Vesijärven sisäisen fosforikuormituksen kehitys hapetuksen aikana

Vesijärven sisäisen fosforikuormituksen kehitys hapetuksen aikana Tutkimusraportti Prof. Jukka Horppila MMT Juha Niemistö FK Soila Silvonen Helsingin yliopisto, ympäristötieteiden laitos 1. Tutkimuksen tausta ja tavoitteet... 2 1.1. Järvien sisäinen ravinnekuormitus ja sen kontrollointi... 2 1.2. Lahden Vesijärvi ja tutkimuksen tavoite... 2 2. Tutkimuksen toteutus... 3 2.1. Aineisto ja menetelmät... 3 2.1.1. Sisäinen kuormitus ainetasemenetelmällä... 3 2.1.2. Sisäinen kuormitus resuspensiomenetelmällä... 4 3. Tulokset... 5 3.1. Bruttosedimentaatio... 5 3.2. Sisäinen kuormitus ainetasemenetelmällä... 8 3.3. Sisäinen kuormitus resuspensiomenetelmällä... 9 3.4. Sedimentoituvan aineksen ja pintasedimentin fosforipitoisuus... 10 3.5. Veden fosforipitoisuus... 11 3.6. Veden happipitoisuus ja lämpötila... 12 4. Tulosten tarkastelu... 13 5. Kirjallisuus... 15

2 1. Tutkimuksen tausta ja tavoitteet 1.1. Järvien sisäinen ravinnekuormitus ja sen kontrollointi Järvien rehevöityminen aiheutuu useimmiten ulkoisesta ravinnekuormituksesta. Vaikka ulkoista kuormitusta saataisiinkin selvästi vähennettyä, järviveden laatu ei usein parane, sillä voimakkaan kuormituksen aikana järveen kertyneet ravinteet kiertävät edelleen ekosysteemissä ja aiheuttavat mm. leväkukintoja (sisäinen kuormitus) (Pettersson 1998, Søndergaard ym. 2003). Yksi rehevöityneissä järvissä sisäistä kuormitusta ylläpitävä tekijä on hapettomuus, joka aiheutuu kohonneen tuotannon aiheuttamasta suuresta hapen kulutuksesta. Hapettomuus aiheuttaa sisäistä ravinnekuormitusta, koska hapen loppuessa pohjasedimentin rauta pelkistyy ja siihen sitoutunut fosfori liukenee veteen (Boström 1982, Dodds 2002). Hapettomuus on yleistä talvella jääpeitteen alla, sekä kesällä lämpötilakerrostuvissa järvissä, joiden alusvesi ei loppukesällä saa happitäydennystä ilmasta. Tämän takia yksi käytetyimmistä järvien kunnostusmenetelmistä on ilmastaminen tai hapettaminen (Cooke ym. 2005). Suomessa menetelmää on käytetty sadoilla järvillä (Lappalainen & Lakso 2005). Viime vuosina on useissa tutkimuksissa kritisoitu käsitystä hapettomuuden ylivoimaisen tärkeästä merkityksestä järvien rehevyyden ylläpitäjänä verrattuna muihin sisäistä kuormitusta aiheuttaviin tekijöihin (esim. tuulten ja virtausten aiheuttama sedimentin sekoittuminen veteen, levätuotannon aiheuttama veden korkea ph) (Baldwin & Williams 2007, Hupfer & Lewandowski 2008, Holmroos ym. 2009). Niinpä myös hapetuksen käyttöön järvien kunnostuksessa on alettu suhtautua yhä kriittisemmin (esim. Schauser & Chorus 2007, Liboriussen ym. 2009). Aiempaa enemmän on myös alettu kiinnittää huomiota hapetuksen sivuvaikutuksiin (Cooke ym. 2005). Yksi näistä on vesipatsaan lämpötilaolojen muuttuminen. Joissain hapetusmenetelmissä (esim. Suomessa yleisesti käytetty Mixox-laite), hapekasta päällysvettä kierrätetään syvempiin vesikerroksiin. Lämpimän päällysveden johtamisesta alusveteen aiheutuu alusveden lämpötilan nousu (Horppila ym. 2015, Niemistö ym. 2016). Tämä on ongelmallista, koska lämpötilan kohomainen lisää hapen kulutusta vesipatsaassa ja hapetus kumoaa siten omaa vaikutustaan (Horppila ym. 2015). Lisäksi alusveden lämpiäminen edesauttaa eri vesikerrosten sekoittumista. Tämä vaikutus on ongelmallinen erityisesti kesällä, jolloin kasviplanktonin kasvuolosuhteet ovat hyvät korkean lämpötilan vuoksi. Hapetus voikin johtaa levätuotannon voimistumiseen (Lappalainen & Lakso 2005). Lämpötilan muutoksilla voi myös olla haitallisia seurauksia kylmää vettä vaativille kalalajeille (Malinen & Vinni 2015). 1.2. Lahden Vesijärvi ja tutkimuksen tavoite Lahden Vesijärvellä aloitettiin suuri ilmastusprojekti vuonna 2009. Vesijärven Enonselälle (26 km 2 ) asennettiin 8 Mixox-laitetta (yksi oli asennettu jo aiemmin), jotka hapettavat järveä kierrättämällä

