Automaattinen veden laadun seuranta Lepsämänjoella

Automaattinen veden laadun seuranta Lepsämänjoella PASI VALKAMA, KIRSTI LAHTI & ASKO SÄRKELÄ Vantaanjoen ja Helsingin seudun vesiensuojeluyhdistys ry Valkama, Pasi, Kirsti Lahti & Asko Särkelä (2007). Automaattinen veden laadun seuranta Lepsämänjoella (Automated water quality monitoring in the river Lepsämänjoki). Terra 119: 3, 000 000. Water quality was monitored with automated sensors from spring to autumn 2006 in the upper course of the river Lepsämänjoki, a tributary of Vantaanjoki in southern Finland. The aim of this study was to test and utilize sensors in a small clayey river in order to estimate non-point source loading from agriculture. The sensors measured water temperature, turbidity, conductivity, oxygen and water level once an hour. The monitoring data were communicated by wireless data transfer to a server. The results of laboratory analyses were identical to the sensor results. Water turbidity correlated well with the concentration of suspended solids and total phosphorus. The load of phosphorus and suspended solids to the river could be calculated from turbidity and water flow on an hourly basis. The load of suspended solids and phosphorus was greatest during spring flood, but remarkable also during rainy autumn. In clayey arable watershed area these automated sensors proved to be valuable and sensitive tools for estimation of erosion, sediment transport and phosphorus runoff. Unusual increase in conductivity and decrease in oxygen concentration were traced to a wastewater spill from a pumping station in the upper course of the river. The online measurement allows a much better picture of changes in water quality than traditional sampling programmes used for water quality monitoring. Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä, The Water Protection Association of the River Vantaa and Helsinki Region, Asemapäällikönkatu 12 C, FI-00520 Helsinki, Finland. E-mails: <pasi.valkama@vesiensuojelu.fi>, <kirsti.lahti@ vesiensuojelu.fi>, <asko.sarkela@vesiensuojelu.fi> Suomessa on seurattu säännöllisesti vesistöjen veden laatua jo 1960-luvulta alkaen (Niemi 2006: 11). Seurannan tarkoituksena on tuottaa tietoa veden laadun ajallisista ja paikallisista muutoksista. Tiheimmillään vesinäytteitä on otettu kerran kuukaudessa, mutta yleisimmin vain muutaman kerran vuodessa. Virtavesien luonteeseen kuuluvat nopeat veden määrän ja laadun muutokset (Hynes 1970; Niemi 1998). Tämä hankaloittaa näytteenottoa. Jokien ja purojen arvo virkistyskäytölle ja usein myös raakaveden ja kasteluveden lähteenä tekee niistä suojelun arvoisia kohteita, joiden tutkiminen on tärkeää. Suomessa virtavesiä pilaavat erityisesti asutuksen ja teollisuuden jätevedet ja kaupunkialueilta huuhtoutuvat hulevedet sekä maatalous. Vantaanjoen ja Helsingin seudun vesiensuojeluyhdistyksessä aloitettiin vuoden 2005 syksyllä automaattisten veden laatua seuraavien mittausantureiden koekäyttö savisameissa Vantaanjoen valuma-alueen virtavesissä (Särkelä ym. 2006). Anturitutkimuksen tulokset olivat lupaavia ja ensimmäistä kertaa saatiin hyviä arvioita hajakuormasta mittausantureiden tulosten perusteella. Tutkimuksia päätettiin jatkaa keväällä 2006 yhteistyössä Uudenmaan ympäristökeskuksen kanssa. Hajakuormituksen määrän ja luonteen selvittämiseksi tutkimuskohteeksi haluttiin maatalousvaltainen valuma-alue. Uuteen tutkimukseen valittiinkin Vantaanjoen sivu-uoman, Lepsämänjoen, valuma-alueen yläosa, jota kuormittavat lähinnä maataloudesta tuleva hajakuormitus, viemäröimätön haja-asutus sekä Röykän taajama. Valuma-alueesta on olemassa paljon taustatietoa, koska se on kuulunut maatalouden ympäristötuen vaikuttavuuden seurantatutkimukseen (MYTVAS) vuodesta 1994 (Palva ym. 2001: 7; Pyykkönen ym. 2004: 9). Lisäksi se on toiminut Vantaanjoen ja Helsingin seudun vesiensuojeluyhdistyksen hajakuormituksen

196 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... TERRA 119: 3-4 2007 seuranta-alueena jo vuosia. Lepsämänjoen valumaalue on myös hyväksytty laajaan LTSER (Longterm socio-ecological research) -verkostoon maatalouden vaikutusten seuranta-alueeksi. Tutkimuksen yksi olennaisimmista tarkoituksista oli automaattisten mittausantureiden toiminnan testaaminen savisameissa virtavesissä seitsemän kuukauden aikana (19.4. 30.11.2006). Tavoitteena oli selvittää Lepsämänjoen veden laadussa tapahtuvia lyhyen aikavälin muutoksia keväästä syksyyn 2006 ja mittausantureiden soveltuvuutta mahdollisten poikkeustilanteiden havaitsemiseen. Tarkoituksena oli myös selvittää, soveltuuko automaattisten asemien tuottama mittaustieto joen kuljettaman kiintoaine- ja ravinnekuorman suuruuden ja ajoittumisen aikaisempaa tarkempaan selvittämiseen. Seurannan keinot Maatalouden aiheuttamaa hajakuormitusta on tutkittu paljon ja sen suuruutta on selvitetty tutkimalla virtavesien ravinnekuljetusta (Nykänen 1991; Leinonen 1992; Lehtinen ym. 1993; Räike ym. 2004), mutta myös mallintamalla (mm. Kauppi 1982; Scherer 2000). Hajakuormituksen ajoittumisen ja suuruuden todentaminen on hankalaa, etenkin perinteisin näytteenottomenetelmin. Hajakuormituksen ajallisen vaihtelun ja suuruuden entistä tarkempi selvittäminen antaa mahdollisuuden pohtia keinoja, joilla kuormitusta saataisiin tehokkaasti vähennettyä. Näytteenottotiheydellä on suuri merkitys laskettaessa tietyn aikavälin kiintoaine- ja ravinnekuormia. Jos näytteet otetaan säännöllisin väliajoin virtaamaoloista huolimatta, aliarvioi se kokonaiskuormitusta huomattavasti. Laskelmien luotettavuutta voidaan parantaa painottamalla näytteenottoa erityisesti kevään ja syksyn ylivirtaamatilanteisiin (Kohonen 1985: 15; Rekolainen 1993: 19). Kuitenkin esimerkiksi kiintoainepitoisuudet voivat vaihdella muutamassa tunnissa monikymmenkertaisesti. Suuri merkitys on sillä, otetaanko näyte tulvahuippua ennen vai sen jälkeen. Etenkin kiintoainepitoisuuksilla on taipumusta vaihdella hyvin nopeasti virtaaman nousu- ja laskuvaiheissa (Tikkanen ym. 1985: 251; Valkama 2006: 79). Jatkuvatoimisella veden laadun seurannalla on mahdollista saada esiin veden laadun muutokset, joita normaalilla tarkkailulla ei havaita. Automaattisten vedenlaatuasemien toimintavarmuuden ja tarkkuuden parantuminen on tehnyt niistä lupaavan vaihtoehdon veden laadun nopeiden muutosten havainnointiin. Automaattisten veden laatua seuraavien asemien käyttö ei ole menetelmänä uusi. Suomessa asemia käytettiin esimerkiksi Kymijoen ja