Fosforin rooli järvien ekosysteemiperusteisessa hoidossa

(1)

FOSFORIN ROOLI JÄRVIEN EKOSYSTEEMI- PERUSTEISESSA HOIDOSSA

TIINA OSMALA

Pro gradu -tutkielma Itä-Suomen yliopisto Ympäristö- ja biotieteiden laitos

Biologia

2021

(2)

ITÄ-SUOMEN YLIOPISTO

Ympäristö- ja biotieteiden laitos, biologia

OSMALA, TIINA: Fosforin rooli järvien ekosysteemiperusteisessa hoidossa.

Pro gradu -tutkielma (40 op), 45 s.

Marraskuu 2021

avainsanat: ekosysteemiperusteinen, vesienhoito, kalastus, kalastuksen säätely TIIVISTELMÄ

Fosforin rooli järviekosysteemien tuottavuuden säätelijänä on merkittävä, minkä takia järven fosforipitoisuuden muuttuminen voi aiheuttaa suuria muutoksia ekosysteemin toimintaan. Ih- mistoiminnan seurauksena järvien fosforikuormitus on yleisesti lisääntynyt, ja järvien rehevöi- tymisestä on tullut maailmanlaajuinen ongelma. Liiallista fosforimäärää pyritään usein alenta- maan hoitokalastuksella, jossa järven särkikalakantaa pienennetään tarkoituksellisesti. Luon- taisten särkikalakantojen romauttamista ei kuitenkaan voida pitää kestävyysnäkökulmien mukaisena. Tämän tutkimuksen tarkoituksena oli tarkastella fosforin suhdetta järven vedenlaatuun sekä kasviplanktonin ja kalaston ominaisuuksiin. Lisäksi selvitettiin, kuinka suurta osaa järviin kohdistuvasta fosforikuormituksesta pystytään kompensoimaan ekosysteemiperusteisen jär- vienhoidon periaatteiden mukaisella särkikalojen kestävällä kalastuksella.

Tutkimusaineistona käytettiin rehevyystasoltaan vaihtelevien suomalaisten järvien vedenlaatu- kasviplankton- ja koeverkkokalastustuloksia, sekä järviin kohdistuvan fosforikuormituksen arvioita. Fosforin selittävyyttä tarkastelluille muuttujille selvitettiin lineaarisella ja epäline- aarisella regressioanalyysillä, sekä fosforiluokkiin perustuvalla tarkastelulla. Kestävän kalastuksen vesienhoidollista vaikuttavuutta arvioitiin yhtälöillä, jotka esittävät särkikalojen kalastuksen mukana poistuvan fosforin ja vähenevän kalojen aiheuttaman suoran fosforikuormituksen osuuden valituista fosforikuormitusarvoista, tai kuormituksen vähennystarpeesta. Lisäksi arvioitiin särkikalojen merkitystä sisäisen kuormituksen aiheuttajana vertaamalla särkikalabio- massan aiheuttamaa suoraa fosforikuormitusta sisäisen kuormituksen arvoihin.

Kokonaisfosforipitoisuus selitti voimakkaasti järven perustuotantoa indikoivia muuttujia ja veden sameutta. Voimakas suhde ravinteiden määrän ja perustuotannon välillä osoittaa järvien resurssisäätelyn tärkeyttä. Kokonaisfosforipitoisuus selitti hyvin särkikalojen biomassayksik- kösaalista, mutta ei juurikaan petokalojen yksikkösaalista. Petokalojen suhteellinen osuus ka- lastosta pienenee fosforipitoisuuden kasvaessa, mihin voi, kalastuksen ohella, vaikuttaa särki- ja petokalojen poikasvaiheiden keskinäinen kilpailu samasta ravinnosta. Särkikalat ovat rehe- vissä olosuhteissa parempia kilpailijoita, eikä niihin kohdistu yhtä voimakasta kalastuspainetta kuin petokaloihin. Järvien rehevyyttä indikoivat ilmiöt, kuten runsastuvat sinileväkukinnot ja vinoutunut särki- ja petokalojen suhde yleistyivät 30 µg l^-1 fosforipitoisuuden ylityttyä.

Kestäväksi arvioidut kalansaaliiden määrät olivat huomattavasti vedenlaadun muutosta tavoittelevan perinteisen hoitokalastuksen kalastusmääriä alhaisempia. Järviin kohdistuvasta si- säisestä tai ulkoisesta fosforikuormituksesta oli tarkastellusta kuormitusarvosta riippuen kestä- vällä kalastuksella kompensoitavissa vain 0,7–11,7 %:a. Ulkoisen kuormituksen vähennystar- peen kompensaatioprosentit olivat suurempia vaihdellen 0,8–35,8 %:n välillä. Kun kalastuksen myötä vähenevä kalojen aiheuttama suora fosforikuormitus huomioitiin poistuvana fosforina, kompensaatioprosentit kaksinkertaistuivat. Särkikalojen kestävällä kalastuksella ei voida odot- taa saavutettavan näkyvää vedenlaadun parannusta, mutta sillä voidaan tasata petokaloihin kohdistuvaa vinoutunutta kalastuspainetta. Kestävän kalastuksen käyttö ekosysteemiperustei- sena fosforitasapainon säilyttäjänä voi toimia tilanteessa, jossa järven ulkoinen fosforikuormitus on pientä. Yleisesti valuma-alueelle suunnatut toimenpiteet ovat ensisijaisia rehevöitynei- den järvien hoitokeinoja.

(3)

UNIVERSITY OF EASTERN FINLAND

Department of Environmental and Biological Sciences, biology

OSMALA, TIINA: The role of phosphorus in ecosystem-based management of lakes.

MSc. Thesis (40 cp), 45 pp.

November 2021

keywords: ecosystem-based, water management, fishing, fisheries regulation SUMMARY

Phosphorus has an important role in regulating the productivity of lake ecosystems, and changes in the phosphorous concentration can alter ecosystem functioning significantly. Human actions increase phosphorus loading to lakes and eutrophication has become a world-wide problem.

Biomanipulation, where the abundance of cyprinids is lowered intentionally, is often used to decrease excess amount of phosphorus. The intentional overfishing of cyprinid stocks does not meet the sustainability criteria for fisheries. The purpose of this study was to understand the relationships between phosphorus concentration and water quality, phytoplankton, and fish, and to evaluate how much of the phosphorus load can be compensated by sustainable fishing of cyprinids along the principles of ecosystem-based management.

Water quality, phytoplankton, and experimental gill-net fishing results of study lakes with varying eutrophication levels, as well as estimates for phosphorus load in the lakes were used as research material. The role of phosphorus in explaining the response variables was deter- mined using linear and non-linear regression analysis, and by comparative analysis based on phosphorus classes. The water management effectiveness was assessed with equations yielding the amount of phosphorus removed, and the amount of direct fish-induced phosphorus load decreased by sustainable fishing. These amounts were compared to selected phosphorus load values, or the need for external load reduction to get the proportion of the phosphorus loss by fishing. In addition, the importance of cyprinids as a cause of internal loading was evaluated by comparing the direct phosphorus load caused by fish biomass to the values of internal loads.

Total phosphorus concentration strongly explained variation in variables reflecting primary production and water turbidity. The strong relationship between nutrient levels and primary production demonstrates the importance of bottom-up regulation of the lake ecosystems. The total phosphorus concentration explained well the cyprinid catch per unit of effort, but weakly the catches of piscivorous fishes. The relative biomass of piscivorous fish compared to cyprinids decreased as the phosphorus concentration increased which could be a result of the com- petition between the juvenile stages of cyprinid and piscivorous fishes. Cyprinids are stronger competitors in eutrophic conditions, and they are not subjected to as strong fishing pressure as piscivorous fishes. Phenomena indicating the eutrophication of the lake, such as abundant blue- green algal blooms and skewed ratio of cyprinid and piscivorous fish, is more common at phosphorus concentration above 30 µg l^-1.

Sustainable catches of cyprinids were significantly lower than those of traditional biomanipulation catches aiming at water quality improvement. Depending on the load value considered, 0.7–11.7 % of the internal or external phosphorus load on the lakes was compensable by fishing.

The compensation percentages for the need of external phosphorus load reduction were higher, ranging from 0.8 to 35.8 %. When the decreasing direct phosphorus load caused by cyprinid fish was considered as removed phosphorus, the compensation percentages doubled. Signifi- cant improvement in water quality cannot be expected by sustainable fishing, though it can offset the strong fishing pressure on piscivorous fish. The use of sustainable fishing as an ecosystem-based lake management method can work in a situation where the need to reduce the external phosphorus load to the lake is sufficiently small. Efforts in the catchment area would usually be preferable ways to decrease phosphorous load.

