Kiintoaineen partikkelikoko eri menetelmillä

Turvemaakäytön mahdollista vaikutusta kulkeutuvan kiintoaineksen partikkelimorfologiaan selvitet-tiin stereomikroskoopin ja kuvantunnistusohjelman avulla. Stereomikroskoopilla otetselvitet-tiin kuvia inten-siivikohteiden TIMS-keräinten kiintoainenäytteistä. Kuvat käsiteltiin digitaalisesti ja automaattinen kuvankäsittelyohjelmalla määritettiin partikkelien sekä flokkien muoto ja koko. Näytteiden partikke-likoon suuren vaihtelevuuden takia analysointi oli haastavaa eikä eri maankäyttömuotojen välille ha-vaittu tilastollisesti merkittävää eroa.

TIMS-näytteet analysoitiin edelleen laser diffraktioon perustuvan Beckman Coulter LS partikke-likokoanalysaattorilla. Menetelmällä saatiin edustava otos kiintoaineksen partikkelikoista intensiivi-alueilla. Suspendoituneen kiintoaineksen partikkelikoot vaihtelivat huomattavasti ajallisesti ja eri paikkojen välillä. Pilpaojan valuma-alueen kohteilla keskimääräinen epäorgaaninen partikkelikoko d50 oli 29,6 µm ja luonnollinen 46,7 µm. Vastaavasti Paskajoen kohteella epäorgaanisen jakeen d50 koko oli 35 µm ja luonnollinen 45,2 µm. Tulosten perusteella kummankin alueen partikkelikoot ovat samansuuruisia. Tulokset vastaavat alueella aikaisemmin mitattuja partikkelikokoja (Marttila ja Klöve 2014). Eri maankäyttömuotojen välillä ei havaittu eroja. Luonnollinen partikkelikoko oli selkeästi epäorgaanista jaetta suurempi. Tulosten perusteella intensiivikohteilla kulkeutuva kiintoaines kulkeu-tuu pääasiallisesti kiintoaine kolloideina tai flokkeina (kuva 6.11), jotka koostuvat yhteen kiinnitty-neistä orgaanisista jakeista (esim. kasvin osat, turve) ja epäorgaanisista jakeista.

50 Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015

Kuva 6.11. Pilpaojan kiintoainesta stereomikroskoopilla kuvattuna. (Kuvat Hannu Marttila)

6.3.6 Pohjasedimentin ominaisuudet

Pohjasedimenttinäytteiden huokosvesien pitoisuuksissa oli selkeä ero eri turvemaakäyttömuotojen välillä (Taulukko 6.3). Turvetuotannon kokonaistypen, kokonaisfosforin, fosfaattifosforin, orgaanisen hiilen sekä raudan pitoisuudet olivat korkeammat (p<0,05) kuin turvemetsätaloudesta otetuissa näyt-teissä. Kaikilta kohteilta ei saatu edustavaa näytettä, koska kertynyt sedimentti puuttui tai sitä oli vain vähän. Yhdeltäkään luonnontilaiselta näytepaikalta ei saatu edustavaa näytettä, ja näillä kohteilla ha-vaittiin vain pientä pintasedimentin kertymää. Näytteenotto suoritettiin nivamaisilta osuuksilta, joissa pintasedimentti vaihtuu säännöllisesti. Kaikissa kohteissa pyrittiin ottamaan näytteet samanlaisilta uoman alueilta. Siten saadut sedimenttinäytteet edustavat suhteellisen tuoretta laskeutunutta ainesta.

Turvetuotantoalueiden suuremmat huokosvesipitoisuudet voivat aiheutua tuotantoalueilta tulevasta suuremmasta ravinnekuormituksesta, joka kertyy alapuolisen vesistön sedimentteihin.

Taulukko 6.3. Pohjasedimentin huokosvedestä mitatut keskipitoisuudet ja keskihajonta. Luonnontilaisista purois-ta ei saatu näytettä sedimentin vähäisen määrän purois-takia.

Kokonaistyppi

Turvetuotanto 3815±3023 444±630 321±527 16616±14561 680±613 58±46

Turvemetsä 2353±1520 165±129 95±86 11500±5771 503±262 32±23

Tutkimuskohteiden pintasedimentin eroosioherkkyyttä mitattiin alipaine-putkimenetelmällä otetuista häiriintymättömistä näytteistä. CSM-laitteella mitattiin kriittinen eroosioarvo, joka määritetään opti-sen sameusarvon äkillisestä muutoskohdasta sedimentin lähtiessä liikkeelle. Kiintoaineen hallinnan kannalta tämä on tärkeä arvo, joka määrittää sedimentin fyysisen kyvyn vastustaa eroosiota.

