eläimet valitsevat ravintonsa sen koon, runsauden, syötävyy den ja saalistuksen heippouden mukaan (Brooks & Dodson 1965, Wetzel 1983). Rotatoreilla ravinnon koon yläraja on yleensä 15 jim, vaikka jopa 50 jim:n partikkelit voivat tulla syödyksi (Edmondson 1965, Wetzel 1983). Cladoceroilla ja calanoidi copepodeilla partikkelikoon yläraja määräytyy ilmeisesti karkeasti eläimen koon mukaan, ja tavallisesti se on noin 50 jim (Brooks & Dodson 1965). Haney (1973) määritteli partikkelikoon 0,45-30 jim olevan sopivaa eläinplanktonin ruuaksi. Geller ja MUller (1981) jakavat hienosuodattajat suodatuslaitteen seulakoon mukaan seuraa vasti: 1) tiheä seula (0,24-0,64 jim) Diaphanosoma brachyurum Ceriodaphnia guadrangula

20 Chydorus sphaericus Daphnia cucullata Daphnia magna 2) keskikokoinen seula (1,0 - Daphnia galeata Daphnia pulicaria 3) karkea seula (> 2 jim) Holopedium gibberum herbivoriset copepodat 1,6 pm) Daphnia hyalina Bosmina coregoni Sida crystallina Eutrofisessa järvessä ryhmä 1 dominoi kesällä, jolloin bak teerituotanto on suurimmillaan. Keväällä ja syksyllä dominoi ryhmä 2 ja talvella, jolloin bakteerituotanto on alhainen, ryhmä 3 (Geller & MUller 1981). Geller & MUller (1981) esittivät, että predaation ja rihma maisten sinilevien aiheuttaman inhibition 3.isäksi bakteerien lisääntynyt merkitys ravintolähteenä aiheuttavat ryhmään 1 kuuluvien mikrosuodattajien dominoinnin eutrofisessa järves sä. Yleensä bakteerit muodostavat selvästi pienemmän osuuden eläinplanktonin ravinnosta kuin kasviplankton (Pedrös-Ä1i6 & Brock 1983). Levät assimioituvat paremmin (15-90 %) kuin bakteerit (3-50 %) (Saunders 1969). Detrituksen osuus eläinplanktonin ravinnonlähteenä on myös tärkeä (Nauwerck 1963, Wetzel 1983). Detrituksen kaloriarvo ja assimiloituvuus ovat yleensä pienempiä kuin levillä ja bakteereilla (Schindler 1968). Cladoceroilla suurin osa suolen sisällöstä on tunnistamaton ta pientä partikkelia - kooltaan pari mikronia (jim) (Brooks

21 & Dodson 1965). Peters & Downingin (1984) mukaan cladocerat keräävät maksiminopeudella hiukkasia, joiden halkaisija on 5 jim. Calanoidit ovat useiden tutkijoiden mukaan valikoivimpia ravinnon kokoon nähden kuin Daphniat (Bogdan & McNaught 1975, Richman et al. 1980). Gulati et al. (1985) toteavat Eudiaptomus graciliksen olevan erikoistunut varsin kapealle (10-14 jim) alueelle. Grzybowska ja Wodzinska (1984) havaitsivat, että nanno planktonin (< 50 jim) ja hienosuodattajien (D. longispina, D. magna ja Bosmina coregoni) biomassat vaihtelivat toisistaan riippuen eli nannoplanktonia esiintyi runsaasti silloin kun nämä cladocerat olivat vähissä ja päinvastoin. Mikroplankton (> 50 jim) sen sijaan ei osoittanut riippuvuutta cladocerojen esiintymisestä, joka Grzybowskan ja Wodzinskan (1984) mie lestä osoitti, että mikroplankton ei ole hienosuodattajien ravintoa. Cladoceroilla on havaittu niiden koon ja suodatusnopeuden välillä eksponentiaalinen riippuvuus (DeMott 1982, Haney 1985). Isojen lajien suurempi ravinnonkeräysnopeus johtuu niiden suuremmasta suodatusnopeudesta ja laajeminasta ravin topartikkelien kokoskaalasta (Gliwicz 1980). Rihmamaisten levien suuri konsentraatio haittaa suuria cla doceroja enemmän kuin pieniä (Webster & Peters 1978). Tämä johtuu isojen cladocerojen suuremmasta carapaxin (= kaksi osainen kitiinikuori) raosta, jolloin rihmamaiset levät

22 pääsevät suodatuslaitteistoon (Gliwicz 1977). Daphnian on tosin todettu pienentävän kitiinikuorten välistä rakoa, jos rihmamaisia leviä on runsaasti (Gliwicz 1977). Porter (1973) jakoi kasviplanktonin kolmeen ryhmään levien syötävyyden perusteella: 1) Levät, joita ei syödä tai jotka hylätään - panssarilevät (Peridinium!P) - koristelevät (Cosmarium p) - kultalevät (Mallomonas fp) - rihmamaiset sinilevät (Änabaena p) 2) Levät, joita syödään ja jotka sulatetaan suolessa - nielulevät (Cryptomonas Rliodomonas p) - piilevät (Cyclotella Ästerionella p) - viherlevät (Oocystis Chlamydomonas!P) 3) Levät, joita syödään, mutta jotka eivät sula suolessa - vilierlevät, jotka muodostavat kolonioita limavai pan sisälle (Sphaerocystis Elakatothrix) 4.1.2 Sinilevät Eutrofisissa järvissä sinilevät ovat erityisen kiinnostavia tutkimuskohteita selvitettäessä kasviplanktonin laatua eläinplanktonin ravintona. Sinilevien runsaus viittaa sii hen, että ne eivät helposti kytkeydy eutrofisten järvien ravintoketj uihin. Sinileviä on harvoin löydetty eläinplanktereiden suolistosta (Spencer & King 1984). Eläinplanktonin on havaittu vähenevän

23 runsaan sinilevän esiintymisen aikoihin (Porter 1973 ja 1977), mutta ei säännönmukaisesti (Haney 1973). Sinileväravintoa syödessään eläinplanktonin eloonj ääminen, kasvu ja lisääntyminen ovat heikompia kuin sen syödessä esim. viherleviä (Arnold 1971, Lampert 1977). Mahdollisia syitä sinilevien huonoon laatuun ravintona on luetteloinut Porter & Orcutt Jr. (1980). Näitä syitä löytyy sinilevien vähäisestä ravintoarvosta, niiden käsittelyyn liittyvistä ongelmista ja mahdollisesta toksisuudesta. Arnold (1971) ja Lampert (1977) antavat aiheen olettaa, että useimmat sinilevät sulavat ja assimiloituvat yhtä helposti kuin vilierlevät, joiden laatu ravintona on korkea. Eräät rihmamaiset levät esim. Oscillatoria, kasautuvat Daphnian suodatusmekanismiin, jolloin eläin työntää kerään tyneen levämassan pois. Tällöin myös osa syötäväksi sopivaa ta ravinnosta pakostakin menetetään, jolloin ravinnonotto nopeus pienenee (Webster & Peters 1978). Daphnia pulex pys tyy syömään esim. Anabaenaa, Microcystistä ja Äplianizomenaa (Arnold 1971, Holm et al. 1983: D. pulex jopa < 1,5 mm rihmoja Äphanizomenaa). Myös Oscillatorian eri lajien syötä vyyden välillä on eroja (Edmondson & Litt 1982). Monissa tutkimuksissa toksiinej a muodostavat sinileväkannat ovat olleet arveltu syy tai ainakin osasyy eläinplanktonin huonoon kasvuun ja lisääntymiseen (Arnold 1971, Lampert 1977). Porter & Orcutt Jr. (1980) havaitsivat, että toksi nen Anabaena flos-aguae -kanta edisti D. magnan (n. 6 mm)

24 kasvua, mutta eloon] ääminen oli heikompaa kuin ilman ravin toa elävillä Daphnioilla. Erillisinä soluina Anabaenan tok sinen vaikutus oli voimakkaampi kuin rihmamaisena, sillä Daphnian suodatusnopeus, sen syödessä erillisiä soluja, oli suurempi kuin sen syödessä rihmamaista levää, mikä johtui jälkimmäisen Daphnialle aiheuttamista nielemisvaikeuksista (Porter & Orcutt, 1980). Lisäksi Porter & Orcutt (1980) päättelivät, että Daphnia pystyy tunnistamaan yksittäisen Änabaena-solun maun eikä koon tai muodon perusteella, sillä samaa solukokoa olevaa viherlevää Daphnia nieli nopeammin ja hylkäsi harvemmin kuin Änabaenaa. Arnold (1971) havaitsi, että D. pulex hylkäsi tietyistä nannoplanktoniin kuuluvista ravintovaihtoehdoista eniten sinileviä, joiden on havaittu tuottavan solun ulkopuolisia toksiineja. Toksiinit voivat Ärnoidin (1971) mukaan olla syy hylkäämiseen, jos Daphnia pystyy havaitsemaan ne. Cladocerojen kyky käyttää vaihtelevaa ravintoa tekee yhden ruokalajin vaikutuksen luonnonpopulaatiolle vaikeaksi sel vittää (Brooks & Dodson 1965). Vaikka kuolettavaa toksi suutta on esiintynyt laboratorio-olosuhteissa (Gentile & Maloney 1969), ei se ole juuri todennäköistä luonnossa (Ar nold 1971). Nälkäkuolema on myös yhtä epätodennäköistä, koska cladocerat voivat elää pitkiä aikoja vähällä ravinnol la (Arnold 1971). Cladocera-populaatiot reagoivat ravintooloihin pääasiassa lisääntymisen säätelyllä (Arnold 1971).

25 4.2 KASVI- JA ELÅINPLANKTONIN BIOMASSOJEN SUHDE Jos kasviplanktonissa on runsaasti toksiineja erittäviä sinileviä ja suuria piileviä, joita eläinplankterit eivät pysty käyttämään ravinnokseen, kasvi- ja eläinplanktonin biomassat eivät korreloi keskenään (Hakkari 1972). McCauley & Kaff (1981) totesivat, että eläinplanktonäyriäis ten ja kasviplanktonin biomassojen suhde pienenee, kun kas viplanktonin biomassa kasvaa järven trofia-asteen noustessa. Tämä merkitsee sitä, että eläinplanktonin biomassa kasvaa hitaammin kuin kasviplanktonin biomassa. Syynä on ilmeisesti ei äinplanktonin ravintotil anteen muuttuminen huonommaksi trofian noustessa (ks. kpl 4.1). McCauley ja Kalff (1981) esittivät hypoteesin, jonka mukaan äyriäisten biomassavaih telut voidaan selittää nannoplanktonin (< 50 pia) biomassa vaihteluilla. Muita eläinplanktonin ravinnonlähteitä, kuten bakteereita ja detritusta, ei McCauleyn ja Kalffin (1981) mukaan ehkä tarvitse ottaa huomioon selitettäessä eläin pianktonäyriäisten biomassan ja tuotannon eroja eri järvis sä. Kalapredaatio saattaa sen sijaan antaa vaihtoelitoisen selityksen eläinplanktonin biomassan pienenemiselle trofian noustessa. 5 TUTKIMUSALUE Tutkimuskohteena oli erittäin rehevä Etelä-Suomen Järvi, Rusutjärvi (kuva 1), jonka vedet laskevat Vuohikkaanojaa pitkin Tuusulanjärveen. Rusutjärven happivarasto on talvisin

26 pienentynyt voimakkaasti ja sinileväkukinnat ovat tavallisia heinä- ja elokuun vaihteessa. Merkittävimmät ravinnekuormi tuslähteet ovat peltomaaperä ja viemäröimättömät asumajäte vedet (Keski-Uudenmaan vesiensuojelun kuntainliitto 1984). A=1,4 km2 =2m Zh1 3,5 I Ij 9 500 1000 m - 11 KUVA 1. Rusutjärven sijainti ja syvyyskartta. Kuvaan on merkitty syvyysvyöhykkeet 1, 2 ja 3 m, näytteenottopisteet ja tärkeimmät järven morfologiaa kuvaavat ominaisuudet. 6 MENETELMÄT 6.1 FYSIKAALIS-KEMIÄLLISET VESINÄYTTEET Fysikaalis-kemialliset näytteet (lämpötila, liappi, ph, koko naistyppi, nitraatti, nitriitti, ammonium-typpi, kokonais fosfori, fosfaattifosfori ja näkösyvyys) otettiin syvänne