(4)

SISÄLLYSLUETTELO

1JOHDANTO ...5

2FOSFORI JÄRVIEKOSYSTEEMEISSÄ ...6

3TUTKIMUKSEN TAVOITTEET ...9

4AINEISTO JA MENETELMÄT ...9

4.1 Aineiston lähteet ...9

4.2 Vedenlaadun ja fosforin suhteiden tilastollinen tarkastelu ... 11

4.3 Kasviplanktonin ja fosforin suhteiden tilastollinen tarkastelu ... 11

4.4 Kalaston ja fosforipitoisuuden välisen suhteen tilastollinen tarkastelu ... 12

4.5 Kestävä hoitokalastus ... 12

5TULOKSET ... 16

5.1 Vedenlaatu ... 16

5.2 Kasviplankton ... 19

5.3 Kalasto... 22

6TULOSTEN TARKASTELU ... 28

6.1 Vedenlaatu ... 28

6.2 Kasviplankton ... 29

6.3 Kalasto... 31

7JOHTOPÄÄTÖKSET... 40

KIITOKSET ... 41

LÄHDELUETTELO ... 41

(5)

LYHENTEET JA SELITTEET

BM Biomassa

BPUE ”Biomass per unit of effort” Biomassayksikkösaalis (g/verkko/yö)

FNU ”Formazin Nephelometric Units” Sameuden nefelometrisesti mitattu yksikkö Klo-A Klorofylli-A

Kok. N Kokonaistyppi Kok. P Kokonaisfosfori KP Kasviplankton

P/B ”Production:biomass” Tuotannon ja biomassan suhde TPI Kasviplanktonin lajikoostumusta kuvaava trofiaindeksi

(6)

1 JOHDANTO

Tyypillisissä suomalaisissa järvissä fosfori on perustuotantoa rajoittava ravinne eli niin sanottu minimiravinne (Pietiläinen & Kauppi 1993). Minimiravinnevaikutuksen takia järven fosforipitoisuuden muuttuminen voi vaikuttaa ekosysteemin tuottavuuteen ja toimintaan merkittävästi (Carpenter ym. 1998). Ihmistoiminnan seurauksena järvien fosforikuormitus on yleisesti lisään- tynyt, ja järvien rehevöitymisestä on tullut maailmanlaajuinen ongelma (Khan & Ansari 2005).

Harvoissa tapauksissa järviekosysteemit ovat myös karuuntuneet, jolloin ravinteiden vähene- minen on voinut heikentää niiden tuotantoa (Stockner ym. 2000).

Ekosysteemiperusteisella hoidolla tarkoitetaan ekologisten vuorovaikutusten ja prosessien ymmärrykseen perustuvia ekosysteemin rakennetta ja toimintaa tukevia toimenpiteitä (Chris- tensen ym. 1996). Järvien ekosysteemiperusteisessa hoidossa järven vähintään hyvä ekologinen tila eli mahdollisimman luontainen tila pyritään saavuttamaan, tai säilyttämään (Kostamo ym.

2020). Hoidon tavoitteet asetetaan pitkällä tähtäimellä huomioiden ekosysteemeille ominainen hidas muutosnopeus. Ekosysteemiperusteisessa lähestymistavassa ihminen huomioidaan ekosysteemin vuorovaikutteisena ja sen toimintaan vaikuttavana osana muiden eliöiden ohella (UNEP/GPA 2006). Ekosysteemiperusteisella hoidolla pyritään turvaamaan myös järvien ih- miselle tarjoamien ekosysteemipalveluiden, kuten puhtaan veden, kalansaaliiden ja virkistys- mahdollisuuksien säilyminen (Kostamo ym. 2020). Hoidon tavoitteena on löytää tasapaino jär- viekosysteemin suojelun ja kestävän käytön välillä (Jäppinen ym. 2004). Keskeisesti ekosysteemiperusteinen vesienhoito edellyttää ravinnemäärien, ravintoverkkojen toiminnan ja kalan- tuotannon välisten linkkien ymmärtämistä ja hallintaa.

Kalastuslain (379/2015, 1 §) mukaan kalavaroja tulee käyttää ja hoitaa ekologisesti, talou- dellisesti ja sosiaalisesti kestävällä tavalla siten, että turvataan kalavarojen kestävä ja moni- puolinen tuotto, kalakantojen luontainen elinkierto, sekä kalavarojen ja muun vesiluonnon mo- nimuotoisuus. Lain yleistavoitteisiin peilaten esimerkiksi järvien hoitokalastuksissa tapahtuvaa luontaisten särkikalakantojen tarkoituksenmukaista poistopyyntiä ei voida pitää tavoiteltavana eikä kestävyysnäkökulmien mukaisena. Ekologisesti kestävässä kalastuksessa kalastuksen kohteena olevasta populaatiosta kalastetaan vuosittain enintään se määrä, jonka populaatio kestää jatkuvasti pienentymättä (Graham 1935, Ruokonen ym. 2019). On huomattava, että tämäkään tavoite ei ole esimerkiksi suurimman mahdollisen kestävän saaliin periaatteen mukainen, sillä järkiperäisessä kalastuksensäätelyssä huomioidaan myös kasvun ylikalastuksen mahdollisuus.

Jos kestävän kalastuksen tavoitteeksi otetaan suurimman mahdollisen kestävän biomassasaaliin kalastaminen, maksimoidaan samalla kalaston mukana poistuvien ravinteiden määrä.

(7)

Käytännössä kalastuksen kohteena on kuitenkin aina useita lajeja, ja kokonaisbiomassasaaliin tavoittelussa on huomioitava myös petokalojen ja uhanalaisten lajien populaatioiden turvaami- nen.

Tämän tutkimuksen tarkoituksena on tarkastella fosforin suhdetta järviekosysteemin vedenlaatuun sekä kasviplanktonin ja kalaston ominaisuuksiin. Tutkimuksessa arvioidaan särkikalo- jen kestävän kalastuksen käyttökelpoisuutta järvien ekosysteemiperusteisen hoidon välineenä fosforikuormituksen kompensoinnin näkökulmasta. Kalastuksen vesienhoidollista vaikuttavuutta arvioidaan vertaamalla kalastuksen mukana poistuvan fosforin ja kalojen aiheuttaman suoran fosforikuormituksen vähenemisen määrää järvien fosforikuormitusarvoihin.

2 FOSFORI JÄRVIEKOSYSTEEMEISSÄ

Järvien fosfori on luontaisesti peräisin valuma-alueen valumavesien mukana tulevasta fosforista ja ilmalaskeumasta (Eloranta 2005). Tasapainotilanteessa järveen saapuvan ja järvestä poistuvan, sisältäen pohjaan sedimentoituvan fosforin määrän, ovat yhtä suuria. Luonnonhuuh- toumana tulevan fosforikuormituksen määrä riippuu valuma-alueen hydrologiasta, sekä kallio- ja maaperän ominaisuuksista Valuma-alueelta tuleva fosforikuormitus voi lisääntyä ihmisen toiminnan, erityisesti maa- ja metsätalouden seurauksena, ja suuria pistemäisiä fosforikuormit- tajia ovat esimerkiksi yhdyskuntien jätevesien puhdistamot ja monet teollisuuslaitokset. Ihmis- toiminnan aiheuttama fosforikuormitus ylittää monikertaisesti järvien luontaisen rehevöitymis- kehityksen vaikutuksen lisäten muun muassa veden samentumista, voimakkaita sinileväkukin- toja, järvien umpeenkasvua ja särkikalavaltaistumista. Järvien kuormituksensietokyky vaihte- lee järven tilavuuden, keskisyvyyden ja viipymän mukaan, mutta kaiken luonnonhuuhtouman lisäksi tulevan kuormituksen voidaan olettaa aiheuttavan rehevöittäviä muutoksia.

Suurin osa järvien fosforista on varastoituneena pohjasedimenttiin. Sedimentti sisältää yleensä kuivapainostaan noin 1–3 mg g^-1 fosforia, josta noin 98 %:a on partikkelimaisessa muodossa (Lean 1973). Noin 1–2 %:a sedimentin kokonaisfosforista on huokosvedessä. Pohjasedi- mentti toimii yleensä järven fosforinieluna, mutta liiallisen fosforikuormituksen seurauksena sedimentin fosforinkyllästysaste kasvaa ja sen kyky sitoa fosforia heikkenee (Niinimäki &

Penttinen 2020). Tietyissä olosuhteissa sedimentti voi vapauttaa fosforia vesipatsaaseen aiheut- taen sisäistä kuormitusta. Fosforin vapautumista edesauttaa varsinkin alusveden happipitoisuu- den lasku ja pH-arvon nousu, mitkä ovat yleisiä rehevyyden aiheuttamia vaikutuksia ja siten itseään ruokkivia (Eloranta 2005). Sisäisen kuormituksen määrän arviointi on hankalaa, sillä ainevirta sedimentin ja vesipatsaan välillä on kaksisuuntaista. Sisäkuormitteisissa järvissä

(8)

ulkoisen kuormituksen vähennykseen kohdistuvat kunnostustoimet eivät välttämättä näy vedenlaadun paranemisena, sillä sisäinen fosforikuormitus voi olla jopa kymmenkertaista ulkoi- seen kuormitukseen verrattuna.

Sedimentin lisäksi järviekosysteemin fosforia on sitoutuneena vesikasveihin, kaloihin ja muuhun eliöstöön (Niinimäki & Penttinen 2020). Järven vesipatsaan kokonaisfosforipitoisuuden muodostavat liuennut epäorgaaninen fosfaattifosfori ja kiintoaineeseen sitoutunut partik- kelimainen orgaaninen fosfori, sisältäen kasvi- ja eläinplanktonien sisältämän fosforin. Liukoi- nen fosfaattifosfori on suoraan tuottajille käyttökelpoisessa muodossa (Pietiläinen & Räike 1999). Heterotrofiset levät pystyvät hyötymään myös partikkelimaisesta fosforista, sillä hapel- lisissa olosuhteissa siitä noin 10–15 %:a ja hapettomissa jopa 35–60 %:a esiintyy tuottajille käyttökelpoisessa muodossa (Uusitalo ym. 2003). Vesikasvit pystyvät hyödyntämään myös se- dimenttiin sitoutunutta fosforia (Sammalkorpi & Horppila 2005).