Pintasedimentin eroosioherkkyys tutkimuskohteilla vaihteli välillä 0,01–0,42 N m^-2 ollen keski-määrin 0,11 N m^-2. Vastaavia arvoja on mitattu aikaisemmin orgaanisille sedimenteille (Marttila ja Klöve 2008). Tuloksissa ei havaittu eroja turvetuotannon (keskiarvo 0,12 N m^-2) ja turvemetsätalous-kohteiden (keskiarvo 0,12 N m^-2) välillä, mutta luonnontilaisilla alueilla mitattiin pienempiä eroosioherkkyyksiä (0,07 N m^-2) eli nämä alueet ovat herkempiä eroosiolle. Ero aiheutuu todennäköi-simmin maankäytöstä tulevasta epäorgaanisesta hienoaineksesta, joka stabiloi pohjasedimenttiä ja nostaa eroosioherkkyyden rajaa. Siten ojitetuilla alueilla eroosiota ei tapahdu yhtä herkästi kuin luon-nontilaisilla

Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015 51 6.4 Johtopäätökset

Kiintoaineen suodatuksessa käytettävä suodattimen huokoskoko vaikuttaa merkittävästi mitattavissa olevaan kiintoainekonsentraatioon. BioTar-projektin kohteiden vesinäytteistä Nucleopore 0,4 µm suodatin antoi keskimäärin 8,8 mg l^-1 eron verrattuna Whatman GF/C 1,2 µm suodattimeen. Ero oli samansuuruinen huolimatta siitä, otettiinko näyte luonnontilaisen, metsäojitus- tai turvetuotantoalueen alapuolisesta vesistöpisteestä. Suodattimien välinen ero johtuu todennäköisesti humuskompleksien ja hienojakoisen epäorgaanisen aineksen pidättymisen erosta suodattimille. Turvetuotannon alapuolisilla vesistöpisteillä mitattiin hieman suuremmat kiintoainepitoisuudet vesinäytteistä verrattuna turvemet-sätalouden ja luonnontilaisten alueiden alapuolisiin kohteisiin. Vastaavasti turvetuotannon alapuolisil-la kohteilalapuolisil-la kulkeutuva kiintoaine oli enemmän epäorgaanista kuin muilalapuolisil-la turvemetsätalouden aalapuolisil-laisilalapuolisil-la tai luonnontilaisilla alueilla. Suurempi epäorgaanisen jakeen määrä turvetuotantoalueiden alapuolisilla vesistöpisteillä havaittiin myös TIMS-kiintoaineen keräimissä. Turvemetsätalouden ja -tuotannon vaikutus havaittiin myös latvapuroihin kertyneissä pohjasedimenteissä. Luonnontilaisilla niva-alueilla havaittiin vain vähän kertynyttä sedimenttiä, mikä aiheutuu todennäköisesti siitä, että kertyvää sedi-menttiä tulee valuma-alueelta vähemmän. Pohjasedimentin huokosveden pitoisuuksissa, turvetuotan-non alapuolisissa latvapurojen sedimenteissä havaittiin selkeä ravinteiden, raudan, alumiinin ja liuen-neen hiilen kohonneet pitoisuudet.

Kiintoainekulkeuma BioTar-projektin intensiivikohteilla tapahtui pääsääntöisesti hetkellisten vir-taamahuippujen aikana, mitkä havaittiin jatkuvatoimisen sameusanturin avulla. Tämä on tyypillistä kiintoaineen kulkeutumiselle ja havaittu myös muissa virtavesissä. Kohteilla ei kuitenkaan onnistuttu kalibroimaan sameutta luotettavasti kiintoaineksen suhteen. Latvavesistöissä kiintoainepitoisuudet vaihtelevat huomattavasti ja nopeasti, minkä takia jatkuvatoiminen mittaus antaa tarkemman kuvan kulkeutuvasta aineksesta. Haasteena kuitenkin on humuspitoisissa vesissä sameuden kalibrointi vas-taamaan kiintoainepitoisuutta. Virhettä kalibrointiin aiheuttaa etenkin epäorgaanisen ja orgaanisen jakeen osuuksien sekä veden värin vaihtelut.

