Typpi ja fosfori Suomen sisävesien minimiravinteina

Suomen ympär

YMPÄRISTÖN- SUOJELU

istö

Olli-Pekka Pietiläinen ja Antti Räike

Typpi ja fosfori Suomen sisävesien

minimiravinteina

300

250

-J 200

z

150

III

100

50

0

.. .. .. . . . . . . ..

..O OOOOOO O SUOMEN YMPÄRISTÖKESKUS

350

Suomen ympäristö ³¹³

Olli-Pekka Pietiläinen ja Antti Räike

Typpi ja fosfori Suomen sisävesien

minimiravinteina

HELSINKI 1999

. .. . . ... . .. . . .. .. . . .. .

SUOMEN YMPÄRISTÖKESKUS

STÖ41

wt,

441 057

Painotuote

SBN 952-1 -0503 -8 ISSN 1238-73 12

Kansikuva: Suomen sisävesien ravinnerajoitteisuusluokat.

Kannen piirrokset: Sirkka Vuoristo ja Olli-Pekka Pietiläinen Graafiset piirrokset: Antti Räike, Olli-Pekka Pietiläinen ja Sirkka Vuoristo

Sivutaito: DTPage Oy Paino: Oy Edta Ab

Helsinki 1999

Suomen

ympäristö 3 13

Alkusanat

Tämä julkaisu on osa Suomen ympäristökeskuksen koordinoimaa monivuotista Typen merkitys sisävesien rehevöitymisessä -hanketta, joka on aiemmin tuotta nut seuraavat niteet Suomen ympäristö -sarjaan:

O Pietiläinen, O.-P. & Pirinen, M. 1997. Typpi- ja fosforikuormituksen vaiku tus perifytonin kasvuun Kymijoella. Suomen ympäristö 100. 54 s.

O Pietiläinen, O.-P. & Niinioja, R 1998. Typpi ja fosfori Pyhäselän rehevöity misen säätelijöinä. Suomen ympäristö 189. 60 s.

O Pietiläinen, O.-P., Ristimella, T. & Itkonen,

1.

1998. Typpi ja fosfori Kemi joen perifytontuotannon säätelijöinä. Suomen ympäristö 253. 48 s.

O Räike, A., Pietiläinen, O.-P. & Pitkänen, H. 1998. Typpikuormituksen vai kutus Lohjanjärven ja sen alapuolisen vesialueen tilaan. Suomen ympäris tö 190. 40 s.

O Pietiläinen, O.-P. 1999. Typpi ja fosfori Pien-Saimaan, Nuorajärven, Poro veden ja Kemijärven kasviplanktontuotannon säätelijöinä. Suomen ympä ristö 312. 46 s.

Typen merkitys sisävesien rehevöitymisessä -hankkeen alkusysäys oli Vesien- suojelun tavoiteohjelma vuoteen 1995, jonka mukaan yhdyskuntajätevesien ty penpoiston tarve ja mahdollisuudet tuli selvittää erityisesti niissä laitoksissa, joi den typpikuormitus edistää vesien merkittävää rehevöitymistä. Keväällä 1998 hyväksytyssä valtioneuvoston periaatepäätöksessä vesiensuojelun tavoitteiksi vuoteen 2005 todetaan, että vesiensuojelutoimien kohdentamisessa otetaan huo mioon olemassa oleva tietämys sisävesien ja Itämeren rehevöitymisherkkyydes tä. Tavoiteohjelmat toisin sanoen edellyttävät tietoa Suomen pintavesien perus- tuotantoa rajoittavasta/säätelevästä mimmiravinteesta. Typen merkitys sisävesien rehevöitymisessä -hankkeessa on luotu perusteet, laitteistot, tutkimusmenetel mät ja toimintatavat, joiden avulla järvien ja jokien minimiravinne/minimira vinteet on mahdollista selvittää. Nämä perusasiat löytyvät yllä mainituista vii destä julkaisusta. Lisäksi hankkeessa on kartoitettu Suomen merkittävimpien järvien ja jokien minimiravinnetilanne. Kartoituksen tulokset ilmenevät käsissä si olevasta julkaisusta.

Typpi ja fosfori Suomen sisävesien minimiravinteina -julkaisun kannusta vasta kritiikistä ja lukuisista parannusehdotuksista kiitämme tohtoreita Pertti Heinonen ja Heikki Pitkänen. Typen merkitys sisävesien rehevöitymisessä -kat tohanke ei olisi syntynyt ilman SYKEn, alueellisten ympäristökeskusten ja eräi den muiden laitosten asiantuntijoita. Vaikka heidän kiitokset löytyvätkin nimi nimeltä yllä mainittujen julkaisujen alkusanoista, lausumme heille kaikille vielä yhteiset kiitokset tässä. Erityiskiitokset ansaitsee hankkeelle hyvät alkuvauhdit antanut ja selkeät suuntaviivat paaloittanut pääjohtaja Lea Kauppi.