Järviekosysteemin tuottavuutta ja rakennetta säätelevät mekanismit, jotka voidaan jakaa klassisiin bottom-up ja top-down -mekanismeihin (Mc Queen ym. 1989). Bottom-up -säätely- mekanismilla tarkoitetaan ravintoverkon alhaalta ylöspäin tapahtuvaa säätelyä, jossa saatavilla olevien ravinteiden ja sitä kautta perustuotannon määrän katsotaan olevan määrääviä tekijöitä koko ekosysteemin toiminnalle. Top-down -säätelymekanismilla tarkoitetaan ylhäältä alaspäin tapahtuvaa kuluttajasäätelyä, jossa ravintoverkon yläpään, eli petojen katsotaan säätelevän alempien portaiden tuottavuutta kulutuksen kautta. Bottom-up -säätelymekanismin merkityksen on todettu olevan top-down -säätelymekanismia voimakkaampi erityisesti rehevissä vesissä varsinkin, jos ihmistä ei huomioida kalastuksen kautta vaikuttavana systeemin huippupetona (Lammens 1988, Lehman 1988, McQueen ym. 1989, Kokkonen ym. 2019).

Bottom-up -säätelyn voimakkuuden ja fosforin minimiravinnevaikutuksen takia fosfori toi- mii usein järven tuotannon tärkeimpänä säätelijänä (Pietiläinen & Räike 1999). Fosforin kes- keisen vaikutuksen vuoksi järvet voidaan jakaa jo yksin kokonaisfosforipitoisuuden perusteella rehevyysluokkiin. Kokonaisfosforipitoisuudeltaan alle 10 µg l^-1 järvet luokitellaan karuun luokkaan, 10–35 µg l^-1 keskirehevään luokkaan, 35–100 µg l^-1 rehevään luokkaan ja yli 100 µg l^-1 ylirehevään luokkaan (OECD 1982). Ravinnepitoisuuden kasvu ei nosta ekosysteemin tuottavuutta loputtomiin, sillä tuottavuutta säätelevät myös muut tekijät, kuten vesipatsaan happipi- toisuus ja valon määrä, joihin korkea ravinnepitoisuus voi vaikuttaa heikentävästi (Chislock ym. 2013).

Lisääntyvä fosforimäärä kasvattaa järven kalabiomassaa (Tammi ym. 2006). Kokonaisfos- foripitoisuuden ja kalabiomassan välinen positiivinen yhteys on osoitettu useissa tutkimuksissa (mm. Downing ym. 1990, Jeppesen & Sammalkorpi 2002, Olin ym. 2002, Tammi ym. 2006).

(9)

Matalissa fosforipitoisuuksissa kokonaisfosforipitoisuuden ja kalabiomassan yhteys on heikompi ja fosforipitoisuuden selittävyysarvo kalabiomassalle on alhainen (Tammi ym. 2006).

Raja-arvona fosforipitoisuuden tilastolliselle vaikuttavuudelle kalabiomassan selittäjänä pide- tään 20–25 µg l^-1 kokonaisfosforipitoisuuden ylitystä (Brucet ym. 2002). Ylirehevissä olosuhteissa kalamäärä voi kuitenkin jälleen pienentyä esimerkiksi toistuvien happikatojen aiheutta- mien kalakuolemien seurauksena.

Kokonaisfosforipitoisuuden ja kalabiomassan välinen positiivinen yhteys on selkeimmin havaittavissa särkikaloilla (Tammi ym. 2006), mikä on ymmärrettävää, sillä särkikalat ovat usein riippuvaisia ensimmäisen asteen kuluttajien tuotannosta. Särkikalojen esiintymisalueella särki- kalojen biomassaosuuden kasvu onkin yksi keskeisimpänä pidetyistä rehevöitymisen seurauk- sista (Tammi ym. 2006). Kokonaisfosforipitoisuuden selittävyysaste särkikalabiomassalle on korkeampi kuormitetuissa järvissä. Vähäravinteisissa järvissä fosforipitoisuuden ja särkikala- biomassan välinen yhteys on erittäin heikko, mahdollisesti petokalojen voimakkaiden top-down -vaikutusten vuoksi. Petokalojen kohdalla kokonaisfosforin selittävyysaste on selkeästi särki- kaloja heikompi, eikä kasvava fosforipitoisuus juuri lisää petokalojen määrää. Petokalojen mää- rään vaikuttaa olennaisesti myös vahvasti petokaloihin kohdistuva kalastus, joka vinouttaa ka- lastorakennetta. Särkikaloihin kohdistuva kalastuspaine on usein vähäistä. Tämän vuoksi sekä kalastuksen ja että ravinteisuuden vaikutus kalaston rakenteeseen tulisi tuntea ennen kuin voidaan tulkita epäedullisen kalaston rakenteen johtuvan vain liiallisesta ravinnekuormituksesta.

Suomessa rehevien järvien ja jopa rannikkoalueiden sameutta ja leväkukintoja on pyritty vähentämään niin sanotulla hoitokalastuksella, jolla tarkoitetaan erittäin voimakasta kalaston määrän vähennystä. Optimaalisesti hoitokalastuksessa poistetaan vain särkikaloja, joiden mukana poistuu fosforia ja joiden poistamisen myötä sisäinen kuormitus, ja eläinplanktoniin kohdistuva saalistus voivat hetkellisesti vähentyä (Torpström & Lappalainen 1992). Särkikalat ovat kuitenkin erittäin tehokkaita lisääntymään ja koska kalastus tyypillisesti tehostaa kalakantojen lisääntymistä, kalastuksen vaikutus kompensoituu hyvin nopeasti suurella määrällä särkikalo- jen poikasia. Tämän takia hoitokalastuksen vaikutukset jäävät usein hyvin lyhytaikaisiksi. Toi- saalta joissain tapauksissa tehokalastuksen seurauksena särkikalakannat ovat romahtaneet tai osin jopa kadonneet (Deinhardt 2018). Optimaalisessa tilanteessa hoitokalastuksen yhteydessä pystytään vahvistamaan petokalakantoja niin, että ne pystyvät kontrolloimaan särkikalojen poi- kasmääriä (Torpström & Lappalainen 1992). Käytännön syistä hoitokalastusta on kuitenkin vä- lillä tehty poistokalastuksena niin, että petokalojen myynnillä on rahoitettu toimintaa (Setälä ym. 2012), eikä toivottuja tuloksia kalaston rakenteeseen saavuteta. Useimmissa

(10)

hoitokalastushankkeissa petokalojen ja muun arvokkaan sivusaaliin vapautusta pidetään kuitenkin hoitokalastustoiminnan perusedellytyksenä (Ruokonen ym. 2019).

3 TUTKIMUKSEN TAVOITTEET

Tämän tutkimuksen tavoitteena on tarkastella fosforin suhdetta järven vedenlaatuun, sekä kasviplanktonin ja kalaston ominaisuuksiin. Lisäksi arvioidaan, kuinka suuri osa järviin kohdistuvasta fosforikuormituksesta pystytään kompensoimaan ekosysteemiperusteisen järvienhoidon periaatteiden mukaisella särkikalojen kestävällä kalastuksella. Myös särkikalojen roolia sisäi- sen kuormituksen aiheuttajana tarkastellaan.

Tutkimuskysymykset:

1. Kuinka hyvin kokonaisfosforipitoisuus selittää muita vedenlaatutekijöitä?

2. Kuinka hyvin kokonaisfosforipitoisuus selittää kasviplanktonin ominaisuuksia?

3. Kuinka hyvin kokonaisfosforipitoisuus selittää kalojen biomassayksikkösaaliita ja särki- ja petokalojen suhteellisia määriä?

4. Kuinka paljon fosforia voidaan poistaa särkikalojen kestävällä kalastuksella verrattuna järven fosforikuormitusarvoihin?

4 AINEISTO JA MENETELMÄT

4.1 Aineiston lähteet

Tutkimusaineistona käytettiin rehevyystasoltaan vaihtelevien järvien vedenlaatu-, kasviplankton ja koeverkkokalastustietoja (taulukko 1), sekä järvien fosforikuormitusarvoja. Käytetty aineisto on pääosin peräisin Kokkosen ym. (2019) kokoamasta 138:n järven koeverkkokalastus- ja vedenlaatuaineistosta. Aineisto sisältää vuosien 2009 ja 2015 välillä tehtyjen, kooltaan alle 50 km² kuhajärvien Nordic-koeverkkokalastustulokset, sekä tiedot järvien keskisyvyydestä, sa- meudesta, sekä klorofylli-, kokonaisfosfori-, ja kokonaistyppipitoisuudesta. Vedenlaatutiedot olivat koeverkkokalastusvuoden elokuun aikana mitattuja tai mallinnettuja pintaveden (0–2 m) arvoja. Aineistoa muokattiin yhdistämällä Nordic-koeverkkokalastustulosten eritellyt

(11)

särkikalojen yksikkösaaliiden (BPUE) biomassat. Petokalojen (> 150 mm ahven, hauki ja kuha) määrät olivat aineistossa valmiiksi yhdistettynä.