3 päällysvettä syvempiin kerroksiin. Menetelmää voidaan kutsua sekä ilmastukseksi, hapetukseksi että kierrätyshapetukseksi. Tässä raportissa käytetään jatkossa termiä hapetus. Hapetuksen ei ainakaan toistaiseksi ole voitu osoittaa vaikuttaneen veden laatua parantavasti (Salmi ym. 2014, Horppila ym. 2015). Lämpiminä kesinä alusveden happitilanne on kerrostuneisuuskauden aikana jopa huonompi kuin ennen hapetuksen aloittamista (Horppila ym. 2015). Enonselän sedimentaation ja sisäisen kuormituksen taso selvitettiin Vesijärvisäätiön, Lahden kaupungin ja MVTT:n rahoituksella vuosina 2009 (ennen hapetuksen aloittamista) ja 2010-2011 (Niemistö ym. 2010, Horppila & Niemistö 2011). Tulokset osoittivat, että hapetuksen aloittamisen jälkeen sisäinen kuormitus ja orgaanisen aineen sedimentaatio Enonselän syvännealueella oli noussut hieman vuoteen 2010 mennessä ja merkitsevästi vuoteen 2011 mennessä (Horppila & Niemistö 20011, Niemistö ym. 2012, 2016). Vuoden 2011 jälkeen sedimentaation ja sisäisen kuormituksen tasoa ei ole selvitetty. Tämän vuoksi ne selvitettiin tässä tutkimuksessa avovesikaudella 2016 (touko-marraskuu). Tutkimuksen tarkoituksena oli selvittää, onko sisäisen kuormituksen nouseva suuntaus jatkunut, jotta hapetusta voidaan jatkossa ohjeistaa optimaalisella tavalla. Tutkimusta ovat rahoittaneet sekä Vesijärvisäätiö että MVTT. 2. Tutkimuksen toteutus 2.1. Aineisto ja menetelmät 2.1.1. Sisäinen kuormitus ainetasemenetelmällä Vesijärven Enonselän sisäinen fosforikuormitus avovesikaudella 2016 laskettiin kahdella eri menetelmällä. Ensinnäkin sisäinen fosforikuormitus laskettiin käyttäen ravinnetaseyhtälöä UK + SK = LP+ BS + dm/dt (Lappalainen & Matinvesi 1990, Niemistö ym. 2012) jossa UK = ulkoinen kuormitus SK = sisäinen kuormitus LP = Luusuasta poistuva ainevirta BS = bruttosedimentaatio dm/dt = vesimassan ainesisällön muutos Yhtälöstä voidaan laskea sisäinen kuormitus jäännösterminä

4 SK = LP + BS + dm/dt - UK Tulevia ja lähteviä ravinnevirtoja (taseen parametrit UK ja LP) seurataan Vesijärvellä velvoitetarkkailujen yhteydessä. Sen sijaan sedimentaatiomittauksia ei tarkkailujen yhteydessä tehdä. Siksi sedimentaatiomittaukset toteutettiin tässä tutkimuksessa. Bruttosedimentaatio määritettiin sedimentinkeräimiä käyttäen sekä kerrostuvalla alueella (pisteet 2 ja 3) että matalalla ei-kerrostuvalla alueella (pisteet 1 ja 4) noudattaen Vesijärvellä aiemmin toteutettuja tutkimuksia (Niemistö ym. 2012, kuva 1). Ei-kerrostuvien alueiden seuranta on välttämätöntä, sillä kiintoaineen horisontaalisen kulkeutumisen vuoksi vain syvännepisteitä käyttäen sisäisestä kuormituksesta voidaan saada virheellinen arvio (Bloesch & Uehlinger 1986, Niemistö ym. 2012). Keräimet on tyhjennettiin kesällä n. kahden viikon välein, jotta laskeutuneen aineksen hajoaminen ei vaikuttaisi merkittävästi tuloksiin (Bloesch & Burns 1980, Horppila & Nurminen 2005). Aikaisin keväällä ja syksyllä tyhjennysväli voi olla pidempi alhaisempien lämpötilojen vuoksi. Keräimiin laskeutuneesta aineksesta määritettiin kuivamassa (KM) ja fosforipitoisuus, jolloin saatiin selville fosforin bruttosedimentaatio (BS ravinnetaseyhtälössä). Laskeutuvan aineksen fosforipitoisuus määritettiin kuivatuista (60 ºC) näytteistä totaalihajotuksen (rikkihappo + vetyperoksidi) jälkeen. Kuva 1. Sedimentaatiokeräinten sijainti Enonselällä vuonna 2016: 1. Vasikkasaari, 2. Lankiluodon syvänne, 3. Enonsaaren syvänne, 4. Puolasaari). 2.1.2. Sisäinen kuormitus resuspensiomenetelmällä