Suomen ympäristö3 13

0

0.

Suomen ympäristö 3 13

Sisällys

Alkusanat .3

1 Johdanto 7

2 Aineisto ja menetelmät 10

2.1 Kohdevesistöjen valinta ja tulosten yleistettävyys 10

2.2 Ravinnejakeet ja -suhteet 10

3 Tulokset ja tulosten tarkastelu 12

3.1 Ravinnepitoisuudet ja niiden alueelliset jakaumat 12

3.2 Ravinnesuhteet ja minimiravinne 16

3.2.1 Ravhinesuhteet ja niiden alueellinen jakauma 16

3.2.2 Ravrnnerajoitteisuusluokat 22

4 Yhteenveto ja johtopäätökset 32

Kirjallisuus 35

Liitteet

Liite 1 Järvien perustiedot 3$

Liite 2 Jokien perustiedot 42

Liite 3 Vedenlaatumuuttujien korrelaatiot 43

Liite 4 Järvien DIN:DIP-suhteet 44

Liite 5 Jokien DIN:DIP-suhteet 53

Kuvailulehdet 59

Suomen ympäristö 3 13

0

0.

Suomen ympäristö 3 13

Jolidanto

...

Suomen sisä- ja rannikkovedet ovat rehevöityneet erityisesti 1900-luvun jälki puoliskolla antropogeenisen eli ihmisperäisen ravinnekuormituksen takia. Jot kut vesistöt^—esimerkiksi monet Etelä- ja Länsi-Suomen joet ja pienet järvet sekä Iisalmen reitin vedet^—ovat tosin olleet reheviä paljon pidempään valuma-aluei den mnsasravinteisen maaperän takia (Heinonen 1998). Rehevöityminen näkyy mm. vesien samentumisena, verkkojen limoittumisena, aiempaa runsaampina sinileväkukintoina ja särkikalakantojen voimistumisena. Merkittävimmät vesiä rehevöittävät ravinteet ovat typpi ja fosfori. Useissa Keski- ja Etelä-Euroopan sekä joissakin Suomenkin rehevissä sisävesissä ravinteiden määrät voivat kui tenkin olla niin suuria, että tuotantoa säätelevät muutkin ympäristötekijät, esi merkiksi valon määrä, veden virtausolot tai lämpötila.

Suomen järvien, jokien ja rannikkovesien rehevöitymistä voidaan estää ra vinteiden kuormitusta vähentämällä. Varmimmin rehevöitymistä voidaan hilli tä leikkaamalla samanaikaisesti sekä fosforin että typen kuormitusta. Useimmi ten vähennystoimet on kuitenkin suunnattu vain toiseen ravinteeseen. Suomes sa se on perinteisesti ollut fosfori, erityisesti pistemäisten kuormittajien osalta.

Eräissä suurissa rannikon asutuskeskuksissa on tehostettu myös typenpoistoa.

Viimeisten vuosien aikana maatalouden hajakuormituksen ravinnepäästöjä on vähennetty mm. EU:n vapaaehtoisen ympäristötukijärjestelmän ehtojen ohjaa mana ja nitraattidirektiivin määräysten mukaisesti. Jotta vesiensuojelun niukko ja resursseja voitaisiin ohjata taloudellisesti mahdollisimman järkeviin kohtei siin, tarvitaan alueellisesti ja paikallisesti tarkempaa tietoa perustuotannon mää rää säätelevästä ravinteesta, ns. minimiravinteesta.

Fosfori on makeissa vesissä typpeä useammin levien kasvua rajoittava ra vrnne (Wetzel 1983), mutta myös typen on todettu säätelevän tuotantoa etenkin rehevissä vesissä (esim. Dodds ja Randel 1992, Carrick ym.1993). Tiedot typen ja fosforin merkityksestä Suomen sisävesien perustuotannon säätelijöinä ovat yhä puutteellisia, vaikka vesistökohtaisia selvityksiä on julkaistu paljon (mm. Kaup pi ym 1986, Jalosuo 1992, Karjalainen ym. 1996, Sojakka 1996, Pietiläinen ja Piri nen 1997, Pietiläinen 1998, Pietiläinenja Niinioja 1998, Pietiläinen ym. 1998, Pri ha ja Langi 1998). Näiden tutkimusten kohdevesistöt ovat osoittautuneet lähin nä fosforirajoitteisiksi. Laajemman arvion Suomen sisävesien minimiravinneti lanteesta ovat esittäneet Pietiläinen ja Kauppi (1993). Heidän mukaan Suomen järvien minimiravinne on yleensä fosfori, jokien typpi. Pietiläisenja Kaupin tut kimuksessa ei kuitenkaan selvitetty tarkemmin, missä päin Suomea ja minkä tyyp piset vesistöt ovat fosfori- ja mitkä typpirajoitteisia.

