1
Lemmenjoen kansallispuiston koneellisen kullankaivuun ympäristövaikutukset
Selvitysten tulokset 2006-2009
Lapin elinkeino-, liikenne- ja ympäristökeskus & Metsähallitus 2010
2
Sisältö
Lemmenjoen kansallispuiston koneellisen kullankaivuun ympäristövaikutukset ... 1
Johdanto ... 4
Lemmenjoen kullankaivuun historiaa ... 4
Kullankaivuun kaivuun vaikutusten selvitys ... 5
Tutkimusalue ... 6
Koneellisen kullankaivuun vaikutukset vedenlaatuun ja sedimentaatioon ... 7
Näytepisteet, näytteenotto ja analyysit ... 7
Tulokset ja tulosten tarkastelu ... 10
Vedenlaatu ... 10
Sedimentaatio ... 17
Koneellisen kullankaivuun vaikutukset pohjaeläimistöön ... 21
Näytteenotto ja aineiston analysointi ... 21
Tulokset ja tulosten tarkastelu ... 21
Kirjallisuus ... 25
Lemmenjoen koneellisen kullankaivuun vesistövaikutukset 2009 – päällyslevät ... 28
Johdanto ... 28
Näytteenottopisteet ja näytteenottoajankohdat ... 28
Menetelmät ... 28
Tulokset ... 29
Tulosten tarkastelu ... 31
Yhteenveto ... 32
Viitteet ... 32
Sähkökoekalastukset Lemmenjoen vesistön alueella ... 33
Yleistä ... 33
Tulokset ... 34
Tulosten tarkastelu ... 37
Viitteet ... 41
Koneellisen kullankaivun ja sen jälkeisen maisemoinnin vaikutukset luontotyyppeihin ja kasvillisuuteen Lemmenjoen kansallispuistossa ... 42
Johdanto ... 43
Konekaivun vaikutukset luontotyyppeihin ja kasvillisuuteen ... 44
Aiemmin konekaivettujen kohteiden kasvillisuus kymmenen vuotta maisemoinnin jälkeen ... 47
Johtopäätökset ... 57
Lemmenjoen kansallispuiston koneellisen kullankaivuun ympäristövaikutukset –Selvitysten johtopäätökset ... 58
Vedenlaatu ja sedimentaatio ... 58
3
Pohjaeläimistö ... 59
Pohjalevästö ... 59
Kalasto ... 59
Luontotyyppi- ja kasvillisuusselvitys ... 59
4
Johdanto
Lemmenjoen kansallispuiston matkailijat sekä matkailu- ja luontopalveluissa työskentelevät tahot ovat huolestuneet valuma-alueella suoritettavan koneellisen kullankaivuun vaikutuksista alueen suojelu-, virkistys- ja matkailuarvoon. Valituksia toiminnan aiheuttamasta jokivesien
samentumisesta on vuosina 2005-2009 osoitettu niin Lapin ympäristökeskukselle (nykyiselle Lapin Elinkeino-, Liikenne- ja Ympäristökeskuksen (ELY) ympäristövastuualueelle) kuin
Metsähallituksellekin. Myös Lapin TE-keskus kiinnitti vuonna 2008 huomiota konekaivuun mahdollisiin kalastovaikutuksiin. Suurimpana huolenaiheena oli vuosina 2005-2006 Jäkälä-Äytsin ojalla suoritetun kaivuun Ravadasjokeen ja Lemmenjokeen aiheuttama samentuminen ja joen pohjien silttaantuminen. Vuosina 2007-2009 valituksia aiheutti veden samentuminen Miessijoessa, Postijoessa ja Vaskojoessa.
Valitusten takia Lapin ympäristökeskus ja metsähallitus seurasivat Jäkälä-Äytsin alueen
kullankaivuun vaikutuksia alapuoliseen vesistöön yhteistyössä Lapin Kullankaivajien Liiton (LKL) kanssa vuonna 2006. Pienimuotoisessa seurannassa selvitettiin toiminnan vaikutuksia vedenlaatuun, pohjaeläimistöön ja ranta-alueen luontotyyppeihin. Vesianalyysien ja maastokartoitusten perusteella kaivuu vaikutti Ravadasjoen vedenlaatuun ja aiheutti joen pohjan silttaantumista. Vaikutus ulottui Ravadasjoen ja Lemmenjoen yhtymäkohtaan asti.
Marraskuussa 2006 Rovaniemellä pidetyssä viranomaispalaverissa arvioitiin havaittujen ongelmien vaativan vesiensuojelullisia toimenpiteitä vesistö- ja virkistyshaittojen vähentämiseksi. Vuonna 2006 aloitettua seurantaa päätettiin jatkaa, mutta rahoituksen kariuduttua jouduttiin tyytymään harvahkoon vedenlaadun seurantaan vuosina 2007-2008. Kullankaivajien liitto toteuttaa alueella lupaehtojensa mukaisiin velvoitteisiin perustuvaa vedenlaadun yhteistarkkailusuunnitelmaa.
Lokakuussa 2008 Lapin ympäristökeskus tapasi Miessijoen vesiensuojelullisten ongelmien takia järjestetyissä viranomaispalavereissa Metsähallituksen ja Lapin TE-keskuksen edustajia.
Keskusteluissa todettiin koneellisen kullankaivuun vesistövaikutusten ulottuvan laajalti
kaivuualueiden alapuolisille vesialueille ja jossain määrin myös kaivospiirien ulkopuolisille maa- alueille. Velvoitetarkkailusta ja pienimuotoisesta selvityksestä huolimatta toiminnan vaikutusten laajuudesta, intensiteetistä ja pitkäaikaisvaikutuksista vesi- ja maaympäristöjen ekologiseen tilaan ei ollut käytettävissä riittävästi tietoa. Siksi päätöksenteon pohjaksi katsottiin tarvittavan
perusteellisempaa selvitystä koneellisen kullankaivuun vaikutuksista eritoten vaikutusalueen eliöstöön. Selvityksen tärkeyttä korosti myös ympäristöministeriö. Tarvittava rahoitus saatiin kerättyä kevään 2009 aikana. Ympäristökeskuksen, metsähallituksen ja TE-keskuksen lisäksi hanketta rahoittivat Työ- ja Elinkeinoministeriö ja Ympäristöministeriö. Kesällä ja syksyllä 2009 toteutetun selvityksen kokonaisbudjetti oli 29 000 Euroa.
Lemmenjoen kullankaivuun historiaa
Laajempi kullanhuuhdonta alkoi Lemmenjoen ja Vaskojoen latvavesillä vuonna 1945, jonka jälkeen alueella koettiin "kultaryntäys". Aluksi Morgamojan, Miessijoen ja Jäkälä-Äytsin latvoilta saatiin hyviä saaliita suhteellisen vähäisellä vaivalla ja kevyellä kalustolla. Helppokaivuiset kultapitoiset pintamaat ehtyivät jo kuitenkin ensimmäisen vuosikymmenen aikana. Tämän jälkeen kullankaivuu on vaatinut suurempien maamassojen siirtoa, sillä kulta on lajittunut syvempiin maakerroksiin ja eritoten peruskallion pintauurteisiin. Nykyisin tämä vaatii pintamaan poistoa jopa kymmenen metrin syvyyteen asti.
5 Lemmenjoen kullanhuuhdonta-alue liitettiin kansallispuistoon vuonna 1971. Alueella toimi tuolloin parikymmentä kullankaivajaa perinteisellä lapiokaivumenetelmällä. Tämän perinteen jatkuminen haluttiin mahdollistaa myös kansallispuistossa. Kansallispuiston laajentamisen yhteydessä ei osattu varautua siihen, että kullanhuuhdontaa harjoitettaisiin myöhemmin tehokkailla koneilla. Koneellista kullanhuuhdontaa kokeiltiin Lemmenjoella 1950-luvulla, mutta varsinainen koneellinen
kullanhuuhdonta alkoi alueella vuonna 1979.
Koneiden ja kaivun määrä kasvoivat 1980-luvun puolivälin jälkeen rajusti. Kaivajien ilmoitusten perusteella käsitellyissä maamäärissä on nähtävissä selvä mittaluokan kasvu vuodesta 1987 lähtien.
Vuonna 1991 Lemmenjoen kansallispuistossa oli 11 valtausta ja 2 kaivospiiriä, joilla harjoitettiin koneellista kaivua. Lisäksi konekaivusuunnitelma oli vireillä 15 valtauksella. Käytössä oli
lapiokaivureita, traktorikaivureita, pienehköjä kauhakuormaajia ja muutama n. 10–15 tn kaivinkone.
Konekaivulla käsitellyt maamäärät ovat edelleen kasvaneet 1990- ja 2000-luvulla. Suurimmillaan yhden kaivospiirin alueella voi olla töissä useita koneita, kuten kaivinkoneita, traktorikaivureita ja pyöräkuormaajia.