5 Lisäksi arvioitiin sedimentin resuspensiosta aiheutuva sisäinen kuormitus. Tämä voidaan tehdä määrittämällä sedimentin resuspensionopeus ja pintasedimentin fosforipitoisuus (Horppila & Nurminen 2001). Toisin kuin ainetaseyhtälö, tämä menetelmä kertoo myös ilmastuksen vaikutuksista sedimentin sekoittumiseen ja sisäisen ravinnekuormituksen mahdollisesta voimistumisesta sitä kautta. Resuspension osuus sedimentaatiosta laskettiin käyttäen Weyhenmeyerin (1997) menetelmää, joka perustuu sedimentinkeräimillä kerätyn epäorgaanisen aineksen (SPIM) ja orgaanisen aineksen (SPOM) lineaariseen regression. Vesijärven resuspensionopeuden laskemisessa voidaan käyttää myös merkkiainemenetelmää (Gasith 1975), joka antaa yleensä hyvin samankaltaisia tuloksia kuin Weyhenmeyerin (1997) menetelmä (Horppila & Nurminen 2005). Tässä tutkimuksessa päädyttiin käyttämään Weyhenmeyerin (1997) menetelmää, koska se soveltuu paremmin järviin, joissa hajotustoiminta on voimakasta ja voi vaikuttaa kerätyn laskeutuvan aineksen orgaanisen aineksen pitoisuuteen (Horppila & Nurminen 2005). Vesijärvellä hapetuksen aiheuttama alusveden lämpötilan nousu puoltaa siten tämän menetelmän käyttöä. Weyhenmeyerin (1997) menetelmässä regressiosuoran vakiotermi (SPIM = 0) kuvaa järven omaa planktontuotantoa. Tällöin resuspensionopeus (R) voidaan määrittää R = SPOM - vakiotermi Orgaanisen aineksen pitoisuus keräimiin laskeutuneessa aineksessa määritettiin hehkutushäviönä (550 ºC). Pintasedimentin fosforipitoisuus määritettiin kuivatuista (60 ºC) ja hajotetuista (rikkihappo + vetyperoksidi) näytteistä. Lisäksi vesipatsaan lämpötila- ja happiprofiilit määritettiin jokaisella näytteenottokerralla YSI6600V2-sondilla. Kokonaissedimentaation ja SPOM-sedimentaation taso 2016 verrattuna vuosiin 2009 ja 2011 analysoitiin tilastollisesti ei-parametrisella Kruskal-Wallisin testillä, koska parametristen testien normaalisuusoletukset eivät täyttyneet. Selkeyden vuoksi tässä raportissa keskityttiin vertailemaan vuosia 2009, 2011 ja 2016. Vuoden 2010 tulokset on analysoitu raportissa Horppila & Niemistö (2011) ja otetaan huomioon tulosten tarkastelussa. 3. Tulokset 3.1. Bruttosedimentaatio Sekä bruttosedimentaatio (66,7 g KM m -2 d -1 ) että orgaanisen aineksen sedimentaatio (10,8 g KM m -2 d -1 ) olivat syvännealueilla vuonna 2016 korkeammalla tasolla kuin 2009 ja 2011 (taulukko 1). Trendi on ollut molempien parametrien osalta tutkimusvuosien ajan nouseva. Matalilla ei-kerrostuvilla alueilla sen sijaan ei havaittu muutosta vuosien 2016 ja 2011 välillä.

6 Näilläkin alueilla sedimentaatio oli suurempaa kuin vertailuvuonna 2009. Suuren vaihtelun vuoksi vuosi 2016 ei eronnut tilastollisesti vuodesta 2011 kokonaissedimentaation eikä orgaanisen aineksen sedimentaation osalta (p=1,00). Sen sijaan vertailuvuoteen 2009 verrattuna sekä kokonaissedimentaatio (p=0,010) että orgaanisen aineksen sedimentaatio (p=0,045) olivat 2016 merkitsevästi korkeammalla tasolla. Taulukko 1. Enonselän syvännealueiden ja ei-kerrostuvien alueiden keskimääräinen bruttosedimentaatio (BS) ja orgaanisen aineksen sedimentaatio (SPOM) (g KM m - 2 d -1 ) sekä niiden keskihajonnat vuosina 2009, 2011 ja 2016. Syvänteet 2009 2011 2016 ka SD ka SD ka SD BS 27,8 1,9 45,9 0,6 66,7 5,5 SPOM 4,5 0,4 7,1 0,3 10,8 0,4 Ei - kerrostuvat alueet 2009 2011 2016 ka SD ka SD ka SD BS 11,9 4,5 14,7 3,1 14,6 0,8 SPOM 1,9 0,5 2,3 0,3 2,3 0,0 Kausittaisessa tarkastelussa oli Enonselän bruttosedimentaatiossa avovesikaudella 2016 havaittavissa aiempien tutkimusvuosien tapaan kohonneita arvoja sekä alku- että loppukesällä. Sedimentaatio oli kuitenkin pitkin kautta selvästi korkeammalla tasolla kuin 2009 ja 2011. Kesä-heinäkuussa bruttosedimentaatio ylitti 20 g KM m -2 d -1, kun se aiempina vuosia oli alle 15 g KM m -2 d -1 (kuva 2). Loppukesällä sedimentaatio saavutti 49 g KM m -2 d -1, kun se aiempina vuosina oli korkeimmillaankin alle 40 g KM m -2 d -1. Ennen hapetuksen aloittamista vuonna 2009 sedimentaatio oli koko kesän alle 30 g KM m -2 d -1 (kuva 2). Nousu johtui sekä epäorgaanisen että orgaanisen aineksen (kuva 3) sedimentaation kasvusta vuonna 2016 verrattua aiempiin vuosiin. Vuoden 2016 korkein sedimentaatioarvo saavutettiin myös viikkoja aikaisemmin (30.8.) kuin aiempina vuosina (15.9. 20.9.) (kuvat 2 ja 3).