Ravhinekuormituksen vaikutuksia arvioitaessa ja vähennystoimia suunni teltaessa tulisi aina tietää, miten typpi ja fosfori kulkeutuvat ja pidättyvät (sedi mentaatio, denitrifikaatio, poistuma kalasaaliin mukana jne.) sisävesillä. Vaikka typpi ei aiheuttaisikaan rehevöityinistä vesistöalueen yläosissa, se voi olla mmi miravinne vesistöalueen alaosissa tai viimeistään merialueella. Monet eteläisen Suomen pienet rannikkojoet eivät pidätä typpeä ja fosforia koko vuoden mitta kaavassa tarkasteltuna juuri lainkaan (Rekolainen ym. 1995). Järvet pidättävät molempia ravinteita, joskin hyvin vaihtelevissa määrin (Ekholm ym. 1997). Pro sentuaalisesti ne kuitenkin pidättävät lähes aina enemmän fosforia kuin typpeä.

Suomen ympäristö 3 13

0

Laajemmassa mittakaavassa typen ja fosforin pidättymistä Suomen sisävesialu eilla ei tunneta.

Ruotsissa typen pidättymistä sisämaan vesistöihin on arvioitu mallilaskel mm. Etelä-Ruotsiin (145 000 km2) kohdistuvasta typpikuormasta keskimäärin 45

¾ pidättyy mantereen alueella ja menin päätyy 55 % (Arheimer ja Brand 1998).

Pidättyminen vaihtelee alueittain erittäin paljon. EsimerkiksiÖölannin, Gotian nin ja Skånen typpikuormat kulkeutuvat lähes sataprosenttisesti mereen, mutta Vänemin alueen typpikuormasta merialueellepäätyykorkeintaan muutama pro sentti. Typpi pidättyy erityisesti suuriin, pitkäviipymäisiin järviin. Mitä rehe vämpijärvion, sitä voimakkaampaa pidättyminen yleensä on. Vähäjärvisillä alu eilla viipymä on lyhyt ja typen pidättyminen hyvin vähäistä (Arheimer ja Brand 199$). Oletettavasti typpi pidättyy Suomen sisävesialueilla samantyyppisesti kuin Ruotsissa eli pidättyminen vaihtelee alueiden välillä merkittävästi lähinnä järvi syyden, viipymän, rehevyystason ja vuosittaisten virtaamaolojen (mm. tulvien ajofttuminen) mukaan.

Typpi on monissa ravinnelisäyskokeissa osoittautunut Suomenlahden, Saa ristomeren ja Selkämeren rannikkovesien ensisijaiseksi minimiravinteeksi (Kivi ym. 1993, Tamminen ja Kivi 1996). Myös varsinaisen Itämeren alueella levien kasvua rajoittaa typpi (Wallentinus 1979, Granli ym. 1990). Perämeri on sen si jaan todettu fosforirajoitteiseksi (Tamminen ja Kivi 1996).

Minimiravinne ja ravinneraj oitteisuuden voimakkuus voidaan arvioida sekä suom että epäsuorin menetelmin. Suorat menetelmät koostuvat erityyppisistä kohdevesistössä tai laboratoriossa tehtävistä ravinnelisäyskokeista. Suoria me netelmiä on kehitelty ja käytetty sekä rannikkovesien ja järvien kasviplankton tuotannon ravinnerajoitteisuusselvityksissä (esim. Kivi ym. 1993, Tamminen ja Kivi 1996, Kaijalainen ym. 1998, Pietiläinenja Niinioja 199$) että virtaavien vesi en tutkimuksissa (Pietiläinen ja Pirinen 1997, Pietiläinen ym. 1998). Kokeet ovat olleet luotettavia ja hyvin toistettavia.