Aineistoa täydennettiin Vainikan ym. (2021) vuonna 2020 keräämällä Lieksan ja Evon met- sälampien koeverkkokalastus- ja vedenlaatuaineistolla. Koeverkkokalastusaineiston petokalojen yhteismäärien laskussa yli 150 mm ahventen biomassa määritettiin ahventen pituuden ja raportissa esitettyjen järvikohtaisten parametrien avulla kaavalla paino = vakio · pituus ^ eks- ponentti. Jos järvikohtaisia parametrejä ei ollut määritetty, vakiona ja eksponenttina käytettiin aineistossa esitettyä keskiarvoa. Aineiston vedenlaatutiedot olivat yhden metrin syvyydestä ke- rättyjen vesinäytteiden heinä-elokuun mallinnettuja keskiarvoja.

Lisäksi aineistoa täydennettiin kolmen rehevän ja viiden erittäin rehevän järven koeverkko- kalastustuloksilla vuodelta 2019 (Sairanen & Ruuhijärvi 2019, Valjus 2019 a-e). Raporteista poimittiin peto- ja särkikalojen yksikkösaaliiden biomassat. Järvien vedenlaatutiedot kerättiin ympäristöhallinnon Hertta-tietojärjestelmästä koeverkkokalastusvuoden elokuulta Kokkosen ym. (2019) tapaan. Poikkeuksena oli Pusulanjärvi, jonka vedenlaatutiedot olivat heinäkuun 30.

päivältä. Koko aineiston järvien (n=171) tietoja täydennettiin kasviplanktonrekisterin näytetie- doilla (biomassa, taksonien lukumäärä, trofiaindeksi ja sinileväprosentti), mikäli kasviplank- tonaineistoa löytyi samalta vuodelta ja kuukaudelta vedenlaatunäytteenoton kanssa. Kasvi- planktonaineistoa saatiin yhteensä 33:lle tutkimusjärvelle.

Aineiston järvistä valittiin seitsemän rehevyystasoltaan vaihtelevaa esimerkkijärveä (taulukko 7), joiden ulkoisen ja sisäisen fosforikuormituksen, sekä ulkoisen fosforikuormituksen vähennystarpeen tiedot kerättiin kuormitusselvitysraporteista (Valjus 2003, Marttunen ym.

2012, Alajoki 2014, Aho 2020,Pellikka ym. 2020a,Pellikka ym. 2020b). Enäjärven, Hauhon- selän, Karhijärven, Karhujärven ja Karvianjärven ulkoisen fosforikuormituksen arvot perustuvat Suomen ympäristökeskuksen kehittämän vesistömallijärjestelmä VEMALA:n kuormitus- mallinnuksen tuloksiin. Hormajärven ja Ähtärinjärven ulkoinen fosforikuormitus oli arvioitu laskennallisesti ominaisuuskuormitusarvoihin ja ojavesinäytteenottoihin perustuen. Enäjärven, Hormajärven, Karhujärven ja Ähtärinjärven ulkoisen kuormituksen vähennystarpeen arvot perustuivat Vollenweiderin (1976) sietomallilla laskettuun sallitun ulkoisen kuormituksen mää- rään. Hauhonselän, Karhijärven ja Karvianjärven vähennystarpeen arvot oli mallinnettu Suo- men ympäristökeskuksen kehittämällä LLR (Lake Load Response) -mallinnustyökalulla. Enä- järven ja Hauhonselän sisäisen kuormituksen arvot olivat VEMALA-mallinnettuja arvoja, Kar- hujärven sisäisen kuormituksen arvo perustui vedenlaatumittauksiin ja Ähtärinjärven sisäisen kuormituksen määrä oli laskettu Friskin (1978) mallilla.

(12)

Taulukko 1. Aineiston muuttujien minimi-, keski- ja maksimiarvot.

Muuttuja Min Ka Max

Järven vedenlaatu ja morfologia

Kokonaisfosfori (µg l^-1) 5,0 34,1 180,0 Kokonaistyppi (µg l^-1) 230,0 705,2 2300,0 Klorofylli-a (µg l^-1) 1,2 22,7 170,0

Sameus (FNU) 0,5 5,3 39,0

Keskisyvyys (m) 0,7 3,8 14,8

Kasviplankton

Biomassa (mg l^-1) 0,2 6,4 41,8

Sinileväprosentti 0 20,6 94,1

Taksonien lukumäärä 27,0 68,2 113,0

Trofiaindeksi (TPI) -2,6 0,7 2,8

Kalasto Särkikalat (BPUE) 0 780,5 4960,6

Petokalat (BPUE) 0 494,2 2269,4

4.2 Vedenlaadun ja fosforin suhteiden tilastollinen tarkastelu

Fosforin suhdetta järven muihin vedenlaatutekijöihin selvitettiin tarkastelemalla kokonaisfosforipitoisuuden ja järven kokonaistyppipitoisuuden, sameuden ja a-klorofyllipitoisuuden välisiä suhteita regressioanalyysillä. Tarkastelu tehtiin myös kokonaisfosforipitoisuuden ja järven keskisyvyyden välille. Sovitettavan käyrän tyyppi määritettiin graafisella tarkastelulla ja muuttujien välisiä suhteita tutkittiin yhden selittävän muuttujan lineaarisella ja epälineaarisella regres- sioanalyysillä. Selittävänä muuttujana käytettiin kokonaisfosforipitoisuutta. Tuloksista muo- dostettiin graafiset esitykset ja regressioiden yhtälöt, selitysasteet sekä merkitsevyysarvot tau- lukoitiin.

4.3 Kasviplanktonin ja fosforin suhteiden tilastollinen tarkastelu

Fosforin vaikutusta järven kasviplanktonin määrään ja lajikoostumukseen selvitettiin tarkastelemalla fosforipitoisuuden ja järven kasviplanktonin biomassan, sinileväprosentin, taksonien lukumäärän sekä trofiaindeksin välisiä yhteyksiä regressioanalyysillä. Varsinainen muuttujien välisten regressioiden sovitus ja tulosten esitys suoritettiin kuten vedenlaatumuuttujien kohdalla (ks. 4.2). Kasviplanktonin keskimääräisiä ominaisuuksia rehevyystasoltaan erilaisissa järvissä tarkasteltiin OECD:n (1982) fosforiperusteisiin rehevyysluokkiin perustuvalla jaolla. OECD:n

(13)

(1982) kriteereistä poiketen rehevyysluokat perustuivat ainoastaan elokuun kokonaisfosforipi- toisuuksiin kasvukauden keskimääräisten pitoisuuksien sijaan.

4.4 Kalaston ja fosforipitoisuuden välisen suhteen tilastollinen tarkastelu

Järven fosforipitoisuuden selittävyyttä kalojen biomassayksikkösaaliin suuruudelle arvioitiin lukujen 4.2 ja 4.3 tapaan. Lisäksi regressioanalyysi suoritettiin samaan tapaan käyttämällä se- littävänä tekijänä fosforin sijaan aineiston muita muuttujia. Tulosten pohjalta fosforin selittä- vyysarvoa kalojen biomassayksikkösaaliille pystyttiin vertailemaan.

Kokonaisfosforipitoisuuden vaikutusta kalaston rakenteeseen tarkasteltiin vertailemalla särki- ja petokalojen suhteellisia määriä. Tarkastelua varten järvet jaettiin fosforipitoisuusluok- kiin 10 µg l^-1 välein. Rehevimpien järvien aineiston vähäisyyden takia 80 µg l^-1 pitoisuudesta ylöspäin käytettiin suurempia 20- tai 40 µg l^-1 luokkajakoja. Särki- ja petokalojen biomassayk- sikkösaaliille laskettiin fosforiluokkaperusteiset keskiarvot. Keskiarvot esitettiin pylväsdia- grammissa, jonka pohjalta tarkasteltiin särki- ja petokalojen välisen suhteen vinoutumista.

Särki- ja petokalojen biomassayksikkösaaliiden keskiarvojen suhdetta tarkasteltiin myös OECD:n (1982) fosforiperusteisiin rehevyysluokkiin perustuvalla jaolla. Rehevyysluokkajako poikkesi OECD:n (1982) kriteereistä (ks. 4.3). Lippajärven biomassayksikkösaaliiden tulokset jätettiin kalastoon kohdistuvasta tarkastelusta pois, sillä ne poikkesivat erittäin huomattavasti keskimääräisistä tuloksista.

4.5 Kestävä hoitokalastus

Kestävän hoitokalastuksen määrän ja vaikuttavuuden arvioinnissa käytettiin laskentakaavoja (kaavat 1–7), joiden avulla saadaan arviot kestävästi kalastettavissa olevien särkikalojen mää- rästä, kalastuksen mukana poistuvasta fosforista, sekä fosforipoistuman prosenttiosuuden halu- tusta kuormitusarvosta, tai kuormituksen vähennystarpeesta. Lähtötiedoiksi tarvitaan tietoa jär- ven hehtaarikohtaisesta särkikalabiomassasta, pinta-alasta, ulkoisesta ja/tai sisäisestä fosforikuormituksesta, sekä tavoitellusta ulkoisen fosforikuormituksen tasosta (taulukko 2). Särkika- lojen hehtaaribiomassa voidaan ennustaa myös järven kokonaisfosforipitoisuuden perusteella (ks. 4.5.1).

(14)

Taulukko 2. Ennusteyhtälöissä käytettävien muuttujien selitteet ja kertoimet, tai kaavat.