Kokemäenjoen valuma-alueilla jo 1970- ja 1980-lukujen taitteessa (Vuolas ym. 1986: 6 7). Periaatteena oli pumpata vesi erillisellä pumpulla näytteenottokammioon tai suorittaa mittaus suoraan uomasta. Tietotekninen ja operatiivinen toimintaepävarmuus olivat tuolloin suurimpia ongelmia pakkasen ja roudan kanssa. Myös ylläpidon ja huollon järkevä järjestäminen koettiin ongelmaksi. Mittausantureita käytettiin lähinnä pistekuormituksen todentamiseen ja jätevesipäästöjen laimenemisen seurantaan joissa sekä merialueilla jokien tuoman kuormituksen aiheuttaman veden laadun muutosten osoittamiseen (Kohonen 1985: 8 9). Tiedon siirtoon ja tallentamiseen liittyvät pulmat oli saatu ratkaistua 1990-luvulla. Edelleen ongelmia tuottivat kuitenkin muun muassa mittausantureiden kalibroinnin ja huollon järjestäminen (Juntura ym. 1997: 18). Automaattisen veden laadun seurannan kehityshistoria alkaa 1960-luvun Saksasta (Kohonen 1985: 4). Pääasiassa automaattisia veden laatua seuraavia asemia on käytetty vedenottamoilla raakaveden laadun seurannassa ja jäteveden puhdistamoilla puhdistusprosessien toimivuuden valvontaan. Euroopan suurissa joissa, kuten Reinissä ja Tonavassa, veden laatua on seurattu automaattisesti onnettomuuksista johtuvan saastumisen todentamiseksi ja saastumisesta ilmoittavan hälytysjärjestelmän osana. Ongelmina aivan viime vuosiin saakka ovat olleet yhtenäisten standardien puuttuminen, tutkimusten dokumentoinnin puute ja eri laitevalmistajat, jotka ovat asettaneet omat vaatimustasonsa yhtenäisten standardien puuttuessa (Gunatilaka & Dreher 2003: 53 55). Vuonna 2006 ilmestyi online-antureita koskeva standardi niiden laatuvaatimuksista ja suorituskyvystä laboratorio- ja kenttäolosuhteissa (SFS-EN ISO 15839 2006). Lepsämänjoen tutkimuksessa käytetty automaattinen veden laadun seurantajärjestelmä, jossa mittausanturin tuottama veden laatu tieto siirretään mittauspaikalta GSM-tekniikalla internetin kautta luettavaksi, esiteltiin Espanjassa 2001 (Torán ym. 2001). Savisameiden pienten virtavesien tutkimiseen niitä ei kuitenkaan ole käytetty aikaisemmin. Tutkimusalue ja -ajanjakso Tutkimusalueen maantieteelliset piirteet Lepsämänjoen valuma-alue sijoittuu Vantaanjoen valuma-alueen länsiosaan pääosin Nurmijärven kunnan alueelle Keski-Uudellemaalle. Tutkimukseen valitun Lepsämänjoen valuma-alueen yläosa on pinta-alaltaan 23,0 neliökilometriä (kuva 1). Se

TERRA 119: 3-4 2007 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... 197 Kuva 1. Tutkimusalue Lepsämänjoen yläosan valumaalueella. Figure 1. Study area at the drainage basin of the upper course of the river Lepsämänjoki. kattaa koko joen valuma-alueesta reilut 10 prosenttia ja Vantaanjoen valuma-alueesta noin 1,4 prosenttia. Lepsämänjoen vedenkorkeutta on havainnoitu useita vuosia vedenkorkeusasteikolta ja vuodesta 2001 asti limnigrafilla. Nykyään Lepsämänjoen virtaamatieto lasketaan Suomen ympäristökeskuksen vesistömallilla, joka toimii ympäristöhallinnon Hertta-tietokannassa (Marttila ym. 2005: 61 62). Lepsämänjoen keskivirtaama oli vesistömallin mukaan vuosina 1997 2006 2,8 kuutiometriä sekunnissa. Vesistöalueen tulvaraja on 10 kuutiota sekunnissa. Jokiuoman leveys tutkimuspisteessä vaihtelee tulva-ajan neljästä metristä kuivan ajan reiluun metriin. Vaikka uoma on alivirtaamakautena varsin kapea ja virtaama hyvin pieni, käytetään joen vettä ajoittain vihannesviljelmien kasteluun. Valuma-alueella ei ole virtaamaa tasaavia järviä tai lampia ja kesällä virtaamaan vaikuttaa uoman reunoilla ja uomassa oleva kasvillisuus. Noin kaksi kilometriä tutkimuspisteeltä ylävirtaan päin pääuoma haarautuu. Sivuhaaroista suurempi jatkuu Tuhkurinojan nimellä kohti pohjoista, jossa se haaroittuu edelleen pienemmiksi uomiksi Röykän taajamassa ja sen läheisyydessä. Hyvin suuri osa valuma-alueesta kuuluu polygeneettiseen korkokuvaan, jota kuvastavat vaihtelevat, osittain pohjamoreenipeitteiset kalliomä- et ja kalliopaljastumat. Kalliokohoumien väliset savi tasangot on otettu tehokkaasti viljelykäyttöön. Peltojen ja haja-asutuksen lisäksi ihmisen vaikutukset näkyvät valuma-alueen pohjoisosassa sijaitsevana Röykän taajamana. Se on rakennettu osittain soistuneelle biogeenisen korkokuvan alueelle ja osittain Ensimmäisen Salpausselän vyöhykkeelle. Suurin suo on valuma-alueen rajalla sijaitseva ojitettu kilpikeidassuo, Mustinsuo. Alueen korkein kohta kohoaa noin 130 metriä merenpinnan yläpuolelle, matalimmat alueet jäävät jokiuoman varrella alle 40 metrin. Suhteelliset korkeuserot ovat paikoin useita kymmeniä metrejä ja kalliojyrkänteitä on paljon (Peruskartta 1:20 000, lehti 2041 12). Rajamäeltä Röykän kautta Klaukkalan puhdistamolle kulkeva siirtoviemärilinja kulkee osittain Lepsämänjoen yläosan valuma-alueen kautta. Joen varressa sijaitsee kolme linjaan kuuluvaa paineenkorotuspumppaamoa, jotka muodostavat potentiaalisen kuormitusriskin. Muita kuormittajia ovat haja-asutusalueiden vanhentuneet tai puutteelliset jätevesijärjestelmät (Teräsvuori 2006: 19 20). Tutkimusalueen pinta-alasta peltojen osuus on 36,5 prosenttia. Pelloista valtaosa on hyvin tasaisia ja ne sijoittuvat pääuoman varrelle Lepsämänjoen kuluttamaan laaksoon ja pienempien sivu-uomien varrelle. Tutkimusalueen keskiosassa osa pelloista oli talveksi 2006 kynnetty ja osa oli talven sänkipeitteisinä. Yleisesti Lepsämänjoen valumaalueella harjoitetaan runsaasti viljanviljelyä. Osalla pelloista viljellään myös rypsiä ja kaalia (Marttila ym. 2005: 13). Hydrologiset olosuhteet tutkimusjaksolla Yksi tärkeimmistä valuma-alueen kiintoaine- ja ravinnehuuhtoumiin vaikuttavista tekijöistä ovat hydrologiset olosuhteet. Sade irrottaa maaperän hiukkasia, jotka lähtevät helposti virtaavan veden mukaan. Valuma-alueen sademäärällä onkin suuri merkitys valuma-alueen eroosiolle (Puustinen 1999: 8). Vesimäärän lisääntyminen uomassa lisää myös uomaeroosiota ja uoman kiintoaineen ja ravinteiden kuljetuskapasiteettia. Lepsämänjoen yläosan tutkimuspisteellä kevään huippuvirtaama (1 350 l/s) saavutettiin tutkimusjakson alussa lumen sulamisen ja lämpimän kevätsateen jälkeen (kuva 2). Maaperä oli vedellä kyllästynyt roudan ja lumen sulamisen seurauksena, eikä se pystynyt imemään kaikkea vettä. Pintavalunta oli voimakasta ja virtaama kasvoi nopeasti. Kevään virtaamahuippu oli korkein tutkimusjaksolla havaituista ja osa valuma-alueen pelloista jäi tulvan alle. Uomassa ei ollut virtausta hidastavaa kasvillisuutta ja virtausnopeus oli sen takia suuri.