7 60 Bruttosedimentaatio (g KM m -2 d -1) 50 40 30 20 10 2009 2011 2016 0 1.5. 31.5. 30.6. 30.7. 29.8. 28.9. 28.10. Kuva 2. Alueellisesti painotettu (ei-kerrostunut alue 83%, kerrostunut 17%) bruttosedimentaatio Enonselällä avovesikausilla 2009, 2011 ja 2016. SPOM (g KM. m -2 d -1 ) 10 8 6 4 2009 2011 2016 2 0 1.5. 31.5. 30.6. 30.7. 29.8. 28.9. 28.10. Kuva 3. Alueellisesti painotettu orgaanisen aineksen (SPOM) bruttosedimentaatio Enonselällä avovesikausilla 2009, 2011 ja 2016. Fosforin alueellisesti painotettu bruttosedimentaatio vaihteli välillä 25,5 118,3 mg m -2 d -1 (kuva 4). Kokonaissedimentaation ja orgaanisen aineksen sedimentaation tapaan myös fosforin osalta suurin arvo saavutettiin elokuun lopussa. Fosforisedimentaatio oli koko avovesikauden korkeammalla tasolla kuin 2009 ja keskimäärin korkeammalla myös verrattuna vuoteen 2011. Aiempina vuosina fosforisedimentaatio ei ole saavuttanut 100 mg m -2 d -1 tasoa avovesikauden aikana, kun se 2016 oli korkeimmillaan 118 mg m -2 d -1 (kuva 4).

8 Fosforin bruttosedimentaatio (mg P m -2 d -1 ) 140 120 100 80 60 40 20 2009 2011 2016 0 1.5. 31.5. 30.6. 30.7. 29.8. 28.9. 28.10. Kuva 4. Fosforin bruttosedimentaatio Enoselällä avovesikausilla 2009, 2011 ja 2016. 3.2. Sisäinen kuormitus ainetasemenetelmällä Ravinnetaseyhtälöllä laskettu sisäinen fosforikuormitus Enonselällä oli 53,93 mg m -2 d -1, mikä on suurempi kuin 2011 mitattu (taulukko 2). Verrattuna vuoteen 2009 resuspensionopeus oli yli kaksinkertainen, mutta sen osuus bruttosedimentaatiosta oli samalla tasolla (90-99%). Taulukko 2. Ravinnetaseyhtälön osatermit Enonselällä vuosina 2009, 2011 ja 2016 (2009 ja 2011 tulokset Niemistö ym. 2010 ja 2012), UK = ulkoinen fosforikuormitus, LP = luusuasta poistuva ravinnevirta + hoitokalastus, BS = fosforin bruttosedimentaatio, dm/dt = vesimassan fosforisisällön muutos, SK = sisäinen fosforikuormitus. Ravinnetasemenetelmän osatermit (mg P m -2 d -1 ) 2009 2011 2016 UK 0,45 0,45 0,39 LP (+hoitokal.) 0,09 0,09 0,14 dm/dt 0,13 0,12 0,23 BS 27,14 43,81 54,07 SK 27,06 43,64 53,93

9 3.3. Sisäinen kuormitus resuspensiomenetelmällä Avovesikaudelta 2016 kerätty sedimentaatioaineisto muodosti tilastollisesti merkittävän regression (p<0,001) sedimentoituvan epäorgaanisen ja orgaanisen aineksen välille. Regression selitysaste oli korkea ja regressiosuoran ja y-akselin leikkauspiste a = 0,42 (kuva 5). SPOM (g KM m -2 d -1 ) 35 30 25 20 15 10 5 0 y = 0,1825x + 0,4295 R² = 0,9719 0 50 100 150 200 SPIM (g KM m -2 d -1 ) Kuva 5. Epäorgaanisen (SPIM) ja orgaanisen (SPOM) sedimentoituneen aineksen välinen regressio Enonselällä 2016. Resuspensiomenetelmällä laskettu arvio sisäisestä fosforikuormituksesta (54,30 mg m -2 d -1 ) oli hyvin lähellä ainetaseyhtälöllä laskettua arvoa (taulukko 3). Kuten ainetaseyhtälön, resuspensiomenetelmänkin mukaan sisäinen kuormitus on yli kaksinkertaistunut hapettamisen aloittamisen jälkeen. Taulukko 3. Resuspensiomenetelmällä laskettu sisäinen kuormitus Enonselällä 2009, 2011 ja 2016. Resuspensiomenetelmä, sisäinen kuormitus (mg P m -2 d -1 ) 2009 2011 2016 min, 3,5 3,4 2,3 maks, 138 274 184 keskiarvo = SK 24,36 48,51 54,30

10 3.4. Sedimentoituvan aineksen ja pintasedimentin fosforipitoisuus Sedimentinkeräimiin kertyneen aineksen fosforipitoisuudessa ei ole ollut havaittavissa selvää kehityssuuntaa millään näytepisteellä. Kaikilla pisteillä pitoisuus oli korkeimmillaan 2011 (2,68-3,32 mg g -1 ) ja alimmillaan 2009 (1,95-2,57 mg g -1 ) (taulukko 4). Vuonna 2016 pitoisuus oli näiden välissä. Pitoisuus oli kaikkina vuosina korkein syvimmillä pisteillä 2 ja 3. Pintasedimentin fosforipitoisuudessa tilanne oli sama; mitään trendiä ei ole havaittavissa ja korkeimmat pitoisuudet havaittiin syvimmillä pisteillä (taulukko 4). Taulukko 4. Sedimentoituvan aineksen ja pintasedimentin keskimääräinen (Ka) fosforipitoisuus (mg g -1 ) ja keskihajonta Enonselän eri näytepisteillä vuosina 2009, 2011 ja 2016. 2009 Sedimentoituva aines Pintasedimentti Näytepiste Ka pitoisuus Keskihajonta Ka pitoisuus Keskihajonta 1 1,95 0,30 1,89 0,04 2 2,57 0,87 2,40 0,15 3 2,39 0,58 2,21 0,14 4 1,79 0,62 1,67 0,08 2011 Sedimentoituva aines Pintasedimentti Näytepiste Ka pitoisuus Keskihajonta Ka pitoisuus Keskihajonta 1 2,68 0,46 2,59 0,09 2 3,20 0,79 3,62 0,34 3 3,32 0,65 3,70 0,34 4 2,43 0,30 2,33 0,07 2016 Sedimentoituva aines Pintasedimentti Näytepiste Ka pitoisuus Keskihajonta Ka pitoisuus Keskihajonta 1 2,15 0,18 2,20 0,06 2 2,68 0,29 2,80 0,18 3 2,57 0,24 2,76 0,16 4 1,96 0,21 2,01 0,06