27 pisteeltä p1 (kuva 1) vuosina 1984 ja 1985 noudattaen va kiintuneita vesiviranomaisten käyttämiä menetelmiä (Vesi hallitus 1982). Näytteenottopäivät ja -syvyydet selviävät liltteistä 1 ja 2. Änalysointi tapahtui Helsingin vesipiirin vesilaboratoriossa standardien mukaisesti. 6.2 KASVIPLANKTON 6.2.1 Näytteenotto Kasviplanktonnäytteet otettiin kasvukaudella syvännepisteel tä p1 (kuva 1) vuosina 1984 kerran kuukaudessa ja 1985 noin kaksi kertaa kuukaudessa kokoomanäytteenä 0-2 m:n syvyydel tä. Kahden metrin pituisella putkinoutimella nostettiin 3-5 kertaa vettä ämpäriin, josta sekoituksen jälkeen otettiin näyte 200 mi:n ruskeaan lasipulloon. Säilöminen tapahtui 0,5 mi:lla hapanta Lugolin liuosta ja 2 mi:lla neutraloitua formaliinia (Vesihallitus 1982). 6.2.2 Analysointi ja biomassan laskeminen Näytteet laskettiin vesihallituksen vesientutkimustoimistos sa käänteismikroskoopilla Uterinöhi-tekniikkaa käyttäen (Utermöhi 1958). Biomassan laskussa käytettiin lajikohtaisia vakiotilavuuksia ja ominaispainon arvoa 1,0 mg x mm (Lepistö et al. 1981). Lisäksi kasviplanktonin biomassan arviona käytettiin kloro fylli a -pitoisuutta, jota varten otettiin kokoomanäyte pis teeltä p1 (kuva 1) 0-2 m:n syvyydeltä (Vesihallitus 1982)

28 kasvukaudella vuonna 1984 kerran kuukaudessa ja vuonna 1985 viikon tai kahden viikon välein. Näytteet analysoitiin Hel singin vesipiirin vesilaboratoriossa SFS-standardin mukaan asetyleeniuuttomenetelmällä. Vuonna 1985 analysoitiin myös feofytiinin määrä. 6.3 ELÄINPLÄNKTON 6.3.1 Näytteenotto Eläinplanktonin lajiston ja määrän vaihteluja seurattiin 12.6.-15.7.1985 viikon välein syvännepisteellä p1 (kuva 1) ja 15.7.-9.9.1985 kahden viikon välein kolmella näytteenot topisteellä (kuva 1). Näytesyvyytenä oli aina 0-3 m. Näytteenottimena toimi Sormunen-noudin, jonka pituus on yksi metri ja tilavuus 6,36 1. Näytteet otettiin kokoomanäytteenä ensin 45 1:n muovisaaviin, josta ne suodatettiin 80 pm:n haavin läpi, jolloin näytteeseen jäivät cladocerat, copepo dat, suurin osa rotatoreista ja protozoeista vain koloniana elävä Epistylis rotans. Kolmena päivänä, 24.6., 1.7. ja 8.7., käytettiin 200 pm:n haavia, jolloin rataseläimet ja hankajalkaisten nauplius-toukat eivät tulleet näytteeseen mukaan. Haavi huuhdeltiin kolmasti (Vesihallitus 1982). Näytepulloina oli 500 mi:n muovipulloja, joihin lisättiin neutraloitua formaliinia 10 % vesimäärästä (Vesihallitus 1982). Näytteenotto tapahtui klo 11-13 välisenä aikana, jolloin pohjan lähellä viihtyvien lajien yksilömäärät saattoivat

29 olla laskettua suurempia. 6.3.2 Analysointi Hyvin sekoitettu näyte jaettiin Folsom-Jakajalla (McEwen et al. 1954) sopiviin osiin - 1/4, 1/8 tai 1/16. Leptodora yksilöt poimittiin erilleen aina koko näytteestä koon mitta usta varten. Laskenta ja tunnistus tapahtui Zeiss Opton -käänteismikros koopilla Utermöhi-tekniikalla (Utermöhi 1958) suurennoksilla 12,5 x 10 ja 12,5 x 25 koko kammion alalta. Cladocerat ja copepodat jaettiin kokoluokkiin 50 pm:n välein mittaamalla cladoceroilta kokonaispituus ilman takapiikkiä ja copepo deilta kokonaispituuden ilman furcan haarojen sukasia. Myös rotatoreilta mitattiin muutamista näytteistä koon keskiarvo, joka varsinkin pehmeäkuorisilla lajeilla saattoi jäädä to dellista pienemmäksi, koska formaliini saa aikaan eläimen vetäytymisen kasaan. Jokainen yksilö pyrittiin tunnistamaan (Pontin 1978, Kiefer 1978, F1öner 1972, Järnefelt et al. 1963, Särkkä 1984). Tämä oli hankalaa varsinkin cyclopoidi-juvenilien osalta. Synchaeta- ja Collotheca-sukujen lajit jäivät määrittele mättä, koska näitä lajeja oli säilötystä näytteestä mahdoton tunnistaa. 6.3.3 Biomassan laskeminen Rotatorien tilavuudet (liite 4) on valittu vertaamalla

30 Naulapään (1966), Aasan (1970), Hakkarin (1978) ja Nauwerckin (163) esittämiä tilavuusarvoja omiin mittauksii ni perustuviin arvoihin, jotka on saatu Ruttner Koliskon (1977) kaavoilla. Daphnioiden, Chydoruksen ja Leptodoran tilavuudet (liite 5) perustuvat omiin mittauksiini ja seuraaviin kaavoihin: Daphnia cristata (Selin 1976): naaras Y = 6 * io-6 * x2 59 r = koiras Y = 6 * io6 * X2 57 r = 0,978*** Y = tilavuus (106 jim3), X = kuoren pituus (jim) Leptodora kindtii (Selin 1976): Y = 1,08 * _o6 * X2 4 r = 0,954*** = tilavuus _o6 jim3), X = koko pituus (jim) Chydorus sphaericus (Selin 1976, Sutela 1985): Y = 3,28 * _o6 * Y = tilavuus (106 jim3), X = koko pituus (jim) Daphnia cucullatan tilavuuden laskemisessa käytettiin samaa laskutapaa kuin D. cristatalla, koska nämä lajit eroavat ulkomuodoltaan vain vähän toisistaan. Harvinaisempien lajien biomassojen laskemisessa käytettiin Hakkarin (1978) ja Nau lapään (1966) esittämiä tilavuusarvoja. Copepodien tilavuudet (liite 5) saatiin laskemalla cephalo tlioraxien pituuksien keskiarvo (naaraille, koiraille ja juvenileille erikseen) ja sijoittamalla se Pöntisen (1977) ja Sutelan (1985) ilmoittamiin kaavoihin. Näiden kaavojen yhteydessä ei ole ilmoitettu tilavuuden ja pituuden välistä korrelaatiokerrointa:

31 Pöntinen (1977) ja Sutela (1985) 2 Eudiaptomus gracilis Y = 4,2 * l0 * X2 78 Pöntinen (1977) 2 Mesocyclops leuckarti Y = 4,0 * 108 * x3 29 Tliermocyclops oitlionoides Y = 4,0 * _o8 * x3 28 Sutela (1985) : Cyclops spp. y = 7,0 * io8 * x3 - Edellä mainituissa kaavoissa Y = tilavuus (10 6 jim3) ja X = ceplialo-tlioraxin pituus (jim). Saadut tilavuudet vastasivat Eudiaptomus-, Mesocyclops- ja Thermocyclops-lajeilla hyvin Naulapään (1966), Aasan (1970) ja Hakkarin (1978) ilmoitta mia lukuja. Biomassan laskussa käytettiin eläinplanktonin ominaispainon arvoa 1,0 mg mm (Hutchinson 1967). 6.4 KASVI- JA ELÄINPLANKTONIN BIOMASSOJEN SUHTEEN LASKEMINEN Kasviplankton jaettiin kolmeen kokoluokkaan, jotka olivat Ä rihmamaiset sinilevät 8 kooltaan yli 50 jim yksittäiset leväsolut, kolonioina elävät tai muulla tavoin eläinplanktonille hankalaksi ravinnoksi osoittautuneet levät C alle 50 jim leväsolut, jotka ovat ominaisuuksiltaan eläinplanktonin ravinnoksi kelpaavaa D kaikki levät Edellä mainittujen kasviplanktonin kokoluokkien ja tärkeim

32 pien herbivoristen eläinplanktonäyriäisten biomassojen suhdetta tarkasteltiin korrelaatioanalyysin avulla. Vertail tavat parit muodostivat tapauksessa 1) samana päivänä otet tujen kasvi- ja eläinplanktonnäytteiden antamat biomassat, ja tapauksessa 2) kasviplanktonnäytteen ja noin viikkoa myöhäisempänä ajankohtana otetun eläinplanktonnäytteen anta mat biomassat, jotta kasviplanktonissa tapahtuneet muutok set olisivat ehtineet vaikuttaa eläinplanktonin määrään ja laj istoon. Lisäksi testattiin McCauleyn ja Kalffin (1981) esittämiä yhtälöitä, joilla voidaan ennustaa eläinplanktonäyriäisten biomassa kasviplanktonbiomassan avulla. (1) 1og10 Z = 0,511 1og10 P + 1,807 (2) 1og10 Z = 0,978 1og10 NP + 0,772 Z = äyriäisten biomassa (pg/1, tuorepaino) P = kasviplanktonin biomassa (pg/1, tuorepaino) NP = nannoplanktonin biomassa (pg/l, tuorepaino) Nannoplanktoniksi katsottiin ryhmään C kuuluvat levät.

33 7 TULOKSET 7.1 FYSIKÄALIS-KEMIALLISET VESISTÖMUUTTUJAT VUOSINA 1984 JA 1985 Fysikaalis-kemialliset tulokset vuonna 1985 ilmenevät liit testä 1. Happipitoisuus oli vuonna 1985 pohjan lähellä tal vikerrostuneisuuden aikana alle 4 mg/l. Hapen ylikyllästy mistä esiintyi kesä- ja heinäkuussa. Veden ph-arvo kohosi kesällä talvikerrostuneisuuden aikai sista arvoista 6,6-6,8 heinäkuun loppun maksimiarvoon 9,2 (liite 1). Talvistagnaation aikaisen epäorgaanisen typen (NH4 + NO3 NO2) pitoisuus (650-1500 pg/l) väheni nopeasti kevättäyskier ron jälkeen (liite 1) ja pysytteli alliaisissa lukemissa (alle 30 pg/l) kesä- ja heinäkuun ajan, kunnes ammonium typpipitoisuus kohosi elokuun alkupuolella (280 pg/l pohjan lähellä). Talvella tapahtui sedimentistä ravinteiden va pautumista, joka ilmenee 4.2. otettujen näytteiden ammonium typpi- ja fosfaattifosforipitoisuuksista (690 pg/l ja 89 pg/l, vastaavasti). Kokonaisfosforin taso säilyi koko vuoden varsin korkeana (pinta x = 53 pg/l, pohja 62 pg/l). Kokonaisravinnesuhteet (NT/PT) ja epäorgaanisten ravinteiden suhteet (Nm/Po) on esitetty myös liitteessä 1. Näkösyvyyden kehitys vuonna 1985 ilmenee kuvasta 2. Toukoja syyskuun välisenä aikana se oli alle metrin ja pienimmil lään heinä- ja elokuun vaihteessa (noin 0,4 m).