Lemmenjoen kansallispuistossa koneellinen kullanhuuhdonta on sallittu sellaisilla kaivospiireillä, jota koskeva kaivosoikeus oli voimassa 10.4.1991 tai kaivosoikeus on myönnetty mainittuna ajankohtana voimassa olleeseen valtausoikeuteen perustuen. Vuonna 2009 alueella oli
voimassaolevia koneellisen kullankaivun ympäristölupia 15 eri kaivospiirillä. Niistä konekaivua harjoitettiin 12 kaivospiirillä. Toiminnanharjoittajien toimittamien vuosi-ilmoitusten mukaan maa- aineksia käsiteltiin yhteensä 42 000 m2 alalla ja käsiteltyjen maa-ainesten yhteismäärä oli 70 800 m3.
Kullankaivuun, poronhoidon, matkailun ja luonnonsuojelun intressit eivät törmänneet vakavasti pienimuotoisen kaivuun aikana. Raskaan koneellisen kaivuun aiheuttama kaivospiirien nopea ja voimakas muokkaus ja siitä johtuva alapuolisten vesistöjen samentuminen on sen sijaan aiheuttanut ristiriitoja eri käyttömuotojen välillä viimeisten kolmen vuosikymmenen aikana.
Kullankaivuun kaivuun vaikutusten selvitys
Luotettavien ekologisten vaikutusarvioiden pohjaksi tarvitaan monipuolista ekosysteemin eri osatekijöiden selvitystä, sillä ihmistoiminnan vaikutukset kuvastuvat eri tavoin eri eliöryhmissä.
Selvitykseen sisällytettiin seuraavat vesiympäristöä kuvaavat muuttujat: vedenlaatu, kalasto, pohjalevästö ja pohjaeläimistö. Edellä mainitut muuttujat ovat pohjana EU:n vesipuitedirektiivin mukaisen vesien ekologisen tilan luokittelulle. Lisäksi kaivuun aiheuttaman sedimentaation määrää arvioitiin jokiuoman pohjaan asennettujen sedimenttikeräimien avulla. Maaympäristön muutoksien ja toiminnan jälkeisen palautumisen dokumentoimiseksi toteutettiin vanhojen, maisemoitujen valtausalueiden ja niiden luonnontilaisten lähialueiden kasvillisuus- ja luontotyyppiselvityksiä.
Kullankaivuun vaikutusten arvioinnin lähtökohdaksi otettiin kuormitettujen alueiden vertailu luonnontilaisiin alueisiin, joiden vaalimiseen kansallispuisto aikoinaan perustettiin. Koneellisen kullanhuuhdonnan vaikutuksia ympäristöön ei ole Suomessa aiemmin laajemmin selvitetty.
Kansainväliset tutkimuksetkin keskittyvät pääosin laajamittaisempaan kaivostoimintaan, jossa käytetään kemikaaleja ja raskaampaa kalustoa. Lemmenjoen toiminnan vertailu raskaaseen kaivostoimintaan tai vaikutuksiltaan toisenlaiseen, erityyppisissä maa- ja vesiympäristöissä tapahtuvaan ympäristönkuormitukseen vaikeaa ja epävarmaa.
6 Selvityksessä keskityttiin Miessijoella ja Jäkälä-Äytsillä suoritettavan koneellisen kullankaivuun vaikutusten arviointiin. Lisäksi kasvillisuus- ja luontotyyppiselvityksiä toteutettiin Puskuojan vanhoilla valtausalueilla. Selvitys toteutettiin pääosin vuonna 2009, mutta aiemmin 2000-luvun aikana kerättyjä seuranta-aineistoja käytettiin hyväksi mahdollisuuksien mukaan.
Vedenlaadun analysoinnista ja näytteenotosta vastasi Lapin ympäristökeskuksen laboratorio.
Pohjalevästön analysointi ja raportointi tilattiin FT Juha Miettiseltä Ecomonitor Oy:stä.
Pohjaeläintutkimuksen, sedimentaatioselvityksen ja vedenlaadun tulokset analysoi ja raportoi vesibiologi Petri Liljaniemi (ELY). Sähkökalastusselvityksen toteuttivat ja raportoivat ylitarkastaja Jarmo Huhtala ja suunnittelija Marko Kangas (ELY). Kasvillisuus- ja luontotyyppiselvityksen suunnitteli, toteutti ja raportoi Mia Vuomajoki (MH). Seuraavilla sivuilla selvityksen tulokset esitellään osa-alueittain edellä mainittujen henkilöiden kirjoittamina osaraportteina.
Tutkimusalue
Koneellisen kullankaivuun ympäristövaikutuksia seurattiin Jäkäläpään eteläpuolisilla ylänköalueilla sijaitsevien Miessijoen ja Jäkälä-Äytsin kaivospiirien alapuolisilla jokialueilla yhteensä 11
seurantapaikalla (Kuva 1 vedenlaatuosiossa). Kaivospiirit ja valtaukset sijaitsevat osin puurajan yläpuolella. Miessijoki laskee ylängöltä länteen Postijokeen, joka puolestaan purkaa vetensä Vaskojokeen Lemmenjoen kansallispuiston pohjoispuolelle. Jäkälä-Äytsi laskee itään Maddib- Ravadas-jokeen, joka yhdyttyään Ravadasjokeen laskee etelään Lemmenjokeen. Kansallisen jokityypittelyn mukaan Miessijoki ja Jäkälä-Äytsi edustavat pieniä kangasmaiden latvajokia.
Lemmenjoki sekä Posti- ja Ravadasjoki (mukaan lukien Maddib-Ravadas) tyypitellään
keskisuuriksi kangasmaiden joiksi. Vaskojoki on tyypittelyn mukaan suuri kangasmaiden joki.
Lemmenjoen ja Vaskojoen valuma-aluiden yhteispinta-ala on 2119 km2.
Kummankin valuma-alueen maaperä on tyypillistä Pohjois-Lapin karua tunturiylänköä, jossa ohuen orgaanisen maannoskerroksen alla on peruskallion päälle lajittunut hiekasta, hiesusta ja moreenista koostuva mineraalimaakerros. Maaperä on koostumuksensa ja jokikurujen jyrkkyyden takia erittäin eroosioherkkää. Jokialueet eroavat jonkin verran toisistaan maaperän ja uoman ominaisuuksien suhteen. Jäkälä-Äytsi ja Ravadasjoki ovat jokiuomiltaan Miessijokea ja Postijokea jyrkempiä ja vähäsuvantoisempia. Jäkälä-Äytsi on myös maaperältään hieman karumpi ja raekooltaan karkeampi. Miessijoen latvoilla on Jäkälä-Äytsistä poiketen laajempia ja paksumpiturpeisia suoalueita sekä tasaisia, runsashiekkaisia ja raekooltaan hienompia ranta-alueita.
Seurantapaikoista kaksi sijaitsee kaivospiireillä (Miessijoki L9 ja Jäkälä-Äytsi 1) ja kaksi paikkaa edustaa luonnontilaisia, ihmistoiminnan vaikutuksista vapaita vertailuolosuhteita (Postijoki yläpuoli ja Maddib-Ravadas 1). Loput pisteet sijaitsevat kaivospiirien alapuolisilla koskialueilla seuraavilla etäisyyksillä: Jäkälä-Äytsi ja Ravadasjoki: Jäkälä-Äytsi 2 (välittömästi aktiivisten kaivausalueiden alapuolella), Maddib-Ravadas 2 (n. 1,5 km alavirtaan) ja Ravadasköngäs 11 (8 km alavirtaan, Ravadasjoen ja Lemmenjoen yhtymäkohdassa). Miessijoki ja Postijoki: Miessijoki Hepo-oja 3 (välittömästi aktiivisten kaivausalueiden alapuolella), Miessijoki alaosa ja Postijoki alapuoli (n. 5 km alavirtaan) ja Postijoki 5 (n. 8 kilometriä kaivospiirien alapuolella (Kuva 1 vedenlaatuosiossa).
7
Koneellisen kullankaivuun vaikutukset vedenlaatuun ja sedimentaatioon
Vesibiologi Petri Liljaniemi (Lapin ELY, ympäristövastuualue)
Näytepisteet, näytteenotto ja analyysit
Valtausten alapuolisten näytepisteiden tuloksia verrattiin Posti- ja Ravadasjoen luonnontilaisiin vertailupisteisiin, jotka sijaitsevat Miessijoen ja Jäkälä-Äytsin suualueiden yläpuolella (pisteet
"Postijoki, yläpuoli" ja "Maddib-Ravadas 1"). Miessijoen ja Jäkälä-Äytsin ylimmät näytepisteet sijaitsivat valtausalueilla (pisteet "Miessijoki L9" ja "Jäkälä-Äytsi 1") (Kuva 1). Valtausalueilla sijaitsevat näytepisteet edustavat käytännössä keinotekoisia uomia, sillä kullankaivuun yhteydessä joen uomaa siirretään huuhdonta-alueen vaihtuessa. Tästä syystä biologisia näytteitä koekalastusta lukuun ottamatta ei näiltä pisteiltä otettu. Alimmat näytepisteet Ravadasköngäs 11 ja Postijoki 5 sijaitsevat noin kahdeksan kilometriä valtausalueilta alavirtaan (Kuva 1).