11 3.5. Veden fosforipitoisuus Veden fosforipitoisuus vaihteli vuonna 2016 päällysvedessä välillä 20-45 μg l -1 nousten tutkimusjakson loppua kohti (kuva 6). Vuoteen 2011 verrattuna ei ollut selkeää eroa, mutta vuoteen 2009 (17-34 μg l -1 ) verrattuna pitoisuus oli korkeammalla tasolla. Alusvedessä pitoisuus oli huomattavasti korkeampi kuin päällysvedessä ja ylitti 65 μg l -1 kesäkuun lopussa (kuva 6). Kuten vuonna 2011, myös 2016 alusveden kokonaisfosforipitoisuus oli syksyllä selvästi alhaisempi kuin 2009. Liuenneen fosforin pitoisuus alusvedessä vaihteli 2016 välillä 6-33 μg l -1 korkeimpien pitoisuuksien esiintyessä heinäkuussa kuten myös vuonna 2011 (kuva 7). Ennen hapetuksen aloittamista vuonna 2009 korkein PO4-pitoisuus alusvedessä todettiin syyskuussa. Kokonaisfosforipitoisuus (µg l -1 ) Kokonaisfosforipitoisuus (µg l -1 ) 50 45 40 35 30 25 20 15 10 5 0 1.5. 31.5. 30.6. 30.7. 29.8. 28.9. 28.10. 200 180 160 140 120 100 80 60 40 20 0 1.5. 31.5. 30.6. 30.7. 29.8. 28.9. 28.10. 2009 2011 2016 Kuva 6. Veden kokonaisfosforipitoisuus Lankiluodon syvänteellä (piste 2) päällysvedessä (yläkuva) ja alusvedessä (alakuva) 2009, 2011 ja 2016.

12 60 50 PO 4 -pitoisuus (µg l -1 ) 40 30 20 10 0 1.5. 31.5. 30.6. 30.7. 29.8. 28.9. 28.10. 2009 2011 2016 Kuva 7. Alusveden PO4-pitoisuus Lankiluodon syvänteellä (piste 2) vuosina 2009, 2011 ja 2016. 3.6. Veden happipitoisuus ja lämpötila Veden pintakerroksessa lämpötila oli 2016 korkeimmillaan 20,5 ºC (1.8.). Syystäyskierron tapahtuessa elokuun alussa alusveden lämpötila oli 17,5ºC. Ennen hapetusta 2009 kierto tapahtui 13-14ºC lämpötilassa. Happipitoisuus alusvedessä oli elokuussa kerrostuneisuuskauden lopulla selvästi korkeampi vuonna 2016 kuin 2009 ja 2011. Happea oli yli 1,3 mg l -1 vielä alusveden alaosassakin, kun se aiempina vuosina laski alle 1 mg l -1 jo 12 m syvyydessä (kuva 8). 0 Happipitoisuus (mg l -1 ) 0 2 4 6 8 10 12 5 Syvyys (m) 10 15 20 25 04/08/2009 09/08/2011 01/08/2016 30 Kuva 8. Vesipatsaan happiprofiili Lankiluodon syvänteellä (piste 2) kerrostuneisuuskauden lopulla vuosina 2009, 2011 ja 2016.