198 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... TERRA 119: 3-4 2007 Kuva 2. Lepsämänjoen vuorokauden keskivirtaama. Vaaleanharmaa alue kuvaa virtaaman vaihteluväliä vuorokauden sisällä ja mustat pylväät vuorokauden sademäärää. Näytteenottoajankohdat on merkitty mustalla ympyrällä. Figure 2. Mean daily discharge in the river Lepsämänjoki. Daily variation in discharge is shown as pale grey area and black bars indicate daily precipitation. Black circles indicate manual sampling time. Kevättulvan jälkeen alkoi yli kolme viikkoa kestänyt sateeton jakso ja virtaama laski nopeasti. Toukokuun puolenvälin jälkeen alkaneet sateet nostivat virtaamaa. Vähäsateisen kesän ansiosta Lepsämänjoessa virtasi vettä alimmillaan vain muutama kymmenen litraa sekunnissa. Keskivirtaama oli kesäkuussa ja heinäkuussa 45 litraa sekunnissa. Kesäaikaiseen virtaamaan vaikuttavia tekijöitä olivat kasvillisuuden runsastuminen ja haihdunta. Joen vettä käytettiin myös viljelysten kasteluun ja kasteluveden pumppaaminen näkyikin kesäaikana voimakkaana virtaaman vuorokauden minimi- ja maksimiarvon välisenä vaihteluna. Heinäkuussa tutkimusalueella satoi alle 12 millimetriä, mutta elokuun puolenvälin jälkeen yhtenäisen sadejakson aikana maaperä alkoi toipua kuivuudesta. Vedenkorkeus nousi voimakkaasti elokuun lopussa, kun valuma-alueella satoi neljän päivän aikana 93,5 millimetriä. Virtaama oli tuolloin 250 litraa sekunnissa. Lokakuun voimakkaat sateet nostivat taas Lepsämänjoen vedenkorkeutta, mutta koska kasvillisuus oli lämpimän syksyn takia vielä runsasta, ei virtaama yltänyt kevättulvan tasolle. Syksyn huippuvirtaama oli 570 litraa sekunnissa ja loka-marraskuun keskivirtaama 260 litraa sekunnissa. Koko tutkimusjakson keskivirtaama oli 170 litraa sekunnissa. Useiden voimakkaiden ja pitkäaikaisten sadejaksojen takia syksyllä esiintyi monta korkeaa virtaamapiikkiä, jotka lisäsivät joen kuljettamaa kiintoaine- ja ravinnekuormaa. Sademäärät tutkimusjaksolla vaihtelivat suuresti kuukausittain. Kokonaissademäärä oli 490 millimetriä, josta lähes 200 millimetriä satoi lokakuussa. Lokakuun sademäärät olivat koko eteläisessä Suomessa jopa 2,5-kertaisia normaaliin verrattuna (Ilmastokatsaus 2006: 3). Myös elokuussa Lepsämänjoella satoi keskimääräistä enemmän (117 mm). Tutkimusjakson hydrologisten olojen voidaankin todeta edustavan todellisia olosuhteiden ääripäitä: kuiva vähäsateinen kesä sekä erittäin lauha ja sateinen syksy ja alkutalvi. Aineisto ja menetelmät Automaattiset mittausanturit asennettiin Lepsämänjokeen 19. huhtikuuta 2006, jolloin kevättulva oli juuri saavuttamassa maksimitasonsa. Yhdysvaltalaisen YSI:n valmistama mittausanturi kiinnitettiin joen yli kulkevan puusillan rakenteisiin vertikaalisesti lähelle pohjaa. Mittaustaajuudeksi valittiin yksi tunti. Anturin mahdolliset mittausparametrit olivat veden lämpötila, sähkönjohtavuus ja sameus (ks. tekniset ominaisuudet taulukosta 1). YSI:n anturista erilleen siltarakenteisiin kiinnitettiin jatkuvatoimisesti vedenkorkeutta mittaava paineanturi ja myöhemmin asennettiin myös erillinen Marvet-happianturi lähelle pohjaa. Mittausantureiden tuottama tieto tallennettiin Luode-dataloggerille ja siirrettiin GSM-tekniikkaa hyödyntävän lähetinyksikön kautta antureista vastanneen palveluntarjoajan palvelimelle, jonne tulokset päivittyivät kaksi kertaa vuorokaudessa. Mittauspisteeltä otettiin vesinäytteitä Limnosnoutimella 0,1 metrin syvyydestä erilaisten virtaamaolojen aikana (kuva 2) anturin tuottaman mittaustiedon ja laboratoriossa tehtävien analyysien tulosten vertailuun. Yhteensä näytteitä otettiin 24 painottaen ylivirtaamakausia. Laboratoriossa niistä analysoitiin säännöllisesti sameus, kiintoainepitoisuus 0,4 mikrometrin kalvosuodattimilla (Npc), sähkönjohtavuus titraattorilla, kemiallinen hapenkulutus (COD Mn ), kokonaistyppi, nitriitti- ja nitraattitypen pitoisuus, kokonaisfosfori ja liuennut fosfaattifosfori. Osasta näytteitä määritettiin myös

TERRA 119: 3-4 2007 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... 199 Anturi Mittausalue Erotuskyky Tarkkuus Sensor Measuremant range Sensitivity Accuracy Sameus 0 1 000 NTU 0,1 NTU 5 % tai 2 NTU Turbidity Johtokyky 0 10 000 ms/m 0,1 ms/m 0,5 % tai 0,1 ms/m Conductivity Lämpötila - 5 + 45 ºC 0,01 ºC 0,15 ºC Temperature Taulukko 1. YSI600OMS-anturipaketin mittausanturit ja valmistajan ilmoittamat tekniset ominaisuudet. Table 1. YSI600OMS sensor package and technical characteristics according to the manufacturer. Taulukko 2. Anturin mittaamien tulosten vaihtelut, yksittäiset virheet ja keskivirheet näytteiden analyyseihin verrattuna. Table 2. The range of measurements with sensors and the maximum single errors and mean errors compared to the analytical results of samples. Muuttuja, yksikkö Mittaustulos Suurin yksittäinen virhe Keskivirhe Parameter, unit Sensor result Max single error Mean error Happipitoisuus (mg/l) 6,4 12,3 1,1 (13 %) 0,5 (6 %) Oxygen concentration (mg/l) Sameus (NTU) 9 399 3 (25 %) 8 (9 %) Turbidity (NTU) Sähkönjohtavuus (µs/cm) 143 233 23 (14 %) 5,4 (3,2 %) Conductivity (µs/cm) happipitoisuus ja hapen kyllästysaste, ph, väri luku ja ammoniumtyppi. Analyysejä tehtiin Helsingin kaupungin ympäristökeskuksen laboratoriossa ja Suomen ympäristökeskuksen laboratoriossa Hakuninmaalla. Analyysimenetelmät olivat pääasiassa SFS-EN/ISO-standardimenetelmiä. Virtaama tutkimuspisteessä selvitettiin siivikoimalla laaditun purkautumiskäyrän perusteella, koska mittapatoa ei voitu rakentaa peltojen kuivatusolosuhteiden takia. Siivikoinnin yhteydessä mitattiin uoman poikkileikkaus ja virtausnopeusmittauksia tehtiin 10 17 mittauskorkeudelta maksimissaan kuudelta eri syvyydeltä riippuen vallitsevasta vedenkorkeudesta. Koska Lepsämänjoen kokoisessa uomassa kasvillisuus vaikuttaa suuresti virtaamaan (Järvelä & Helmiö 2003: 128), tehtiin joesta kaksi eri purkautumiskäyrää molempien ylivirtaamajaksojen aikana. Toinen tehtiin keväällä ennen kasvillisuuden kehittymistä ja toinen tutkimusjakson loppupuolella, jolloin kasvillisuus oli uomassa ja sen penkoilla vielä runsasta. Purkautumiskäyrän ja paineanturin mittaaman vedenkorkeustiedon avulla joen virtaama voitiin laskea tunnin välein. Keväällä määritettyä purkautumiskäyrää käytettiin virtaaman laskemiseksi kesäkuun alkupuolelle, siitä eteenpäin käytettiin jälkimmäistä purkautumiskäyrää. Purkautumiskäyrien