Ongelmana ravinnelisäyskokeissa on yleensä se, miten yhden kokeen tai koesarjan tulokset voidaan yleistää alueellisesti (päästön lähialue, järven osa- alue, kokonainen järvi, alapuolinen vesistöalue, rannikkovedet) ja ajallisesti (mi nuutit^—tunnit^—vuorokaudet^—kuukaudet^—vuodet^—vuosikymmenet) laajem piin ulottuvuuksiin. Lisäksi järvien ravinnelisäyskokeet kuvaavat yleensä vain ulapan kasviplanktonin minimiravinnetta, ei koko järven tuotantoa (rantavyö hykkeen makrofyytit, perifyton, ylemmät tuottajatasot...) säätelevää ravinnetta.

Jokien minimiravinnetutkimukset paljastavat yleensä vain päällyslevästön eli perifytonin tuotantoa säätelevän ravinteen.

Epäsuorissa menetelmissä tutkitaan kohdevesistön typpi- ja fosforijakeiden pitoisuuksien ja suhteiden ajallista vaihtelua. Ravinnesuhteiden käyttö minimi ravinteen arviohmissa perustuu tietoon siitä, että (meressä) kasviplankton sisäl tää typpeä ja fosforia keskimäärin painosuhteessa 7:1 (Redfield ym. 1963). Kas viplanktonin oletetaan siten myös hyödyntävän veden typpeä ja fosfonia kas vuunsa samassa suhteessa. Käytännössä tilanne saattaa usein olla toisenlainen, sillä makeissa vesissä typen ja fosforin painosuhteen levissä on todettu olevan Redfieldinsuhdetta hieman suuremman ja vaihtelevamman (Hecky ym. 1993).

Minimiravinteen epäsuorassa arvioinnissa käytetään yleisesti mineraalira vinnesuhdetta, kokonaisravinnesuhdeftaja ravinteiden tasapainosuhdetta (Fors berg ym. 1978, Tamminen 1990). Ravinnesuhteiden tulkinnassa on oltava varo vainen, mikäli kohdevesistön vedenlaadusta ei ole ajallisesti kattavaa tietoa. Eri tyisesti rehevissä vesissä ravinnepitoisuudet ja -suhteet voivat vaihdella huo mattavasti vuoden aikana, jolloin vain yhden tai muutaman havainnon perus teella arvioitu minimiravirme voi antaa väärän kuvan levien kasvua säätelevästä ravinteesta.

0

Suomen ympäristö 3 13

Tämän tutkimuksen päätarkoituksena on selvittää ja esittää karttapohjai sesti ympäristöhallinnon valtakunnalliseen seurantaan kuuluvien järvisyväntei den ja jokien potentiaalinen minimiravinne. Minimiravinne arvioidaan mineraa liravinnesuhteen, kokonaisravinnesuhteen ja ravinteiden tasapainosuhteen pe rusteella. Lisäksi kohdevesistöt jaetaan ravinnepitoisuuksien ja -suhteiden^vuo denaikaisvaihtelun mukaisesti erilaisiin minimiravinreluokkiin. Minimiravin neluokkajako kuvaa, miten erityyppiset vesistöt todennäköisimmin reagoivat typen ja/tai fosforin kuormituksen kasvuun tai vähenemiseen. Raportissa kar toitetaan myös vesistöjen typpi- ja fosforipitoisuuksien alueellisia jakaumia sekä tutkitaan ravinnesuhteiden, ravinnepitoisuuksienja eräiden muiden taustamuut tujien välisiä yhteyksiä.

Suomen ympäristö 313

0

0

Tutkimukseen valittiin 174 järvi- ja 32 jokihavaintopaikkaa (liitteet 1 ja 2), jotka kuuluvat tai ovat kuuluneet 1990-luvulla Suomen ympäristökeskuksen koordi noimaan valtakunnalliseen järvisyvänteiden ja virtapaikkojen veden laadun seu rantaan. Havaintopaikat ovat subjektiivisesti valittuja, valtakunnallisesti tärkeiksi koettuja järviä ja jokia tai niiden osa-alueita. Useat havaintopaikat sijaitsevat ih misen välittömässä vaikutuspiirissä, minkä takia asutuksen ja teollisuuden vai kutus kohdevesistöjen kuormittajina ja tilan muuttajina korostuu. Monissa jär vissä havaintopaikkoja saattaa olla useitakin, esimerkiksi Päijänteen eri osissa seitsemän. Pieniä maatalouskuormitteisia järviä ja jokia tai pieniä karuja latva vesiä valtakunnalliseen seurantaverkkoon ei juurikaan kuulu. Jos tutkimuskoh teet olisi valittu tilastollisella satunnaisotannalla, kuten ns. 1000 järven kartoi tuksessa (Kämäri ym. 1990) tai pohjoismaisessa järvikartoituksessa (Henriksen ym. 1997), yleiskuva Suomen sisävesien minimiravinnetilanteesta saattaisi poi keta tämän tutkimuksen antamasta kuvasta.