Kokemukset TIMS-keräinten käytöstä olivat hyviä. Nämä keräimet todettiin hyödyllisiksi laadul-lisen analyysiin, mutta ei määrälliseen (kuormitus) koska keräinten asennuskohdan paikalliset virtaus-olosuhteet vaikuttavat kertyvän kiintoaineksen määrään. TIMS-keräimistä saadut näytteet osoittivat kiintoaineksen kulkeutuvan flokkeina, joka koostuu orgaanisista (kasvin osat, jne) sekä epäorgaanisis-ta jakeisepäorgaanisis-ta. Typen ja hiilen isotooppeja hyväksi käyttäen TIMS-näytteistä ja valuma-alueilepäorgaanisis-ta otetuisepäorgaanisis-ta näytteistä analysoitiin orgaanisen kiintoaineksen lähteiden suhteelliset osuudet. Tuloksissa turve-maankäyttö erottui hallitsevaksi orgaanisen kiintoaineksen lähteeksi, verrattuna luonnollisiin partikke-limaisen orgaanisen aineksen lähteisiin. Muita merkittäviä orgaanisen kiintoaineen lähteitä olivat pu-rosedimentti ja -törmät. Projektissa saadut kokemukset osoittavatkin, että partikkelimaisen orgaanisen aineksen lähdettä voidaan erotella isotoopeilla latvavesistöolosuhteissa, mutta eri turvemaakäyttömuo-toja ei voida erotella toisistaan.

52 Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015

KIRJALLISUUS

Angradi, T. R. 1993. Stable carbon and nitrogen isotope analysis of seston in a regulated Rocky Mountain river, USA. Regulated Rivers:

Research & Management 8:251–270.

Ankers C, Walling DE, Smith RP. 2003. The influence of catchment characteristics on suspended sediment properties. Hydrobiologia 494:159–67.

Balesdent, J., C. Girardin, and A. Mariotti. 1993. Site-Related d13C of tree leaves and of Tree Leaves and Soil Organic Matter in a Temper-ate Forest. Ecology 74:1713–1721.

Ballantine DJ, Walling DE, Collins AL, Leeks GJL. 2008. The phosphorus content of fluvial suspended sediment in three lowland ground-water-dominated catchments. J Hydrol 357:140–51.

Chen, F., and G. Jia. 2009. Spatial and seasonal variations in δ 13 C AND δ 15 N of particulate organic matter in a dam-controlled subtropi-cal river. River Research and Applications 25:1169–1176.

Collins AL, Walling DE. 2004. Documenting catchment suspended sediment sources: problems, approaches and prospects. Progress in Physical Geography 28, 159–196.

Ford WI, Fox JF. 2014. Model of particulate organic carbon transport in an agriculturally impacted stream. Hydrological Processes 28(3), 662–675.

Jardine, T. D., W. L. Hadwen, S. K. Hamilton, S. Hladyz, S. M. Mitrovic, K. A. Kidd, W. Y. Tsoi, M. Spears, D. P. Westhorpe, V. M. Fry, F. Sheldon, and S. E. Bunn. 2014. Understanding and overcoming baseline isotopic variability in running waters. River Research and Applications 30:155–165.

Kendall, C., S. R. Silva, and V. J. Kelly. 2001. Carbon and nitrogen isotopic compositions of particulate organic matter in four large river systems across the United States. Hydrological Processes 15:1301–1346.

Kracht, O., and G. Gleixner. 2000. Isotope analysis of pyrolysis products from Sphagnum peat and dissolved organic matter from bog water.

Organic Geochemistry 31:645–654.

Mckinley R, Radcliffe D, Mukundan R. 2013. A streamlined approach for sediment source fingerprinting in a Southern Piedmont watershed, USA. J Soils Sediments 13, 1754–1769.

Martinez-Carreras N, Krein A, Gallart F, Iffly J-F, Hissler C, Phister L, et al. 2012. The influence of sediment sources and hydrologic events on the nutrients and metal content of fine-grained sediments (Attent River Basin, Luxembourg). 2012. Water Air Soil Pollut 223:5685–705.

Marttila H, Klöve B. 2008. Erosion and delivery of deposited peat sediment. Water Resources Research, WR006486.

Marttila H, Saarinen T, Celebi A, Klöve B. 2013. Transport of particle-associated elements in two agriculture-dominated boreal river sys-tems. Science of Total Environment, 461–462, 693–705.

Marttila H, KløveB. 2014. Spatial and temporal variation in particle size and particulate organic matter content in suspended particulate matter from peatland-dominated catchments in Finland. Published on-line.

Parnell AC, Inger R, Bearhop S, Jackson AL. 2010. Source partitioning using stable isotopes: coping with too much variation. Plos one, DOI: 10.1371/journal.pone.0009672.

Phillips JM, Russell MA, Walling DE. 2000. Time-integrated sampling of fluvial suspendedsediment: a simple methodology for small catchments. Hydrol Process 14:2589–602.