vaihtu- miskohdassa virtaama määritettiin interpoloimalla kahden vuorokauden ajalta. Virtaaman kannalta olennainen valuma-alueen sademäärätieto saatiin Ilmatieteen laitoksen Nurmijärven Röykän sääasemalta. Tulokset ja niiden tarkastelu Mittausantureiden toiminta Antureiden mittaamat tulokset olivat hyvin yhteneviä laboratoriossa määritettyjen tulosten (24 näytettä) kanssa kaikkien mitattujen muuttujien osalta. Mittausanturit toimivat hyvin koko tutkimusjakson ajan. Niiden toimintaa testattiin laskemalla anturin mittaamien ja laboratoriossa mitattujen tulosten suhteellinen erotus. Taulukossa 2 on verrattu laboratoriossa määritettyjä ja anturin näytteenottohetkellä mittaamia arvoja. Anturin sijainti pohjasta mitattuna oli sama koko tutkimusjakson ajan. Tutkimuksen vesinäytteet sen sijaan otettiin aina pintanäytteinä (0,1 m). Ero näytteenottosyvyyden ja anturin mittaussyvyyden välillä kasvoi siis vedenkorkeuden noustessa. Suhteellinen ero anturin mittaaman sähkönjohtavuuden ja laboratoriossa mitatun sähkönjohtavuuden kesken vaihteli 1 14 prosentin välillä eron

200 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... TERRA 119: 3 2007 ollessa keskimäärin 3 prosenttia. Arvot olivat koko tutkimusjaksolla hyvin lähellä toisiaan, paitsi heinäkuun 12. ja syyskuun 14. päivänä, jolloin suurimmat yksittäiset erot mitattiin. Sähkönjohtavuuden suurimmat suhteelliset erot anturin mittaamien ja laboratorioarvojen välillä ajoittuivat todetun ja oletetun jätevesipäästön ajalle. Tällöin anturin mittaama sähkönjohtavuus oli suhteellisesti suurempi laboratoriossa määritettyyn arvoon verrattuna kuin normaalissa tilanteessa. Virtaamat kyseisenä ajankohtana olivat pieniä, joten sekoittuminen oli vähäistä. Jäteveden tiheyden ollessa luonnollista jokivettä suurempi se virtaa lähempänä pohjaa aiheuttaen pohjan läheisyydessä sijaitsevan anturin mittaukseen laboratorioarvoa suuremman lukeman. Sameuden suhteellinen ero oli 0 25 prosenttia ja keskimäärin hiukan alle 9 prosenttia. Anturin mittaamat arvot vaihtelivat satunnaisesti poiketen laboratoriotuloksista molempiin suuntiin. Suhteellisesti suurin poikkeama (25 %) saatiin pienimmän mitatun sameuden kohdalla ja toisaalta suurimman mitatun sameuden aikana ero oli toiseksi korkein (19 %). Anturin mittaamat happipitoisuudet poikkesivat laboratorioarvoista keskimäärin 6 prosenttia ja vaihteluväli oli 1 13 prosenttia. Suurimmat suhteelliset erot laboratoriossa mitattuihin arvoihin verrattuna olivat lokakuun lopulla syystulvan aikana. Sameuden mittaaminen virtaavista vesistä on ongelmallista. Näytteenoton yhteydessä tehdyt havainnot hyvin nopeasta veden sameuden ajallisesta ja paikallisesta vaihtelusta tekevät anturin mittaaman ja laboratoriossa määritetyn sameuden vertailusta vaikeaa etenkin ylivirtaamatilanteissa. Jotta tulokset olisivat vertailukelpoisia, tulisi vesinäyte ottaa täsmälleen samalla hetkellä ja samasta kohdasta, jossa anturi mittaa. Anturi tekee hyvin nopeassa ajassa tuhansia sameusmittauksia, joiden keskiarvon se tallentaa. Mittauksen aikana anturin ohi virtaa koko ajan sameudeltaan heterogeenista vettä, joka vaikuttaa tulokseen. Todennäköisesti virtausnopeuden kasvu ja sen mukanaan tuoma sameuden nopea vaihtelu olivat syynä anturin mittaaman ja laboratoriossa mitatun sameuden välisiin eroihin. Uomassa, jossa virtausnopeuden vertikaaliprofiili on logaritminen, saattaa muodostua myös kiintoainepitoisuusgradientti virtausnopeuden mukaisesti (Bogen 1998: 41). Koska virtaamamittausten perusteella Lepsämänjoen virtausnopeus oli suurempi näytteenottosyvyydessä kuin anturin mittaussyvyydessä, voidaan olettaa myös näytteenottosyvyyden vaikuttaneen suurimpien anturin mittaamien ja laboratoriossa määritettyjen sameusarvojen väliseen eroon. Laboratoriossa tehtyjen analyysien ja anturin mittaamien tulosten välillä ei havaittu tilastollisesti merkitsevää eroa. Mitatuille muuttujille määritettiin tunnusluvut ja vertailuarvot parittaisella t- testillä. Sameuden tunnusluku ja vertailuarvo olivat lt hav (1,491)l<t 0,001(23) (3,768), sähkönjohtavuuden lt hav (- 3,668)l<t 0,001(23) (3,768) ja happipitoisuuden lt hav (-1,174)l<t 0,001(17) (3,965). Happianturin mittaamien ja laboratoriossa määritettyjen happipitoisuuksien väliseen eroon vaikutti myös näytteenottosyvyyden ja anturin mittaussyvyyden välinen ero. Etenkin kesällä biologisen aktiivisuuden ollessa vilkasta veden happipitoisuus saattaa muuttua voimakkaasti mittaussyvyyden mukaan (Wetzel 1975: 127). Sameus, kiintoaine ja kokonaisfosfori Sameus vaihteli voimakkaasti tutkimusjakson aikana hydrologisten olosuhteiden mukaan (kuva 3). Sameuden keskiarvo koko tutkimusjaksolla oli 40 NTU-yksikköä ja vaihteluväli 5 612 NTU. Koko tutkimusjaksolle oli tyypillistä sameuden huippuarvon saavuttaminen ennen virtaaman huippuarvoa. Sameus nousi korkealle kevättulvan aikana, elokuun lopussa sateiden jälkeen ja varsinaisen syystulvan aikana lokakuun lopussa. Myös kesäkuukausien aikana mitattiin yksittäisiä yli 100 NTU:n sameusarvoja. Heinäkuun sameuden keskiarvo oli korkeampi kuin kesäkuun, vaikka sademäärä oli pienempi. Keväällä Lepsämänjoen sameus nousi korkealle ennen tulvahuippua, kun uomaan talven aikana kasaantunut kiintoaine lähti liikkeelle heti virtaaman nousuvaiheessa. Saman ovat todenneet myös Matti Tikkanen ym. (1985: 251). Ilmiöstä, jossa kiintoainepitoisuuden huippu saavutetaan ennen virtaamahuippua, käytetään vesistötutkimuksessa nimitystä hysteresis (Seuna & Vehviläinen 1986: 234) tai positiivinen hysteresis erottamaan sen vastakkaisesta ilmiöstä, jossa kiintoainepitoisuuden huippu saavutetaan virtaamapiikin jälkeen (Asselmann 1997). Positiivinen hysteresis viittaa Lepsämänjoen tapauksessa siihen, että kiintoainepitoisuuden huippuarvot aiheuttaa nimenomaan uoman pohjasta liikkeelle lähtevä sedimentti. Suurin osa siitä on todennäköisesti lähtöisin valuma-alueen pelloilta. Sameus kertoo veteen suspendoituneista hiukkasista. Veden mukana kulkeutuvien hiukkasten koko riippuu virtausnopeudesta ja virtaaman pyörteisyydestä (Hjulström 1935: 298; Bogen 1998: 40; Mc- Connachie & Petticrew 2004: 462 463). Lepsämänjoen tapauksessa suurin osa veteen sekoittuneesta kiintoaineesta on savesfraktiota, koska valuma-alueen maaperästä suurin osa on savea ja jokiuoma virtaa pääasiassa savitasangoilla. Sameuden lisääntyessä lisääntyy yleensä veden kiintoainepitoisuus.