Muuttuja Selite Kerroin Kaava

B Särkikalojen hehtaaribiomassa (kg ha^-1) 1,46 · TP^0,93

K Tuotanto:biomassa -suhde 0,25

F Särkikalojen fosforipitoisuus 0,0075

D Särkikalojen ulostus- ja pöllytyskuormitus 0,0075

TP Kokonaisfosforipitoisuus (µg l^-1)

U Ulkoinen fosforikuormitus (kg v^-1)

T Sallittu ulkoinen fosforikuormitus (kg v^-1)

S Sisäinen fosforikuormitus (kg v^-1)

A Järven pinta-ala (ha)

4.5.1 Kalastusmäärän arviointi

Kestävästi kalastettavissa olevaa särkikalojen määrää arvioitiin särkikalojen biomassan ja vuotuisen tuotannon perusteella. Jos särkikalojen tarkkaa hehtaarikohtaista biomassaa ei tiedetä, biomassan arvioinnissa voidaan käyttää olemassa olevaa kokonaisfosforipitoisuuden ja kalabiomassan väliseen suhteeseen perustuvaa kaavaa (kaava 1) (Jeppesen & Sammalkorpi 2002).

Kaava on alun perin kehitetty kuvaamaan planktonia ja pohjaeläimiä syövien kalojen biomassaa, mutta sen on todettu kuvaavan hyvin myös särkikalojen luonnollista, ei-vinoutunutta biomassaa (Deinhardt 2018). Kaava kuvaa kokonaisfosforipitoisuuden ja särkikalabiomassan vä- listä suhdetta positiivisena lineaarisena riippuvuutena. Fosforipitoisuuden ja kalabiomassan lineaarisen, tai lähes lineaarisen suhteen oletus on hyväksytty aikaisemmissa tutkimuksissa (mm.

Tammi ym. 2006, Deinhardt 2018).

Yleisesti kalojen tuotannon ja biomassan suhteen (P/B) on arvioitu olevan noin 0,3 eli 30 % biomassasta (mm. Horppila & Peltonen 1994). Tuotantotehokkuus eri kalalajien välillä voi kuitenkin vaihdella, ja tuotanto-osuus riippuu koosta, jossa kalat kalastetaan (Vainikka & Hyväri- nen 2012). Tuotanto on suurempaa, jos kaloja pyydetään hyvin pieninä, milloin ne eivät välttä- mättä sovellu ihmisravinnoksi. Ruokonen ym. (2019) ovat arvioineet särkien saalistuspotenti- aalin olevan vähintään 30 % biomassasta. Deinhardt (2018) arvioi särkien vuotuisen kestävän kalastusmäärän olevan 20 % biomassasta, mutta tutkimuksessa käytetyn aineiston järvet olivat keskimäärin karuhkoja ja sijaitsivat Kuusamon korkeudella. Särkivaltaisissa ja rehevissä

(15)

järvissä, joissa petokalakanta on pieni, suurin osa vuotuisesta särkikalatuotannosta voi olla kalastettavissa. Järvien särkikalavaltaisuuden on todettu alkavan subarktisella vyöhykkeellä, kun fosforipitoisuus ylittää 30 µg l^-1 (Hayden ym. 2017). Tutkimuksessa käytettävän aineiston jär- vien keskimääräinen fosforipitoisuus on 34,1 µg l^-1, joten kestävän kalastusmäärän arvioinnissa sovelletaan 25 % tuotanto:biomassaosuutta (K = 0,25).

Särkikalojen kestävän kalastuksen vuosittainen järvikohtainen hehtaarisaalis (kg ha^-1 v^-1) voidaan laskea kaavalla 2. Jos tarkkaa särkikalabiomassaa B (kg ha^-1) ei ole tiedossa, muuttujan kohdalle sijoitetaan fosforipitoisuuteen perustuva särkikalabiomassa-arvio (kaava 1). Koko jär- vestä kalastettavissa oleva särkisaalis (kg v^-1) saadaan kertomalla ennusteyhtälön tulos (kaava 2) järven pinta-alalla A (ha).

𝑆ä𝑟𝑘𝑖𝑘𝑎𝑙𝑜𝑗𝑒𝑛 𝑏𝑖𝑜𝑚𝑎𝑠𝑠𝑎_{(𝑘𝑔/ℎ𝑎)} = 1,46 · 𝑇𝑃^0,93

𝐾𝑒𝑠𝑡ä𝑣ä 𝑠ä𝑟𝑘𝑖𝑘𝑎𝑙𝑎𝑠𝑎𝑎𝑙𝑖𝑠_{(𝑘𝑔/ℎ𝑎)} = 𝐾 · 𝐵_{(𝑘𝑔 ℎ𝑎}_⁄ ₎

4.5.2 Vaikuttavuuden arviointi

Kestävän hoitokalastuksen vaikuttavuutta järven fosforitaseeseen arvioitiin vertaamalla särki- kalabiomassan mukana poistuvan fosforin määrää järven kuormitusarvoihin, sekä kuormituksen vähennystarpeeseen. Vaikuttavuuden arvioinnissa huomioitiin myös särkikalojen aiheuttama, ulostamisesta ja pohjan bioturbaatiosta johtuva fosforin päätyminen uudestaan kiertoon.

Särkikalojen vapauttamien fosforimäärien merkitystä järven sisäisen kuormituksen aiheuttajana tarkasteltiin vertaamalla vapautuvia biomassakohtaisia fosforimääriä järven sisäiseen kuormitukseen.

Kestävän särkikalasaaliin mukana poistuva fosforimäärä voidaan määrittää kaavalla 3.

Kaava olettaa särkikalojen sisältävän tuorepainostaan 0,75 %:a fosforia. Oletus perustuu Suo- men järvissä tehtyihin särkikalojen fosforipitoisuuksien määrityksiin (mm. Sammalkorpi &

Horppila 2005, Mäkinen 2008). Särkikalojen aiheuttama ulostus- ja pöllytyskuorma (kg ha^-1v^-

1) voidaan huomioida lisäämällä kaavoihin kerroin D (kaava 4). Kerroin kuvaa särkikalojen aiheuttamaa sisäistä kuormaa, joka on poistettavissa kalastuksella. Kertoimen arvo perustuu (kaava 2) (kaava 1)

(16)

Lappalaisen (1990) tekemiin laskelmiin särkien aiheuttamasta suoran fosforikuorman määrästä.

Lappalaisen mukaan yksi kilo särkiä vapauttaa kesäaikana 0,05 g fosforia vuorokaudessa ulos- tuksen ja pohjan pöllytyksen seurauksena. Kaavoissa oletetaan, että kuormitus on samansuu- ruista eri särkikalalajien välillä ja kuormitusta tapahtuu 150 vuorokauden aikana vuodessa (Ala- jan ym. 2012). Tämä tekee yhden särkikalakilon aiheuttamaksi vuotuiseksi fosforikuormaksi 7,5 g. Koko järvestä poistettavissa olevan fosforin määrä saadaan kertomalla yhtälön tulos (kaava 3 tai 4) järven pinta-alalla A (ha).

𝐹𝑜𝑠𝑓𝑜𝑟𝑖𝑝𝑜𝑖𝑠𝑡𝑢𝑚𝑎_{(𝑘𝑔/ℎ𝑎)} = 𝐾 · 𝐵_{(𝑘𝑔 ℎ𝑎}_⁄ ₎· 𝐹

𝑃𝑜𝑖𝑠𝑡𝑢𝑚𝑎 + 𝑣äℎ𝑒𝑛𝑒𝑚ä_{(𝑘𝑔/ℎ𝑎)} = 𝐾 · 𝐵_{(𝑘𝑔 ℎ𝑎}_⁄ ₎· (𝐹 + 𝐷)

Särkikalasaaliin mukana poistuvan fosforimäärän merkitystä arvioitiin vertaamalla kalastuksen aiheuttamaa fosforipoistumaa ja sisäisen kuormituksen vähenemistä järven fosforikuormitusarvoihin (kaava 5 & 6). Kalastuksen aiheuttaman fosforipoistuman ja sisäisen kuormituksen vä- henemän osuutta järveen kohdistuvasta fosforin kokonaiskuormituksesta (U + S) voidaan arvioida kaavalla 5. Kaava esittää, kuinka monta prosenttia fosforin kokonaiskuormituksesta on kompensoitavissa kestävällä särkikalojen kalastuksella. Jos halutaan arvioida vain järvestä py- syvästi poistuvan fosforin osuutta, särkikalojen aiheuttamaa ulostus- ja pöllytysvaikutusta kuvaava kerroin D jätetään kaavasta pois.

Kaavalla voidaan laskea poistuvan fosforin prosenttiosuus myös pelkästä ulkoisesta- tai si- säisestä kuormituksesta korvaamalla kaavan kuormitusarvojen yhteenlasku (U + S) joko pelkän ulkoisen (U), tai sisäisen (S) kuormitusmäärän arvolla. Ulkoisen kuormituksen vähennystavoit- teesta kalastuksella kompensoitavissa oleva osuus voidaan laskea kaavalla 6. Kerroin D voi- daan jättää pois yhtälöstä yllä mainittuun tapaan, jos halutaan tarkastella vain järvestä kokonaan poistuvan fosforin osuutta. Särkikalojen merkitystä järven sisäisenä kuormittajana voidaan tarkastella yhtälöllä 7. Yhtälö esittää särkikalojen biomassaan perustuvan, kalojen ulostuksesta ja pohjan pöllytyksestä aiheutuvan fosforikuormituksen prosenttiosuuden järven sisäisestä kuormituksesta.