Russell MA, Walling DE, Hodgkinson RA. 2000. Appraisal of a simple sampling device forcollecting time-integrated fluvial suspended sediment samples. In: Stone M, editor.The role of erosion and sediment transport in nutrient transport. Wallingford: IAHS press; p.

119–27.

Schindler Wildhaber Y., Liechti R., Alawell C. 2012. Organic matter dynamics and stable isotope signature as tracers of the sources of suspended sediment. Biogeosciences 9, 1985–1996.

Smith T.A., Owens P.N. 2010. Impact of land use activities on fine sediment-associated contaminants, Quesnel River Basin, British Colum-bia, Canada. In: Banasik K, Horowitz AJ, Owens PN, Stone M, Walling DE, editors. Sediment dynamics for a changing future. Wall-ingford: IAHS Press. p. 37–43.

Syväranta, J., Hämäläinen, H. & Jones, R.I. 2006. Within lake variability in carbon and nitrogen stable isotope signatures. Freshwater Biol.

51: 1090–1102.

Svahnbäck, L. 2010. Precipitation-induced runoff and leaching from milled peat mining mires by peat types: a comparative method for estimating the loading of water bodies during peat production. University of Helsinki, Faculty of Science, Department of Geology.

PhD thesis.

Tuukkanen T., Marttila H., KløveB. 2014. Effect of soil properties on peat erosion and suspended sediment delivery in peat extraction sites.

Water Resources Research, published on-line.

Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015 53

7. CDOM – liuenneen orgaanisen hiilen laatu

Jonna Kuha, Toni Roiha, Mika Nieminen ja Hannu Marttila

7.1 Johdanto

Liuenneen eloperäisen (orgaanisen) aineksen eli humuksen värillinen osa (CDOM, coloured dissolved organic matter) aiheuttaa luonnonvesien tummuuden yhdessä raudan kanssa värin vaihdellessa mus-tasta vaalean keltaiseen. Humus sisältää veteen liuenneita suurikokoisia molekyylejä, jotka ovat peräi-sin valuma-alueelta (terrestrinen humus) tai vesistössä tapahtuvasta biologisesta tuotannosta (autokto-ninen humus). Humus vaikuttaa vedessä valoympäristöön, lämpötilan jakautumiseen, mikrobi-tuotantoon, hapenkulutukseen ja happamuuteen sekä sitoo itseensä metalleja ja ympäristömyrkkyjä vähemmän biosaatavaan muotoon. Humusvedet ovat yleensä lievästi happamia ja niillä on myös hyvä puskurikyky, toisin sanoen kyky vastustaa pH:n muutosta (Lydersen 1998).

Veteen liuennut terrestrinen humus saa alkunsa maaperän orgaanisesta kiintoaineesta (Huom! Eri asia kuin maaperäekologiassa myös käytetty käsite ”humus”), ja sen ominaispiirteet määräytyvät va-luma-alueen humuslähteistä. Hajotus- ja hapetusprosessit muokkaavat humusaineet liukoisiksi ja sil-loin suurin osa orgaanisesta aineesta on erilaisina fulvohappoina, humushappoina ja humiineina, jotka koostuvat hiilestä, hapesta ja vedystä sekä typestä ja voivat sisältää erilaisia sokeri- ja valku-aisaineryhmiä (Hessen ja Tranvik 1998). Nämä humuksen perusrakenteet ovat liukenemisen jälkeen varsin resistenssejä lisähajoamiselle. Vesistötutkimuksessa liuenneen ja kiinteässä muodossa esiinty-vän humuksen erotuksena on käytetty suodattimen huokoskokoa 0,2–0,7 µm (Benner 2003), optisissa tutkimuksissa usein (myös tässä) huokoskokoa 0,22 µm.