TERRA 119: 1 2007 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... 201 Kuva 3. Lepsämänjoesta mitatut sameuden vuorokauden keskiarvot (musta viiva) ja vuorokauden vaihteluväli (harmaa alue) sekä virtaaman vuorokauden keskiarvo (katkoviiva). Figure 3. Mean daily turbidity (black line) and variation (grey area) of sensor measurements and mean daily discharge (dash line) in the river Lepsämänjoki. Kuva 4. Sameuden ja kiintoainepitoisuuden välinen regressio anturin sameuden (yhtenäinen viiva) ja laboratoriossa määritetyn sameuden (katkoviiva) välillä. Figure 4. Linear regressions between suspended solids and turbidity measured by the sensor (solid line) and turbidity analyzed in the laboratory (dash line). Lepsämänjoen sameuden ja kiintoainepitoisuuden (Npc) välillä havaittiin erittäin merkitsevä positiivinen korrelaatio (kuva 4). Korrelaatiokerroin näiden muuttujien välillä oli 0,997 tai 0,994 (riskitaso alle 0,1 %) sen mukaan, verrattiinko kiintoainepitoisuuksia anturin mittaamaan sameuteen vai laboratoriossa määritettyyn sameuteen. Selitysaste muuttujien välillä pysyy erittäin merkitsevänä, vaikka havaintojoukosta poistettaisiin suurin yksittäinen arvo. Tuntikohtainen kiintoainepitoisuus laskettiin laboratoriossa määritetyn sameuden ja kiintoainepitoisuuden välisen lineaarisen regressiosuoran avulla. Laskennallisen kiintoainepitoisuuden maksimiarvo (425 mg/l) saavutettiin lokakuun lopussa, jolloin viikon yhtenäisen sadejakson aikana satoi yli 90 millimetriä ja edeltävänä päivänä lähes 30 millimetriä Veden sameuden nefelometristä (valon sirontaan ja siroavan valon mittaamiseen perustuvaa) määritystä koskevan standardin SFS 3024 (1989: 1) mukaan sameusarvojen perusteella ei voida kui- tenkaan päätellä veden kiintoainepitoisuutta, koska vedessä olevien hiukkasten koko, lukumäärä ja väri vaihtelevat. Kuitenkin esimerkiksi Jon Olley ja Peter Wallbrink (2004: 128) ovat todenneet sameuden toimivan joissakin tapauksissa erinomaisesti kiintoainepitoisuuden määrittämisessä. Hiukkaskoon vaihtelu voi muuttaa sameusarvoa, vaikka kiintoainepitoisuus olisikin sama. Jos veteen suspendoituneet mineraalihiukkaset ovat kooltaan ja rakenteeltaan hyvin samanlaisia, saattaa sameuden ja kiintoainepitoisuuden välinen korrelaatio olla hyvä, kuten tässä Lepsämänjoen tutkimuksessa todettiin. Havaittu sameuden ja kiintoainepitoisuuden sekä sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välinen yhteys havaittiin jo vuoden 2005 lokakuussa Lepsämänjoen valuma-alueella tehdyssä mittausanturitutkimuksessa (Särkelä ym. 2006: 23). Nyt saatiin tietoa näiden veden laadullisten muuttujien yhteydestä myös keväällä ja kesällä. Huomattavaa oli myös veden sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välinen merkitsevä kor-

202 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... TERRA 119: 3 2007 Kuva 5. Sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välinen regressio koko havaintojaksolta. Figure 5. Linear regression between turbidity and total phosphorus during the entire study period. Kuva 6. Sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välinen korrelaatio kevään ja syksyn tuloksista. Figure 6. Correlation between turbidity and total phosphorus in spring and autumn results. relaatio. Kuvassa 5 on esitetty sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välinen regressiosuora. Korrelaatio ei muodostunut koko tutkimusjakson tulosten välillä niin hyväksi kuin sameuden ja kiintoainepitoisuuden välillä. Jos regressioanalyysi tehtiin vuodenaikojen kohdalla erikseen, selitysaste näiden muuttujien välillä nousi voimakkaasti. Keväällä ja syksyllä kuormituksen ollessa suurinta myös sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välinen korrelaatio oli hyvin merkitsevä (kuva 6). Sen sijaan pelkästään kesäaikaisten tulosten perusteella laskettu korrelaatiokerroin sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välillä oli vain 0,31. David Milburn ym. (2000: 206 207) ovat todenneet alumiini- ja rautaoksidin määrän korreloivan hyvin voimakkaasti jokideltan sedimentin savipitoisuuden kanssa. Kiintoainepitoisuuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välinen korrelaatio taas on hyvä, koska fosfori sitoutuu erittäin voimakkaasti savihiukkasten alumiini- ja rautaoksidipolymeereihin (Aura ym. 2006: 37). Edelleen sameuden ja kiintoainepitoisuuden voimakas riippuvuussuhde johtaa myös kokonaisfosforipitoisuuden ja sameuden voimakkaaseen korrelaatioon. Kiintoainepitoisuuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välisestä hyvästä korrelaatiosta ovat raportoineet muutkin (mm. Laine 1988: 54; Tikkanen 1990: 15; Kuusela & Savola 2000: 30). Sähkönjohtavuus ja happipitoisuus Sähkönjohtavuus vaihteli Lepsämänjoella voimakkaasti. Vaihteluväli koko tutkimusjaksolla oli 94 256 mikrosievertiä senttimetriä kohden (µs/ cm) (kuva 7) ja keskiarvo 169 µs/cm. Maksimissaan sähkönjohtavuus kohosi Lepsämänjoessa samalle tasolle kuin esimerkiksi Tikkanen (1990: 14) on todennut maatalousvaltaisen valuma-alueen puroa koskevassa tutkimuksessaan. Alimmillaan sähkönjohtavuus oli kevättulvan aikana ja korkeimmillaan syystulvan aikana lokakuun lopulla. Keväällä liuenneiden aineiden alhainen pitoisuus on usein seurausta laimenemisesta (Ruth 2004: 93). Syksyllä virtaaman noustessa myös sähkönjohtavuus nousi nopeasti, kunnes virtaamapiikin aikana se taas laski. Pelloilta huuhtoutuneet lannoitteet ja kalkki nostivat sähkönjohtavuutta syksyllä sateiden jälkeen, jolloin pelloilta tuli pinta- ja salaojavaluntoja. Yleensä nopeat vaihtelut sähkönjohtavuudessa liittyivät muutoksiin virtaamassa.