(kaava 3)

(kaava 4)

(17)

𝐾𝑢𝑜𝑟𝑚𝑖𝑡𝑢𝑘𝑠𝑒𝑛 𝑘𝑜𝑚𝑝𝑒𝑛𝑠𝑎𝑎𝑡𝑖𝑜_(%)= 𝐾 · 𝐵_{(𝑘𝑔 ℎ𝑎}_⁄ ₎ · (𝐹 + 𝐷) 𝑈_(𝑘𝑔)+ 𝑆_(𝑘𝑔)

𝐴_(ℎ𝑎)

· 100

𝑉äℎ𝑒𝑛𝑛𝑦𝑠𝑡𝑎𝑟𝑝𝑒𝑒𝑛 𝑘𝑜𝑚𝑝𝑒𝑛𝑠𝑎𝑎𝑡𝑖𝑜_(%) = 𝐾 · 𝐵_{(𝑘𝑔 ℎ𝑎}_⁄ ₎· (𝐹 + 𝐷) 𝑈_(𝑘𝑔)− 𝑇_(𝑘𝑔)

𝐴_(ℎ𝑎)

· 100

𝑆ä𝑟𝑘𝑖𝑘𝑎𝑙𝑜𝑗𝑒𝑛 𝑎𝑖ℎ𝑒𝑢𝑡𝑡𝑎𝑚𝑎 𝑘𝑢𝑜𝑟𝑚𝑖𝑡𝑢𝑠_(%) = 𝐵_{(𝑘𝑔 ℎ𝑎}_⁄ ₎· 𝐷 𝑆_(𝑘𝑔) 𝐴_(ℎ𝑎)

· 100

Edellä kuvattuja kestävän hoitokalastuksen määrää ja vesienhoidollista vaikuttavuutta ar- vioivia ennusteyhtälöitä (kaavat 1–7) sovellettiin valittuihin esimerkkijärviin ja tulokset taulu- koitiin (taulukko 7). Tulosten perusteella arvioitiin särkikalojen kestävän kalastuksen mahdol- lisuuksia järvien ekosysteemiperusteisen hoidon välineenä, sekä särkikalojen merkittävyyttä si- säisen kuormituksen aiheuttajana.

5 TULOKSET 5.1 Vedenlaatu

Fosforipitoisuus selitti hyvin tarkasteltuja vedenlaatumuuttujia (taulukko 3). Kokonaistypen ja a-klorofyllin pitoisuudet, sekä veden sameus kasvoivat lineaarisesti suhteessa järven kokonaisfosforipitoisuuteen. Voimakkaimmin kokonaisfosforipitoisuuden kasvu selitti a-klorofyllin määrää (kuva 1). Fosforipitoisuus selitti lähes yhtä voimakkaasti myös järven kokonaistyppipi- toisuutta ja sameutta (kuva 2, kuva 3). Kuten odotettua, kokonaisfosforipitoisuus selitti heikom- min järven morfologiaa kuvaavaa keskisyvyyttä (kuva 4), sillä käytännössä kausaalisuhde on päinvastainen. Sovitettu regressiokäyrä oli logaritmisesti laskeva. Kaikkien tarkasteltujen muuttujien ja kokonaisfosforipitoisuuden väliset suhteet olivat tilastollisesti erittäin merkitseviä (taulukko 3).

(kaava 6) (kaava 5)

(kaava 7)

(18)

Taulukko 3. Fosforin (x, µg l^-1) selittävyysarvot järven vedenlaatua, morfologiaa, kasviplank- tonia ja kalastoa kuvaaville muuttujille. KP = kasviplankton, BPUE = verkkoyksikkösaaliin biomassa (g/verkko/yö).

Selitettävät muuttujat (y) Yhtälö N R² Vapausasteet F P-arvo

Kokonaistyppi (µg l^-1) y = 10,44x + 348,84 171 0,70 1, 169 399,64 <0,001 Keskisyvyys (m) y = -2,03ln(x) + 10,63 145 0,39 1, 143 92,90 <0,001

Sameus (FNU) y = 0,20x - 1,91 139 0,69 1, 137 310,19 <0,001

Klorofylli-a (µg l^-1) y = 0,86x - 6,69 171 0,73 1, 169 453,61 <0,001 KP biomassa (mg l^-1) y = 0,50e^0,03x 33 0,81 1, 31 138,19 <0,001 KP sinileväprosentti y = 0,42x - 0,49 33 0,56 1, 31 39,35 <0,001 KP trofiaindeksi y = 1,38ln(x) - 4,03 33 0,72 1, 31 78,19 <0,001 KP taksonilukumäärä y = -0,004x² + 0,76x + 49,87 33 0,27 2, 30 5,58 0,009 Särkikala (BPUE) y = 20,99x + 37,72 170 0,46 1, 168 143,41 <0,001 Petokala (BPUE) y = 4,47x + 330,73 170 0,10 1, 168 19,00 <0,001

Kuva 1. Kokonaisfosforipitoisuuden ja a-klorofyllin välinen suhde.

y = 0,8623x - 6,6858 R² = 0,7286

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

0 50 100 150 200

A-klorofylli (µg l-1)

Kokonaisfosfori (µg l^-1)

(19)

Kuva 2. Kokonaisfosforin ja -typen välinen suhde.

Kuva 3. Kokonaisfosforipitoisuuden ja sameuden välinen suhde.

y = 10,442x + 348,84 R² = 0,7028

0 500 1000 1500 2000 2500

0 50 100 150 200

Kokonaistyppi (µg l-1)

y = 0,1986x - 1,9083 R² = 0,6936

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

0 50 100 150 200

Sameus (FNU)

(20)

Kuva 4. Kokonaisfosforipitoisuuden ja keskisyvyyden välinen suhde.

5.2 Kasviplankton

Järven kokonaisfosforipitoisuus selitti kasviplanktonin ominaisuuksia kuvaavia muuttujia hyvin (taulukko 3). Muuttujien väliset suhteet olivat sinileväprosenttia lukuun ottamatta epäline- aarisia. Kokonaisfosforipitoisuuden vaikutus kasviplanktonin ominaisuuksiin oli selkeästi havaittavissa myös rehevyysluokkiin jaettujen kasviplanktonnäytteiden keskimääräisissä arvoissa (taulukko 4).

Kasviplanktonin kokonaisbiomassa nousi eksponentiaalisesti suhteessa järven kokonaisfosforipitoisuuteen ja fosforipitoisuuden selittävyys biomassalle oli kaikista tutkimuksessa tarkastelluista muuttujista voimakkain (kuva 5). Biomassa kasvoi voimakkaimmin, kun fosforipitoisuus ylitti 100 µg l^-1pitoisuuden ja ero rehevän ja ylirehevän rehevyystason biomassojen keskiarvoissa oli yli kymmenkertainen. Ylirehevässä luokassa myös sinilevien prosenttiosuus kasvoi huomattavasti ja oli poikkeuksetta vähintään 30 % nousten jopa yli 90 %:iin (kuva 6).

Kasviplanktonin trofiaindeksin (TPI) arvo nousi logaritmisesti suhteessa kokonaisfosforipitoisuuteen (kuva 7). Kasviplanktonlajisto koostui vähäravinteisuutta ilmentävistä lajeista kor- keimmillaan 33 µg l^-1 fosforipitoisuudessa ja 37 µg l^-1pitoisuudesta ylöspäin lajikoostumus muuttui selkeästi rehevyyttä ilmentäväksi. Karun ja lievästi rehevän luokan järvissä

y = -2,032ln(x) + 10,63 R² = 0,3877

0 2 4 6 8 10 12 14 16

0 50 100 150 200

Keskisyvyys (m)

(21)

trofiaindeksin keskimääräiset arvot pysyivät negatiivisina ja 100 µg l^-1fosforipitoisuuden yli- tyttyä trofiaindeksin arvo oli poikkeuksetta yli 2, mikä ilmentää voimakasta rehevyyttä.

Kasviplanktontaksonien lukumäärän ja kokonaisfosforipitoisuuden välillä oli selkeä parabo- linen yhteys, jossa taksonimäärä maksimoitui keskimääräisillä fosforiarvoilla (kuva 8). Takso- nimäärissä oli kuitenkin huomattavaa fosforipitoisuudesta riippumatonta vaihtelua. Keskimää- räisesti taksonien lukumäärä oli alhaisin karun rehevyystason järvissä (kok. P < 10) ja runsain rehevissä järvissä (kok. P 35–100 µg l^-1) (taulukko 4).

Taulukko 4. Kasviplanktonnäytteiden tulosten keskiarvot rehevyysluokittain (OECD 1982).

TPI = kasviplanktonin trofiaindeksi.

Rehevyystaso Biomassa mg l^-1 Sinilevä-% TPI Taksonien lkm.

Karu 0,62 2,29 -1,74 48

Lievästi rehevä 0,98 6,99 -0,31 65

Rehevä 2,76 18,37 1,99 77

Ylirehevä 27,90 65,86 2,47 74

Kuva 5. Kokonaisfosforipitoisuuden ja kasviplanktonin kokonaisbiomassan välinen suhde.

Mustat merkit: sinilevää > 70 % ja harmaat: sinilevää > 30 %.

y = 0,5033e^0,0269x R² = 0,8138

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

0 50 100 150 200

Biomassa (mg l-1)

(22)

Kuva 6. Kokonaisfosforipitoisuuden ja sinileväprosentin välinen suhde. Mustat merkit: sinile- vää > 70 % ja harmaat: sinilevää > 30 %.