- 1 34 TAMMI HELMI MAALIS HUHTI TOUKO_KESÄ HEINÄ ELO SYYS loka i 1 1 e r - 1 1 0,5 - II II II 1 1 1 1 1 1 Ii 1 (1) II. > (1) 2< Z 2-1 KUVA 2. Näkösyvyyden kehitys Rusutjärvellä vuosina 1984 (--) ja 1985 ( ). Vuonna 1984 happitilanne oli talvella pohjan läheisissä vesikerroksissa kriittinen (5.4. 0,3 mg/1, liite 2). Kesällä 1984 happipitoisuus pääsi laskemaan heinäkuussa melko alas (5,4 mg/l) pohjan lähellä. Tällöin kerrostuneisuus oli vali vimmillaan ja veden pintaosissa vallitsi hapen ylikyllästy minen (135 %). Ylikyllästynyt tila oli levinnyt koko vesi patsaaseen elokuun alussa (liite 2). Vuonna 1984 ph-arvo kohosi yli yhdeksän jo heinäkuun alku puolella (liite 2). Vuoden 1984 fosfaattifosforipitoisuus oli talvikerrostunei suuden aikana vuoteen 1985 verrattuna alhaisempi ja usein

35 noin 10 pg/l, mutta pysytteli tällä tasolla koko vuoden ajan (liite 2). Vuonna 1985 talven ja kesän fosfaattifosforin tasot poikkesivat selvästi toisistaan (20 pg/l ja 5 pg/l, vastaavasti). Kokonaisfosforin pitoisuus oli vuonna 1984 pintakerroksissa keskimäärin 43 pg/1 ja pohjan lähellä 60 pg/1. Huhtikuun alussa vuonna 1984, jolloin happipitoisuus oli kriittinen (0,3 mg/l) kolmen metrin syvyydessä, tapahtui fosforin vapautumista sedimentistä (tot.p 140 ig/l, liite 2). Vuonna 1984 tapahtui kevättäyskierron jälkeen samanlainen epäorgaanisen typen pitoisuuden lasku kuin vuonna 1985 (liite 2). Ammoniumtyppiarvot kohosivat heinäkuun alkupuo lella 1984, jolloin liappipitoisuus oli pudonnut kerrostunei suuden vuoksi arvoon 5,4 mg/l. Ravinnesuhteet vuonna 1984 on esitetty liitteessä 2. Näkösyvyyden kehitys oli saman kaltainen vuosina 1984 ja 1985 (kuva 2). 7.2 KASVIPLANKTON VUOSINA 1984 JA 1985 Rusutjärvestä määritettiin vuonna 1985 yhteensä 178 lajia (liite 3), joista melkein puolet kuului viherlevien kaareen. Sinileviä löytyi 30 lajia, joista 9 oli typensidontaan kyke neviä. Järnefeltin (1952, et al. 1963) ja Heinosen (1980) esittä

36 0) E 0 0 0 5cc c5 a5 o d 0 0) KUVA 3. Kasviplanktonin kokonaisbiomassan ja eri taksonomis ten ryhmien biomassojen kehitys vuonna 1985 Rusutjärvellä.

37 mistä eutrofian indikaattoreista löytyi valtaosa (51 ja 32, vastaavasti) (lilte 3). Sen sijaan oligotrofiaa indikoivista lajeista tavattiin vain kaksi (liite 3), ja ne esiintyivät vain hyvin pieninä biomassoina (alle 0,07 mg/l). Kasviplanktonin kokonaisbiomassa vaihteli kasvukauden aikana 5,4-35,2 mg/1 välillä (kuva 3, s. 30). Rusutjärven kasviplanktonlajiston sukkessio vuonna 1985 näkyy kuvassa 3. Kevään valtaryhmä nielulevät (Cryptophyta) väistyivät kesäkuussa Chromophyta-kaareen kuuluvien piilevi en tieltä. Sinilevät (Cyanophyta) dominoivat heinä- ja elo kuussa ja vastasivat leväkukinnan aikana suurimmasta osasta (85 %) kokonaisbiomassaa (taulukko 3, s. 32). Elokuun lopul la piilevien biomassa kohosi jälleen (kuva 3). Vihreiden levien (Chlorophyta) ja panssarilevien (Dinophyta) biomassat pysyttelivät havaintojaksolla alle 0,4 mg/l. Valtalajeja (valtalajiksi on katsottu laji, jonka biomassa muodostaa yli 5 % kokonaisbiomassasta) esiintyi kesän aikana kaikkiaan 19 (taulukko 3, s. 32). Näistä lajeista voimak kaimmin dominoivat Rhodomonas lacustris (Cryptophyta) touko kuussa (2,2 mg/l, 40 % kokonaisbiomassasta), Melosira granulata (Chromophyta) kesäkuussa (keskimäärin 2,7 mg/1 ja 35 %) ja syyskuussa (1,8 mg/l, 21 %) sekä Änabaena circinalis (Cyanophyta) heinä- ja elokuun vaihteessa (keski määrin 25 mg/1 ja 77 %) (taulukko 3). Änabaena circinalis, joka muodosti 86 % vuonna 1985 hei näkuun lopun kasviplanktonin kokonaisbiomassasta, on rihma

38 mainen, typensidontaan pystyva sinilevä. Kaikkien typensi dontaan kykenevien sinilevien (liite 3) osuus kokonaisbio massasta oli tuolloin noin 95 % (taulukko 4, s. 33). Suurin osa, jopa 99 % sinilevistä on heinä- ja elokuussa ollut juuri typensidontaan kykeneviä (taulukko 4). TAULUKKO 3. Kasviplanktonin valtalajit ja niiden prosenttiosuudet kokonaisbiomassasta Rusutjärvellä kesällä 1985. * = alle 5% kokonaisbiomassasta. näytteenottopäivät V VI VII VIII IX Laji 13 12 17 24 8 29 12 28 9 CYANOPHYTA Microcystis viridis * * 7 7 * * 5 16 11 M. aeruginosa * * * 7 * * * * * Änabaena circinalis * * * * 28 86 67 g * Ä. spiroides * * * * * * 13 7 * Ä. flos aquae * * * * * * * 12 * CHROMOPHYTA Äcantlioceras zachariasii * * * 7 * * * * * Ästerionella gracillima * * * * * * * * 8 Chrysococcus biporus 7 * * * * * * * * Cyclotella comta * 10 * 13 6 * * * * Melosira ambigua * 11 12 * * * * * * M. ambigua (5 pm) * * * 5 * * * * * M. granulata * 39 45 22 15 * * 16 21 M. granulata (1O*35pm) * * * * * * * * 6 Pseudopedinella sp. 10 * * * * * * * * Urogiena americana * * * 16 9 * * * * CRYPTOPHYTA Cryptomonas sp. (<l8pm) 13 * * * * * * * 6 Cryptomonas sp. (18-30 pm) 13 * * * * * * * * Rhodomonas lacustris 40 6 * * 6 * * * 7 DINOPHYTA Ceratium hirundinella * * * * * * * 8 9 YHTEENSÄ 83 66 64 77 64 86 85 68 68 Klorofylli a (taulukko 5, s. 33) korreloi erittäin merkitse-

västi kasviplanktonin kokonaisbiomassan kanssa (taulukko 6, s. 34). Korrelaatio on vielä parempi, jos feofytiini vähen netään klorofylli a:n arvoista (taulukko 5, s. 33). TAULUKKO 4. Typpeä sitovien sinilevien osuus kasviplanktonin kokonaisbiomassasta ja sinilevien biomassasta Rusutjärvellä vuosina 1984 ja 1985. 1984 N2-sitovien sinilevien 1985 N2-sitovien sinilevien pvm. osuus (%) kokonais- sinilevien pvm. osuus (%) kokonais- sinilevien biomassasta biomassasta 7.5. 0,0 0,0 13.5. 0,0 0,0 13.6. 6,0 39,8 12.6. 1,8 17,5 17.6. 0,3 2,1 24.6. 3,1 16,6 10.7. 61,3 79,9 8.7. 36,3 77,8 29.7. 94,8 99,3 6.8. 5,5 12,7 12.8. 86,6 91,6 28.8. 32,6 57,0 24.9. 3,1 10,8 9.9. 11,4 37,7 9.11. 0,7 2,1 TAULUKKO 5. Klorofylli a vuonna 1984 sekä klorofylli a, feofytiini ja näiden erotus vuonna 1985 Rusutjärvellä. 1984 klorofylli a 1985 klorofylli pvm. pg/1 pvm. a feofytiini erotus pg/1.ig/1 pg/1 7.5. 24,8 13.5. 19,5 5,2 14,3 13.6. 35,6 12.6. 36,0 5,3 30,7 1.7. 22,3 9,9 12,4 10.7. 72,5 8.7. 17,8 0,0 17,8 15.7. 24,8 4,7 20,1 29.7. 91,0 10,7 80,3 6.8. 94,9 12.8. 107,6 13,3 94,3 28.8. 27,0 0,0 27,0 24.9. 20,2 9.9. 37,6 7,2 30,4

40 TAULUKKO 6. Regressioanalyysi 1) kasviplanktonin kokonais biomassan ja klorofylli a:n välillä vuosina 1984 ja 1985 sekä 2) kasviplanktonin kokonaisbiomassan sekä klorofylli a:n ja feofytiinin erotuksen kanssa vuonna 1985. 1984 1985 1985 1 1 2 n 5 7 7 a 10,3042 b 2,8413 r 0,6324 r* O,8221o 9,9150 8,3957 2,7305 2,4129 0,9365** O,9416** 0,9557*** O,9594*** merkitsevä 10 % riskitasolla ** merkitsevä 5 % riskitasolla merkitsevä 0,1 % riskitsolla r* on korrelaatiokertoimen harhaton estimaatti Vuonna 1984 Rusutjärvestä määritettin 88 kasviplanktonlajia (liite 3), joista 33 ei esiintynyt vuonna 1985. Viherleviin kuului yhteensä 41 taksonia eli noin puolet kaikista vuonna 1984 esiintyneistä levistä (liite 3). Sinileviä löytyi 13 lajia, joista 4 pystyi typensidontan (liite 3). Järnefeltin (1952, et al. 1963) eutrofian indikaattoreita löytyi 24 kappaletta ja Heinosen (1980) 16 kpl. Oligotrofian indikaattoreita löytyi Mallomonas akrokomos (Heinonen 1980), jonka biomassa toukokuussa oli (0,009 mg/1) ja Cyclotella kuetzingiana (Järnefelt et al. 1963), jonka biomassa mar raskuussa oli (0,125 mg/1). Vuonna 1984 kasviplanktonin biomassa vaihteli touko- ja syyskuun välisenä aikana 3,37-20,6 mg/1. Kuvassa 4 (s. 35) näkyy myös marraskuun alussa havaittu biomassa. Erona vuo teen 1985 verrattuna oli kesäkuun huomattavasti suurempi kokonaisbiomassa vuonna 1984. Tämä johtui M. granulata piilevän (taulukko 7, s. 36) voimakkasta esiintymisestä.

41 20 - IElCyanophyta ChIorophyta 18-16 EI Chromophyta Cryptophyta ODinophyta 0 E 6 U) 0 0 4 2 0) KUVA 4. Kasviplanktonin kokonaisbiomassan ja eri taksonomis ten ryhmien biomassojen kehitys vuonna 1984 Rusutjärvellä. Sinilevien biomassa oli jo heinäkuun alkupuolella yli 12 mg/l. Tällöin 45 * kokonaisbiomassasta oli Anabaena spiroides-lajia (taulukko 7, s. 36), joka pystyy typensidon

42 taan (liite 3). Typensitojien osuus kasviplanktonin koko naisbiomassasta väheni ajallisesti nopeammin kuin vuonna 1985 (taulukko 4, s. 33). Elokuussa havaittiin Ceratium hirundinellan voimakas domi nointi; 46 * kokonaisbiomassasta (taulukko 7, kuva 4 s. 35). Syksyllä kokonaisbiomassan pienennyttyä myös viherlevä Closterium macilentum nousi dominoivien lajien joukkoon (20 %, taulukko 7). Dominoivaksi lajiksi katsottiin laji, jonka TAULUKKO 7. Kasviplanktonin valtalajit ja niiden prosenttiosuudet kokonaisbiomassasta Rusutjärvellä vuonna 1984. * = alle 5% kokonaisbiomassasta. näytteenottopäivät Laji 7.5. 13.6. 10.7. 6.8. 24.9. 9.11. CYANOPHYTA Microcystis aeruginosa * * 13 28 * * M. wesenbergii * 9 * 10 24 34 Änabaena flos-aquae * * 13 * * * A. spiroides * * 45 * * * CHLOROPHYTA Closterium macilentum * * * * 13 20 CHROMOPHYTA Urogiena americana 5 * * * * * Melosira ambigua 12 * * * * * M. granulata * 59 6 * * * Cyclotella kuetzingiana * * * * * 7 Ästerionella formosa * * * * 16 8 Fragilaria crotonensis 11 12 * * * * CRYPTOPHYTA Chroomonas 8 * * * 7 6 Cryptomonas sp. (18-30 pm) 24 * * * * 6 Cryptomonas sp. (30-5Opm) 7 * * * 5 7 Katalebharis ovalis 5 * * * * * DINOPHYTA Ceratium hirundinella * * * 46 5 * Peridinium bipes * * * * 8 * YHTEENSÄ 72 80 77 84 78 88