TERRA 119: 1 2007 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... 203 Kuva 7. Sähkönjohtavuus (musta viiva), happipitoisuus (tummanharmaa) ja lämpötila (vaaleanharmaa) Lepsämänjoessa tunnin välein mitattuna. Figure 7. Results of hourly measurements of conductivity (black line), oxygen concentration (dark grey line) and temperature (light grey line) in the river Lepsämänjoki. Happipitoisuus vaihteli keväällä veden lämpötilan mukaan. Vuorokausien sisäinen vaihteluväli oli suuri johtuen yö- ja päivälämpötilojen suuresta erosta keväällä ja alkukesästä. Happipitoisuus (kuva 7) laski selvästi kesäkuun alussa, kun vesi lämpeni. Hapen liukoisuus veteen paranee lämpötilan laskiessa (Ruttner 1975: 74). Pitoisuuksien vuorokausikeskiarvot olivat kesällä yleisesti välillä 6 8 milligrammaa litrassa. Vuorokauden minimi- ja maksimiarvon vaihteluväli oli heinäkuussa suurimmillaan. Happipitoisuus nousi päivällä yhteyttämisen ollessa voimakkaimmillaan ja laski yöllä. Valon määrän vähentyessä yhteyttämisteho heikkenee (Wetzel 1975: 42). Lämpimän syksyn takia tuotannon mukainen happipitoisuuden vaihtelu jatkui syyskuuhun asti muuttuen epämääräiseksi lokakuun alkuun mennessä. Samalla vaihteluväli pieneni selvästi veden lämpötilan muuttuessa määrääväksi tekijäksi. Myös sähkönjohtavuudessa oli heinäkuussa tasaisen virtaaman aikana havaittavissa selvä vuorokausivaihtelu. Sähkönjohtavuus nousi yöllä ja laski päivällä. Kun virtaama muuttui, tätä vaihtelua ei enää erottunut. Kesällä yhteyttäminen ja hajotustoiminta saivat aikaan sähkönjohtavuuden vuorokausivaihtelun. Päivällä hiilidioksidi sitoutuu ja yöllä vapautuu. Yöaikana vapautuva hiilidioksidi liukenee nopeasti veteen muodostaen hiilihappoa (H 2 CO 3 ), bikarbonaatti-ioneja (HCO 3- ) ja karbonaatti-ioneja (CO 3- ). Nämä liuenneet aineet nostavat sähkönjohtavuutta etenkin pohjan lähellä (Wetzel 1975: 166 174). Nämä muutokset ovat hyvin pieniä ja tulevatkin ilmi ainoastaan tasaisen virtaaman aikana, jolloin sähkönjohtavuuteen eivät vaikuta muut tekijät. Lepsämänjoella havaittiin sähkönjohtavuudessa ja happipitoisuudessa myös normaalista vaihtelusta poikkeavia mittaustuloksia. Esimerkiksi heinäkuun 22. 23. päivänä happipitoisuus (8 mg/l) laski äkillisesti, eikä vedessä käytännössä ollut happea yli neljän tunnin ajan. Samaan aikaan havaittiin nopea sähkönjohtavuuden nousu. Tuona ajankohtana tutkimuspisteen yläpuolisella alueella katiskoitaan pitävät maanviljelijät kertoivat kalakuolemista. Syyskuun 14. päivänä vastaavassa tilanteessa otetut näytteet kertoivat voimakkaasta jätevesikuormituksesta. Nurmijärven vesihuoltolaitokselta saadun selvityksen mukaan Rajamäeltä tulevan jäteveden siirtolinjan pumppaamoilla tehtiin huoltotöitä, joiden seurauksena Lepsämänjoen latvaosiin pääsi noin 30 kuutiometriä puhdistamatonta jätevettä. Syksyn aikana tämä toistui useampaan kertaan sähkökatkosta tai laiterikosta johtuen. Lokakuun lopussa syystulvan aikana tapahtunutta jätevesipäästöä ei mittausantureilla kuitenkaan voitu havaita. Mittausanturitulosten perusteella voitiin erottaa useita tapauksia, joissa sähkönjohtavuudessa esiintyi virtaaman muutokseen liittymätön poikkeama tai happipitoisuus laski yllättäen tai sen normaali vuorokausivaihtelu muuttui poikkeavasti. Merkki poikkeuksellisesta päästöstä saattoi olla myös muutos sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välisessä korrelaatiossa. Tällaisessa tilanteessa kokonaisfosforipitoisuus oli suuri sameusarvoon nähden ja toisaalta liuenneen fosforin pitoisuus pieni. Kesällä esiintyi myös yksittäisiä sähkönjohtavuuspiikkejä, joiden syyksi arveltiin mahdollisia jätevesipäästöjä tai voimakkaan haihdunnan ja kasteluveden pumppaamisen aiheuttamaa konsentroitumista. Kiintoaine- ja fosforikuormat Sameuden ja kiintoainepitoisuuden välisen yhteyden ja virtaamatiedon perusteella Lepsämänjoen

204 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... TERRA 119: 3 2007 kiintoainekulkeuma voitiin laskea tunnin välein. Enimmillään keväällä joessa kulkeutui 1 600 kiloa kiintoainetta tunnissa. Reilun seitsemän kuukauden aikana Lepsämänjoki kuljetti 202 tonnia kiintoainetta (Npc). Pinta-alayksikköä kohden se tekee noin 8 700 kiloa neliökilometrillä eli 87 kiloa hehtaarilla. Vantaanjoki esimerkiksi kuljetti vähäsateisena vuonna 2003 noin 63 kiloa kiintoainetta hehtaaria kohden (Npc) (Valkama 2006: 86). Toisaalta esimerkiksi Tikkanen ym. (1985) mittasivat pieniltä peltovaltaisilta valuma-alueilta tulevan kiintoainekuormituksen määräksi 90 220 kiloa hehtaaria kohden vuodessa. Valuma-alueelta tuleva kiintoainekuorma vaihteleekin voimakkaasti muun muassa sademäärän ja sateiden ajoittumisen mukaan. Valuma-alueen peltopinta-alaa kohden laskettuna kuormitus oli noin 240 kiloa hehtaaria kohden. Kiintoainekuormituksesta suurin osa kulkeutui huhtikuussa kevättulvan aikana (kuva 8). Tutkimus aloitettiin vasta huhtikuun 19. päivä, joten laskettu huhtikuun kiintoainekuorma kulkeutui alle 12 päivässä. Koko tutkimusjakson kiintoainekuormasta kulkeutui 42 prosenttia huhtikuussa ja toukokuussa hieman yli 11 prosenttia. Kesäkuusta ja syyskuuhun Lepsämänjoki kuljetti vain pienen osan koko tutkimusjakson kiintoainekuormasta. Loka- ja marraskuussa kulkeutui yhteensä 76 tonnia kiintoainetta eli vajaa 40 prosenttia koko tutkimusjakson kuormasta. Keväällä ja syksyllä ilmenneen sameuden ja kokonaisfosforipitoisuuden välisen yhteyden perusteella myös Lepsämänjoen kuljettama kokonaisfosforikuorma voitiin laskea tunnin tarkkuudella. Tutkimusjakson alusta toukokuun loppuun mennessä joessa kulkeutui noin 200 kiloa fosforia, josta kolme neljäsosaa 12 päivän aikana huhtikuussa. Syyskuusta marraskuuhun fosforia kulkeutui 180 kiloa. Tästä lokakuun ja marraskuun osuudet olivat lähes yhtä suuret, mutta syyskuun osuus vain kuusi prosenttia. Yhteensä fosforia kulkeutui tutkimusjakson kevät- ja syyskuukausien aikana 380 kiloa. Valuma-alueen pinta-alayksikköä kohden tämä tekee 16,5 kiloa neliökilometrillä ja peltopinta-alaa kohti laskettuna 45 kg/km 2. Kiintoaine- ja fosforikuormat jakaantuivat kuukausittain tarkasteltuna yhtenevästi. Syynä on fosforin voimakas taipumus sitoutua hienoihin savihiukkasiin (Uusitalo 2004: 49). Jussi Vuorenmaan ym. (2002) arvion mukaan maatalousvaltaisilta pieniltä valuma-alueilta huuhtoutui vuosittain fosforia keskimäärin 110 kiloa neliökilometriltä. Tämä tutkimus kesti ainoastaan runsaat seitsemän kuukautta, mutta koska Nils Vagstad ym. (2001: 44) ovat todenneet huomattavan osan kuormituksesta tulevan keväällä lumen sulamiskauden ja syyssateiden aikana, voidaan olettaa, että tämän tutkimusjakson tulos (16,5 kg/ km 2 ) edustaa kuitenkin merkittävintä osaa vuotuisesta kuormituksesta Lepsämänjoen yläosassa. Poikkeuksellisen tästä tutkimusjaksosta teki erittäin kuiva kesä ja toisaalta hyvin sateinen ja lauha syksy. Ilmastonmuutoksen vaikutuksia jokien hydrologiaan ja kuormitukseen on arvioinut muun muassa Kyösti Jumppanen (1999), joka on todennut leutojen talvien kasvattavan talviaikaista kuormitusta. Leudot talvet ja kokonaissademäärän kasvu lisäävät kokonaiskuormitusta myös Lepsämänjoen valuma-alueella. Jos talvet lämpenevät, mutta sademäärä pysyy samana, muuttuu kuormituksen painopiste. Lumipeitteen oheneminen pienentäisi kuormitusta keväällä lumien sulaessa ja kiintoaine- ja ravinnekuormitus ajoittuisi enemmän syksyyn ja alkutalveen. Johtopäätökset Jokien ja pienempien virtavesien virtaamassa ja veden laadussa tapahtuvat nopeat muutokset vaikeuttavat näytteenottoa. Tässä tutkimuksessa käytetyt automaattiset veden laatua seuraavat mittausanturit toimivat hyvin ja niiden avulla saatiin erittäin tarkkaa tietoa veden laadun lyhyen aikavälin muutoksista. Antureiden mittaamien ja laboratoriossa mää- Kuva 8. Lepsämänjoen kuljettama kiintoaineen kuukausikuorma (harmaa pylväs) ja määrän suhteellinen osuus (rasteroitu pylväs) koko tutkimusjakson aikaisesta kuormasta. Figure 8. Monthly load of suspended solids (grey bars) and the relative proportion of the total load (screen bars) during the study period in the river Lepsämänjoki.