Tässä tutkimuksessa käytetyt menetelmät perustuvat värillisen liuenneen orgaanisen aineen optis-ten ominaisuuksien vaihteluun valon eri aallonpituusalueilla. Perinteinen veden värin mittaus perustuu valon absorboitumiseen yhdellä standardoidulla aallonpituudella (420 nm) ja veden värin tiedetäänkin korreloivan hyvin liuenneen orgaanisen hiilen (DOC) määrän kanssa. Humus imee (absorptio) itseen-sä itseen-säteilyä UV- ja näkyvän valon aallonpituuksilla, mutta osa tästä valosta heijastuu takaisin (fluore-senssi). Osa heijastuvasta, fluoresoituvasta valosta voi olla myös jo kerran absorboitunutta valoa, joka molekyylin läpi kulkiessaan muuttaa aallonpituutta, toisin sanoen väriään. Kun liuennutta humusta sisältävää vesinäytettä valaistaan spektrofotometrillä (absorbanssin mittaus) tai spektrofluorometrillä (fluoresenssin mittaus) eri aallonpituuksilla, saadaan selville miten paljon valoa humus sitoo tai millä aallonpituuksilla humus heijastaa valoa takaisin. Eri lähteistä tulevassa humuksessa sen perusraken-teiden molekyylit esiintyvät eri suhteessa ja reagoivat herätevaloon eri tavalla. Humuksen laadun tut-kimus optisten CDOM -menetelmien avulla onkin kasvava tuttut-kimushaara humuksen määrää kuvaavi-en muuttujikuvaavi-en (väri, DOC) tueksi (Jaffé ym. 2008, Fellman ym. 2010). Mkuvaavi-enetelmä on halpa ja helppo tapa saada lisätietoa humusvesien ominaisuuksista vain muutamasta millilitrasta suodatettua näytevet-tä ilman monimutkaisia kemiallisia analyysejä.

7.2 Aineisto ja menetelmät

Laboratoriossa kohteiden vesinäytteistä suodatettiin tislatulla vedellä huuhdellun 0,22 µm selluloosa-asetaattisuodattimen läpi 40 ml CDOM-näyte, jota säilytettiin pimeässä ja viileässä kaikkien näyttei-den yhtäaikaiseen optiseen mittaukseen asti. Näytteistä aiemmin määritettiin myös DOC.

54 Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015

Absorbanssimittauksissa käytettiin Cary 100 UV-Vis -spektrofotometriä (Varian Inc. Walnut Creek, USA, 1 cm happopesty kvartsikyvetti). Absorbanssikäyrä mitattiin yhden nanometrin välein, välillä 220–850 nm ja korjattiin tislatulla vedellä. Absorptiomittauksista (Aλ) määritettiin absorptiokerroin (aλ) aallonpituudella 320 nm käyttämällä kaavaa

aλ = 2.303/L x A

jossa L on kyvetin pituus metreinä (Mitchell ym. 2002).

Absorptiokerrointa 320 nm (a320) käytetään yleisesti näytteen värillisen hiilen pitoisuuden mittaami-seen (Kuva 4.1). Lisäksi laskettiin UV-absorbanssi indeksi (SUVA254) DOC-normalisoiduista absor-bansseista aallonpituudella 254 nm (Weishaar ym. 2003). SUVA254:ää käytetään terrestrisen hiilen määrän arviointiin (Hood ym. 2003, 2005).

Fluoresenssimittauksiin (Cary Varian Eclipse Fluorescence Spectrophotometer, Varian Inc.

Walnut Creek, USA, 1 cm happopesty kvartsikyvetti) käytettiin kahta erilaista menetelmää, synkro-noitua fluoresenssia (SF) ja eksitaatio-emissio matriisimittausta (EEM).

SF-mittauksessa eksitaatio ja emissio mitattiin yhdenaikaisesti 14 nm välillä (esim. eksitaatio 200 nm ja emissio 214 nm) 200–700 nm alueelta. Aineistolle tehtiin sirontakorjaukset (Mobed ym. 1996) ja kalibroitiin tislatulla vedellä. Tulokset muutettiin standardoiduiksi Raman-yksiköiksi (R.U.), joista laskettiin 470 nm ja 360 nm emissioiden intensiteettien suhde (HI, humification index), jonka on ha-vaittu kuvaavan humuksen aromaattisuutta (Kalbitz ym. 1999).

EEM-mittauksessa näytteeseen lähetettiin (eksitaatio) ja siitä mitattiin takaisin heijastunutta (emissio) valoa usealla eri aallonpituudella (eksitaatio välillä 220–450 nm, 5 nm välein, emissio välil-lä 240–600, 2 nm välein). Mittauksista koostettiin matriisi, jolle tehtiin sekä laitekohtaiset-, että siron-takorjaukset (McKnight ym. 2001, Stedmon ym. 2003, Markager ja Vincent 2000). Standardoiduiksi Raman-yksiköiksi muutetut tulokset analysoitiin käyttämällä MATLAB 2008b, DOMfluor 1.7 tool-box ohjelmistopakettia, jonka avulla EEM:sta muodostetaan PARAFAC-malli (parallel factor ana-lysis, Stedmon ym. 2003). Malli jakaa tilastollisesti kunkin näytteen EEM:in sisältämän intensiteetti-tiedon eksitaatio-emissio parien yhteisesiintymisen mukaan useiksi eri komponenteiksi (Stedmon ym.