Tutkimusaineisto poimittiin ympäristöhallinnon vedenlaaturekisteristä. Ai neisto kattaa vuodet 1990—1997. Aineistoon kelpuutettiin havainnot kohdealuei den päällysvedestä (lähes poikkeuksetta 1 m tai 0—2 m), jonka arvioitiin kuvaa- van tuottavan vesikerroksen minimiravinnetilannetta. Vesistöjen kerrosteisuus tyyppi voitiin jättää huomioimatta, koska pysyvästi kerrostuvissa järvissä alus- veden ravinteet eivät kesällä juurikaan siirry päällysveteenja toisaalta koska ajoit tain kerrostuvien tai kerrostumattomien vesistöjen alusveden ravinnevarojen vapautuminen ja siirtyminen ylöspäin heijastuvat väistämättä päällysveden ti laan. Alusveden ravinnevarat saattavat tosin pysyvästi kerrostuneissakin järvis sä vaikuttaa jossain määrin päällysveden tuotantoon, koska tietyt levät, ainakin eräät siimalliset flagellaatit, voivat hakea ravinteita jopa hapettomasta alusve destä ja nousta yhteyttämään niitä valaistuun kerrokseen (Salonen ym. 1984).

2.2 Ravinnejakeet ja -suhteet

Tutkimukseen valittiin seuraavat muuttujat: kokonaistyppi (TN), ammonium typpi (NH4-N), nitriitti- ja nitraattitypen summa (NO-N), kokonaisfosfori (TP), reaktiivinen fosfori (P04-P), a-klorofylli (a-CHL) ja väriluku (CNR). Määritykset tehtiin SFS:n standardien ja aluekeskusten vakiintuneiden määritysmenetelmi en mukaan.

Reaktiivinen fosfori on suodattamattomasta vesinäytteestä määritetty fos faaffifosfori. Suodatetusta vesinäytteestä määritettyä fosfaaffifosforia kutsutaan liuenneeksi reaktiiviseksi fosforiksi, joka parhaiten kuvaa leville välittömästi käyttökelpoisen fosforin määrää (Ekholm 1994). Sen pitoisuus on usein selvästi pienempi kuin reaktiivisen fosforin piloisuus, etenkin savisameissa vesissä tai vesissä, joissa kiintoaineen määrä on muutoin suuri (Boström ym. 1988, Turtola 1996). Ympäristöhallinnon vedenlaaturekisterissä ja tässä tutkimuksessa fosfaat

Aineisto ja menetelmät

2. 1 Kohdevesistöjen valinta ja tulosten yleistettävyys

Suomen ympäristö 3 13

tifosforipitoisuudet ovat reaktilvisen fosforin pitoisuuksia, minkä takia levffle välittömästi käyttökelpoisen fosforin määrä on ilmeisesti yliarvioitu. Mikäli ra vinnepitoisuudet ovat alle määritysrajan,määritysftlosonjaettukahdella. Mää ritysraja alittui erityisesti reaktilvisen fosforin,mutta ajoittain myös ammonium typen ja nitraaifitypen osalta.

Potentiaalinen ravinnerajoitteisuus selvitettiin sekä havaintopaikka- että havaintokohtaisesti seuraavifia ravinnesuhteifia:

O mineraaliravinnesuhde, (NH4-N+NO-N) : P04-P

O kokonaisravinnesuhde, TN:TP

O ravinteiden tasapainosuhde, (TN:TP):((NH4-N ÷ NO-N) : P04-P)

Mineraaliravinnesuhde kuvaa levffle välittömästi käyttökelpoisten ravin teiden suhdetta, ja sitä pidetään kokonaisravinnesuhdetta herkempänä ravintei den rajoittavuuden kuvaajana. Kun mineraaliravinnesuhde on säännöllisesti yli 12, fosforin katsotaan rajoittavan levätuotantoa. Kun suhde on alle 5, typpi ^on todennäköinenminimiravinne.Mikälisuhde on 5—12, molemmat ravinteet ovat potentiaalisia minimiravinteita (Forsberg ym. 1978).