TERRA 119: 1 2007 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... 205 ritettyjen arvojen välisiin eroihin olivat syynä lähinnä olosuhteet, ei antureiden toiminta. Anturin mittaaman sameuden avulla voitiin arvioida savisamean joen kuljettamaa kiintoaine- ja kokonaisfosforikuormaa erittäin tarkasti. Menetelmällä on mahdollista arvioida Suomen rannikkojokien Itämereen kuljettamaa todellista ravinne- ja kiintoainekuormaa. Lisäksi menetelmällä saadaan tarkasti selville maatalouden hajakuormituksen ajoittuminen ja määrä, jolloin sen todellista osuutta Itämeren rehevöitymisessä voidaan tarkastella tasavertaisesti helpommin todennettavan pistekuormituksen kanssa. Mittausanturin tulosten perusteella pystytään myös osoittamaan satunnaisia jätevesipäästöjä. Tällä tutkimusjaksolla sattuneet pumppaamo-ohitukset kertovat keskittyneen vesihuollon ongelmista. Pitkät jäteveden siirtolinjat ja niihin liittyvät pumppaamot vaikuttavat alttiilta teknisille ongelmille. Intensiivinen seuranta voi antaa myös viitteitä jokiluonnossa tapahtuvasta biologisesta toiminnasta ja sen vaikutuksista veden laatuun. Tätä ei Suomessa ole juurikaan tutkittu. Lepsämänjoen valuma-alueen kaltaisen maatalousvaltaisen, savisella maaperällä sijaitsevan joen kuormituksesta suurin osa kertyy lyhyessä ajassa kevään ja syksyn ylivirtaamajaksoilla. Keväällä kuormitus kasvaa hyvin nopeasti lumen sulamisen seurauksena, mutta myös syksyn kuormitus voi nousta merkittävän suureksi lämpimissä ja sateisissa oloissa. Ilmaston lämpenemisen seurauksena alkutalveen asti mahdollisesti pitkittyvä syystulvajakso kasvattaa kuormitusta syksyllä. Jos lämmin kesä sallii aikaisen sadonkorjuun, pellot myös kynnetään aikaisemmin kuin ennen. Pitkittyneen roudattoman ajan seurauksena kiintoaineen ja ravinteiden huuhtoutuminen kynnetyiltä pelloilta voi jatkua pitkään. Kesällä kuormitus sen sijaan on erittäin vähäistä kasvipeitteen ja haihdunnan takia. Koska automaattisten veden laatua seuraavien antureiden mittausvalikoimat ovat laajentuneet sekä tarkkuus ja luotettavuus edelleen kehittyneet, niiden avulla saadaan tarkkaa tietoa monista veden laadun muuttujista. Automaattisilla mittausantureilla voidaan korvata perinteistä näytteenottoon perustuvaa veden laadun seurantaa tehokkaasti ja taloudellisesti. Antureilla saadaan selville veden laadussa tapahtuvia lyhyen aikavälin nopeita vaihteluita, joita perinteinen näytteenotto ei paljasta. Tiheä mittausväli mahdollistaa myös aikaisempaa huomattavasti tarkemman kuormitusseurannan varsinkin hajakuormituksen osalta niin taajamista kuin maaseudultakin. Vantaanjoen ollessa pääkaupunkiseudun raakavesilähteenä vuonna 2008 voidaan reaaliaikaisella veden laadun seurannalla varautua muutoksiin, jotka vaikuttavat talousveden valmistusprosesseihin. Automaattisten mittausasemien tarjoama hyöty onkin suurimmillaan juuri Vantaanjoen kaltaisessa vesistössä, jonka arvo virkistyskohteena ja raakaveden varalähteenä on suuri. Jatkuvatoimista seurantaa voidaan hyödyntää myös muun muassa reaaliaikaisessa uimavesien ja kasteluveden laadun seurannassa. Kiitokset Kiitämme Hannu Rinnekaria antaumuksellisesta yhteistyöstä tutkimushankkeessa. Kiitokset kuuluvat myös Uudenmaan ympäristökeskuksen Leena Villalle tutkimuksen mahdollistaneesta taloudellisesta tuesta sekä Jori Hellgrenille avusta virtaamatulosten laskennassa. KIRJALLISUUS Asselmann, N. E. M. (1997). Suspended sediment in the River Rhine. Nederlandse Geografische Studies 234. 257 s. Aura, E., M. Räty & H. Hartikainen (2006). Savimaiden eroosio: prosessit ja torjunta. Teoksessa Alakukku, L. (toim.): Maaperän prosessit pellon kunnon ja ympäristönhoidon perusta. Maa- ja elintarviketalous 82, 37 43. Bogen, J. (1998). Sediment monitoring in small streams. Teoksessa Øygarden, L. & P. Botterweg (toim.): Measuring runoff and nutrient losses from agricultural land in Nordic countries. TemaNord 1998: 575, 40 44. Gunatilaka, A. & J. Dreher (2003). Use of real-time data in environmental monitoring current practices. Water Science and Technology 47: 2, 53 61. Hjulström, F. (1935). Studies of the morphological activity of rivers as illustrated by the river Fyris. Bulletin of the Geological Institute, University of Uppsala 25, 221 527. Hynes, H. B. N. (1970). The ecology of running waters. 555 s. Liverpool University Press, Suffolk. Ilmastokatsaus 10/2006 (2006). 16 s. Ilmatieteen laitos, Helsinki. Jumppanen, K. (1999). Ilmasto-olojen vaihtelun vaikutuksista Turun edustan merialueen veden laatuun. Vesitalous 2/1999, 14 20. Juntura, E., E. Aarnio, K. Kerätär, O. Nenonen, T. Väisänen, M. Savolainen, S. Hellsten, M. Virtanen, J. Koponen, A. Inkala & H. Ylinen (1997). Jatkuvatoiminen mittausjärjestelmä veden laadun ja ainetaseiden seurantaan. VTT tiedotteita 1848. 45 s. Järvelä, J. & T. Helmiö (2003). Ekohydrauliikka. Teoksessa Jormola, J., H. Harjula & A. Sarvilinna (toim.): Luonnonmukainen vesirakentaminen. Suomen ympäristö 631, 125 139. Kauppi, L. (1982). Testing the applicability of the CREAMS model to estimation of agricultural nutrient losses in Finland. Publications of the Water and Environment Research Institute 49, 30 39. Kohonen, T. (1985). Availability of automatic water quality monitoring for Finnish watercourses. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja 62. 120 s.