Seuraavien osaraporttien kaivospiirien alapuolisten vesialueiden vedenlaatua ja biologiaa käsittelevät selvitykset koskevat koskialueita 0-8 kilometriä kaivospiireiltä alavirtaan. Tästä alavirtaan sijaitsevien koskien ja suvantojen tilasta voidaan esittää vain varovaisia arvioita, sillä vesialueiden tilaa ei ole kartoitettu. Vaskojoen Närrinsillalta otettujen vesinäytteiden ajoittain korkeat sameus- ja rautapitoisuudet viittaavat kuitenkin hienojakoisen kiintoaineksen samentavan jokialueita ainakin 50 km kaivospiireiltä alavirtaan. Esimerkiksi keväällä 2009 Miessillä
sijaitsevalla kaivuualueella tapahtunut laskeutusaltaan padon murtuminen näkyi Närrinsillan näytepisteellä korkeina piikkeinä sameudessa ja raudan pitoisuudessa (12.5.2009: sameus 12 FNU, rauta 1600 µg/l).
Vesinäytteet
Miessi- ja Postijoen aineistot ovat vuodelta 2009. Jäkälä-Äytsin ja Ravadasjoen vedenlaadun osalta oli käytettävissä seuranta-aineistoa myös vuosilta 2006-2008. Vesinäytteitä otettiin kesästä syksyyn eri vuosina 2-5 kappaletta (Taulukko 1).
Vuonna 2009 vesinäytteet otettiin kuukausittain kesäkuusta syyskuun loppuun. Vesinäytteet otettiin standardoiduin menetelmin näytteenottoon koulutettujen näytemestarien toimesta. Näytteet
analysoitiin ELY:n laboratoriossa niin ikään standardoituja ja akkreditoituja analyysimenetelmiä käyttäen.
8 Kuva 1. Selvityksen näytepisteet ja kaivospiirien rajat (siniset rajaukset).
9 Taulukko 1. Selvityksen näytepisteiltä otetut vesinäytemäärät vuosina 2006-2009.
Paikka
YK-
Pohjoinen YK-Itä 2006 2007 2008 2009
MADDIB-RAVADAS 1 7625850 3453150 2 3 2 4
JÄKÄLÄ-ÄYTSI 1 7624000 3450000 4
JÄKÄLÄ-ÄYTSI 2 7625340 3451370 2 3 2 4 MADDIB-RAVADAS 2 7625750 3453320 2 3 2 4 RAVADASKÖNGÄS 11 7622584 3458034 2 4 3 4 POSTIJOKI, YLÄPUOLI 7623758 3440390 5
MIESSIJOKI L9 7621234 3445976 4
MIESSIJOKI, HEPO-OJA 3 7621087 3442907 4
MIESSIJOKI, ALAOSA 7623782 3440456 5
POSTIJOKI, ALAPUOLI 7623999 3440402 5
POSTIJOKI 5 7625570 3440250 4
Sedimentaatio
Valtausten alapuolisten alueiden sedimentaatiota seurattiin pilottikokeen omaisesti menetelmällä, jota on aiemmin käytetty Muonionjoella ja Naamijoella sekä Pohjois-Pohjanmaan jokivesillä tutkittaessa metsätalouden ojitusten aiheuttamaa taimenen kutualueiden liettymistä (Paso ym. 2001, Salmén 2000). Sedimenttikeräiminä käytettiin viiden litran vetoisia ämpäreitä (suuaukon halkaisija 19 cm), jotka täytettiin seulotulla ja puhdistetulla soralla (seulan silmäkoko 4 mm) ja kaivettiin suuta myöten joen pohjaan.
Keräimiä asennettiin kesä-heinäkuun vaihteessa seitsemälle seurantapisteelle (1:Jäkälä-Äytsi 2, 2 ja3:Maddib-Ravadas 1 ja 2, sekä 4: Miessijoki, Hepo oja 3, 5: Miessijoki, alaosa, 6 ja 7: Postijoki ylä ja alapuoli). Jokaiselle seurantapisteelle asennettiin kolme keräintä. Keräimet pyrittiin
asentamaan uoman eri osiin siten, että ne antoivat edustavan kokonaiskuvan koko uomasta.
Käytännössä asennus osoittautui varsin hankalaksi pohjan kivisyydestä johtuen, joten soveltuvia asennuspaikkoja jouduttiin monella pisteellä työläästi etsimään. Keräimet nostettiin syyskuun loppupuolella, jolloin ne olivat keränneet kiintoainesta keskimäärin 77 vuorokautta.
Keräimiä "koettaessa" sora seulottiin uudestaan, ja keräimeen kertynyt hienompi aines otettiin talteen siten, että raekooltaan yli 0,5 mm karkea kiintoaines seulottiin erilleen ja kerättiin minigrip- muovipusseihin kokonaisuudessaan. Tätä hienompi kiintoaine määritettiin 20 litran tilavuuteen vakioidusta, hyvin sekoitetusta seulontavedestä otetusta 0, 25 litran vesinäytteestä. Näytteistä määritettiin laboratoriossa kuiva-ainepitoisuus. Tulokset on kuvissa ja taulukossa esitetty muodossa sedimentaatio pinta-alaa kohti päivässä (mg/cm2/d).
Keräimiä hävisi kaksi virran viemänä ja ohikulkijoiden uteliaisuuden takia. Lisäksi kaksi keräintä hylättiin epäedustavina niiden kaaduttua pohjan syöpymisen takia. Menetyksistä huolimatta jokaiselta pisteeltä saatiin vähintään kaksi edustavaa näytettä, joten tulosten voi sanoa antavan luotettavan, joskin karkean kuvan näytealueiden sedimentaatiosta.
10
Tulokset ja tulosten tarkastelu
Vedenlaatu
Koneellisen kullankaivuun vaikutukset olivat selvästi havaittavissa, joskin vaikutusten voimakkuus vaihteli ajallisesti sadannasta, valunnasta, virtaamaolosuhteista ja luultavasti myös kaivuutoiminnan aktiivisuudesta johtuen.
Kaivuusta aiheutuva kiintoaineen ja ravinteiden eroosio näkyi kohonneina arvoina ja pitoisuuksina niin sameudessa, kiintoainepitoisuudessa, sähkönjohtavuudessa, värissä, ravinnepitoisuuksissa, kuin raudan ja alumiinin pitoisuuksissakin. Veden pH, fosfaattifosforin pitoisuus ja kemiallinen
hapenkulutus sen sijaan eivät näyttäneet vaihtelevan kuormituksesta johtuen. Veden
happamuustasoa kuvaava pH-luku ilmensi kaikilla havaintopaikoilla neutraaleja olosuhteita (Liite 1).
Merkittävimmiksi nousivat vaikutukset sameuteen sekä kiintoaineen, kokonaisfosforin ja metallien pitoisuuksiin. Niistä tarkemmin seuraavissa kappaleissa.
Sameus ja kiintoaine
Sameus ja kiintoainepitoisuudet olivat 10-50 kertaiset kaivuutoiminnan vaikutusalueilla verrattuna luonnontilaisiin alueisiin. Korkeimmat pitoisuudet havaittiin Miessijoella ja Jäkälä-Äytsillä.
Alimmilla Posti- ja Ravadasjoen näytepisteillä pitoisuudet olivat jo selvästi tasoittuneet, mutta olivat kuitenkin moninkertaiset vertailupisteisiin verrattuna (Kuva 2, Liite 1).
Ympäristölainsäädännössä talousveden laatusuosituksissa sameuden raja-arvoksi määritellään 1 NTU (verrannollinen analyyseissä käytettyyn yksikköön FTU) (Suomen Laki,
Ympäristölainsäädäntö 2004). Raja-arvo ylittyy selvästi kaivuutoiminnan alapuolisilla alueilla.
Vaikka talousveden laatusuositukset ovat pintavesiin sovellettuina liian tiukat, on niiden käyttö suuntaa-antavina perusteltua Ravadasjokea koskien. Joen rantaa kulkee yksi Lemmenjoen suosituimmista retkeilyreiteistä, jonka varrella sijaitsee kolme leiriytymispaikkaa. Käyttöveden kulkijat ottavat joesta, mikä asettaa Ravadasjoen vedenlaadulle muita luonnonvesiä kovemmat vaatimukset.