Mikäli kokonaisravinnesuhde on yli 17, fosforin on arvioitu rajoittavan le väkasvuaja mikäli se on alle 10, typpi on potentiaalinen minimiravinne. Suhteen ollessa 10—17 molemmat ravinteet voivat säädellä levien kasvua (forsberg ym.

1978). Kokonaisravinnesuhde kuvaa kaikkia veden typpi- ja fosforivaroja välit tämättä siltä, ovatko ne kiinteässä, kolloidisessa tai liukoisessa muodossa.

Tasapainosuhteen ollessa alle 1 fosforin oletetaan olevan mmimitekijä. Kun suhdeon yli, typpi katsotaan rajoittavaksi ravinteeksi (Forsberg ym. 1978). Ta sapainosuhteessa kokonaisravinteiden määriä verrataan levffle välittömästi käyt tökelpoisten ravinteiden määrin. Tällöin levien suhteellinen ravinnepula (levi ensisältämätravinteet vs. levffle käyttökelpoiset ravinteet vedessä) pitäisi olla helposti todettavissa. Levien sisältämä ravinnemäärä on kuitenkin vaikea arvi oida rutiinimäärityksifiä.

Aineiston käsittelyssä keskitytään tuottavan kauden tuloksiin, jolloin pe rustuotanto ja sen aiheuttamat haitat ovat suurimmillaan. Tuottavan kauden pi tuus vaihtelee selvästi maan eri osissa ja myös eri vuosien sääolojen mukaisesti.

Tuottavan kauden pituuden selvittäminen katsottiin niinhankalaksi,että se mää ritettiin yksinkertaisesti kaikilla paikoifia kesä-elokuuksi. Liltteen mineraalira vinnesuhdekuvissa mukaan on sisällytetty vertailun vuoksi myös syksyn, tai venja kevään kuukaudet.

Suomen ympäristö 313

Q

Tulokset ja tulosten tarkastelu

OOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOOO

3.1 Ravinnepitoisuudet ja niiden alueelliset jakaumat

Vesistöjen keskimääräiseen kokonaisfosforipitoisuuteen (TP) perustuvan rehe vyysluokituksen (OECD 1982) mukaanjärvihavaintopaikoista (n⁼ 174) oligot rofisia oli 61 (35

%),

mesotrofisia 97(56%),eutrofisia 14(8 %)ja hypertrofisia 2(1

%) (kuva 1, liite 1). Oligotrofiset eli karut (TP< 10 pg 1-’) havaintopaikat olivat lähes poikkeuksetta suurissa järvissä taireiffivesissä, esimerkiksi Inarijärvessä, Fielisen, Saimaanja Päijänteen puhtaimmissa osissa sekä Vlitasaaren ja Rauta lammin reiteifiä. Pienimmillään keskipitoisuudet olivat Heinolan Sonnasessa (3 pg 1’) ja Kilpisjärvessä (3,3 jig1’). Mesotrofisia elihieman rehevöityneitä (TP⁼ 10—35 ig 1-’) järviä olivat mm. useat Tampereen seudun vesistöt (esim. Näsijärvi, Vanajavesi ja Roine), Päijänteen ja Saimaan pohjoisimmat osat sekä Kallavesi ja Oulunjärvi. Eutrofiset eli rehevät (TP=35—100 ig 1’) järvet keskittyivät etelä- ja länsirannikonalaville savimaille (entistä merenpohjaa) sekä Iisalmen reifflle. Myös Uljuanja Lokan tekoaltaat olivat eutrofisia. Suurista järvistätaireiffivesistä yksi kään ei ollut fosforipitoisuuden perusteella rehevä. Ainoat hypertrofiset eli yli rehevät (TP> 100 jg 1’) tutkimusjärvet olivat Tuusulanjärvi (110 .ig 1’) sekä Kors näsin—Närpiön Hinjärvi (125 ig 19. Havaintopaikkojen prosentuaalinen jakau tuminen rehevyysryhmiin oli hyvin samantyyppinen kuin tilastoifiseen satun naisotantaan perustuvassa sisävesien vedenlaatukartoituksessa (Henriksen ym.

1997). Heidän otoksensa (n=873) perusteella Suomen järvistäarvioitiinoligot rofisiksi 38,5 %,mesotrofisiksi 52,5 % ja eutrofisiksi/dystrofisiksi 9,0 %.