2008), jotka kirjallisuudessa on todennettu kuuluvan eri humuslähteisiin (Fellman ym. 2010). BioTar-projektissa käytetty malli sisältää yhteensä 315 näytettä erilaisista humusvesistä, jotka jaettiin seitse-mään eri komponenttiryhseitse-mään (C1–C7).

Mallin lisäksi emissioiden 450 nm ja 500 nm intensiteettien suhde ekstitaatioaallonpituudelta 370 nm (FI, fluorescence index) laskettiin kuvastamaan mikrobituotannosta lähtöisin olevan humuksen osuuden muutosta (McKnight ym. 2001).

Näiden humuksen ominaisuutta kuvaavien muuttujien (S289, komponentit C1–C7, HI-indeksi ja FI-indeksi) avulla tutkittiin humuksen laadun vaihtelua vuodenaikaisesti eri maankäyttömuotojen välillä sekä valuma-alueen ojituspinta-alan mukaan.

Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015 55

Kuva 7.1. Liuenneen orgaanisen hiilen (DOC) määrän suhde veden väriin (a320) BioTar-projektin kohteiden CDOM-analyysissä.

7.3 Tulokset ja niiden tarkastelu

BioTar-projektin kohteiden DOM oli UV-absorbanssi indeksin (SUVA254) mukaan vahvasti pigmen-toitunutta (Kuva 7.2). Humuksen aromaattisuutta kuvaava HI-indeksi laski syksyä kohti kohteilla (Kuva 7.3).

Kuva 7.2. UV-absorbanssi indeksi (SUVA254) (keskiarvo ja keskivirhe) BioTar-projektin kohteilla eri näytteenot-tokuukausina.

3 3,5 4 4,5 5 5,5 6 6,5

SUVA254

Luonnontilainen Turvemetsätalous Turvetuotanto

56 Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015

Kuva 7.3. HI-indeksi (keskiarvo ja keskivirhe) BioTar-projektin kohteilla eri näytteenottokuukausina.

PARAFAC-mallin seitsemästä eri komponentista (Kuva 7.4) yleisin oli C2, jonka alkuperä on terrest-rinen. Tämän jälkeen yleisimmät olivat C1 ja C7, joista C1 on selkeästi mikrobituotannosta vapautu-nutta humusta ja C7 proteiineja sisältävä ryhmä, jolla on useita lähteitä (Taulukko 7.1). Näiden lisäksi esiintyi pieninä määrinä komponentteja C3–C6, jotka runsastuivat näytteissä kesäkuukausina (Kuva 7.5). C3 on C1 komponentin kaltainen vesistön sisäisestä tuotannosta lähtöisin oleva humuskompo-nentti, kun taas C4 ja C6 ovat soisiin ja metsäisiin valuma-alueisiin liitettyjä molekyylipainoltaan raskaita humushapon kaltaisia komponentteja. C5 on terrestristä fulvohappoa. Komponenttien esiin-tymisessä ei havaittu tilastollisesti merkitsevää eroa eri maankäyttömuotojen välillä eri kuukausina.

Sen sijaan C1 korreloi positiivisesti ojittamattoman turvemaan osuuden kasvun kanssa (Spearman, r=0,237, p=0,001, n=84) ja C2 ojitetun turvemaan osuuden kanssa (Spearman, r=0,237, p=0,003, n=84).

0,3 0,4 0,5 0,6 0,7 0,8 0,9

HI Luonnontilainen

Turvemetsätalous Turvetuotanto

Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015 57

Kuva 7.4. PARAFAC-mallin erottamat seitsemän erilaista CDOM-komponenttia. Yleisin BioTar-projektin kohteilla oli komponentti 2, joka on maaperästä lähtöisin olevaa, pääosin humushapoista koostuvaa ja vesistössä jo hie-man hajonnutta humusta.

58 Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015

Taulukko 7.1. Yhteenveto näytteissä esiintyvistä CDOM-komponenteista ja niiden fluoresenssin intensiteettipiik-kien sijainnista sekä lähteistä kirjallisuuden mukaan.

Komponentti Ex.

C1 260–275 nm 448–478 nm M mikrobituotanto, pelkistynyt,

humushapon kaltainen

C2 <250 nm 432–458 nm T maaperä, fulvohapon kaltainen,

yleinen

C3 <250 nm 320–340 nm 396–422 nm A, M vesistössä tapahtuvasta

tuotan-nosta, mikrobituotantuotan-nosta, varsinkin soisilla ja metsäisillä valuma-alueilla

C7 270–290 nm <250 nm 326–350 nm T, A, M useita lähteitä, proteiininkaltainen

*T, terrestrinen, maaperän orgaaninen aines; A, vesistössä tapahtuva tuotanto; M, mikrobituotanto; E, epäselvä

†Fellman ym. (2010)

Kuva 7.5. Komponenttien jakautuminen kohteilla näytteenottokuukausina.