Tulokset osoittavat selvästi Ravadas- ja Postijoen kärsivän ainakin ajoittaisista samentumishaitoista.
Samentuman voimakkuus on muiden vedenlaadun muuttujien tapaan riippuvainen tunturiylängöiltä vetensä saavien jokien voimakkaista valunta- ja virtaamavaihteluista. Jäkälä-Äytsin ja Ravadasjoen sameus on vähentynyt vuoden 2006 huolta aiheuttaneista sameusluvuista, mutta on edelleen selvästi luonnontilaista aluetta korkeampi (Kuva 3). Suurena osatekijänä sameuden vähenemiseen ovat luultavasti vuosittaiset erot sadannassa, mutta osansa voi olla myös muutoksilla toiminnan aktiivisuudessa ja tehostetuilla vesiensuojelutoimilla.
11 Kuva 2. Keskimääräiset sameusarvot seuratuilla näytepisteillä. Postijoki, yläpuoli ja Maddib-
Ravadas 1 edustavat luonnontilaisia vertailuoloja.
12 Kuva 3. Sameuden vaihtelu valtausalueiden alapuolisella näytepisteellä Maddib-Ravadas 2 vuosina 2006-2009.
Kokonaisfosfori
Vertailualueisiin verrattuna kaivuualueiden alapuolisten vesinäytepisteiden
kokonaisfosforipitoisuudet olivat 2-8 kertaiset (Kuva 4). Korkeimmillaan kaivospiirien alapuolisten alueiden pitoisuudet edustavat reheviä olosuhteita, keskimääräisten pitoisuuksien ollessa lievästi rehevää tasoa. Luontaisesti karuissa vesissä muutos on huomattava, ja levät ja muu vesikasvillisuus käyttävät nopeasti hyväkseen eroosion takia veteen tulevan lisäravinteen. Muutos on nähtävissä myös levä- ja pohjaeläinlajistossa (kts. erillisraportit). Toisaalta kasveille suoraan käyttökelpoisen fosfaattifosforin pitoisuudet eivät eroa luonnontilaisten ja kuormitettujen alueiden välillä
merkittävästi (Liite 1). Tämä viittaisi suurimman osan kokonaisfosforista olevan partikkeleihin sitoutuneena, jolloin se ei ole suoraan eliöstön käytössä. Biologinen aineisto viittaa myös siihen, että levät käyttävät vapautuneen fosfaattifosforin nopeasti jo valtausten läheisillä alueilla.
Koneellisella kullankaivuulla saattaa olla alapuoliseen vesistöön rehevöittävä vaikutus, varsinkin mikäli toiminta on pitkäaikaista. Jäkälä-Äytsin, Miessijoen ja Ravadasjoen jyrkkyyden ja
suvantoalueiden puutteen takia partikkeleihin sitoutunut fosfori kulkeutuu Posti-, Vasko- ja
Lemmenjoen suvantoalueille. Suvantoihin sedimentoitunut ja kasveille käyttökelpoiseksi liukeneva fosfori voi ajan myötä lisätä suvantojen vesikasvillisuutta ja laukaista lievän
rehevöitymiskehityksen. Mahdollisia muutoksia kasvillisuuden peittävyydessä ja lajistossa ei kuitenkaan ole seurattu. Lisävaloa ravinnekuorman vaikutuksiin saattaisi antaa ilmakuva-aineiston perusteella tehtävä kasvillisuuden peittävyyden ajallinen vertailu.
13 Kuva 4. Näytepisteiden keskimääräiset kokonaisfosforipitoisuudet. Postijoki, yläpuoli ja Maddib- Ravadas 1 edustavat luonnontilaisia vertailuoloja.
14 Rauta ja alumiini
Voimakkaan maanmuokkauksen yhteydessä raudan ja alumiinin pitoisuudet tyypillisesti kohoavat metallien vapautuessa maaperästä eroosion takia. Näin käy myös Lemmenjoen kultamaiden kaivuun tuloksena. Metallien keskipitoisuudet kuormitetuilla alueilla olivat raudan osalta 2-30 kertaiset ja alumiinin osalta 4-70 kertaiset luonnontilaisiin pisteisiin verrattuna. Metallien pitoisuudet vaihtelivat erittäin voimakkaasti ajankohdasta riippuen. Maksimipitoisuudet olivat kummankin kaivospiirialueen alapuolella korkeat (Jäkälä-Äytsi 2: rauta 4500 µg/l, alumiini 3580 µg/l, Miessijoki, Hepo-oja 3: rauta 2500 µg/l, alumiini 1940 µg/l)(Kuva 5 ja 6, Liite 1). Jäkälä- Äytsillä pitoisuudet ovat laskeneet vuoden 2006 huippuarvoista, mutta pitoisuuspiikit ovat ajoittain edelleen huomattavan korkeita (Kuva 7).
Alumiinille ja raudalle asetetut talousveden laatusuositukset (200 µg/l molemmille metalleille) ylittyvät moninkertaisesti Jäkälä-Äytsillä ja Miessijoella, sekä ajoittain myös Ravadasjoen ja Postijoen kuormitetuilla alueilla (Suomen Laki, Ympäristölainsäädäntö 2004)(Kuva 5 ja 6, Liite 1).
Samoin pitoisuudet ylittävät nieriälle määritetyn tason, jossa altistuksen vaikutukset havaitaan (Lowest Observed Effect Concentration (LOEC), 200 µg/l)(Baker & Schofield 1982).
Jäkälä-Äytsin ja Miessijoen alumiinipitoisuudet ovat erittäin korkeita, ja ylittävät kirjolohelle määritetyn LC50-arvon (pitoisuus, jossa 50% koe-eläimistä kuolee, raja-arvo 560 µg/l)(Birge ym.
1980). Alumiini esiintyy vedessä sekä partikkeleihin sitoutuneena, biologisesti vähemmän aktiivisena, että eliöstölle myrkyllisenä liukoisena alumiinina. Partikkeleihin sitoutunut alumiini liukenee happamissa olosuhteissa.
Koska vesinäytteistä ei analysoitu eliöstölle akuutisti myrkyllisen liukoisen alumiinin pitoisuuksia, varmaa arviota havaittujen pitoisuuksien haitallisuudesta ei voi antaa. Ottaen huomioon veden neutraalin pH:n, on oletettavaa, että suurin osa valtauksilta vapautuvasta alumiinista on
partikkeleihin sitoutuneena, eikä siten aiheuta akuutteja myrkytyksiä. Tilanne voi muuttua partikkelien sedimentoituessa suvantoihin, ja liukoisen alumiinin vapautuessa pohjasedimentistä.
Vaikka liukoisen alumiinin osuus jääkin tässä selvityksessä hämärän peittoon, on todennäköistä, että korkeat alumiinipitoisuudet yhdessä samentumisen ja sedimentaation kanssa haittaavat kalaston lisääntymistä kuormitetuilla alueilla. Edellä mainitut haitallisuudelle määritetyt raja-arvot koskevat kaikkia alumiiniyhdisteitä, joten havaittuihin pitoisuuksiin tulee suhtautua vakavasti.
Alumiinin ja sen eri ilmenemismuotojen tarkkailu tulisi sisällyttää kullankaivuun vaikutusten velvoitetarkkailuun. Lisäksi olisi tärkeää kerätä intensiivistä vedenlaatuaineistoa ainakin valtausten läheisiltä tarkkailupisteiltä, sillä vedenlaadun jyrkät vaihtelut edellyttävät tiheää näytteenottoa.
Esimerkiksi yhden kesän aikana toteutettu kahden viikon välein toteutettu näytteenotto ja alumiinin eri fraktioiden analysointi tarjoaisi jo mahdollisuuden arvioida korkean alumiinikuorman merkitystä alapuolisten vesialueiden ekosysteemille. Tehostettu tarkkailu on kustannuksiltaan siinä määrin kallis, että rahoitus tulisi hankkia esimerkiksi viranomaisten ja kullankaivajien liiton yhteistyönä.
15 Kuva 5. Näytepisteiden keskimääräiset rautapitoisuudet. Postijoki, yläpuoli ja Maddib-Ravadas 1 edustavat luonnontilaisia vertailuoloja.
16 Kuva 6. Näytepisteiden keskimääräiset alumiinipitoisuudet. Postijoki, yläpuoli ja Maddib-Ravadas 1 edustavat luonnontilaisia vertailuoloja.