Kuva 7. Kokonaisfosforipitoisuuden ja kasviplanktonin trofiaindeksin (TPI) välinen suhde.

y = 0,4178x - 0,4891 R² = 0,5594

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

0 50 100 150 200

Sinileväprosentti

y = 1,3781ln(x) - 4,0337 R² = 0,7161

-3 -2 -1 0 1 2 3 4

0 50 100 150 200

Kasviplanktonin trofiaindeksi (TPI)

(23)

Kuva 8. Kokonaisfosforipitoisuuden ja kasviplanktontaksonien lukumäärän välinen suhde.

5.3 Kalasto

Särki- ja petokalojen biomassayksikkösaaliit (BPUE) kasvoivat lineaarisesti suhteessa järven kokonaisfosforipitoisuuteen (kuva 9, kuva 10). Särkikalojen yksikkösaaliit suurentuivat selke- ästi fosforipitoisuuden kasvaessa. Petokaloilla suhde oli heikko ja yksikkösaaliiden suuruudet vaihtelivat runsaasti fosforipitoisuudesta riippumatta. Petokaloilla suurin yksittäinen yksikkö- saalis todettiin keskirehevästä järvestä (25 µg P l^-1) ja särkikaloilla ylirehevästä (170 µg P l^-1).

Kaikista aineiston muuttujista särkikalojen biomassayksikkösaalista selitti parhaiten veden sameus (taulukko 5). Myös kasviplanktonin biomassa, sinileväprosentti ja trofiaindeksi selitti- vät särkikalojen biomassayksikkösaalista kokonaisfosforipitoisuutta paremmin. Petokalojen biomassayksikkösaalista selitti parhaiten kasviplanktonin biomassa (taulukko 6). Myös kasviplanktonin trofiaindeksi, sinileväprosentti, veden sameus, särkikalojen biomassayksikkösaalis ja järven keskisyvyys selittivät petokalojen biomassayksikkösaaliita kokonaisfosforipitoisuutta paremmin.

Särki- ja petokalojen biomassayksikkösaaliiden fosforiluokkaperusteiset keskiarvot pysyi- vät samalla tasolla 30 µg l^-1 fosforipitoisuuteen saakka (kuva 11). Alemmissa fosforipitoisuuksissa (< 20 µg l^-1) petokalojen keskimääräiset yksikkösaaliit olivat särkikalojen keskimääräisiä

y = -0,0041x²+ 0,7625x + 49,871 R² = 0,2712

0 20 40 60 80 100 120

0 50 100 150 200

Taksonilukumäärä

(24)

yksikkösaaliita suurempia. Särkikalojen keskimääräisten yksikkösaaliiden eksponentiaalinen kasvu alkoi 30 µg l^-1 fosforipitoisuuden ylityttyä. Petokalojen yksikkösaaliit eivät kasvaneet yhtä voimakkaasti ja petokalojen osuus särkikalojen määrästä laski fosforipitoisuuden kasvaessa. Petokalojen ja särkikalojen suhteen vinoutuminen oli selkeästi havaittavissa myös bio- massayksikkösaaliiden rehevyysluokkaperusteisissa keskiarvoissa siirryttäessä keskirehevästä luokasta ylempiin rehevyysluokkiin (kuva 12).

Kuva 9. Kokonaisfosforipitoisuuden ja särkikalojen biomassayksikkösaaliin (BPUE) välinen suhde. Biomassayksikkösaaliilla tarkoitetaan verkkoöiden välisten yksikkösaaliiden biomassojen (g) verkkokohtaisia keskiarvoja.

y = 20,992x + 37,716 R² = 0,4605

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 5000

0 50 100 150 200

Särkikalat (BPUE)

(25)

Kuva 10. Kokonaisfosforipitoisuuden ja petokalojen (> 150 mm hauki, kuha ja ahven) biomas- sayksikkösaaliin (BPUE) välinen suhde. Biomassayksikkösaaliilla tarkoitetaan verkkoöiden välisten yksikkösaaliiden biomassojen (g) verkkokohtaisia keskiarvoja.

Taulukko 5. Tarkasteltujen selittävien muuttujien (x) ja särkikalojen biomassayksikkösaaliiden BPUE (y, g/verkko/yö) väliset suhteet. Kokonaisfosforipitoisuuden ja biomassayksikkösaaliin välistä selitysastetta korkeammat selitysasteet R² on tummennettu. KP = kasviplankton.

Selittävät muuttujat (x) Yhtälö N R² Vapausasteet F P-arvo

Kokonaisfosfori (µg l^-1) y = 20,99x + 37,72 170 0,46 1, 168 143,41 <0,001 Kokonaistyppi (µg l^-1) y = 1,53x - 320,46 170 0,38 1, 168 102,40 <0,001 Keskisyvyys (m) y = -517,4ln(x) + 1449,5 145 0,10 1, 143 15,60 <0,001 Sameus (FNU) y = -2,45x² + 182,13x + 35,31 138 0,68 2, 135 145,36 <0,001 Klorofylli-a (µg l^-1) y = 18,53x + 336,82 170 0,37 1, 168 96,92 <0,001 KP biomassa (mg l^-1) y = -4,49x² + 243,34x + 259,15 33 0,67 2, 30 29,87 <0,001 KP sinilevä-% y = -0,79x² + 96,26x + 25,77 33 0,60 2, 30 22,50 <0,001 KP trofiaindeksi y = 181,56x² + 369,42x + 250,51 33 0,50 2, 30 14,96 <0,001

KP taksonilukumäärä y = 23,89x - 538,95 33 0,13 1, 31 4,82 0,42

Petokala (BPUE) y = 0,98x + 284,26 170 0,20 1, 168 40,87 <0,001 y = 4,4727x + 330,73

R² = 0,1016

0 500 1000 1500 2000 2500

0 50 100 150 200

Petokalat (BPUE)

(26)

Taulukko 6.Tarkasteltujen selittävien muuttujien (x) ja petokalojen biomassayksikkösaaliiden BPUE (y, g/verkko/yö) väliset suhteet. Kokonaisfosforipitoisuuden ja biomassayksikkösaaliin välistä selitysastetta korkeammat selitysasteet R² on tummennettu. KP = kasviplankton.

Selittävät muuttujat (x) Yhtälö N R² Vapausasteet F P-arvo

Kokonaisfosfori (µg l^-1) y = 4,47x + 330,73 170 0,10 1, 168 19,00 <0,001 Kokonaistyppi (µg l^-1) y = 0,31x + 263,17 170 0,08 1, 168 14,08 <0,001 Keskisyvyys (m) y = -242,9ln(x) + 773,79 145 0,13 1, 143 21,17 <0,001

Sameus (FNU) y = 25,73x + 355,99 138 0,23 1, 136 41,40 <0,001

Klorofylli-a (µg l^-1) y = 4,03x + 392,59 170 0,08 1, 168 15,43 <0,001 KP biomassa (mg l^-1) y = -0,69x² + 48,51x + 357,99 33 0,41 2, 30 10,52 <0,001 KP sinilevä-% y = -0,12x² + 18,47x + 319,1 33 0,32 2, 30 7,12 0,003 KP trofiaindeksi y = 107,29x² - 13,73x + 227,55 33 0,33 2, 30 7,28 0,003

KP taksonilukumäärä y = 3,15x + 341,94 33 0,02 1, 31 0,66 0,036

Särkikala (BPUE) y = 0,20x + 332,09 170 0,20 1, 168 40,87 <0,001

Kuva 11. Peto- ja särkikalojen yksikkösaaliiden keskiarvot ja keskihajonnat kokonaisfosfori- luokittain (n=170).

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 5000

< 10 10-20 20-30 30-40 40-50 50-60 60-70 70-80 80-100 100-140 140-180

Yksikkösaalis±S.D. (g/verkko)

Petokalat Särkikalat

(27)

Kuva 12.Peto- ja särkikalojen yksikkösaaliiden keskiarvot ja keskihajonnat rehevyysluokittain (n=170). Rehevyysluokittelu OECD (1982) mukaan.

5.4 Kestävä hoitokalastus

Esimerkkijärvien särkikalojen fosforiperusteiset biomassa-arviot vaihtelivat karuhkon Horma- järven 12,4 kg:n hehtaaribiomassasta ylirehevän Enäjärven 182,7 kg:n hehtaaribiomassaan (taulukko 7). Kestävien kalasaaliiden hehtaarikohtaiset määrät vaihtelivat rehevyystasosta riippuen 3,1–45,7 kg:n välillä. Rehevyysluokittain tarkasteltuna keskimääräiset vuotuiset hehtaa- risaaliit olivat karuissa järvissä 2,4 kg, lievästi rehevissä järvissä 6,0 kg, rehevissä järvissä 14,0 kg ja erittäin rehevissä järvissä 35,1 kg. Biomassa- ja kalastusmääräarviot olivat vedenlaadun muutosta tavoittelevan perinteisen hoitokalastuksen fosforiperusteista saalistavoitetta alhaisempia (kuva 13).