13 4. Tulosten tarkastelu Tulokset vahvistavat sitä käsitystä, että Enonselän sisäinen fosforikuormitus on voimistunut laajamittaisen hapettamisen aloittamisen jälkeen (Niemistö ym. 2012). Vuonna 2010 nousu oli vielä lievää (Horppila & Niemistö 2011), mutta 2011 sisäinen kuormitus nousi tasolle, joka oli noin kaksinkertainen verrattuna hapetusta edeltävään aikaan. Vuonna 2016 sisäinen kuormitus oli edelleen tällä tasolla ja näyttää vielä hieman voimistuneen. Sisäisen kuormituksen kasvuun voivat vaikuttaa useat mekanismit, Mixox-hapetus nostaa pohjanläheisen veden lämpötilaa (Holmroos ym. 2016, Kuha ym., 2016), mikä voimistaa fosforivuota sedimentistä vesipatsaaseen (Marsden 1989, Jensen & Andersen 1992). Fosforin diffuusio sedimentistä veteen nopeutuu lämpötilan noustessa (Lewandowski & Hupfer 2005, Tammeorg ym. 2016). Lämpötilan nousu yhdessä pohjanläheisen happipitoisuuden nousun kanssa tehostaa lisäksi hajotustoimintaa ja voi voimistaa sedimentin orgaaniseen ainekseen sitoutuneen fosforin vapautumista (esim. Marsden 1989). Hapetuksen aiheuttama turbulenssi myös hidastaa sedimentoituvan aineksen laskeutumisnopeutta, voimistaa hajotusta vesipatsaassa ja kiihdyttää siten fosforin kiertoa (Gantzer ym. 2009). Hapetuspumppauksen aiheuttamat virtaukset ovat kerrostuneisuuskaudella tuntuvia vielä ainakin 200 m päässä hapettimesta ja voivat voimistaa sedimentin eroosiota. Tämä on todettu Enonselällä tehdyissä turbulenssimittauksissa (Niemistö ym. 2016). Resuspensionopeuden nousu voi johtua mm. siitä, että hapetus lyhentää kerrostuneisuuskautta ja resuspendoitumisen mahdollistava vesipatsaan sekoittuminen jatkuu loppukesällä ja syksyllä pidempään (Niemistö ym. 2012). Tätä johtopäätöstä tukee edelleen bruttosedimentaation maksimiarvon syntyminen selvästi aiemmin kesällä kuin ennen hapetuksen aloittamista. Voimistuvat tuulet ja lyhenevä jääpeiteaika vaikuttavat samaan suuntaan (Evans 1994, Niemistö & Horppila 2007), mutta näin lyhyellä aikavälillä (2009-2016) niiden vaikutuksella ei voida selittää sisäisen kuormituksen voimakasta kasvua. Samansuuntaisia tuloksia on saatu myös Tuusulanjärvellä. Vaikka hapettomuudesta johtuva sisäinen fosforikuormitus on Tuusulanjärvellä alentunut hapetuksen aloittamisen jälkeen, sisäisen kuormituksen kokonaismäärä ei ole alentunut vaan pikemmin noussut (Horppila ym. 2017). Aiempien tutkimusvuosien tapaan sisäinen kuormitus oli Enonselällä selvästi suurempaa kuin ulkoinen kuormitus, mutta on huomattava, että sisäisen ja ulkoisen kuormituksen lukemia ei voi sellaisenaan verrata toisiinsa. Sisäinen kuormitus kuvaa ravinteiden kiertoa järviekosysteemin sisällä, kun taas ulkoinen kuormitus kuvaa yksisuuntaista ravinteiden liikettä. Siksi hyvin tyypillisesti sedimentaatiomittauksiin perustuvat sisäisen kuormituksen lukemat ovat selvästi suurempia kuin ulkoinen kuormitus. Oleellisinta tässä tutkimuksessa onkin tarkastella sisäisen kuormituksen ajallista kehitystä ja hapetuksen vaikutusta siihen.

14 Sedimentin akkumuloituminen syvänteisiin voi vääristää sedimentaatiomittauksiin perustuvia laskelmia, mikäli sedimentinkeräimiä on vain syvännealueilla (Bloesch & Uehlinger 1986, Owens ym. 2009). Tässä tutkimuksessa sedimentaatio kuitenkin mitattiin aiempien Enonselän tutkimusten tapaan sekä kerrostuvilla syvännealueilla että matalilla ei-kerrostuvilla alueilla (Niemistö ym. 2010, 2012). Näin ollen akkumuloituminen ei ole tutkimuksessa merkittävä virhelähde ja eri vuosien mittaukset ovat vertailukelpoisia keskenään. Hapetuksen vaikutuksesta kerrostuneisuuskausi lyhenee ja sitä kautta syvänteen hapettomuudesta aiheutuva vuotuinen sisäinen fosforikuormitus todennäköisesti alenee (Horppila ym. 2015). Toisaalta syyskierto tapahtuu hapetuksen vaikutuksesta selvästi luontaista aikaisemmin, minkä vuoksi syvänteeseen kertynyt fosfori sekoittuu tuottavaan kerrokseen korkeamman lämpötilan ja voimakkaamman valaistuksen vallitessa kuin aiemmin, mikä voi voimistaa kasviplanktontuotantoa (Tammeorg ym. 2017). Vesipatsaan sekoittuminen näkyy alusveden PO4-pitoisuuksissa. Ennen hapetuksen aloittamista alusveden korkeimmat PO4 pitoisuudet havaittiin myöhemmin kuin hapetuksen aloittamisen jälkeen. Syvännehapetuksella olisi tämän vuoksi tärkeää saada pidettyä alusveden liukoisen fosforin pitoisuudet alhaisina. Vesijärvellä tämä näyttää onnistuvan viileinä kesinä. Kuumina kesinä pumpattavan veden lämpötilan noustessa korkealle alusvesi ei aina pysy hapellisena (Horppila ym. 2015). Tulokset viittaavat siihen, että sedimentin resuspensio voi olla lisääntynyt hapetuksen vaikutuksesta. On kuitenkin huomattava, että resuspensio ei välttämättä tuo vesipatsaaseen lisää kasviplanktonille käyttökelpoisia ravinteita. Resuspendoituvat partikkelit voivat luovuttaa veteen fosforia tai sitoa sitä vedestä (Søndergaard ym. 1992, Horppila & Nurminen 2001). Resuspension vaikutus riippuu mm, vesipatsaan ravinnekonsentraatiosta ja veden ph:sta (Søndergaard ym. 1992, Holmroos ym. 2009). Rehevissä järvissä voimakas perustuotanto kohottaa veden ph:ta ja tällöin resuspendoituvat partikkelit voivat luovuttaa veteen kasviplanktonille käyttökelpoista liukoista fosforia (Koski-Vähälä & Hartikainen 2001, Holmroos ym. 2009). Siten hapetuksen vaikutuksesta voimistuvan resuspension vaikutukset kasviplanktonbiomassalle eivät ole yksiselitteiset, mutta riski liukoisen fosforin saatavuuden lisääntymiselle kasvaa resuspension voimistuessa (Koski-Vähälä & Hartikainen 2001). Matalien alueiden tapahtuvan sisäisen kuormituksen vaikutus kasviplanktonbiomassaan voi olla voimakkaampi kuin syvänteiden alusvedessä tapahtuvan, koska matalilla alueilla vapautuva fosfori saavuttaa helpommin valaistun ja tuottavan kerroksen (Welch & Cooke 1995, Søndergaard ym. 2003). Sedimentin resuspensio voi myös siirtää runsaasti liukoista fosforia sisältävää huokosvettä vesipatsaaseen diffuusiota voimakkaammin (Reddy ym. 1996). Kasviplanktonbiomassa ei ole hapetuksen aloittamisen jälkeen alentunut, vaan on vaihdellut ennen hapetusta vallinneella tasolla (Kuoppamäki 2017).