17 Kuva 7. Alumiinipitoisuuden vaihtelu valtausalueiden alapuolisella näytepisteellä Jäkälä-Äytsi 2 vuosina 2006-2009.
Sedimentaatio
Koneellisen kullankaivuun kiintoaineen eroosiota lisäävä vaikutus näkyi sedimentaatiokeräinten tuloksissa selvästi kummankin kaivuualueen alapuolisilla pisteillä. Luonnontilaisiin alueisiin verrattuna kuormituksen alaisten alueiden sedimentaatio oli 3-30 kertainen. Huuhtoutuvan
kiintoaineksen määrä oli Miessi- ja Postijoen puolella 20 kertainen Jäkälä-Äytsiltä ja Ravadasjoelta havaittuihin verrattuna. Syynä alueellisiin eroihin eroosion ja sitä kautta sedimentaation määrissä ovat erot Miessijoen ja Ravadasjoen alueiden maaperässä, jyrkkyydessä ja kaivuutoiminnan aktiivisuudessa.
Sedimentaation määrään vaikutti voimakkaasti myös havaintopaikan kosken jyrkkyys, siksi korkeimmat sedimentaatiomäärät havaittiin Jäkälä-Äytsiä ja Miessijokea hitaammin virtaavilla Ravadas- ja Postijoen pisteillä (Maddib-Ravadas 2 ja Postijoki, alapuoli) (Kuva 8). Korkein yksittäiseen keräimeen kertynyt sedimenttimäärä havaittiin pisteellä "Postijoki, Alapuoli", jossa yhteen keräimeen oli kertynyt hiekkaa ja hienompaa sedimenttiä yli 1,8 kilogrammaa.
Suurin osa kertyneestä sedimentistä oli hiekkaa, jonka raekoko oli yli 0,5 millimetriä. Myös hienon kiintoaineksen (raekoko alle 0,5 mm) määrä oli Miessi- ja Postijoen kuormitetulla paikoilla
luonnontilaisia alueita korkeampi, mutta kokonaisuutena hienon aineksen osuus oli karkeampaan mineraaliainekseen verrattuna hyvin pieni (Kuva 8).
Kiintoaineen kulkeutuminen oli selvästi havaittavissa myös näytteenoton yhteydessä. Miessijoesta kulkeutunut hiekka muodosti särkkiä alapuoliselle Postijoelle (kts. raportin kansikuva). Kuvassa 9 olevassa vedenalaisella kameralla otetussa kuvaparissa näkyy selvästi sedimenttimäärän ero
18 Miessijoen suualueen ylä- ja alapuolisilla havaintopaikoilla (Postijoki, yläpuoli ja Postijoki,
alapuoli).
Kuva 8. Karkean ja hienon kiintoaineksen keskimääräinen sedimentaatio tutkituilla jokialueilla.
19 Kuva 9. Näkymä koskialueelta Miessijoen suun ylä- ja alapuoliselta Postijoelta (näytepisteet
Postijoki, yläpuoli ja Postijoki, alapuoli).
Kuten kalastoa koskevassa selvityksessäkin todetaan, koskialueiden tukkeutuminen hiekan sedimentaation takia haittaa todennäköisesti kalaston lisääntymistä pahiten sedimentoituneilla alueilla (kts. kalastoselvitys). Ravadasjoen jyrkkyyden ja suvantojen puutteen takia haitta on Jäkälä- Äytsin valtausten alapuolisilla alueilla Miessi- ja Postijokea pienempi. Kevättulva luultavasti huuhtelee Jäkälä-Äytsiin ja Ravadasjokeen kertyneen hiekan säännöllisesti Lemmenjoen
suvantoihin, mutta kesän aikana kertynyt sedimentti saattaa häiritä taimenen syksyyn sijoittuvaa kutua. Postijoella haitta on todennäköisesti pysyvämpi korkeamman sedimentaation, nivamaisten koskialueiden ja hitaamman virtauksen takia. Hiekan tukkimaa kosken pohjaa oli havaittavissa myös 8 km kaivospiirien alapuolella sijaitsevalla Postijoen alimmalla pisteellä (Postijoki 5), vaikkei alueella keräimiä ollutkaan. Tämän takia on mahdollista, että sedimentoituva hiekka muuttaa
Postijoen pohjaa kymmeniä kilometrejä Miessijoen suun alapuolella.
Kirjallisuus
Baker, J. P. & Schofield, C. L. 1982: Aluminium toxicity to fish in acidic waters. –Water Air Soil Pollut. 18:289-309.
Birge, W. J. et al. 1980: Aquatic toxicity tests on inorganic elements occurring in oil shale. –EPA 600/9-80-022. NTIS, Dep. Of Commerce, Springfield, Va.
Paso, J. et al. 2001: Lohen kutupaikkojen liettyminen ja sen vaikutus mädin hautoutumiseen Pyhäjoella, Kiiminkijoella ja Muonionjoella 1999-2000. –Riistan- ja kalantutkimus, Pohjois- Pohjanmaan ympäristökeskus, Oulun Yliopisto. Moniste.
Sallmén, M. 2000: Naamijoen kiintoaineseuranta kesällä 2000. –Pohjois-Pohjanmaan ympäristökeskus. Moniste.
Suomen Laki, Ympäristölainsäädäntö 2004. –Talentum Media, Helsinki 2004.
20 Liite 1. Postijoen, Miessijoen, Jäkälä-Äytsin ja Ravadasjoen vedenlaatu vuosina 2006-2009.
Paikka POSTIJOKI
YLÄPUOLI
MIESSIJOKI L9
MIESSIJOKI HEPO-OJA 3
MIESSIJOKI ALAOSA
POSTIJOKI ALAPUOLI
POSTIJOKI 5
MADDIB- RAVADAS 1
JÄKÄLÄ- ÄYTSI 1
JÄKÄLÄ- ÄYTSI 2
MADDIB- RAVADAS 2
RAVADAS KÖNGÄS 11
2009 2009 2009 2009 2009 2009 2006-2009 2009 2006-2009 2006-2009 2006-2009
Sameus FNU k.a. 0,54 17,75 17,65 12,74 5,34 5,40 0,21 11,48 14,11 3,39 0,93
min-max 0,4-0,7 12-25 5,6-32 6,7-24 1,8-11 2,9-8,6 0,1-0,3 4,4-24 1,8-53 0,4-12 0,2-5,6
Kiintoaine, karkea mg/l k.a. 0,46 6,58 7,45 6,80 2,88 2,20 0,35 9,03 7,66 1,77 0,56
min-max 0,3-0,6 5,9-7,6 4,5-12 5-10 1,6-4,1 1,6-3,3 0,3-0,9 4,7-16 1,5-29 0,3-5,9 0,3-2,5
Sähkönjohtavuus mS/m k.a. 3,54 3,90 4,08 4,06 3,74 4,08 2,35 3,18 3,06 2,71 2,68
min-max 2,6-4,1 3,6-4,4 3,8-4,4 3,5-4,5 3-4,1 3,8-4,4 1,6-2,7 2,4-3,9 2-4 1,9-3,4 1,8-3,4
pH k.a. 7,01 7,07 7,23 7,04 7,04 7,14 7,02 6,39 6,92 7,01 7,10
min-max 6,8-7,2 7,0-7,1 7,1-7,3 6,9-7,1 6,9-7,2 7,0-7,3 6,8-7,1 6,2-6,6 6,7-7,1 6,8-7,2 6,9-7,3
Väriluku mg Pt/l k.a. 38 48 49 43 42 44 5 15 21 9 7
min-max 30-50 35-60 25-75 25-60 30-55 30-60 3-8 5-25 3-100 3-25 3-20
Kokonaisfosfori µg/l k.a. 5 15 23 17 10 11 2 16 17 5 2
min-max 4-7 12-16 10-40 13-27 7-14 6-23 1,5-5 8-32 4-69 1,5-13 1,5-7
Kokonaistyppi µg/l k.a. 160 125 103 101 133 127 33 98 91 49 46
min-max 120-200 90-160 73-140 72-140 95-160 98-160 15-59 62-140 41-180 15-81 15-74
Fosfaatti fosforina µg/l k.a. 1,00 1,00 1,00 1,25 1,00 1,50 1,00 1,00 1,56 1,00 1,36
min-max 1 1 1 1-2 1 1-3 1 1 1-5 1 1-4
Rauta, hajotus µg/l k.a. 322 1500 1585 1340 720 638 41 1200 1062 250 75
min-max 250-420 1100-2100 740-2500 1000-2100 440-1100 420-780 31-53 550-2200 180-4500 41-850 21-320
Alumiini µg/l k.a. 48 593 833 441 186 203 12 837 646 129 60
min-max 32-70 210-1150 154-1970 165-916 78-370 95-336 3-32 199-1990 136-3580 35-559 13-270
Kemiallinen hapen kulutus mg/l k.a. 6,6 1,7 1,6 1,6 4,9 4,8 0,8 1,0 0,6 0,6 0,9
min-max 4,8-9,3 1,4-2,1 1,1-1,9 1,3-2 3,1-7,1 3,2-7,4 0,3-1,5 0,5-1,4 0,3-1,7 0,3-1,1 0,3-1,8
21
Koneellisen kullankaivuun vaikutukset pohjaeläimistöön
Vesibiologi Petri Liljaniemi (Lapin ELY, ympäristövastuualue)
Näytteenotto ja aineiston analysointi
Vuoden 2009 näytteenottoalueet olivat yhtenevät vesinäytteenoton kanssa, lukuun ottamatta valtausalueilla sijaitsevia pisteitä Jäkälä-Äytsi 1 ja Miessijoki L9, joilla toteutettiin vain vesinäytteenotto ja sähkökalastus. Pohjaeläinnäytteet kerättiin potkuhaavimenetelmällä
ympäristöhallinnon seurantojen näytteenotto-ohjeita seuraten (Hellsten ym. 2009). Näytteenotto toteutettiin vuonna 2009 ajalla 14.9.-17.9.2009. Joka alueelta otettiin kuusi rinnakkaisnäytettä, joilla pyrittiin kattamaan jokiuoman erilaiset virtausalueet ja siten saamaan edustava otos koko uoman lajistosta ja lajien runsaussuhteista.