43 biomassa oli yli viisi prosenttia kasviplanktonin kokonais biomassasta. Klorofylli a-pitoisuudet olivat vuonna 1984 heinäkuun arvoa 72,5 ig/1 lukuunottamatta samaa suuruusluokkaa (20-95 j.rg/l) kuin vastaavan ajankohdan arvot vuonna 1985 (taulukko 5, s. 33). Korrelaatio kasviplanktonin kokonaisbiomassan kanssa oli vain suuntaa antava (taulukko 6, s. 34). 7.3 ELÄINPLANKTON VUONNA 1985 Rusutjärvellä vuonna 1985 havaitut eläinplanktonlajit on esitetty liitteissä 4 ja 5. Hakkarin (1978) esittämiä eutro fian indikaattoreita löytyi 13 lajia ja oligotrofian mdi kaattoreita vain yksi, joka sekin oli harvalukuinen. Eläinplanktonin biomassat (gm3) on esitetty kuvassa 5 si vulla 38. Copepodien naupliusten määrät jouduttiin arvioi maan päivien 24.6., 1.7. ja 8.7. kohdalla, koska tällöin käytettiin 200 jim:n liaavia. Arviot saatiin laskemalla naup liusten keskimääräinen osuus copepodien biomassasta niinä päivinä, jolloin käytettiin 80 jim:n haavia. Naupliusten osuudeksi tuli 1,9 ±0,2 % biomassasta. Rotatoreille ei vas taavia korjauksia tehty, vaan kuukausikeskiarvot laskettiin 80 jim:n haavilla otettujen näytteiden perusteella. Älkueläin Epistylis rotans esiintyi erittäin suurina yksilö määrinä kesäkuussa sekä elo- ja syyskuun vaihteessa (n. 1400-2600 kpl/l), mutta biomassaltaan pienenä se ei vaikuttanut

44 EI Copepoda 10 SiCtadocera Rotatoria,Epistylis 8 0) - 0 o Ncd co C3 c KUVA 5. Eläinplanktonin kokonaisbiomassan ja eri taksonomis ten ryhmien biomassojen kehitys Rusutjärvellä vuonna 1985. kokonaisbiomassaan (kuva 5). Rotatorien osuus kokonaisbio massasta (kuva 5) jäi myös pieneksi. Tärkeimmät rataseläimet olivat Filinia longiseta (23,7 ±6,5 % rotatorien biomassas ta), Tricocerca capucina (17,9 ±2,8 %) ja Brachionus angularis (11,7 ±2,1 %), jotka kaikki esiintyvät joka näyt teenottokerralla. Lisäksi on syytä mainita Keratella guadrata, joka muodosti noin 60 % rotatorien biomassasta 12.6. ja 17.6. sekä Conochilus unicornis, jonka osuus rota torien biomassasta oli 28.8. 54 * ja 9.9. 38 %. Nämä kaksi lajia esiintyivät myös koko vuoden 1985 kesän ajan. F. longiseta, T. capucina, B. angularis ja K. guadrata ovat kaikki eutrofian indikattoreita (Hakkari 1978).

Vuonna 1985 cladocerojen biomassa putosi heinäkuun alkupuo lella puoleen kesäkuun biomassasta (kuva 5, s. 38). Tämä johtui Daphnia cucullatan ja Daphnia cristatan vähenemisestä (kuva 6, s. 40). Cladocerojen suurin biomassa ajoittui elo kuun loppuun (kuva 5), jolloin D. cucullata (4,2 ±1,0 Eubosmina goregoni var. thersites (2,5 ±0,2 gm3) ja Chydorus spliaericus (1,2 ±0,2 gm3) olivat valtalajeja (kuva 6). C. sphaericus oli runsaimillaan 8.8., jolloin se muodos ti 37 % (1,7 ±0,1 gm3) cladocerojen kokonaisbiomassasta. Diaphanosoma brachyurumin biomassa oli suurimmillaan hei näkuun lopulla (235 ±58 mgm3). Älona guadrangularis, Bosmina longirostris ja Ceriodaphnia guadrangula esiintyivät satunnaisesti Rusutjärven pelagiaalissa. Karnivorisen cladoceran Leptodora kindtiin biomassa oli keskimäärin 7,9 ±1,9 % cladocerojen kokonaisbiomassasta. L. kindtiin esiintymisen maksimit ajoittuivat kesäkuun ( 1260 kplm3, 873 mgm3) ja elokuun (681 kplm3, 867 ±149 mgm3) loppuihin. Kesäkuun lopussa sen yksilökoko (4,3 ±0,3 mm) oli keskimäärin 1,3 mm pienempi kuin elokuun lopussa (5,6 ±0,3 mm), mikä selittää biomassojen ja yksilömäärien välisen ristiriidan kesä- ja elokuun arvoja verrattaessa. Copepodien biomassa laski vuonna 1985 kesä- ja heinäkuun arvoista (3,3 ±0,4 gm3) noin puoleen elo- ja syyskuussa (1,6 ±0,3 gm3) (kuva 5). Syy oli lierbivorisen Eudiaptomus graciliksen biomassan vähenemisessä. Sen osuus kokonaisbio massasta aleni huomattavasti kesän edetessä (kuva 6). Daphnia-lajien vähentyessä kesä- ja heinäkuun vaihteessa E.

46 gracilis oli runsaimmillaan (2,0-3,5 gm3). Kesa Eo Syys KUVA 6 Eläinplanktonin biomassojen Rusutjärvellä kesällä 1985. laj ikohtaiset suhteet a Daplinia cristata b Daphnia cucullata c Eubosmina goregoni var. thersites d Chydorus spliaericus e Muut cladocerat f Rotatoria g Cyclopoida h Eudiaptomus gracilis Cyclopoidien osuus eläinplanktonin kokonaisbiomassasta py sytteli melko vakaana koko vuoden 1985 kesän ajan (kuva 6). Näytteistä löytyi kaksi lajia, Mesocyclops leuckarti ja Thermocyclops oithonoides, joiksi määritettiin myös lähes kaikki cyclopoidit. Muutama epäselvä yksilö jäi määrittele mättä. M. leuckarti oli selvästi yleisempi kuin T. oithonoides.

47 Rusutjärven äyriäislajisto oli painottunut selvästi pieniko koisiin lajeihin (kuva 7). Daplinia-lajit olivat alle 1,8 min:n pituisia (kuva 7). 0. cucullatan keskikoko oli 15.7. ja 29.7. otettujen näytteiden perusteella 953 ±136 im ja 0. oristatan 720 ±20 prn. x a1 Daphnja ccistatan pienin yksilö a2 ii Suurin II b1 Dapbnia cucullatan pienin yksilö ii suurin 12 10 1 b1 1 b2 1 2 2 3 4 5 6 7 6 9 a i 12 13 14 15 16 17 18 101 im KUVA 7. Eläinplanktonin (lähinnä äyriäisten) kokoluokkaja kautuma (kokoluokkien prosentuaaliset osuudet kokonaistihey destä) Rusutjärvellä kesällä 1985. Leptodora kindtii ei ole mukana jakaumassa. Yksilöiltä on mitattu kokonaispituus ilman takapiikkiä. Katkoviivalla on merkitty keskiarvon keskivirhe.

48 7.4 KASVI- JA ELÄINPLANKTONIN SUHDE RUSUTJÄRVESSÄ VUONNA 1985 Liitteessä 6 on esitetty vuoden 1985 kasviplanktonin eri kokoluokkien biomassat, joita käytettiin kasvi- ja eläin- TAULUKKO 8. Kasviplanktonin oko1uokkien ja eläinplanktonäy riäisten biomassojen (mgm ) välinen korrelaatioanalyysi. Korrelaatiokertoimet on laskettu 1) saman päivän kasvi- ja eläinplanktonbiomassojen perusteella sekä siten, että 2) eläinplanktonbiomassa on aina viikon myöhäisempi kasviplank tonbiomassaan nähden. Ä= rihmamaiset sinilevät, B= kooltaan yli 50 jim:n levät, C= kooltaan alle 50 jim:n levät ja D= kaikki levät. r*= korrelaatiokertoimen harhaton estimaatti. 1 2 laji kasviplanktonin r* kokoluokka n = 7 n = 6 Eubosmina Ä 0,016 0,080 g.v. thersites B -0,125-0,366 C -0,192 0,682 D -0.020 0,183 Cliydorus A 0,366 O,979*** sphaericus 8-0,676o -0,502 C 0,798* O,831* D 0,223 0,990*** Daphnia Ä -0,189-0,546 cristata 3 0,651 0,679 C 0,059 0,780o D -0,073-0,449 Daphnia Ä -0,332-0,058 cucullata B 0,341-0,137 C 0,071 0,111 0-0,311-0,100 Eudiaptomus Ä 0,092-0,414 gracilis B -0,472 0,896* C -0,247 0,699 D -0,009-0,236 Cyclopoidi Ä -0,577-0,559 copepodat 8-0,046 O,930** C 0,116 0,455 D -0,661-0,403 0 * ** *** merkitsevä 10 * riskitasolla merkitsevä 5 % riskitasolla merkitsevä 1 % riskitasolla merkitsevä 0,1 * riskitasolla

49 planktonin välisessä korrelaatioanalyysissä (taulukko 8). Äinoastaan C. sphaericuksella oli havaitavissa merkittävä korrelaatio kasviplanktonin ja nimenomaan sinilevien biomas san kanssa. E. gracilis korreloi 5 % riskitasolla viikkoa aikaisemmin esiintyneen, yli 50 pm:n suuruisen kasviplank tonryhmän biomassan kanssa. Cyclopoideilla vastaava korre laatio oli hieman parempi. McCayleyn ja Kalffin (1981) ylitälöiden testaus on suoritettu taulukossa 9. Ennustettavuus ei ollut kummallakaan McCauleyn ja Kalffin (1981) yhtälöllä selkeästi toistaan parempi, mutta käytettäessä kasviplanktonin kokonaisbiomassaa ko. ylitälöissä saatiin kolmessa tapauksessa tulokseksi arvio, joka oli melko lähelle liavaittua eläinplanktonin biomassaa. Varsinkin sinileväkukinnan aikana ja sen jälkeen arviot olivat huonoja. TAULUKKO 9. Eläinplanktonäyriäisten biomassan ennustaminen McCauleyn ja Kalffin (1981) yhtälöiden avulla. Zo = havaittu äyriäisten biomassa, Zp = kasviplanktonin kokonaisbiomassan avulla arvioitu ja Znp = nannoplanktonin biomassan avulla arvioitu äyriäisten biomassa. näytteen- Zo Zp Znp ottopäivä mgm mgm3 mgm3 12.6. 7950 5250 8910 17.6. 7420 7240 9330 24.6. 9340 5370 6760 8.7. 6560 6170 8320 29.7. 7080 13490 1660 28.8. 11420 5890 5010 9.9. 5980 6610 11750

50 8 TULOSTEN TARKASTELU 8.1 SINILEVIEN DOMINOINTI Heinosen (1980) rehevyysluokituksen mukaan Rusutjärvi on hypereutrofinen (kasviplanktonin keskikesän biomassa > 10,0 mg/1) (kuva 3, s. 30). Kasviplanktonlajisto indikoi selvästi eutrofiaa (liite 3). Vuonna 1985 piilevien väistyttyä heinäkuussa sinilevät domi noivat lähes yksipuolisesti Rusutjärven kasviplanktonissa (kuva 3, s. 30). Viherleviä, piileviä ja typpeä sitomattomia sinileviä esiintyi pieninä määrinä. Loppukesällä ravinnepi toisuuksien noustessa (liite 1) muut kuin typpeä sitovat lajit yleistyivät (kuva 3 s. 30, taulukko 3 s. 32). Typen ja hiilidioksidin sidontaa haittasivat korkea ph ja hapen ylikyllästyminen (liite 1) (Shindler et al. 1980). Typpeä sitomattomat sinilevät, joita Rusutjärvestä löytyi pääasiassa Microcystis-suvusta, ohittivat viherlevät kas vussa kesäkuun alkupuolella vuonna 1985 (kuva 3, s. 30). Tähän oli syynä ilmeisesti runsaan piileväbiomassan aiheut tama varjostus (Van Liere & Mur 1980). Näkösyvyys oli jo toukokuussa alle metrin (kuva 2, s. 28). Laakean ja matalan Rusutjärven vesimassa sekoittuu helposti, eikä selvää ker rostuneisuutta kesäaikana synny. Näin eufotinen syvyys Zeu jää pienemmäksi kuin sekoituvan kerroksen syvyys z. Tämä tilanne on eduksi sinileville viherleviin nähden (Van Liere & Mur 1980).