Kokonaisfosforipitoisuuksien perusteella joet

(

⁼56 p.g 1’, med. =53 ig¹¹⁾ olivat yleensä selvästi rehevämpiä kuin järvet (c =18 .ig l, med. 13 pg 1-’) (kuva 1, liitteet 1 ja 2). Oligotrofisiajokia olivat vain Vuoksi ja neljä Jäämereen laskevaa Lapin jokea. Kymijoki, Mustionjoki ja Lapin suuret Perämereen laskevat joet Oulujoesta Tomionjokeen olivat mesotrofisia. Etelä-ja länsirannikon maatalouskuor mitetuista joista 15 oli euttofisia ja 4 hyperttofisia. Tulokset kuvaavat jokien alaosien tilannetta. Monien rannikkojokien yläjuoksuilla ei ole merkittäviä pistekuormittajia ja toisaalta peltojen osuus on pieni, joten ylempien jokiosuuksien ravinnepitoi suudet ja niiden suhteet voivat poiketa selvästikin muun joen tilanteesta.

OECD:n ja EU:n jäsenvaltioiden pintavedet on jaettu rehevyysluokidin ko konaisfosforin lisäksi myös a-klorofyilin perusteella (OECD 1982, Premazzi ja Chiaudani 1992). Kokonaisfosforin käyttö leväbiomassan (a-klorofyffipitoisuuk sien) selittäjänä vaikuttaa tämän tutkimuksenmukaanperustellulta, sillä koko naisfosforin havaintopaikkakohtaiset mediaanipitoisuudet selittivät 89 % a-Ido rofyDin mediaanipitoisuuksien vaihtelusta (r=0,942, Phav <0,001) (kuva 2). Typpi selitti vain 61 % a-klorofyllin pitoisuusvaihtelusta (r=0,779, Phav <0,001, kuva 2). Kokonaisfosfori ja a-klorofylli korreloivat erittäin voimakkaasti keskenään myös oligotrofisissa (a-klorofyffi <2,5 ig l’ ja kokonaisfosfori <10 g 1’)ja mesot rofisissa (a-klorofyffi 2,5—8 ig l’ ja kokonaisfosfori 10—35 jig 1-’) vesissä, mikä näkyy parhaiten logaritmisella asteikolla (kuva 2). a-klorofyllin pitoisuusvaihte lujen hyvä selittyminen fosforipitoisuuksien perusteella ei pelkästään kerro sitä, että fosfori on hyvä rehevyyden yleisindikaattori vaan myös sen, että fosfori on useimpien tutkimusjärvien ensisijainen minimiravinne.

0

Suomen ympäristö 313

Typpeä ei yleensä Suomessa käytetä vesien rehevyystason mittarina. Typpi pitoisuusluokkien (“rehevyysluokkien”) raja-arvot eivät perustu tässäkään tut kimuksessa mihinkään yleisesti hyväksyttyvn jaotteluun (kuva 3). Subjektiivi nen luokittelu osoittaa kuitenkin selvästi, miten typpipitoisuudet jakautuvat ryh miin havaintopaikkojen maantieteellisen sijainnin ja järvien koon mukaan.

Pienimmillään kokonaistypen mediaanipitoisuus oli Kilpisjärvessä (125 ig 1) ja Inarijärven eri osissa (150—160 ig N). Pitoisuudet olivat suhteellisen pieniä, alle 350 pg ^L, myös lähes kaikissa muissakin Oulujärven pohjoispuolisissa jär

Suomen ympäristö 313

Kokonaisfosforipitoisuus

O^{< 10 pg L1} O10—35 pg L1

O35—100 pg C7

O> ^{100 pg L1}

Kuva 1. Jätvien (pallot) ja jokien (neliöt) jakautuminen neljään rehevyysluokkaan havainto- paikkojen päällysveden (0—2 m) kokonaisfosforipitoisuuksien (mediaanit/kesä-elokuut

1990—1997) perusteella. Rehevyysluokittelu OECD:n (1982) kriteerien mukaisesti.

80 90

70 80

60 0 70

0 —60

b50 ⁰

00 0

o 240

030 o ⁰ 0 ^-‘

0 30 8 ^.O _y=0,0307x^-6,3063

.- 0 oQ

20 y=0,5655x- 1,9312 20 ^{0 =}0,6062

0 R2=0,8878

0

0 50 100 150 0 1000 2000 3000

Kokoraisfosfori fig 1) Kokonaistyppi fiig 1)

Ilo IO0

000 0 0

Ooo avo

08 -2 ⁰⁰⁰

io

10 100 1 000 100 1000 10000

Kokonaisfosfori (pg 1) Kokonaistyppi (ig 1)

Kuva 2. järvihavaintopaikkojen (n ⁼ 174) a-klorofyllipitoisuuksien sekäkokonaisfosfori- ja kokonaistyppipitoisuuksien väliset korrelaatiot. Yksittäiset pisteet ovat kesä-elokuiden

1990—1997 päällysvesinäytteiden havarntopaikkakohtaisia mediaanipitoisuuksia.

vissä ja eräissä Vuoksen ja Kymijoen vesistöalueiden yläosien järvissä. Saimaan ja Päijänteen eteläosissa typpipitoisuudet olivat korkeampia kuin pohjoisosissa.