Lisäksi käytössä oli 5.10.2006 Jäkälä-Äytsiltä ja Ravadasjoelta kerätty aineisto. Näytteenotto- ohjeiden erojen takia vuoden 2006 näytemäärä oli Jäkälä-Äytsi 2:lla vain neljä kappaletta. Tämän takia tuloksissa keskitytään rinnakkaisnäytteiden keskiarvotulosten tarkasteluun
kokonaisyksilömäärän ja –lajimäärän osalta. Näin toimien tulokset ovat vertailukelpoisia ja mahdollistavat ajallisen tarkastelun.
Eläinmateriaali poimittiin alkoholiin säilötyistä haavinäytteistä Lapin ELY-keskuksen
ynpäristölaboratoriossa, jossa näytteet myös määritettiin tutkimusmikroskooppia käyttäen. Sekä poiminta, että määritys toteutettiin ympäristöhallinnon ohjeiden mukaisesti (Hellsten ym. 2009).
Eläimet määritettiin laji-, suku,- ja heimotasolle ympäristöhallinnossa käytettävän
tavoitetaksonomialistauksen mukaisesti. Määrityksessä käytettiin laajasti käytettyä, uusinta pohjaeläimistöä koskevaa kirjallisuutta (Nilsson 1996 a ja b).
Tuloksista laskettiin pohjaeläinyhteisön lajistoa, yhteisön rakennetta ja ympäristön tilaa ilmentävien indikaattorilajien lajikirjoa kuvaavia muuttujia. Kansallisen pintavesien ekologisen tilan
luokitteluun käytettävät muuttujat on kehitetty yleisluokitteluksi, joka kuvaa suhteellisen huonosti yksittäisen toimintamuodon vaikutuksia (Suomen ympäristökeskus & Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitos 2007). Lisäksi luokitukset soveltuvat huonosti Pohjois-Lapin karuihin ja
omaleimaisiin olosuhteisiin, joista oli luokituksen kehittämisen aikaan tarjolla varsin niukasti tietoa.
Siksi tässä raportissa käytettiin kansallisista muuttujista vain herkkien heimojen lukumäärää
(Ephemeroptera-Plecoptera-Trichoptera; "EPT-heimot"). Tarkastelun pääpaino pyrittiin asettamaan muuttujiin, jotka kuvaavat herkimmin selvityksen kohteena olevaa ympäristöpainetta.
Tulokset ja tulosten tarkastelu
Kokonaisuutena tutkittujen Lemmenjoen kansallispuiston jokien pohjaeläinlajisto ilmensi Pohjois- Lapin metsärajan alapuolisille jokialueille tyypillisiä olosuhteita. Lajistoa hallitsevat vedenlaatu- ja ympäristövaatimuksiltaan karuja tai lievästi reheviä olosuhteita suosivat lajit. Tyypillisiä lajeja
22 tutkituille joille olivat päivänkorentoihin (Ephemeroptera) kuuluvat Baetis-heimon edustajat (Baetis rhodani, Baetis muticus ja Centroptilum luteolum) ja Ephemerella aurivillii. Koskikorennoista (Plecoptera) yleisimpiä olivat Taeniopteryx nebulosa, Capnopsis schilleri sekä Leuctra- ja Isoperla- sukujen edustajat. Sirvikkäitä (Trichoptera, Vesiperhoset) edustivat Rhyacophila nubila,
Polycentropodidae-heimon Plectrocnemia conspersa ja Polycentropus flavomaculatus sekä Potamophylax-suvun lajit. Pyyntiverkkoja kutovien ja voimakkaalle kiintoainekuormitukselle herkkien Polycentropodidae- ja Hydropsychidae- heimojen lajit käytännössä puuttuivat kovimman kiintoainekuorman kohteena olevilta Miessijoelta ja Jäkälä-Äytsiltä. Purokuoriaisista yleisimpänä tavattiin lajia Elmis aenea. Kaksisiipisten (Diptera) sääskiä edustavien lajien, heimojen ja
lajiryhmien jäseniä esiintyi kaikilla alueilla, joskin varsinkin surviaissääsket (Chironomidae) esiintyivät erittäin runsaina monilla kuormituksen alaisilla alueilla (Liite 1).
Tavatut lajit ja lajiryhmät esiintyivät lähes kaikilla tutkituilla koskialueilla. Vaikkei paikkojen välillä esiintynytkään radikaaleja eroja lajistossa, kullankaivuun vaikutukset kuitenkin näkyivät selvästi pohjaeläinyhteisön runsaussuhteissa. Seuraavassa tulokset muuttujittain (Taulukko 1).
Taulukko 1. Selvityksessä tarkasteltujen koskinäytepisteiden keskeiset tilaa ympäristön tilaa kuvaavat muuttujat.
Yksilömäärä Lajimäärä EPT-heimot Diversiteetti Tasaisuus B. rhodanin osuus %
Maddib-Ravadas 1 170,4 16,4 6,0 2,00 0,73 7
Jäkälä-Äytsi 2 316,2 14,6 7,4 1,37 0,52 60
Maddib-Ravadas 2 618,0 17,2 7,2 1,15 0,41 24
Ravadasköngäs 11 266,9 17,1 7,0 1,68 0,60 49
Postijoki, Yläpuoli 264,0 24,3 8,7 2,27 0,71 23
Miessijoki, Hepo-oja 3 285,5 13,0 6,7 0,72 0,28 85
Miessijoki, Alaosa 99,0 10,0 5,2 1,02 0,45 76
Postijoki, Alapuoli 334,7 21,8 7,3 1,83 0,60 32
Postijoki 5 224,2 19,5 7,8 1,62 0,55 8
Lajimäärä ja yksilömäärä
Voimakkaan kuormituksen seurauksena on usein lajimäärän romahtaminen. Lemmenjoen tutkimuskohteilla kuormitettujen alueiden lajisto ei kuitenkaan ainakaan vielä ole voimakkaasti karsiutunut, vaan samat lajit esiintyivät lähes kaikilla alueilla. Jäkälä-Äytsin ja Ravadasjoen luonnontilaisten ja kuormitettujen alueiden lajimäärät eivät eronneet merkittävästi. Miessijoen lajimäärät sen sijaan olivat selvästi alhaisemmat kuin vertailualueena toimineen Postijoen yläosan, josta tavattiin selvityksen korkein lajimäärä (Taulukko 1). Voimakas kiintoainekuormitus vaikuttaa todennäköisesti Miessijoen alhaiseen lajimäärään, mutta osansa on myös koskipaikkojen kokoerolla ja muilla luontaisilla tekijöillä.
Eläinten yksilömäärä ei yleensä ole kovin herkkä ihmisen aiheuttamille muutoksille, mutta hyvin voimakas kuormitus laskee myös yksilömäärää, mikäli ympäristö muuttuu radikaalisti esimerkiksi voimakkaan liettymisen tai happikadon seurauksena. Toisaalta lievä rehevöityminen monesti nostaa ravinteisuudesta hyötyvien ja haitallisia muutoksia sietävien lajien yksilömäärää. Näin näyttää käyneen myös Lemmenjoen kansallispuiston kuormituksen alaisilla koskilla, joilla kiihtyneestä
23 levätuotannosta hyötyvän, sukunsa edustajista kuormitusta kestävimmän Baetis rhodani-lajiryhmän edustajien sekä kiintoaineen sedimentaatiosta hyötyvien surviaissääskien (Chironomidae)
yksilömäärät olivat luonnontilaisia näytealueita selvästi korkeammat.