51 Typpeä sitovat sinilevät, joita Rusutjärvessä edusti Änabaena-suku, nousivat valtalajeiksi heinäkuun alussa vuon na 1985 (taulukko 4, s. 33). Veden typpipitoisuus saattoi olla jo niin alhainen, että sen merkitys kasvua rajoittavana tekijänä ohitti valon merkityksen (vrt, kpl 2). Kasviplanktonin kasvua rajoittava ravinne Rusutjärvellä vuonna 1985 oli kokonaisravinnesuhteen (NT/PT) mukaan fosfo ri (liite 1), sillä NT/PT oli lähes aina >17, jota Forsberg et al. (1978b) pitävät selvän fosforirajoituksen alarajana (vrt. sivu 5). NT/PT-suhde sai 17.6. arvon 10 (liite 1), joka saattaa viitata typpirajoitukseen (vrt, sivu 5). Liukoisten ravinteiden suhde N/P0 kuvaa leville käyttökel poisia ravinteita paremmin kuin NT/PT. Talvella, keväällä ja syksyllä vuonna 1985 fosfori oli selvästi minimiravinne (Nm/Po > 12, vrt. s. 5) (liite 1). Tällöin tosin valo ja/tai lämpötila rajoittavat levien kasvua (taulukko 1, s. 2). Kesä- ja heinäkuussa suhde oli usein niin pieni (liite 1), että typen vaihtuminen minimiravinteeksi oli mahdollista (vrt, sivu 5). Suhde Ä:B (NT/PT:Nffl/PO) oli talvella, keväällä ja syksyllä vuonna 1985 pienempi kuin raja-arvo yksi (liite 1), joten tällöin fosfori oli minimiravinne Tarkiaisen (174) antamien ohjearvojen mukaan (vrt, sivu 5). Kesä- ja heinäkuussa Ä:B kohosi selvästi yli yhden (liite 1), joten typpi rajoitti tällöin Tarkiaisen (1974) ohjearvojen mukaan kasviplanktonin kasvua. Kanninen (1980) laski vuonna 1979 kesällä Vesijär velle, Tuusulanjärvelle ja Hiidenvedelle vastaavia A:B

52 arvoja. Hänen tekemänsä levätestit olivat yhdensuuntaisia A:B-arvojen kanssa viitaten typpirajoitukseen. Kannisen (1980) mukaan Ä:B-suhde korreloi parhaiten levätestien anta mien tulosten kanssa ja kokonaisravinnesuhde ei ollenkaan. Seuna (1984) piti fosforia selvästi Rusutjärven perustuotan non minimitekijänä kokonaisravinnesuhteen perusteella. Vuon na 1980 tehdyn minimiravinnetestin (Limnologian laitos 1980) tulokset tukevat tätä olettamusta. Vuonna 1984 piilevä Melosira granulata esiintyi erittäin runsaana kesäkuun puolivälissä (taulukko 7, s. 36). Viherle ville ei tällöinkään ollut mahdollisuuksia kasvattaa biomas saansa (kuva 4, s. 35), sillä jo heinäkuun toisella viikolla typpeä sitovat sinilevät muodostivat yli 60 * kasviplankto nin kokonaisbiomassasta (taulukko 4, s. 33). Typpeä sitovien sinilevien aikaisempaa runsastumista vuoteen 1985 verrattuna ei voida varmuudella selittää ravinnesuhtei den avulla, sillä kevätkesällä oli molempina vuosina näyt teenotossa kuukauden mittainen tauko (liitteet 1 ja 2), jonka aikana muutokset ravinnesuhteissa ovat tapahtuneet. Kasviplanktonin aiheuttama itsevarjostus kesäkuussa oli voimakkaampaa vuoteen 1985 verattuna, olihan kokonaisbiomas sa noin kaksinkertainen vuonna 1984 (kuvat 3 ja 4). Valais tuksen vähyys on voinut nopeuttaa sinilevien kasvua, samoin jonkin verran lämpimämpi kevät (liitteet 1 ja 2) vuoteen 1985 verrattuna. Ravinnesuhteita voitiin vuonna 1984 laskea vain kerran

53 kuukaudessa (liite 2). NT/PT suhde oli kesäkuussa arvoltaan 10, joka saattaa viitata typpirajoitukseen (Forsberg et al. 1978b). Nm/Po-suhteen perusteella heinäkuussa ja Ä:B-suhteen perusteella heinä- ja syyskuussa typpi olisi ollut minimira vinne Forsbergin et al. (1978b) ja Tarkiaisen (1974) esit tämien ohjearvojen mukaan. Klorofylli a -pitoisuus (taulukko 5, s. 33) oli molempina vuosina erittäin korkea. Vuonna 1985 sen korrelaatio kasvi planktonin biomassan kanssa oli erittäin merkitsevä (tauluk ko 6, s. 34). Vuonna 1984 klorofylli a -pitoisuuden nousu oli voimakkaampaa kuin mitä kasviplanktonin biomassa olisi edellyttänyt. Korrelaatio olikin tällöin vain suuntaa antava (taulukko 6). Klorofyllin hajoamistuotteiden eli feofytiinin huomioon ottaminen olisi voinut parantaa myös vuoden 1984 korrelaatiota (taulukko 6). Verrattuna vuoteen 1976, jolloin kasviplanktonin biomassa oli 3-11 mg/1 ja klorofylli a -pitoisuus 21-37 pg/l (x = 30 pg/l, n = 5) (Limnologian laitos 1976), Rusutjärvi oli vuosina 1984 ja 1985 selvästi rehevämpi. Vuonna 1984 kasvi planktonin kokonaisbiomassa oli 3,37-20,6 mg/1 ja kloro fylli a pitoisuus oli 20,2-94,9 pg/1 (x= 49,6 pg/l, n= 5). Vuonna 1985 vastaavat arvot olivat 5,4-35,2 mg/1 ja 17,8-107,6 pg/l (x= 42,6 ig/l, n= 9). Rehevöitymistä tukee myös fosforipitoisuuden nouseva trendi talvisin pohjan lä heisissä vesikerroksissa (Seuna 1984).

54 8.2 ELÄINPLANKTONLAJI$TON HEIJASTAMÄ PREDAATIOTILÄNNE Eläinplankton oli painottunut kooltaan pieniin lajeihin (kuva 7, s. 41), joista useat indikoivat eutrofiaa (liitteet 4 ja 5). Niissonin ja Pejierin (1973) mukaan oligotrofian indikaattorit kuuluvat ryhmänsä suurimpiin edustajiin, joten voidaan katsoa, että ne indikoivat petovaltaista kalastoa ja eutrofian indikaattorit vastaavasti p1 anktivorivaltaista kalastoa. Kalojen eläinplanktoniin kohdistaman predaation täytyi vuon na 1985 olla Rusutjärvellä varsin voimakas, sillä tuolloin esiintyneet Daphnia-lajit olivat läpinäkyviä ja kooltaan pieniä (kuva 7, s. 41) (vrt, kpl 3.2). Näihin lajeihin kohdistui myös selkärangattomien petojen taholta predaatio, jota heijastivat carapax-kuoren pitkät takapiikit ja pään korkeat ja D. cristatalla lisäksi kaareutuvat huput (Zaret 1980). Myös E. goregoni var. thersites-lajin kyttyrämäinen ja taaksepäin kallistunut kuoren muoto ja pitkät tuntosarvet viittaavat tämän eläimen sopeutuneen SDP-ryhmän aiheuttamaan predaatioon (Zaret 1980). Daphnia-lajien alle 1 min:n keskikoko merkitsee Zaretin (1980) mukaan sitä, että kalojen kiinnostus näihin on vähen tynyt ja copepodat joutuvat yhä useammin kalojen saaliiksi. Pienikokoisen, herbivorisen copepodan, E. graciliksen, runsas esiintyminen ja suurten karnivoristen copepodien puuttuminen ovat Zaretin (1980) mukaan merkkinä jo voimak kaasta kalapredaatiosta (kalojen runsaus +4 - +5, taulukko 2 sivulla 12). Toisaalta suuret copepodat ovat saattaneet

55 onnistua välttämään Sormunen-noudinta, ja jääneet siten havaitsematta Rusutjärvellä. Samoin Chaoborus-toukka, jota ei Rusutjärvessä havaittu, pakenee helposti Sormunen-noudin ta (Hakkari 1978). Se on päivisin pohjan lähellä viihtyvä laji (Nielssen 1974), jota vuoden 1986 pohjaeläintutkimuk sessa löytyi Rusutjärveltä toukokuussa noin 500 yksilöä neliömetriltä (Kalliola 1987). Runsas pienten cladocerojen esiintyminen lisää myös peto maisten copepodien tiheyksiä (Zaret 1980). Rusutjärvessä näitä edustivat M. leuckarti ja T. oithonoides. Leptodora ilmestyy kalapredaation ollessa voimakkuudeltaan +2 (tauluk ko 2, s. 12), kuten Rusutjärvessä on tapahtunut. Läpinäkyvä nä se selviää isosta koostaan huolimatta kalojen aiheutta maita predaatiolta. Runsas Chaoboruksen esiintyminen korre loi pienten Leptodora-tiheyksien kanssa (Pope & Carter 1975), joten Chaoborus-toukkaa on saattanut olla Rusutjär vessä vuonna 1985. Jos Rusutjärveä yritetään sovittaa johonkin Zaretin (1980) mallin (taulukko 2, s. 12) mukaiseen predaatiotilanteeseen, vuonna 1985 olisi edellä esitetyn perusteella näyttänyt vallitsevan kalapredaation vaihe +3 - +4, joka kuvaa melko vahvaa planktonsyöj äkalastoa. Karnivorista Äsplanchna-ratas eläintä, joka ilmestyy planktonyhteisöön vaiheessa +5 (runsas planktonsyöjäkalasto, Zaret 1980) löytynyt. ei Rusutjärvestä

56 8.3 KASVI- JA ELÄINPLÄNKTONIN KESKINÄINEN RIIPPUVUUS RUSUTJÄRVESSÄ E. graciliksen biomassa näyttää vaihtelevan saman suuntai sesti Chromophyta-ryhmän levien biomassan kanssa (kuvat 3 s. 30 ja 5 s. 38). Chromopliyta-ryhmään kuuluva, runsaana esiin tyvä Melosira granulata (taulukko 3 s. 32) sijoitettiin kokoluokkaan B (yli 50 pm suuruiset leväsolut tai koloniat). E. gracilis korreloi merkitsevästi juuri kokoluokkaan B kuuluvien levien biomassan kanssa (taulukko 8, s. 41). Tätä korrelaatiota ei tue Gulatin tutkimusryhmän (1985) havain to, että E. gracilis olisi erikoistunut varsin kapealle (10-14 tim) alueelle ravinnon koossa, eikä tämän vuoksi viihdy hyvin eutrofisissa järvissä. Tiheä rihmamaisten levien kas vusto on saattanut haitata E. graciliksen liikkumista ja syömistä (ks. kpl 4.1), ja ollut näin syynä E. graciliksen biomassan laskuun heinä- ja elokuussa. Cyclopoidi-juvenilit, jotka ovat herbivorisia, pystyvät hienosuodattajia paremmin käsittelemään isoja leviä, koska ne paloittelevat ruokansa fstrickler & Twombly 1975). Näin havaittu korrelaatio kokoluokan 5 kanssa (taulukko 8, s. 42) saattaa olla todellinen. 0. sphaericuksen biomassa korreloi erittäin merkitsevästi rihmamaisten sinilevien biomassan kanssa (taulukko 8, s. 42). 0. sphaericus on varsinaisesti litoraalilaji, mutta se leviää rehevissä järvissä myös pelagiaalille, koska sinile väkukinnat tarjoavat sille kiinnitysalustan (Haney 1973,

57 Brooks 1969). C. sphaericus on Gellerin ja Mtfllerin mukaan (1981) tehokas bakteerien syöjä, ja on siten vähemmän riip puvainen kasviplanktonista (Gliwicz 1977). C. sphaericuksen negatiiviset korrelaatiot kokoluokkien 5 ja C kanssa (tau lukko 8, s. 42) johtuvat näihin luokkiin kuuluvien levien ja sinilevien biomassojen erisuuntaisista kehityksistä kesän edetessä (kuva 3, s. 30). 0. cristatalla oli suuntaa antava korrelaatio nannoplankto nin (kokoluokka C, taulukko 8, s. 42) kanssa. 0. cristatan vähenemiselle voivat olla syynä suoraan nannoplanktonin väheneminen, kilpailu muiden cladocerojen kanssa tai jonkin predaattorin 0. cristataan kohdistama selektiivinen valinta. 0. cucullata ja E. goregoni var. thersites eivät korreloi neet selvästi minkään kasviplanktonryhmän kanssa. Nämä lajit saattavat siirtyä syömään vaihtoehtoisia ravintokohteita, kuten bakteereja ja detritusta, kun nannoplanktonin biomassa vähenee. Toisaalta hetkellinen nannoplanktonin biomassa ei kerro, miten se riittää eläinplanktonin ravinnoksi. Biomas san uusiutuminen saattaa olla niin nopeaa, että herbivoreil le riittää ravintoa. Varsinkin Cryptophyta-ryhmän levät uusiutuvat nopeasti (Reinertsen & Olsen 1984) ja voivat kompensoida Rusutjärvessä laidunnetun biomassan. McCauleyn ja Kalffin (1981) yhtälöiden ennustavuuteen (tau lukko 9, s. 43) vaikuttavat monet seikat. Biomassan laskussa käytettävät eliöiden tilavuusarvot vaihtelevat eri tutkimuk sissa. Nannoplanktoniksi valittu ryhmä C ei välttämättä edusta täydellisesti äyriäisten käyttämää ravintoa. Detri