15 Tulokset viittaavat siihen, että sisäinen fosforikuormitus ja kierto vesipatsaan sisällä ovat voimistuneet Enonselällä hapetuksen aloittamisen jälkeen vaikka hapettomien jaksojen kesto on lyhentynyt. Tähän voivat vaikuttaa useat mekanismit, kuten muuttuneet lämpöolot ja turbulenssi, voimistunut hajotustoiminta ja sedimentin resuspensio. Eri tekijöiden keskinäisen tärkeysjärjestyksen selvittäminen ei käytettävissä olevien aineistojen perusteella ole mahdollista. Mikäli kuitenkin kehityssuunta Vesijärvellä pysyy tulevina vuosina samanlaisena, voidaan harkita esimerkiksi pelkkään talviaikaiseen hapetukseen siirtymistä. 5. Kirjallisuus Baldwin, D. S. & Williams, J. (2007). Differential release of nitrogen and phosphorus from anoxic sediments. Chemistry and Ecology 23: 243-249. Bloesch, J. & Burns, N. M. (1980). A critical review of sediment trap technique, Schweizerische Zeitschrift für Hydrologie 42: 15-56. Bloesch, J. & Uehlinger, U. (1986). Horizontal sedimentation differences in a eutrophic Swiss lake. Limnology and Oceanography 31: 1094-1109. Boström, B,, Jansson, M. & Forsberg, C. (1982). Phosphorus release from lake sediments, Archiv für Hydrobiologie Beiheft 18: 5-59. Cooke, G. D., Welch, E. B., Peterson, S. A. & Nichols, S. A. (2005). Restoration and Management of Lakes and Reservoirs, 3 rd edition, Taylor & Francis, Boca Raton, London, ISBN 1-56670-625-4. Dodds, W. K. (2002). Freshwater Ecology, Concepts and Environmental Applications, Academic Press, San Diego, San Fransisco. Evans, R. D. (1994). Empirical evidence of the importance of sediment resuspension in lakes, Hydrobiologia 284: 5-12. Gasith, A. (1975). Tripton sedimentation in eutrophic lakes - simple correction for the resuspended matter. Verhandlungen der Internationalen Vereinigung für Theoretische und Angewandte Limnologie 19: 116-122. Gantzer, P.A., Bryant, L.D., Little, J.C. (2009). Effect of hypolimnetic oxygenation on oxygen depletion rates in two water-supply reservoirs. Water Research 43: 1700-1710. Holmroos, H., Horppila, J., Laakso, S., Niemistö, J. & Hietanen, S. (2016). Aeration-induced changes in temperature and nitrogen dynamics in a dimictic lake. Journal of Environmental Quality 45: 1359-1366. Holmroos, H., Niemistö, J., Weckström, K. & Horppila, J. (2009). Field experiment on the seasonal variation of resuspension-mediated aerobic release of phosphorus, Boreal Environment Research 14: 937-946 Horppila, J., Holmroos, H., Niemistö, J., Massa, I., Nygrén, N., Schönach, P., Tapio, P. & Tammeorg, O. (2017). Variations of internal phosphorus loading and water quality in a hypertrophic lake during 40 years of different management efforts. Ecological Engineering (revisio arvioitavana). Horppila, J., Köngäs, P., Niemistö, J. & Hietanen, S. (2015). Oxygen flux and penetration depth in the sediments of aerated and non-aerated lake basins. International Review of Hydrobiology 100: 106-115. Horppila, J. & Niemistö, J. (2008). Horizontal and vertical variations in sedimentation and resuspension rates in a stratifying lake effects of internal seiches. Sedimentology 55: 1135-1144. Horppila, J. & Niemistö, J. (2011). Vesijärven Enonselän sisäinen ravinnekuormitus 2010. Raportti 11 s. Horppila, J. & Nurminen, L. (2001). The effect of an emergent macrophyte (Typha angustifolia) on sediment resuspension in a shallow north temperate lake. Freshwater Biology 46: 1447-1455.