Kalastettavan särkikalabiomassan mukana poistuvan fosforin määrä vaihteli järven koko- naisfosforipitoisuudesta riippuen 20–340 g:n välillä (taulukko 7). Esimerkkijärviin kohdistuvasta fosforin kokonaiskuormituksesta (U+S) voitiin kalabiomassan mukana poistuvalla fosfo- rilla kompensoida enimmillään 4,7 %:a. Sisäisen kuormituksen (S) kompensaatioprosentit vaihtelivat 0,7-10 %:n välillä ja ulkoisen kuormituksen (U) 0,7–11,7 %:n välillä. Ulkoisen kuormituksen vähennystarpeen kompensaatioprosentit olivat suurempia ja vaihtelivat 0,8–35,8 %:n välillä. Kun kalojen aiheuttaman ulostus- ja pöllytyskuormituksen määrän väheneminen

0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500

< 10 10 - 35 35 - 100 > 100

Yksikkösaalis±S.D. (g/verkko)

Kokonaisfosfori (µg l^-1) Petokalat Särkikalat

(28)

huomioitiin fosforipoistumana, hehtaarikohtaiset poistumat olivat 50 %:a suurempia. Särkika- labiomassan aiheuttama pöllytys- ja ulostus kuormituksen osuus esimerkkijärvien sisäisestä kuormituksesta vaihteli 2,9–39,9 %:n välillä.

Taulukko 7. Särkikalojen kestävän kalastuksen määrän ja vesienhoidollisen vaikuttavuuden arviointi esimerkkijärvillä. Vasemman sarakkeen kirjaimet viittaavat kaavojen muuttujiin ja nu- merot käytettyihin kaavoihin. Kompensaatioprosenteilla tarkoitetaan kestävän särkikalasaaliin mukana poistuvan fosforin prosenttiosuutta esitetystä kuormitusarvosta. Suluissa esitetyt arvot kuvaavat tilannetta, jossa myös kalojen pöllytys- ja ulostuskuormituksen väheneminen on huo- mioitu poistuvana fosforina. Särkikalojen kuormituksella tarkoitetaan särkikalabiomassan aiheuttaman kuormituksen prosenttiosuutta järven sisäisestä kuormituksesta. ^aValjus (2003), ^b Marttunen ym. (2012), ^c Alajoki (2014), ^d Aho (2020), ^ePellikka ym. (2020a), ^fPellikka ym.

(2020b).

Yksikkö Hormajärvi a Ähtärinjärvid Hauhonselkäc Karhijärvib Karvianjärvib Karhujärvie Enäjärvif

A Järven pinta-ala ha 516 4975 2212 3335 921 190 492

TP Kokonaisfosforipitoisuus µg l^-1 10 21 33 50 79 120 180

S Sisäinen fosforikuormitus kg v^-1 - 8500 1570 - - 6205 2141 U Ulkoinen fosforikuormitus kg v^-1 592 7618 8630 9700 5500 6850 1446 T Tavoiteltu fosforikuormitus kg v^-1 254 5900 7742 8730 3740 1116 475 1 Arvioitu biomassa kg ha^-1 12,4 24,8 37,7 55,5 84,9 125,3 182,7 2 Vuotuinen hehtaarisaalis kg ha^-1 3,1 6,2 9,4 13,9 21,2 31,3 45,7 3 Vuotuinen fosforipoistuma kg ha^-1 0,02 0,05 0,07 0,10 0,16 0,23 0,34 4 Fosforipoistuma + pöllytys kg ha^-1 0,05 0,09 0,14 0,21 0,32 0,47 0,69

5 Kompensaatio (U + S) % - 1,43 1,53 - - 0,34 4,70

- (2,87) (3,07) - - (0,68) (9,40)

5 Kompensaatio (S) % - 2,72 9,96 - - 0,72 7,88

- (5,44) (19,93) - - (1,44) (15,75)

5 Kompensaatio (U) % 2,03 3,03 1,81 3,58 2,67 0,65 11,66

(4,06) (6,07) (3,63) (7,16) (5,33) (1,30) (23,33)

6 Kompensaatio (U - T) % 3,56 13,45 17,62 35,79 8,33 0,78 17,37 (7,11) (26,90) (35,23) (71,57) (16,67) (1,56) (34,74)

7 Särkikalojen kuormitus % - 10,88 39,86 - - 2,88 31,51

(29)

Kuva 13. Särkikalojen hehtaarikohtainen biomassa-arvio, kestävän kalastuksen vuosittaisen määrän arvio ja vuosittainen hoitokalastustavoite järven kokonaisfosforipitoisuuteen suhteutettuna. Hoitokalastustavoite on laskettu Jeppesen & Sammalkorpi (2002) mukaan ja ylittää siis särkikalojen biomassan.

6 TULOSTEN TARKASTELU

6.1 Vedenlaatu

Järven kokonaisfosforipitoisuuden yhteys tarkasteltuihin vedenlaatumuuttujiin oli voimakas ja tilastollisesti merkitsevä. Tarkastelluista vedenlaatumuuttujista kokonaisfosfori selitti parhaiten järven levämäärää kuvaavan a-klorofyllin määrää. Fosforin ja a-klorofyllipitoisuuden välinen vahva korrelaatio on tunnettu 1960-luvulta lähtien (mm. Sakamoto 1966, Dillon & Rigler 1974). Muuttujien välisestä voimakkaasta korrelaatiosta on tutkimusnäyttöä myös Suomesta (n=174 r=0,94 p<0,001) (Pietiläinen & Räike 1999). Pietiläisen ja Räiken (1999) mukaan fosforin selittävyysarvo a-klorofyllin määrälle on huomattavasti typpeä parempi, mikä osoittaa fosforin merkittävyyttä järvien minimiravinteena ja perustuotannon säätelijänä. Fosfori on toi- minut minimiravinteena viimeistään 1960-luvulta lähtien, jolloin typen kaukolaskeuma on al- kanut kasvaa (Vuorenmaa ym. 2002, Räike ym. 2003). Tämän tutkimuksen aineiston järvissä fosforin ja typen selittävyyksien välillä ei ollut yhtä merkittävää eroa ja kokonaistyppipitoisuus

0 50 100 150 200 250

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180

Biomassa (kg ha-1)

Särkikalojen määrä Kestävä kalastus Tehokalastus

(30)

selitti a-klorofyllin määrää lähes yhtä hyvin (R²= 0,71). Ravinnemäärien ja a-klorofyllipitoisuuden voimakkaat suhteet osoittivat aineiston järvien bottom-up -säätelyn merkittävyyttä (Smith & Schindler 2009).

Kokonaisfosforin ja -typen lähes yhtä voimakkaaseen selittävyyteen a-klorofyllin määrälle vaikutti ravinteiden määrien vahva keskinäinen korrelaatio. Kokonaisfosforin ja -typen on havaittu korreloivan voimakkaasti suomalaisilla järvillä myös aikaisemmissa tutkimuksissa (n=174 r=0,81 p<0,001) (Pietiläinen & Räike 1999) ja korkeat kokonaisfosfori- ja kokonais- typpipitoisuudet mitataan usein samoilta näytteenottopisteiltä. Kokonaisfosforipitoisuus selitti hyvin myös järven sameutta. Kokonaisfosforipitoisuuden ja sameuden on havaittu korreloivan erittäin voimakkaasti myös aikaisemmissa tutkimuksissa (n=52 r=0,92 p<0,001) (Viviano ym.

2014). Sameuden ja fosforipitoisuuden voimakkaaseen korrelaatioon vaikuttaa veden sameutta aiheuttaviin partikkeleihin sitoutunut fosfori (Eloranta 2005). Tutkimusaineiston suuret sameuden arvot ylirehevässä rehevyysluokassa voivat osittain selittyä suuren leväbiomassan aiheut- tamalla samentumisella.

Järven syvyys pieneni logaritmisesti kokonaisfosforipitoisuuden kasvaessa, eli käytännössä matalissa järvissä oli enemmän fosforia. Sedimentti on järven suurin fosforivarasto ja järven syvyyden kasvaessa veden tilavuus pohjasedimentin pinta-alayksikköä kohden kasvaa. Mata- lissa järvissä sedimentin ja vesimassan välinen rajapinta on veden tilavuuteen suhteutettuna suurempi, mikä mahdollistaa suuremman fosforikuormituspaineen. Matalat järvet ovat myös alttiimpia tuulen aiheuttamalle resuspensiolle, jossa tuulen aiheuttamat virtaukset sekoittavat pohjan sedimenttiä takaisin veteen voimistaen kuormitusta (Saarijärvi & Sammalkorpi 2005).

Tulosten perusteella voidaan todeta, että järven kokonaisfosforipitoisuus selittää hyvin muita vedenlaatutekijöitä ja kokonaisfosforipitoisuuden avulla voidaan alustavasti arvioida veden kokonaistypen, a-klorofyllin ja sameuden määrää. Kokonaisfosforin minimiravinnevaikutuksen takia kunnostustoimien tulisi kohdistua fosforipitoisuuden alentamiseen. On kuitenkin huomattava, että tarkastellut arvot perustuvat suurimmaksi osaksi yksittäisiin näytteenottoihin, eivätkä esimerkiksi kasvukauden keskiarvoihin.

6.2 Kasviplankton

Järven levämäärää voidaan mitata A-klorofyllipitoisuuden lisäksi kasviplanktonin kokonais- biomassalla. Kaikki levät eivät sisällä A-klorofylliä, mikä voi osittain selittää kokonaisfosforipitoisuuden voimakkaampaa selittävyysarvoa kasviplanktonin biomassalle. Voimakas suhde kummankin muuttujan kanssa korostaa fosforin merkittävyyttä järvien perustuotannon