58 tuksen ja bakteerien osuus jää kokonaan huomioimatta. Jois sakin tapauksissa taulukossa 9 on päästy hyvin lähelle ha vaittua äyriäisten biomassaa, jos tarkastellaan noin viikkoa aikaisemmin havaitun kasviplanktonbiomassan avulla arvioitua Zp:tä tai Znp:tä. On kuitenkin huomattava, että ennusteet ovat ennen sinileväkukintaa samaa suuruusluokkaa kuin ha vaitut äyri4isbiomassat. 9 JOHTOPÄÄTÖKSET Rusutjärven runsas planktonsyöjäkalasto on muovannut eläin planktonlaj iston pienikokoiseksi. Koska cladocerat olivat alle 1 min:ä kooltaan, kalat söivät lisääntyvässä määrin copepodeja. Varmuus kalojen käyttämästä ravinnosta saatai siin kalojen mahalaukkujen ja suolten sisältöjen tutkimisel la. Cladoceroihin kohdistui predaatio kalojen lisäksi selkä rangattomien petojen, kuten cyclopoidien ja Leptodora kindtiin taholta. Cliaoborus-toukka on saattanut olla merkit tävä varsinkin Daphnia-vesikirppuj en populaatiodynamiikkaan vaikuttava predaattori. Eläinplankton ei käyttänyt huomattavaa osaa kasviplanktonin biomassasta, koska jälkimmäisen tuotanto oli suuri, eikä eläinplankton pystynyt predaation vuoksi lisääntymään rajat tomasti. Lisäksi kasviplankton oli laadultaan huonoa eläin planktonin ravinnoksi. Näin suurin osa kasviplanktonista akkumuloitui detrituksena sedimentteihin aiheuttaen kriitti siä happipitoisuuksia pohjan läheisissä vesikerroksissa talvikerrostuneisuuden aikana.

59 Kasviplanktonin eläinplanktonin ravinnoksi kelpaavan osan, nannoplanktonin, kilpailuasema sinileviin nähden voi olla heikko paitsi vallitsevien ravinnesuhteiden ja valaistusolo suhteiden vuoksi, myös herbivorien nannoplanktoniin kohdis taman laidunnuksen vuoksi. Kasviplanktonin biomassan ja typensidonnan väheneminen on mahdollista vain, jos fosfori tai jokin muu tekijä kuin typpi saadaan sinilevien kasvua rajoittavaksi tekijäksi (Leonardson 1984).

60 KIR3ALLISUUS Aasa, R. 1970. Plankton i Lilla Ullevifjärden. Nat. Swedish Environ. Protection Board Limnol. Survey Uppsala, Rep. 33:1 62. Ahlgren, G. 1979. Relationship between aigal growth and nutrient consentration in chemostat culture and natural populations. Äcta Universitatis Upsaliensis. Abstr. of Uppsala Diss. from the Faculty of Science 498: 1-23. Arnold, D.E. 1971. Ingestion, assimilation, survival, and reproduction by Daphnia pulex fed seven species of blue-green algae. Limnol. Oceanogr. 16: 906-920. Bogdan K.G. & McNaught, D.C. 1975. Selective feeding by Diaptomus and Daphnia. Verh. Int. Ver. Limnol. 19: 2935 2942. Brendelberger, 11. 1985. Filter mesli-size and retention eff i ciency for small particles: comparative studies with Cladocera. Ärch. Hydrobiol. Beili. Ergebn. Limnol. 21: 135 146. Brooks, J.L. 1968. The effects of prey size selection by lake planktivores. Syst. Zool. 17: 272-291. Brooks, J.L. 1969. Eutrophication and changes in the compo sition of the zooplankton. Kirjassa: G. Rohlich (ed.) Eutrophication: causes, consequences, correctives. Nat. Acad. Sci. Pubi. No. 1700: 236-255. Wash. D.C. Brooks, J.L. & Dodson, S.I. 1965. Predation, body size, and composition of plankton. Science 150: 28-35. Chiaudani, G. & Vighi, M. 1974. The N:P ratio and tests with Selenastrum to predict eutrophication in lakes. Water Res. 8: 1063 1069.

61 DeMott, WR. 1982. Feeding selectivities and relative inges tion rates of Daphnia and Bosmina. Limnol. Oceanogr. 27: 518 527. Edmondson, W.T. 1965. Reproductive rate of planktonic roti fers as related to food and temperature in nature. Ecol. Monogr. 35: 61-111. Edmondson, W.T. & Litt, Ä.H. 1982. Daphnia in Lake Washing ton. Limnol. Oceanogr. 27: 272-293. F1ö3ner, D. 1972. Krebstiere, Crustacea. Kiemen- und Blatt fu3er, Branchiopoda, Fischläuse, Branchiura. VEB Gustav Fisclier Verlag, Jena. Die Tierwelt Deutschlands 60: 1-501. Forsberg, C., Ryding, S.-0., Claesson, Ä. & Forsberg, Ä. 1978a. Water chemical analyses and/or aigal assay? - Sewage effluent and polluted lake water studies. Mitt. Int. Ver. Limnol. 21: 352-363. Forsberg, C. Ryding, S.-O. Forsberg, Ä. & Claesson, Ä. 1978b. Research on recovery of polluted lakes. Improved water quality in Lake Boren and Lake Ekoin after nutrient reduction. Water Res. 9: 51-59. Frank, P.W. 1957. Coactions in laboratory populations of two species of Daphnia. Ecology 38: 510-519. Geiling, W.T. & Campbell, R.S. 1972. The effect of tempera ture on the development rate of the major life stages of Diaptomus pallidus Herrick. Limnol. Oceanogr. 17: 304-307. Geller, W. & Muller, H. 1981. The fiitration apparatus of Cladocera: filter mesh-sizes and their implications on food selectivity. Oecologia 49: 316-321. Gentile, J.H. & Maloney, T.E. 1969. Toxicity and environmen

62 tai requirements of a strain of Äphanizomenon flos-aguae (L.) Ralfs. Can. J. Microbiol. 15: 165-173. Gliwicz, Z.M. 1977. Food size selection and seasonai succes sion of filter feeding zooplankton in an eutrophic lake. Ekol. Poska 25: 179-225. Gliwicz, Z.M. 1980. Filtering rates, food size selection, and feeding rates in Cladocerans - another aspect of interspecific competition in filter-feeding zooplank ton. Kirjassa: W.C. Kerfoot (ed.). Evolution and ecolo gy of zooplankton communities. Univ. Press of New Eng land, Hanover, New Hampshire and London, England. pp. 282-291. Gophen, M. & Geller, W. 1984. Filter mesli size and food particle uptake by Daphnia. Oecologia 64: 408-412. Grzybowska, B. & Wodzinska, B. 1984. Dependence of phyto plankton on zooplankton in a man-made lake. Verh. Int. Ver. Limnol. 22: 1517-1520. Gulati, R.D., Siewertsen, K. & Postema, G. 1985. Zooplankton structure and grazing activities in relation to food guality and concentration in Dutch lakes. Arch. Hydro biol. Beih. Ergebn. Limnol. 21: 91-102. Hakkari, L. 1972. Päijänteen yhteenvetotutkimus II. Nykytila ja siihen johtanut kehitys. Eläinplankton. Jyväskylän hydrobiol. tutkimulait. tiedonant. 26: 88-143. Hakkari, L. 1978. On the productivity and ecology of zoo plankton and its role as food for fisli in some lakes in Central Finland. Biol. Res. Rep. from the Univ. of Jyväskylä 4: 1-87. Hail, D.J. 1964. An experimental approach to the dynamics of a natural population of Daphnia galeata mendotae. Eco

63 logy 45: 94-112. Hail, D.J., Cooper, W.E. & Werner, E.E. 1970. An experimen tai approach to the production dynamics and structure of fresliwater animal communities. Limnol. Oceanogr. 15: 839-928. Haney, J.F. 1973. An in situ examination of the grazing activities of natural zooplankton communities. Ärch. Hydrobiol. 72: 87-132. Haney, J.F. 1985. Regulation of cladoceran filtering rates in nature by body size, food concentration, and diel feeding patterns. Limnol. Oceanogr. 30: 397-411. Heinonen, P. 1980. Quantity and composition of phytoplankton in Finnish inland waters. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja 37: 1-91. Hoim, N..P., Ganf, GG. & Shapiro, J. 1983. Feeding and assimilation rates of Daplinia pulex fed Aphanizomenon flos-aguae. Limnol. Oceanogr. 28: 677-687. Hrbåcek, J., Dvorakova, M., Korinek, V. & Prochzk6va, L. 1961. Demonstration of the effect of the fish stock on the species composition of zooplankton and the inten sity of metabolism of the whoie plankton association. Verh. Int. Ver. Limnol. 14: 192-195. Hutchinson, G.E. 1957. Concluding remarks. Cold Spring Har bor Symp. Quant. Biol. 22: 415-427. Hutchinson, G.E. 1967. Ä treatise on limnology II. John Wiley & Sons, me. New York, London and Sydney. 1115 pp. Järnefelt, H. 1952. Plankton ais Indikator der Trophiegrup pen der Seen. Änn. Äcad. Scient. Fenn. A IV(18): 1-29. Järnefelt, H., Naulapää, Ä. & Tikkanen, T. 1963. Plankton

64 opas. Suomen Kalastusyhd. opaskirjasia 34: 1-133. Kalliola, 1. 1987. Rusutjärven pohjaeläintutkimus vuonna 1986. Keski-Uudenmaan vesiensuoj. kuntainliitto. Van taa. Moniste. 13 pp. Kanninen, J. 1980. Typen merkitys perustuotannon rajoittaja na kolmessa eutrofisessa Etelä-Suomen järvessä. Helsin gin yliop. limnol. laitos. Moniste. 91 pp. Keski-Uudenmaan vesiensuojelun kuntainliitto 1984. Tuusu lanjärven kunnostussuunnitelma. Vantaa. 214 pp. Kiefer, F. 1978. Freilebende Copepoda. Das Zooplankton der Binnengewässer 26(2): 1-343. ISEN 3 510 400364. Kiiham, S.S. 1975. Kinetics of silicon-limited growth in the freshwater diatom Asterionella formosa. J. Pliycol. 11: 396 399. King, C.E. 1967. Food, age, and the dynamics of a laborato ry population of rotifers. Ecology 48: 111-128. Lampert, W. 1977. Studies on the carbon balance of Daphnia pulex as related to environmental conditions. 1. Metho dological problems of the use of 14C for the measure ment of carbon assimilation. Arch. Hydrobiol. Suppi. 3 48: 287-309. Leonardson, L. 1984. fixation by blue-green algae in two South Swedisli lakes. Metliodology and effects of sewage diversion and lake restoration. Lund Univ. Inst. Lim nol. 111 pp. ISSN-0348-0798. Leonardson, 1. & Ripi, W. 1980. Control of undesirable algae and induction of aigal successions in hypertrophic lake ecosystems. Kirjassa: J. Barica & L.R. Mur (ed.). Deve lopments in Hydrobiology 2. Hypertrophic Ecosystems. Dr. W. Junk bv Publisliers. The Hague - Boston - London

65 pp. 57-65. Lepistö, L., Kokkonen, P. & Puumala, R. 1981. Kasviplankto nin määristä ja koostumuksesta Suomen vesistöissä ke sällä 1971. Vesihallitus. Tiedotus 207: 1-146. Liao, C.F.-H. & Lean, DOROS. 1978. Nitrogen transformations within the trophogenic zone of lakes. J. Fish. Res. Board Can. 35:1102-1108. Limnologian laitos 1976. Rusutjärven tutkimus. Helsingin yliopiston limnologian laitoksen ohjattu järvitutkimus. Moniste. Helsinki. 34 pp. Limnologian laitos 1980. Rusutjärven tutkimus 2. Helsingin yliopiston limnologian laitoksen ohjattu järvitutkimus. Moniste. Helsinki. 36 pp. Losos, B. & Hetesa, J. 1973. The effect of mineral and of carp fry and the composition and dynamics of plankton. Hydrobiol. Stud. 3: 173-217. McCauley, E. & Kalff, J. 1981. Empirical Relationships Bet ween Phytoplankton and Zooplankton Biomass in Lakes. Can. J. Fish. Äquat. Soi. 38; 458-463. McEwen, G.F., Johnson, M.W. & Folsom, Th.R. 1954. Ä statis tical analysis of the performance of the Folsom plank ton sample splitter, based upon observations. Ärch. Met. Geoph. Biokiim., Ser. Ä. 7: 502-527. Naulapää, Ä. 1966. Eräiden Suomessa esiintyvien plankterei den tilavuuksien keskiarvoja. Vesiensuojelutoimiston tiedonantoja No. 21: 1-26. Nauwerck, A. 1963. Die Beziehungen zwischen Zooplankton und Phytoplankton im See Erken. Symb. Bot. Upsal. 17:1-163. Neill, W.E. 1975. Experimental studies of microcrustacean competition, community composition and efficiency of