FI-indeksin vuotuinen keskiarvo 1,52 oli terrestrinen FI-asteikolla voimakkaan terrestrisestä (1,4) voimakkaan mikrobiseen (1,9) (Kuva 7.6).

Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015 59

Kuva 7.6. FI-indeksi (keskiarvo ja keskivirhe) BioTar-projektin kohteilla eri näytteenottokuukausina.

7.4 Johtopäätökset

Valuma-alueen ojitusasteella havaittiin olevan vaikutus humuksen koostumukseen. Mikrobituotannos-ta alkunsa saavan hiilen komponentin (C1) osuus kasvoi ojitMikrobituotannos-tamattoman turvemaan osuuden kasvaes-sa ja maaperästä lähtöisin olevan komponentin (C2) osuus kasvoi ojitusprosentin kasvaeskasvaes-sa. Turve-maiden ojitus vaikuttaisi siten lisäävän terrestrisen hiilen osuutta, kun taas ojittamattomilla alueilla UV-valo sekä mikrobitoiminta ehtivät hajottaa humusta pidemmälle. Tutkimuskohteilla vesistön si-säisen tuotannon vapauttamien humusyhdisteiden määrä kasvoi kesäkuukausina matalan virtaaman jaksolla. Tämä näkyi myös S289-indeksin kasvuna. Autoktonisen humuksen suhteellisen määrän kas-vu onkin yhdistettävissä vesistössä tapahtuvaan biologiseen tuotantoon (Fellman ym. 2010). Maape-rästä lähtöisin olevan humuksen osuus kasvoi syksyn myötä kaikilla kohteilla ja samalla humuksen aromaattisuus HI-indeksin mukaan laski. FI-indeksin kasvu syksyllä kertoo humuksen mikrobihajo-tuksen lisääntymisestä. Terrestrisen humuksen huuhtoutumisen tiedetään olevan pitkälti kiinni vallit-sevista hydrologisista olosuhteista (Fellman ym. 2010). Vaihtelut virtaamassa vaikuttavat humuksen huuhtoutumiseen lyhyellä aikavälillä, kun taas vuotuinen sadanta vaikuttaa kokonaishuuhtoumaan (Strohmeier ym. 2013). Tämä voi osaltaan olla syynä sille, että eri maankäyttömuotojen (turvetuotan-to, turvemetsätalous ja luonnontilainen valuma-alue) välillä ei havaittu tilastollisesti merkitsevää eroa humuksen laadun suhteen. Sen sijaan valuma-alueen ojitusasteella oli vaikutusta humuksen koostu-mukseen, sillä suurempi ojitusaste tuotti enemmän terrestristä humusta. Aiempien tutkimusten mu-kaan viime vuosien lämpimät syksyt, jolloin routajakson alku on myös viivästynyt, ovat nostaneet vesistöjen humuspitoisuutta ja väriä (Sarkkola ym. 2013). Tämä on nähtävissä DOC-pitoisuuksien ja värin kasvuna eri alueilla. Syksyä kohti runsastuva humus on tyypillisesti terrestristä humusta, joka jatkaa hajoamistaan vesistössä kuluttaen happea.

1,2

60 Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015

KIRJALLISUUS

Benner, R. 2003. Molecular indicators of the bioavailability of dissolved organic matter. In Aquatic Ecosystems: Interactivity of dissolved organic matter Eds. Findlay, S.E.G. & Sinsabaugh, R.L. Elsevier (USA).

Fellman J.B., Hood, E. & Spencer, R.G.M. 2010. Fluorescence spectroscopy opens new windows into dissolved organic matter dynamics in freshwater ecosystems: a review. Limnol. Oceanogr. 55(6), 2452–2462.

Hessen D.O. & Tranvik L.J. 1998.Humic substances as ecosystem modifiers – Introduction. In Aquatic humic substances Eds. Hessen D.O.

ja Tranvik L.J. Springer-Verlag (Germany)

Hood, E., McKnight, D.M. & Williams, M.W.2003. Sources and chemical quality of dissolved organic carbon (DOC) across an al-pine/subalpine ecotone, Green Lakes Valley, Colorado Front Range, United States, Wat. Resour. Res. 39:1188.