Kuva 1. Pohjaeläinten diversiteetti seuratuilla näytepisteillä. Postijoki, yläpuoli ja Maddib-Ravadas 1 edustavat luonnontilaisia vertailuoloja.
Diversiteetti ja tasaisuusindeksi
Lajiston monimuotoisuus eli diversiteetti on tyypillisesti korkea luonnontilaisissa ympäristöissä, joissa lajien välillä vallitsee ekologinen tasapainotila, eivätkä lajien yksilömäärät eroa dramaattisesti toisistaan. Lievän kuormituksen seurauksena diversiteetti saattaa alkuun nousta uusien lajien
löytäessä elinmahdollisuuksia, mutta kuormituksen voimistuessa diversiteetti laskee herkkien lajien taantuessa ja hävitessä ja kestävien, kuormituksesta hyötyvien lajien vallatessa alaa. Myös lajien välinen tasapaino horjuu, ja kuormitetuissa ympäristöissä muutamat valtalajit hallitsevat eläinten kokonaisyksilömäärää (Magurran 1988).
24 Pohjaeläinyhteisön monimuotoisuutta kuvattiin Shannonin diversiteetti-indeksiä ja siitä johdettua tasaisuusindeksiä käyttäen (Shannon 1948). Diversiteetti-indeksi ottaa huomioon sekä lajimäärän, että lajien yksilömäärien väliset erot. Tasaisuusindeksi kuvaa lajien yksilömäärien tasaisuutta asteikolla 0-1, ja on tyypillisesti hyvin samankaltainen diversiteetti-indeksin tulosten kanssa.
Diversiteetti-indeksi ja tasaisuusindeksi kuvaavat hyvin kuormituksen vaikutusta tutkittujen koskialueiden pohjaeläimistöön (Kuva 1, Taulukko 1). Vaikka pääpiirteissään sama lajisto esiintyi kaikilla alueilla, on valtausten alapuolisten koskien yhteisörakenne selvästi vinoutunut.
Kuormitettujen pisteiden lajistoa hallitsevat jo edellä mainitut Baetis rhodani ja surviaissääsket muiden lajien yksilömäärien vähentyessä tai pysyessä ennallaan. Baetis rhodani-lajiryhmä kestää kiintoaine- ja ravinnekuormitusta muita Baetidae-heimon lajeja paremmin, ja nähtävästi hyötyy fosforikuormituksen voimistaman leväkasvun tarjoamasta ravinnosta. Surviaissääsket hyötyvät sekä leväkasvusta, että kohonneesta sedimentaatiosta. Varsinkin B. rhodanin runsastuminen on selvästi havaittavissa tarkasteltaessa lajiryhmän osuutta kokonaisyksilömäärästä (Kuva 2).
Herkät lajit (EPT-heimot)
Suomen pintavesien luokittelussa käytetty EPT-heimojen runsautta kuvaava muuttuja ei vaihdellut voimakkaasti seurattujen koskien välillä. Tämä johtuu siitä, että muuttuja ei ota huomioon
yksilömäärissä havaittavia eroja, ainoastaan heimon esiintymistiedon. Siksi satunnaisestikin esiintyvät hyönteisheimot nostavat EPT-heimot-muuttujan arvoa myös kuormitetuilla alueilla.
Muuttuja ei siksi näytä soveltuvan vähälajisten Pohjois-Lapin vesien tilan arviointiin, eikä se näytä kuvastavan tarpeeksi herkästi ympäristössä tapahtuvia muutoksia. Käytettäessä Pohjois-Lapin Pienille Kangasmaiden Jokivesille (PLPk) määritettyjä luokituksen luokkarajoja jokialueet ovat Miessijoen alaosaa lukuun ottamatta hyvässä tilassa. Miessijoen alaosa luokittuu luokkaan tyydyttävä (Hellsten ym. 2009).
Vuosien väliset erot
Jäkälä-Äytsin ja Ravadasjoen näytepisteillä voitiin vertailla vuosien 2006 ja 2009 tuloksia. Niin lajisto, lajien runsaussuhteet kuin niistä lasketut muuttujatkaan eivät eronneet oleellisesti vuosien välillä. Poikkeuksena oli Baetis Rhodanin voimakas runsastuminen Jäkälä-Äytsin ja Maddib- Ravadas 2:n näytteissä vuonna 2009 (Liite 1). Tämä viittaa lisääntyneeseen leväkasvuun kuormituksen alaisilla koskilla, mutta runsausero voi johtua kesän 2009 poikkeuksellisesta lämpimyydestä, ja sitä kautta runsastuneesta leväkasvusta, eikä niinkään muutoksista kuormituksessa.
25 Kuva 2. Baetis rhodanin osuus pohjaeläinten kokonaisyksilömäärästä seuratuilla näytepisteillä.
Postijoki, yläpuoli ja Maddib-Ravadas 1 edustavat luonnontilaisia vertailuoloja.
Kirjallisuus
Hellsten, S, Järvinen, S., Karjalainen, S.-M., Meissner, K., Mykrä, H. & Vuori, K.-M. 2009: Jokien ja järvien biologinen seuranta (XA03003) –Näytteenotosta tiedon tallentamiseen. -SYKE/TO/VTO, moniste, 25. s.
Magurran, A. E. 1988: Ecological diversity and its measurement. –Croom Helm Ltd., London. 179 s.
Nilsson, A.N. (toim.) 1996: Aquatic Insects of North Europe: A Taxonomic Handbook. Volume 1.
26 -Apollo books, Stenstrup.
Nilsson, A.N. (toim.) 1996: Aquatic Insects of North Europe: A Taxonomic Handbook. Volume 2.
-Apollo books, Stenstrup.
Shannon, D. E. 1948: A mathematical theory of communication. –Bell System Technological Journal 37:379-423.
Suomen ympäristökeskus & Riista- ja kalatalouden tutkimuslaitos 2007. Ohje pintavesien ekologisen luokittelun toteuttamiseksi. –Moniste 74 s.
27 Liite 1. Lemmenjoen selvityskohteiden pohjaeläinlajisto vuosina 2006-2009.
Näytepiste
Maddib- Ravadas 1
Jäkälä- Äytsi 2
Maddib- Ravadas 2
Ravadas- köngäs 11
Postijoki, Yläpuoli
Miessijoki, Hepo-oja 3
Miessijoki, Alaosa
Postijoki, Alapuoli
Postijoki 5
Vuosi 2006 2009 2006 2009 2006 2009 2006 2009 2009 2009 2009 2009 2009
Turbellaria 1,5 1 1 1
Nematoda 1 1 1 2 1 1 1
Gastropoda
Radix peregra 1,5
Gyraulus sp. 1,5
Oligochaeta
Oligochaeta 2,5 4,6 2,3 4 3 3,5 1,5 3 5,8 2,6 2 4,5 6
Hydracarina 1 5,5 3,5 1 1,7 3,2 1 1,5 3,3 1,5
Isopoda
Asellus aquaticus 1
Ephemeroptera
Centroptilum luteolum 8 5,3 1 3 3,2 11,7 7,25 7,5 5,8 11
Baetis niger group 3 1,25 2
B. muticus 2 1 2,7 1,5 33 18,3 2
B. rhodani 26,2 6,5 110 251 53,5 203,2 121,7 128,8 52 243,7 75,5 72,5 19,2
Heptagenia dalecarlica 4,8 3,3 3 1 1,3
Leptophlebia sp. 4 1,5 3,5 1,3
Ephemerella aurivillii 3,2 3,5 23,5 24,8 4,4 2,7 5 3,3 10,3 2,5 1,3 12,3 4,3
Plecoptera
Arcynopteryx compacta 1 1
Diura nanseni 3,2 2,7 2 2,6 2,3 3,2 2 1,8 1,7 2,8 4,2 5,2 3,4
Isoperla sp. 6,4 1,8 1,7 1 10,3 5,2 3,8 4 9,5 1,5 1 5 9,3
Taeniopteryx nebulosa 1 1,5 3,5 13,8 4 7,3 1 1 1,8 3,5 2,7 3,8 1
Amphinemura borealis 6,8 1 1 2,6 4,5 4,8 9
Nemoura sp. 6,7 3,5 7,8 18,3 12,6 11 4,3 3,5 5 11 25 1,5
Protonemura meyeri 2 1
Capnopsis schilleri 9 18 3,7 9,3 14,7 27,3 7,3 9,4 2,4 3,2 1 14 2,2
Siphonoperla burmeisteri 2 1 1 3,2 4 4,5 2 3,4 1,6
Leuctra nigra 4,5 5,3 2 14,2 18,2 1,8 9,5 6 2,75 4,7 7,6 3,2
Leuctra sp. 54,5 18,8 1 4,7 7,7 19,2 29,3 29,8 17,4 2,7 3 8,2 8,7
Coleoptera
Hydraena sp. 1 4 1 1 17,4 1 3 4,3
Elmis aenea 2 1 2 1,8 22,5 13,2 7,2
Oulimnius tuberculatus 2,6 1
Limnius volck mari 1
Oreodytes sp. 2
Megaloptera
Sialis sp. 6 1 3 2 3 1
Trichoptera
Arctopsyche ladogensis 4 2 2,7
Hydropsyche saxonica 1
Polycentropus flavomaculatus 6,5 4 8,3 12,5 2
Plectrocnemia conspersa 1,8 1 1,3 1,7 1,5 1,3 1
Polycentropodidae 1 1
Oxyethira sp. 1 1 2,5 1,5 1 6,6 3,8 2
Hydroptila sp. 4 1 1
Agraylea sp. 2
Rhyacophila nubila 1 5,7 8,6 2,4 2 3 1,5 5,7 1 2 1,5
Apatania sp. 1 3 1 3,5
Potamophylax sp. 3,3 5 3,5 5,6 2,8 5 3,5 5,2 1,25 1,3 8,2 2
Limnephilidae 1 1,5
Micrasema gelidum 3 1
Diptera Tipulidae
Prinocera turcica 1
Tipula sp. 1 2 1,8
Pediciidae & Limoniidae
Dicranota sp. 2,5 2 2,5 2,3 3 2,5 1,3 1 3,2 1 1,8 1
Eloeophila sp. 1 2 1 1 1 1
Limoniidae sp. 1
Simuliidae 5 2,7 16,6 2,2 4,8 5,7 1 4 3 3,3 5,2 4
Chironomidae 80,7 40,7 51,8 19,8 528,5 251,8 51,8 19,3 75,2 4,4 4 149,5 138
Ceratopogonidae 10,7 5,8 3 1 2,2 1 6 2 6,3 2 3 4,8 1
Empididae 3,5 2 2 1,5 4 10,8 1 2,5 1 1,25 2,3
Psychodidae 4,4 2 2
28
Lemmenjoen koneellisen kullankaivuun vesistövaikutukset 2009 – päällyslevät
Juha Miettinen Ecomonitor Oy
Johdanto
Päällyslevien ekologista tilaa kartoitettiin Lemmenjoen ja Vaskojoen valuma-alueilla syyskuussa 2009 otetuilla näytteillä. Päällyslevästön seuranta keskittyy piileviin (Bacillariophyceae), jotka muodostavat jokivesissä koville pinnoille kiinnittyvän ns. biofilmin. Piilevälajiston koostumus on herkkä indikaattori vedenlaadun muutoksille, kuten rehevöitymiselle tai happamoitumiselle.