66 resource utilization. Ecology 56: 809-826. Nielssen, J.P. 1974. On the ecology and distribution of the Norwegian larvae of Chaoborus (Diptera, Chaoborinae). Norsk Entomol. Tidsskr. 21: 37-44. Niisson, N.-Ä. & Pejier, B. 1973. On the Relation Between Fish Fauna and Zooplankton Composition in North Swedisli Lakes. Inst. of Fresliwater Res. Drottningholm Dep. of Zool. Univ. of Uppsala 53: 51-77. Pedrös-Ä1i6, C. & Brock, T.D. 1983. The impact of zooplank ton feeding on the epilimnetic bacteria of a eutrophic lake. Freshwater Biol. 13: 227-239. Peters, R.H. & Downing, 3.A. 1984. Empirical analysis of zooplankton filtering and feeding rates. Limnol. Oceanogr. 29: 763-784. Pontin, R.M. 1978. Ä Key to the Fresliwater Planktonic and Semi-Planktonic Rotifera of the British Isles. Fresh water Biol. Ässoc. Sci. Pubi. 38: 1 178. Pope, G.F. & Carter, J.C.H. 1975. Crustacean plankton commu nities of the Metamek River System and their variation with predation. J. Fish. Res. Board. Can. 32: 2530-2535. Porter, K.G. 1973. Selective grazing and differential diges tion of algae by zooplankton. Nature 244: 179-180. Porter, K.G. 1977. The plant-animal interface in freshwater ecosystems. Am. Sci. 65: 159-170. Porter, K.G. & Orcutt Jr., J.D. 1980. Nutritional Ädequacy, Manageability, and Toxicity as Factors that Determine the Food Quality of Green and Blue-Green Algae for Daphnia. Kirjassa: W.C. Kerfoot (ed.). Evolution and Ecology of Zooplankton Communities. Univ. Press of New

67 England, Hanover, New Hampshire and London, England. pp. 268-281. Pöntinen, T. 1977. Hankajalkaisten (Copepoda) esiintymises tä, kasvusta ja tuotannosta Pohjois-Päijäntellä loppu kesällä 1973. Jyväskylän yliop. hydrobiol. laitos. Moniste. 55 s. Reinertsen, H., Jensen, A., Langeland, Ä. & Olsen, Y. 1986. Älgal competition for phosphorus: the influence of zooplankton and fish. Can. J. Fish. Äquat. Sci. 43: 1135 1141. Reinertsen, H. & Olsen, Y. 1984. Effects of fisli elimination on the phytoplankton community of a eutrophic lake. Verli. Int. Ver. Limnol. 22: 649-657. Riohman, S., Bohon, S.Ä. & Robbins, S.E. 1980. Grazing interactions among freshwater calanoid copepods. Kir jassa: W.C. Kerfoot (ed.). Evolution and Ecology of Zooplankton Comunities. Univ. Press of New England, Hanover, New Hampshire and London, England. pp. 219-233. Rinne, 1. & Tarkiainen, E. 1978. Älgal tests used to study the chemical factors regulating the growtli of plankto nic algae in Helsinki sea area. Mitt. Int. Ver. Limnol. 21: 527 546. Rodhe, W. 1948. Environmental requirements of freshwater plankton algae. Experimental studies in the ecology of phytoplankton. Symbol. Bot. Upsal. 10:1-149. Ruttner-Kolisko, Ä. 1977. Suggestions for biomass calcula tions of plankton rotifers. Ärcli. Hydrobiol. Eeih. Ergebn. Limnol. 8: 71-76. Sammalkorpi, 1. 1988. Särkikalojen tehokalastuskokeilu

68 Rusutjärvellä 1986-1987. Keski-Uudenmaan vesiensuoj. kuntainliltto. Moniste. 14 pp. Saunders, G.W. 1969. Some aspects of feeding in zooplankton. Kirjassa: G. Rohuich (ed.). Eutrophication: causes, consequences, correctives. Nat. Acad. Sci. Pubi. No. 1700: 556-573. Wash. D.C. Schindler, D.W. 1968. Feeding, assimilation and respiration rates of Daphnia magna under various environmental conditions and their relation to production estimates. J. Anim. Ecol. 37: 369-385. Selin, P. 1976. Vesikirppujen (Cladocera) esiintymisestä, biometriasta ja tuotannosta Pohjois-Päijänteellä loppu kesällä 1973. Jyväskylän yliop. hydrobiol. laitos. Moniste. 49 pp. Seuna, P. 1984. Rusutjärvi - paremmaksi vai huonommaksi? Kunnallisliiton tiedotuslehti 4: 19-21. Shindler, D.B., Paeri, H.W., Kellar, P.E. & Lean, D.R.S. 1980. Environmental constrains on Änabaena N2- and C02- fixation: Effects of hyperoxia and phosphate depietion on blooms and chemostat cultures. Kirjassa: J. Barica & L.R. Mur (ed.). Developments in liydrobiology. Vol. 2. Hypertrophic ecosystems. Dr. W. Junk bv Publishers. The Hague - Boston - London. pp. 221-229. Spencer, C.N. & King, D.L. 1984. Role of Fish in Regulation of Plant and Änimal Cominunities in Eutrophic Ponds. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 41: 1851-1855. Strickler, J.R. & Twombly, 5. 1975. Reynolds, diapause, and predatory copepods. Verli. Int. Ver. Limnol. 19: 2943-2950. Sutela, T. 1985. Kalapredaation, veden lämpötilan ja likaan

69 tumisen vaikutuksista Oulu] ärven eläinplanktoniin. Jy väskylän yliop. biol. laitos. Moniste. 51 pp. Särkkä, J. 1984. Sisävesien eläinplanktontuntemuksen alkei ta. Jyväskylän yliop. biol. laitos. Opetusmoniste 25: 1-45. Tamminen, T. 1983. Ammoniumtyppikuormituksen vaikutus murto veden planktiseen perustuotantoon ja hajotustoimintaan. Vesihallitus. Tiedotus 230: 1-94. Tarkiainen, E. 1974. Kasviplanktonin kasvua säätelevät kemi alliset tekijät. Kirjassa: L. Pesonen (ed.). Helsingin ja Espoon merialueiden tarkkailu. pp. 30-40. Tikkanen, T. 1986. Kasviplanktonopas. Forssan Kirjapaino OY, Forssa. ISEN 951-9381-16-3. 278 pp. Utermöhi, H. 1958. Zur Vervollkommnung der Quantitativen Phytoplankton-Methodik. Mitt. Int. Ver. Limnol. 9:1-38. Van Liere, L. & Mur, R. 1980. Occurence of Oscillatoria agardhui and some related species, a survey. Kirjassa: 3. Barica & L.R. Mur (ed.). Developments in Hydrobiolo gy 2. Hypertrophic Ecosystems. Dr. W. Junk bv Pubiisli ers. The Hague - Boston - London. pp. 67-77. Vesihallitus 1982. Vesiviranomaisten käyttämät vesitutki musten näytteenottomenetelmät. Vesihallituksen julkai suja 40: 1-56. Walsby, Ä.E. & Booker, M.J. 1980. Clianges in buoyancy of a planktonic blue-green algae in response to light inten sity. Br. Phycol. J. 15: 311-319. Webster, K.E. & Peters, R.H. 1978. Some size-dependent inhi bitions of larger cladoceran filterers in filamentous suspensions. Limnol. Oceanogr. 23: 1238-1245. Wetzel, R.G. 1983. Limnology. 2. painos. Saunders College

70 Publishing. 767 pp. ISBN 0-03-057913-9. Zaret, T.M. 1980. Predation and Freshwater Communities. Yale Univ. Press. New Haven and London. 187 pp. Zevenboom, W. & Mur, L.R. 1980. N2-fixing cyanobacteria; why they do not become dominant in Dutch, hypertrophic lakes. Kirjassa: J. Barica & L.R. Mur (ed.). Develop ments in Hydrobiology 2. Hypertrophic Ecosystems. Dr. W. Junk bv Publisliers. The Hague-Boston-London.

LIITE 1. Rusutjärven fysikaalis-kemialliset tulokset vuonna 1985. pvm. syy. T 02 p11 tot.n NO2 NO3 N114 tot.p P04 NT/PT Nm/Po A:B m C mg/l $ pg/l pg/l pg/l pg/l pg/1 pg/l Ä B 21.1. 1 11,6 6,8 1500 11 810 49 46 18 33 48 0,7 2,5 11,7 6,8 1500 8 810 26 42 17 14.2. 1 0,3 9,5 65 6,8 1400 <1 850 25 33 22 37 40 0,9 2,5 1,5 3,6 26 6,6 2300 1 810 690 89 83 9.4. 1 0,8 8,3 58 6,6 1400 2 910 97 37 13 38 78 0,5 16.4. 1 0,6 9,9 69 6,7 1600 4 980 140 26 16 62 70 0,9 2,5 2,4 3,4 25 6,7 1500 4 850 70 35 29 13.5. 1 8,3 9,4 80 6,7 1400 5 600 44 68 14 21 46 0,5 2,5 7,1 8,9 73 6,8 2000 4 600 69 66 26 12.6. 0 2 2000 <1 <5 18 60 5 33 <5 >6,6 1 15.4 10,4 104 7,9 2,5 15,4 10,3 103 8,2 17.6. 1 16,0 9,6 97 7,6 680 <1 <5 22 67 <5 10 6 1,7 2,5 15,6 9,1 91 7,7 770 <1 <5 17 67 8 24.6. 0-2 1400 <1 0 17 52 9 27 <2 >13,5 1 22,1 9,4 107 8,2 2,5 19,7 8,6 94 7,6 1.7. 0-2 2800 <1 2 9,3 60 0 47 1 18,0 8,2 87 7,6 2,5 17,9 8,2 86 7,6 8.7. 1 19,2 8,9 96 7,7 860 <1 <5 26 51 5 17 <6 >2,8 2,5 18,3 7,0 74 7,1 760 <1 <5 19 60 6 15.7. 0 2 860 <1 <5 20 19 5 45 <5 >9 1 21,2 10,1 114 8,7 2,5 20,5 10,1 112 8,7 29.7. 0-2 1500 <1 12 23 71 5 21 <7 >3 1 18,0 11,3 120 9,2 2 17,7 10,0 105 8,9 12.8. 1 18,9 9,3 100 8,4 1600 <1 <5 280 80 9 20 <32 >0,6 2,5 18,9 9,1 98 8,5 1600 1. 6 310 76 4 28.8. 0-2 1300 2 13 250 56 23 1 18,2 8,6 91 7,5 2,5 18,2 9,0 96 7,5 9.9. 1 9,2 7,6 1200 3 26 280 61 5 20 62 0,3 2,5 14,0 8,8 86 7,6 1300 3 27 290 64 7

H H Ii t\j LIITE 2. Rusutjarven fysikaalis-kemlalliset tulokset vuonna 1984. 2 2 ph tot.n NO2 NO3 NH4 tot.p P04 NT/?T Nm/Po Ä:B pvm. syy. T. mg/l % ig/l pg/l ig/l ig/l.ig/l ig/1 B 3.1. 48 1 0,3 12,4 85 7,0 1400 420 29 2,5 2,5 7,3 52 6,9 1300 380 25 31.1. 1 1,0 9,7 68 6,8 1200 3 760 47 23 7 52 116 0,4 2,5 2,2 4,8 35 6,7 1500 3 800 25 28 9 5.3. 1 0,0 7,3 50 7,2 1300 <1 790 5 25 10 52 80 0,7 2 4,5 20.3. 1 6,7 6,8 1400 1 870 8 23 9 61 98 0,6 3 1,3 1,3 9 6,7 1400 12 600 220 44 16 5.4. 1 0,6 8,6 60 6,7 1900 23 83 3 3,8 0,3 2 6,8 1200 140 3 10,4 11,4 103 7,1 1200 7 570 160 48 9 2,5 16,3 8,9 91 7,6 990 1 <5 81 12 3 18,4 5,4 58 7,1 1000 <1 4 230 75 10 2,5 22,8 10,9 127 8,9 1900 3 12 85 9 3 6,4 10,5 85 7,2 1300 4 250 220 47 7 7.5. 1 11,1 11,4 104 7,2 1600 7 610 78 54 11 30 63 0,5 13.6. 1 16,3 8,9 91 7,6 790 2 <5 77 11 10 10.7. 1 21,0 12,0 135 9,1 1200 <1 7 25 75 7 15 <5 >3,2 6.8. 1 23,0 11,4 133 9,0 1700 2 13 65 10 8 24.9. 1 11,1 8,9 81 7,5 950 1 45 110 53 12 18 13 1 4 3 11,1 8,8 80 7,4 1100 1 43 94 50 13 7.11. 1 6,4 10,6 85 7,2 1100 4 260 220 43 6 26 81 0 3