Hood, E., Williams, M.W. & McKnight, D.M. 2005. Sources of dissolved organic matter (DOM) in a Rocky Mountain stream using chemi-cal fractionation and stable isotopes, Biogeochem. 74:231–255.

Jaffe, R., McKnight, D., Maie, N., Cory, R., McDowell, W.H. & Campbell, J.L. 2008. Spatial and temporal variations in DOM composition in ecosystems: the importance of long-term monitoring of optical properties. Journal of Geophysical Research 113, G04032.

Kalbitz, K., Geyer W., & Geyer S. 1999. Spectroscopic properties of dissolved humic substances – a reflection of land use history in a fen area. Biogeochemistry 47: 219–238.

Lydersen E. 1998. Humus and acidification. In Aquatic humic substances Eds. Hessen D.O. ja Tranvik L.J. Springer-Verlag (Germany) Markager, S. & Vincent, W.F. (2000). Spectral light attenuation and absorption of UV and blue light in natural waters, Limnol. Oceanogr.,

45: 642–650.

McKnight D.M.E., Boyer, E.W., Westerhoff, P.K., Doran ,P.T., Kuble, T. & Andersen, D.T. 2001. Spectrofluorometric characterization of dissolved organic matter for indication of precursor organic material and aromaticity. Limnol. Oceanogr. 46, 38–48.

Mitchell, B.G., Kahru, M., Wieland, J. & Stramska, M. 2003. Determination of spectral absorption coefficients of particles, dissolved mate-rial and phytoplankton for discrete water samples. In: Mueller JL, Fargion GS, McClain CR (Eds) Ocean optics protocols for satellite ocean color sensor validation, Revision 4, Vol. IV, NASA/TM-2003-211621/R, Goddard Space Flight Center, Greenbelt, Md, s. 39–

Mobed, J.J., Hemmingsen, S.L., Autry, J.L. & McGown, L,B, 1996. Fluorescence characterization of IHSS humic substances: total lumines-56.

cence spectra with absorbance correction. Environ. Sci. Technol. 30:3061–3065.

Sarkkola S., Nieminen, M., Koivusalo, H., Laurén, A., Kortelainen, P., Mattsson, T., ym. 2013. Iron concentrations are increasing in surface waters from forested headwater catchments in eastern Finland. Science of the Total Environment 463–464: 683–689.

Stedmon, C.A., & Bro, R. 2008.Characterizing DOM fluorescence with PARAFAC: A tutorial. Limnol. Oceanogr.: Methods 6: 572–579.

Stedmon, C.A., Markager, S. & Bro, R. 2003. Tracing dissolved organic matter in aquatic environments using a new approach to fluores-cence spectroscopy Mar. Chem. 82: 239–254.

Strohmeier, S., Knorr, K-H., Reichert, M., Frei, S., Fleckenstein, J. H., Peiffer, S. & Matzner, E. 2013. Concentrations and fluxes of dis-solved organic carbon in runoff from a forested catchment: insights from high-frequency measuements. Biogeosciences 10: 905–916.

Weishaar, J.L., Aiken, G.R., Bergamaschi, B.A., Fram, M.S., Fujii, R. & Mopper, K. 2003. Evaluation of specific 585 ultraviolet absorbance as an indicator of the chemical composition and reactivity of dissolved organic carbon, Environ. Sci. Technol. 37: 4702–4708.

Suomen ympäristökeskuksen raportteja 11/2015 61

8. Vesisammalmenetelmä

Elina Heikkala, Minna Kuoppala, Satu Maaria Karjalainen, Osmo Murtovaara, Hannu Marttila ja Tiina Nokela

8.1 Johdanto

Vesisammaleet sitovat metalleja solukkoihinsa ja indikoivat siten maankäytön vaikutuksia. Tässä työssä pyritään selvittämään, miten valuma-alueen yläpuolinen maankäyttö vaikuttaa vesisammaliin kertyviin rauta- ja alumiinipitoisuuksiin. Lisäksi tutkitaan, voiko vesisammalmenetelmää käyttää rau-ta- ja alumiinikuormituksen seurantaan turvetuotannon ja turvemetsätalouden alapuolisissa uomissa.

Kirjallisuusosuudessa selvitetään vesisammalten ja erityisesti isonäkinsammalen (Fontinalis

Kirjallisuusosuudessa selvitetään vesisammalten ja erityisesti isonäkinsammalen (Fontinalis

In document Uusia menetelmiä turvemaiden käytön vesistövaikutusten arviointiin latvavesistöissä. BioTar-projektin loppuraportti. (sivua 51-0)