Näytteenottopisteet ja näytteenottoajankohdat:
Piilevänäytteet otettiin samoilta paikoilta kuin pohjaeläinnäytteet. Pisteistä seitsemän sijaitsee valtausalueiden alapuolisilla vesistöalueilla. Kaivausalueille sijoitetuilta kahdelta
näytteenottopisteeltä (Jäkälä-Äytsi 1, Miessijoki L9) ei otettu näytteitä uoman siirtymisen vuoksi.
Kaksi pistettä sijoitettiin häiriintymättömiin vesistön osiin vertailupisteiksi (referenssipisteet):
Piste
Lemmenjoki:
Maddib-Ravadas 1 (referenssi) Jäkälä-Äytsi 2
Maddib-Ravadas 2 Ravadasköngäs 11 Vaskojoki:
Postijoki yläpuoli (referenssi) Miessijoki Hepo-oja 3
Miessijoki alaosa Postijoki alapuoli Postijoki 5
Näytteet kerättiin pohjaeläinnäytteenoton yhteydessä 14.-17.9.2009, jolloin myös kerättiin syyskuun vesinäytteet samoilta paikoilta.
Menetelmät
Näytteet otettiin valtakunnalliseen seurantaan vakiintuneella menetelmällä (Eloranta ym. 2007).
Levät harjattiin irti kiviltä ja määritettiin happokäsitellystä näytteestä eri taksonien piikuorien suhteelliset osuudet. Piilevätaksonit määritettiin alimmalle mahdolliselle taksonomiselle tasolle, yleensä laji- tai alalajitasolle. Kustakin näytteestä määritettiin vähintään 400 piileväkuorta.
Lajistotiedoista laskettiin Omnidia-ohjelmistolla (v. 5.2) vesienhoidossa laajalti käytettyjä vesistön tilaa kuvaavia indeksejä ja ekologisia jakaumia.
29 Ekologisen laadun luokitukset ovat vertailukelpoiset valtakunnallisten seuranta-aineistojen kanssa, noudattaen Suomen ympäristökeskuksen ja Riista- ja Kalatalouden tutkimuslaitoksen ohjeistusta (2008). Ohjeiden mukaan laatuluokitus perustuu ensisijaisesti IPS-indeksiin (Indice de Polluo- Sensitivite; Cemagref 1982), mutta lisäksi voidaan käyttää IPS:n tukena myös muita indeksejä ja ekologisia jakaumia Elorannan ym. (2007) mukaisesti. Pohjois-Lapin erityisen karujen olosuhteiden vuoksi tarkasteltiin soveltuvia indeksejä ja lajiston ekologisia jakaumia. Ekologiset jakaumat
perustuvat Van Damin ym. (1994) listaamiin lajien ekologisiin luokituksiin.
Tulokset
Näytekohtainen havaittu taksonien määrä vaihteli välillä 19 – 44 (keskiarvo 32.3). Lajisto näytteissä on enimmäkseen tyypillistä pohjoisten jokien lajistoa, runsaimpina lajeina Achnanthes minutissima, Fragilaria gracilis ja Tabellaria flocculosa. Lisäksi havaittiin mm. lajeja Fragilaria rumpens ja F.
vaucheriae, jotka indikoivat kuormitusta, erityisesti näytteessä Postijoki 5.
Kaikki tutkitut näytteet sijoittuvat erinomaiseen ekologiseen luokkaan valtakunnallisten luokkarajojen mukaan (IPS>17). GDI:n (Generic Diatom Index; Coste & Ayphassorho 1991) perusteella Jäkälä-Aytsi 2, Maddib-Ravadas 2 ja Miessi Hepo-oja 3 saavat erinomaisen, muut hyvän luokituksen. TDI:n (Trophic Diatom Index; Kelly & Whitton 1995) mukaan veden fosforipitoisuus on vähäravinteisella tasolla muissa näytepisteissä, paitsi näytteissä Postijoki 5 ja Postijoki alapuoli vähä-keskiravinteisella tasolla (Taulukko 1).
Taulukko 1. Tärkeimpien piileväindeksien arvot ja Elorannan ym. (2007) mukaiset luokitukset näytteille.
Näytepiste Kuoria
Takso- soneja
% Tole- rantit IPS
IPS
luokka GDI
GDI
luokka TDI
TDI luokka Maddib-Ravadas 1 424 40 2.1 18.9 erinom. 16.6 hyvä 15.4 oligotrofinen Jäkälä-Äytsi 2 443 19 0.0 19.9 erinom. 17.2 erinom. 15.4 oligotrofinen Maddib-Ravadas 2 415 33 1.0 19.2 erinom. 17.3 erinom. 15.2 oligotrofinen Ravadasköngäs 11 442 39 0.9 18.6 erinom. 16.8 hyvä 15.5 oligotrofinen Postijoki yläpuoli 422 43 0.9 18.3 erinom. 16.6 hyvä 15.2 oligotrofinen Miessi Hepo-oja 3 427 33 1.4 19.3 erinom. 17.1 erinom. 15.9 oligotrofinen Miessijoki alaosa 466 36 0.2 18.5 erinom. 16.4 hyvä 16.2 oligotrofinen Postijoki alapuoli 411 44 8.0 18.1 erinom. 15.8 hyvä 14.0 oligo-mesotrof.
Postijoki 5 467 37 4.3 17.8 erinom. 15.9 hyvä 13.9 oligo-mesotrof..
IPS-, GDI- ja TDI-indeksien lisäksi taulukossa 1 listataan Omnidia-ohjelmiston mukainen
kuormitusta sietävien lajien osuus kussakin näytteessä (% tolerantit). Elorannan ym. (2007) oppaan mukaan alle 20 % osuus näitä lajeja osoittaa ettei merkittävää likaantumista ole. Pohjoisen Lapin olosuhteissa kuitenkin Postijoen alaosan näytteessä havaittu 8 %:n osuus on selvästi
referenssioloista poikkeava.
Kuvissa 1 – 3 esitetään ekologiset jakaumat, jotka kuvaavat lähinnä jokien ravinnekuormitusta.
Näytteet Postijoki 5 ja Postijoki alapuoli erottuvat muista näytteistä pienellä, mutta selvästi havaittavalla, kuormitusta indikoivien lajien osuudella.