73 LIITE 3/1 LIITE 3. Rusutjärvessä havaitut kasviplanktonlajit vuosina 1984 ja 1985. Luokitus Tikkasen (1986) mukaan. 1) oligotrofian indikaattori (Järnefelt 1952, Järnefelt et al. 1956) 2) eutrofian indikaattori (Järnefelt 1952, Järnefelt et al. 1956) 3) eutrofian indikaattori (Heinonen 1980) 4) typensidontaan pystyvä sinilevä 5) esiintyi myös vuonna 1984 6) esiintyi vain vuonna 1984 7) oligotrofian indikaattori (Heinonen 1980) Ä rihmamaiset sinilevät B kooltaan yli 50 jim tai muulla tavalla sopimatonta eläin planktonin ravinnoksi C kooltaan alle 50 jim CYANOPHYTA CYÄNOPHYCEAE Chroococcales Äphanotliece elabens 2)C Chroococcus dispersus 2)3)3 C. limneticus C C. minutus C C. turgidus l)c Coelosphaerium kuetzingianum 6)8 Gloeocapsa sp. 6)3 Gomphosphaeria aponina 6)3 G. lacustris 5)3 G. lacustris v. compacta 8 G. naegelianum (100 jim) 5)5 Microcystis aeruginosa 2)3)5)8 M. aeruginosa (pieni) 2)3)C M. delicatissima C M. elachista C M. firma 5 M. reinboldii 5)C M. viridis 2)3)B M. viridis (halk. 40 jim) C M. wesenbergii 2)3)5)3 M. wesenbergii (halk. 70 jim) 5 Nostocales Änabaena affinis 4)Ä Ä. circinalis 2)4)5)Ä Ä. flos-aquae 4)5)Ä Ä. lemmermannii 4)Ä Ä. macrospora 4)Ä Ä. planctonica 2)4)6)Ä A. solitaria v. planctonica 2)4)Ä Ä. spiroides 4)5)Ä Äphanizomenon flos-aquae 4)Ä Ä. gracile 2)4)A Lyngbya limnetica 3)5)Ä Oscillatoria agardhii Ä Phormidium mucicola 5 CRYPTOPHYTÄ CRYPTOPHYCEÄE Cryptomonadales Cliroomonas 6)C Cryptomonas sp. (<18 jim) 5)C Cryptomonas sp. (18-30 jim) 5)C Cryptomonas sp. (30-50 jim) 5)C Gonyostomum 5)C Katablepharis ovalis 5)C Rliodomonas lacustris 5)C DI NOPHYTA DI NOPHYCEÄE Peridiniales Ceratium hirundinella 5)5 Gymnodinium sp. (keskikoko) \s Gyrodinium 8 Peridinium bipes 6)5 P. cinctum 8 CHROMOPHYTA PRYMNES IOPHYCEAE Chrysocromulina sp. C Chrysocromulina sp.(3 jim)c CHRYSOPHYCEÄE Ochromonadales Chromulina sp. (5 jim) 6)C Chrysococcus biporus C C. rufescens c Dinobryon sociale 6)5 Kephyrion inconstans C Mallomonas akrokomos 6)7)5 M. caudata 5)5 M. crassisquama 5

LIITE 3/2 74 M. intermedia 8 M. reginae 5)8 M. tonsurata 8 M. sp. (pieni) 6)8 M. sp. (keskikoko) B Paraphysomonas sp. C Pliaester sp. (8 jim) C Synura uvella (s) 2)6)8 Synura sp. (s) 8 Urogiena americana (s) 5)8 Pedinellales Pseudopedinella sp. C Spiniferomonas sp. 6)C D IATOMOPHYCEAE Eupodiscales Äcanthoceras zacliariasii 3)5)8 Cyclotella comta 5)C C. kuetzingiana 1)C C. stelligera C Cyclotella sp. (iso) 6)C Melosira ambigua 5)3 M. ambigua (lev. 5 jim) 5)8 M. granulata 2)3)5)8 M. granulata (10*35 jim) 2)3)8 M. granulata v. angustissima 2)8 M. islandica 2)B M. italica 8 M. italica v. tenuissima 6)8 Rhizosolenia eriensis 3 Stephanodiscus dubius 2)5)C Bacillariales Amphiprora paludosa 2)3)8 Ämphora ovalis 3 Ästerionella formosa 6)3 A. gracillima 2)C Bacillariales (keskikoko 10*35 jim) C Bacillariales (iso 30*120 jim) 8 Cymbella sp. (pieni, benttinen laji) C Diatoma elongatum 3)3 Fragilaria construens C F. construens v. exigua C F. crotonensis 2)5)3 Gyrosigma (bettinen laji) 8 Meridion circulare C Navicula sp. (pieni) C Nitzschia acicularis 3)3 Pinnularia (benttinen laji) 8 Surirella sp. 8 Surirella sp. (pieni) C Synedra acus 2)3 S. acus v. angustissima 2)5)8 5. ulna 8 Synedra sp. 6)3 Synedra sp. (70*3 jim) 3 Tabellaria fenestrata 8 T. flocculosa C TRIBOPHYCEAE Mi schococcales Goniochloris fallax 2)3)5)C G. mutica 2)6)C Tetraedriella jovetii C T. regularis 2)5)C Treubaria setigera 5)C CHLOROPHYTA EUGLENOPHYCEAE Eugienales Colacium sp. C Eugiena gaumei 2)8 E. proxima 2)3)3 E. viridis 2)B Eugiena sp. (pieni) 2)6)C Lepocinclis ovum 2)C Phacus pyrum 2)C Trachelomonas aculeata C T. hispida 2)3)C T. regulosa 6)C T. volvocina 2)3)6)C T. volvocinopsis 3)C CHLOROPHYCEÄE Volvocales Carteria (10 jim) 6)C Chlamydomonas palmella C C. sp. (3 jim) 6)C C. sp. (7,5 jim) 5)C C. (15 jim) 5)C Chlorogonium sp. C Chiorogonium sp. (iso) 3 Chloromonas angustissima (8*2 jim) Dysmorphococcus variabilis C Hemitoma maeandrocystis 5)C Lobomonas ampia C Polytoma granuliferum 6)C Tetrasporales Chlamydocapsa planctonica 5)3 Sphaerocystis scliroeteri 3 Tetraspora lemmermannii 5)3 Chlorococcales Äctinastrum hantzschii 2)3)6)C Änkyra judayi 5)C Ä. lanceolata C Botryococcus braunii 5)3 Coelastrum cambricum 2)3)C C. microporum 2)C Crucigenia fenestrata 6)C C

Crucigeniel 1 a C. tetrapedia truncata C Dictyosphaerium D. C ehrenbergianum 2)3 pulchellum C )C Didymocystis inconspicua Dimorpliococcus lunatus 2)3)C Fusola viridis 5)B Kirclineriella contorta 2)C K. K. K. elongata 2)3)C lunaris C obesa 2)3)C Lagerheimia ciliata Micractinium pusillum 2)3)B Monoraphidium griffithui M. M. minutum 5)C mirabile Nephrochl amys N. 3 subsolitaria 6)C willeana 5)C Oocystis borgei 0. lacustris (5*15 0. marssonii Oocystis sp. (4*7 C C C piti) pm) 3 5)C 6)C Pediastrum biradiatum 3)5)3 C 75 P. boryanum 2)3 P. duplex 2)3)5)3 P. duplex v. gracillimum 2)3)3 P. tetras 2)3)5)3 P. tetras (4-solua) Quadrigula pfitzeri Soenedesmus armatus S. bicellularis 5)C S. brasiliensis S. denticulatus 2)C S. naegelii 2)3)C S. obtusus 2)C S. sempervirens 2)3)5)C S. quadricauda 5)C Scenedesmus sp. Schroederia setigera 6)C Selenastrum bibraianum 2)C S. capricornutum 5)C S. gracile C Tetraedron caudatum 2)3)5)C T. lunula 2)C T. planctonicum 2)3)5)C T. minimum Tetrastrum 2)5)C staurogeniaeforme 2)3)6) C Ulotrichales Elakatothrix arvernensis E. (2*2 piti) C gelatinosa Koliella longiseta 5)3 K. C C C planctonica 6)3 c 3 2)5)C CONJUGÄTOPHYCEAE Desmidiales Closterium aciculare 3)3 C. C. C. 3 acutum acutum v. variabile 5)3 macilentum 3)6)B Staurastrum bullardii S. chaetoceros 3 S. longipes S. luetkemuelleri S. paradoxum 6)C S. paradoxum v. parvum S. pingue 2)3)C Staurastrum sp. 5)C 3 C Staurodesmus j aculiferus 6)C Teilingia granulata 2)3)3 B LIITE 3/3 B

LIITE 4 76 LIITE 4. Rusutjärvellä kesällä 1985 havaitut alku- ja ratas eläimet ja niiden tilavuudet. Lisäksi taulukkoon on merkitty herbivoriset (h) ja karnivoriset (c) lajit sekä eutrofia (E) ja oligotrofian (0) indikaattorit (Hakkari 1978). Laji Tilavuus E/O h/c PROTOZOA=ALKUELÄIMET Epistylis rotans 0,03 li ROTATORIA=RATÄS ELÄIMET Brachionus angularis 0,6 E li Collotlieca sp. 0,3 li Conochilus unicornis 0,45 h Filinia longiseta 0,26 E h Gastropus stylifer 0,1 0 h Kellicottia longispina 0,14 li Keratella cochlearis 0,1 li K. cochlearis v. hispida 0,1 E h K. cochlearis v. tecta 0,1 E li K. quadrata 0,2 E h Polyartha euryptera 2,0 E li P. remata 0,49 li P. vuigaris 0,68 li Pompholyx sulcata 0,1 E h Synchaeta sp. 2,0 h/c Tricocerca capucina 0,6 E h T. porcellus 0,34 E h T. pusilla 0,1 E h T. rousseleti 0,1 li

77 LIITE 5 LIITE 5. Rusutjärvellä kesällä 1985 havaitut cladocerat ja copepodat sekä niiden tilavuudet. Lisäksi taulukkoon on merkitty herbivoriset (h) ja karnivoriset fc) lajit sekä eutrofian (E) että oligotrofian indikaattorit (Hakkari 1978). Laji Tilavuus E/O h/c j3 CLADOCERA=VES IKIRPUT Älona quadrangularis Bosmina longirostris aikuinen juveniili Ceriodaphnia aik. 20 quadrangula juv. Chydorus sphaericus 3-24 Daphnia cristata naaras 39-154 D. koiras 17-34 juv. 7-28 cucullata naaras 51-229 Diaphanosoma aik. brachyurum juv. Eubosmina goregoni aik. v. thersites juv. koiras 11-59 juv. 7-39 Leptodora kindtii 38-3600 COPEPODA=HÄNKAJÄLKAI SET Eudiaptomus gracilis naaras koiras juv. nauplius Mesocyclops leuckarti naaras 30 koiras juv. Thermocyclops naaras oithonoides koiras Cyclops sp. nauplius 0,5 juv. nauplius 0,5 23 li 7 E li 2 li E h 5 h E li h li li li li li 40 li 10 h 22 li 5 li c 79 h 57 h 28 li 1 li c 15 C 15 li li 15 c 11 c 12 li li 15 c 4.

LIITE 6 78 LIITE 6. Kasviplanktonin kokoluokkien Ä, 8, C ja 13 biomassat (gm3) Rusutjärvellä vuonna 1985. Kasviplanktonin kokoluokat gm3 1985 A 8 C D 12.6. 0,12 3,75 1,80 5,66 17.6. 0,03 8,50 1,85 10,38 24.6. 0,18 4,42 1,34 5,94 8.7. 2,77 3,21 1,65 7,63 29.7. 33,33 1,52 0,32 35,16 28.8. 2,23 3,63 0,99 6,84 9.9. 0,99 5,31 2,33 8,63