206 Pasi Valkama, Kirsti Lahti & Asko Särkelä Automaattinen veden laadun seuranta... TERRA 119: 3 2007 Kuusela, R. & A. Savola (2000). Yläneenjoen ja sen sivupurojen kiintoaine- ja ravinnekuormitus 1991 1996. Lounais-Suomen ympäristökeskuksen moniste 21/2000. 55 s. Laine, J. (1988). Typpi, fosfori ja kiintoaine Mustijoessa. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 126. 121 s. Lehtinen, K., J. Koponen & T. Frisk (1993). Keski-Päijänteen virtaus- ja vedenlaatumallisovellus: fosforikuormittajien vesistövaikutusten arviointi. Vesija ympäristöhallituksen monistesarja 464. 52 s. Leinonen, A. (1992). Vedenlaatu ja ravinteiden hajakuormitus Tourujoen vesistöalueella 1989 1991. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 379. 146 s. Marttila, J., H. Vahtera, K. Granlund & K. Lahti (2005). Ravinnetase vesiensuojelun apuvälineenä. Uudenmaan ympäristökeskuksen moniste 155. 104 s. McConnachie, J. L. & E. L. Petticrew (2004). Hydrological and biological event based variability in the fine-grained sediment structure of small undisturbed catchment. Teoksessa Golosov, V., V. Belyaev & D. E. Walling (toim.): Sediment transfer through the fluvial system. IAHS Publication 288, 125 129. Milburn, D., M. Stone, M. English & T. Prowse (2000). Observations on sediment chemistry of Slave River delta, Northwest Territories, Canada. Teoksessa Stone, M. (toim.): The role of erosion and sediment transport in nutrient and contaminant transfer. IAHS Publication 263, 203 209. Niemi, J. S. (1998). The quality of river waters in Finland. European Water Management 1: 3, 36 40. Niemi, J. S. (2006). Ympäristön seuranta Suomessa 2006 2008. Suomen ympäristö 24/2006. 151 s. Nykänen, I. (1991). Tainionvirran hajakuormitustarkastelu. Mikkelin vesi- ja ympäristöpiiri 4. 16 s. Olley, J. & P. Wallbrink (2004). Recent trends in turbidity and suspended sediment loads in the Murrumbidgee River, NWS, Australia. Teoksessa Golosov, V., V. Belyaev & D. E. Walling (toim.): Sediment transfer through the fluvial system. IAHS Publication 288, 125 129. Palva, R., K. Rankinen, K. Granlund, J. Grönroos, A. Nikander & S. Rekolainen (2001). Maatalouden ympäristötuen toimenpiteiden toteutuminen ja vaikutukset vesistökuormitukseen vuosina 1995 1999. MYT- VAS-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 478. 92 s. Peruskartta 1:20 000, lehti 2041 12 Perttula. Maanmittauslaitos, Helsinki 2000. Puustinen, M. (1999). Viljelymenetelmien vaikutus pintaeroosioon ja ravinteiden huuhtoutumiseen. Suomen ympäristö 285. 116 s. Pyykkönen, S., J. Grönroos, K. Rankinen, P. Laitinen, E. Karhu & K. Granlund (2004). Ympäristötuen mukaiset viljelytoimenpiteet ja niiden vaikutukset vesistökuormitukseen vuosina 2000 2002. Suomen ympäristö 711. 119 s. Rekolainen, S. (1993). Assesment and mitigation of agricultural water pollution. Publications of the Water and Environment Research Institute 12. 34 s. Ruth, O. (2004). Kaupunkipurojen hydrogeografia kolmen esimerkkivaluma-alueen kuvastamana Helsingissä. Helsingin yliopiston maantieteen laitoksen julkaisuja B 50. 139 s. Ruttner, F. (1975). Fundamentals of limnology. 307 s. University of Toronto Press, Toronto. Räike, A., K. Granlund & P. Ekholm (2004). Nutrient load from agricultural land and its effects in surface waters evaluation based on monitoring data. Teoksessa Turtola, E. & R. Lemola (toim.): Maatalouden ympäristötuen seuranta MYTVAS 2. Osahankkeiden 2 7 väliraportit 2000 2003. Maa- ja elintarviketalous 59, 98 109. Scherer, U. (2000). Modelling phosphorus transport processes in a small southern German rural catchment. The role of erosion and sediment transport in nutrient and contaminant transfer. IAHS Publication 263, 285 292. Seuna, P. & B. Vehviläinen (1986). Eroosio ja kiintoaineen kulkeutuminen. Teoksessa Mustonen, S. (toim.): Sovellettu hydrologia, 226 255. Vesiyhdistys ry, Helsinki. SFS 3024. Veden sameuden nefelometrinen määritys (1989). 3 s. SFS, Helsinki. SFS-EN ISO 15839. Water quality On-line sensors/analysing equipment for water Specifications and performance tests (2006). 30 s. SFS, Helsinki. Särkelä, A., K. Lahti, H. Vahtera, S. Penttilä & I. Ahtela (2006). Automaattinen veden laadun seuranta avuksi hajakuormituksen arviointiin. Vesitalous 4/2006, 20 25. Teräsvuori, L. (2006). Haja-asutusalueen jätevesijärjestelmien selvitystyö Nurmijärven kunnassa. Ympäristö ja terveys 8/2006, 18 21. Tikkanen, M. (1990). Temporal variations in water quality and fluvial erosion in small drainage basin in southern Finland. Fennia 168: 1, 1 29. Tikkanen, M., M. Seppälä & O. Heikkinen (1985). Environmental properties and material transport of two rivulets in Lammi, southern Finland. Fennia 163: 2, 217 282. Torán, F., D. Ramírez, A. E. Navarro, S. Casans, J. Pelegrí & J. M. Espí (2001). Design of a virtual instrument for water quality monitoring across the internet. Sensors and Actuators B 76, 281 285. Uusitalo, R. (2004). Potential bioavailability of particulate phosphorus in runoff from arable clayey soils. Agrifood Research Reports 53. 99 s. Vagstad, N., P. Stålnacke, H. E. Andersen, J. Deelstra, A. Gustafson, A. Ital, V. Jansons, K. Kyllmar, E. Loigu, S. Rekolainen, R. Tumas & J. Vuorenmaa (2001). Nutrient losses from agriculture in the Nordic and Baltic countries. TemaNord 2001: 591. 74 s. Valkama, P. (2006). Virtaavan veden aiheuttama eroosio ja sen ehkäisy esimerkkinä Vantaanjoki. Julkaisematon pro gradu -tutkielma. 122 s. Maantieteen laitos, Helsingin yliopisto. Vuolas, E., K. Aalto, T. Kohonen, M. Puupponen, L. Villa & H. Vuoristo (1986). Ehdotus automaattisen veden laadun tarkkailun kehittämiseksi vesihallinnossa ja tarkkailulaitteiden hankintaohjelmaksi vuosille 1988 1992. Vesihallituksen monistesarja 439. 28 s. Vuorenmaa, J., S. Rekolainen, A. Lepistö, K. Kenttämies & P. Kauppila (2002). Losses of nitrogen and phosphorus from agricultural and forest areas in Finland during the 1980s and 1990s. Environmental Monitoring and Assessment 76: 2, 213 248. Wetzel, R. (1975). Limnology. 743 s. W. B. Saunders, Philadelphia.