16 Horppila, J. & Nurminen, L. (2005). Effects of calculation procedure and sampling site on trap method estimates of sediment resuspension in a shallow lake. Sedimentology 52: 903-913. Hupfer, M. & Lewandowski, J. (2008). Oxygen controls the phosphorus release from lake sediments a long lasting paradigm in Limnology. International Review of Hydrobiology 93: 4-5: 415-432. Jensen, H.S. & Andersen, F.O., 1992. Importance of temperature, nitrate, and ph for phosphate release from aerobic sediments of four shallow eutrophic lakes. Limnology and Oceanography37: 577-589. Koski-Vähälä J. & Hartikainen, H. (2001). Assessment of the risk of phosphorus loading due to resuspended sediment. Journal of Environmental Quality 30: 960 966. Kuha, J. K., Palomäki, A. H., Keskinen, J. T., Karjalainen, J. S. (2016). Negligible effect of hypolimnetic oxygenation on the trophic state of Lake Jyväsjärvi, Finland. Limnologica 58: 1-6. Kuoppamäki, K. (2017). Vesijärven eläinplanktonin seurantatutkimus 1991-2016. Raportti, 23 s. Lappalainen, K. M. & Lakso, E. (2005). Järven hapetus. Teoksessa T. Ulvi & E. Lakso (toim.): Järvien Kunnostus, Edita, Suomen Ympäristökeskus, ISBN 951-37-4337-3, s, 151-168. Lappalainen, K. M., & Matinvesi, J. (1990). Järven fysikaalis-kemialliset prosessit ja ainetaseet. Teoksessa V. Ilmavirta (toim.): Järvien kunnostuksen ja hoidon perusteet, Yliopistopaino, Helsinki, s. 54-84. Lewandowski, J. & Hupfer, M. (2005. Effect of macrozoobenthos on two-dimensional small-scale heterogeneity of pore water phosphorus concentrations in lake sediments: a laboratory study. Limnology and Oceanography 50: 1106-1118. Liboriussen, L., Søndergaard, M., Jeppesen, E., Thorsgaard, I., Grünfield, S., Jakobsen, T. S. & Hansen, K. (2009). Effects of hypolimnetic oxygenation on water quality: results from five Danish lakes. Hydrobiologia 625: 157-172. Malinen, T. & Vinni, M. (2015). Tuusulanjärven ulappa-alueen kalasto vuonna 2014 kaikuluotauksen ja koetroolauksen avulla arvioituna. Tutkimusraportti, 12 s. http://www,tuusulanjarvi,org/wpcontent/uploads/2012/01/tuusulakaikurap2014.pdf Marsden, W.M. (1989). Lake restoration by reducing external phosphorus load, the influence of sediment phosphorus release. Freshwater Biology 21: 139-162. Niemistö, J. & Horppila, J. (2007). The contribution of ice cover to sediment resuspension in a shallow temperate lake - possible effects of climate change on internal nutrient loading. Journal of Environmental Quality 36: 1318-1323. Niemistö, J., Horppila. J. & Tamminen, P. (2010). Sisäinen ravinnekuormitus Vesijärven Enonselällä 2009. Raportti 12 s. Niemistö, J., Köngäs, P. Hietanen, S., Horppila, J. (2012). Sisäinen fosforikuormitus ja sedimentin hapenkulutus Vesijärven Enonselällä 2011. Raportti, 15 s. Niemistö, J., Köngäs, P., Härkönen, L. & Horppila J. (2016). Hypolimnetic aeration intensifies phosphorus recycling and increases organic material sedimentation in a stratifying lake: Effects through increased temperature and turbulence. Boreal Environment Research 21: 571-587. Owens, P. N., Walling, D. E., He, Q., Shanahan, J., Foster. I. D. L. (2009). The use of caesium-237 measurements to establish the sediment budget for the Start catchment. Devon, UK, Hydrological Sciences Journal 42: 405-423, Pettersson, K. (1998). Mechanisms for internal loading of phosphorus in lakes. Hydrobiologia 373/374: 21-25. Reddy, K.R., Fisher, M.M. & Ivanoff, D. (1996). Resuspension and diffusive flux of nitrogen and phosphorus in a hypereutrophic lake. Journal of Environmental Quality 25: 363 371. Salmi, P., Malin, I. & Salonen, K. (2014). Pumping of epilimnetic water into hypolimnion improves oxygen but not necessarily nutrient conditions in a lake recovering from eutrophication. Inland Waters 4: 425-434. Schauser, I. & Chorus, I. (2007). Assessment of internal and external lake restoration measures for two berlin lakes. Lake and Reservoir Management 23: 366-376.

17 Søndergaard, M., Jensen, J. P., & Jeppesen, E. (2003). Role of sediment and internal loading of phosphorus in shallow lakes. Hydrobiologia 506-509: 135-145. Søndergaard, M. Kristensen, P., Jeppesen, E. (1992). Phosphorus release from resuspended sediment in the shallow and wind-exposed Lake Arresø, Denmark. Hydrobiologia 1992: 228: 91-9. Tammeorg, O., Horppila, J., Tammeorg, P., Haldna, M. & Niemistö, J. (2016). Internal phosphorus loading across a cascade of three eutrophic basins: a synthesis of short- and long-term studies. Science of the Total Environment 572: 943-954. Tammeorg, O., Mõls, T., Niemistö, J., Holmroos, H. & Horppila, J. (2017). The actual role of oxygen deficit in water quality regulation: implications for lake restoration. Environmental Science & Technology (arvioitavana). Welch, E. B. & Cooke, G. D. (1995). Internal phosphorus loading in shallow lakes: importance and control. Lake and Reservoir Management 11: 273-281. Weyhenmeyer, G. A. (1997). Quantification of resuspended particles in sedimentation traps. Verhandlungen der Internationalen Vereinigung für Limnologie 26: 271-276.