Esimerkiksi Suur-Saimaan alapuolisen Vuoksen ja Päijänteen alapuolisten Kon niveden ja Pyhäjärven typpipitoisuudet olivat yli 500 pg^1-1 (kuva 3). Pienimmil lään Järvi-Suomen typpipitoisuudet olivat Rautalammin reitin puhtaimmissa järvissä sekä Vuoksen vesistöalueella mm. Koitereessa sekä Puru- ja Pihlajave sissä. Muita vähätyppisiä järviä olivat esimerkiksi Kymijoen vesistön Suonne ja Jääsjärvi sekä Kokemäenjoen vesistön Mallasvesi ja Kukkia. Vähäfosforisimman tutkimusjärven, Sonnasen, kokonaistyppipitoisuus oli myös hyvin alhainen, vain 210 pg^11.

Kokonaistypen ja kokonaisfosforin korkeimmat ja vastaavasti matalimmat pitoisuudet havaittiin yleensä samoilla havaintopaikoilla, joten näiden muuttu jien havaintopaikkakohtaiset mediaanipitoisuudet korreloivat hyvin keskenään

(r=0,804; Phav ^< 0,001, vrt, kuvat 1 ja 3).

Useimpien suomalaisten vesistöjen perusluonteen määrää vedet vaihtele

van ruskeiksi väijäävä liuennut tai kolloidinen orgaaninen aines, humus. Hu musyhdisteiden fosfori ja typpi ovat leville huonosti käyttökelpoisessa muodos sa. Humuspitoisuuksien suuri alueellinen vaihtelu näkyy tämän tutkimuksen havaintopaikkojen värilukujen suurena kijona (x ⁼ 46, med. = 40 ^, min ⁼ 2,5, max ⁼ 250 mg Pt^11). Vähäfosforisessa ja -typpisessä Sonnasessa myös väriluku (3 Pt mg¹¹⁾oli pienempi kuin muissa ftitkimusvesissä. Sonnasen lisäksi väriluku

Suomen

ymparistö 31 3

. .

.

tehty jaottelu.

oli alle 10 Pt pg 1’ vain Puruvedessä, Suonteessa, Kilpisjärvessä ja ^osassaViini järveä. Havairttopaikkojen väriluvut ja kokonaisfosforipitoisuudet korreloivat melko voimakkaasti keskenään (r⁼0,653, Phav< 0,00 1), mikä osoittaa, että suuri osa fosforista oli sitoutunut humukseen. Typen ja väriluvun korrelaaho (r⁼0,473, Phav ^< 0,001) oli selvästi heikompi. Myös eräiden muiden muuttujien väliset korrelaatiot olivat selviä ja tilastollisesti merkitseviä (liite 3). Esimerkiksi reaktii vinen fosfori korreloi hyvin kokonaisfosforin ja värin kanssa.

Suomen ympätstö 3 13

0

Kokonaistypppitoisuus

2

Kuva 3. Järvien (pallot) ja jokien (neliöt) jakautuminen neljään “rehevyysluokkaan” havain topaikkojen päällysveden (0—2 m) kokonaistyppipitoisuuksien (mediaanit/kesä-elokuut

1990—1997) perusteella. Luokittelu on subjektiivinen, pelkästään tätä tutkimusta varten

0’

3.2 RaWnnesuhteet ja minimiravinne

3.2.1 Ravinnesuhteet ja niiden alueellinen jakauma

Forsbergin ym. (197$) esittämiin mineraaliravinnesuhteen raja-arvoihin perus- tuen (kuva 4) järvihavaintopaikoista (n =174) 64 % arvioitiin potentiaalisesti fos forirajoitteisiksi (P-rajoitteisuus), 13 % typpirajoitteisiksi (N-rajoitteisuus) ja 23

% samanaikaisesti typen ja fosforin rajoittamiksi (PN-rajoitteisuus eli ns. yhteis rajoitteisuus) (kuvat 5 ja 6). Jokihavaintopaikoilla P- (3$ ¾), N- (31 ¾) ja PN rajoitteisuudet (31

%)

arvioitiin jokseenkin yhtä yleisiksi (kuvat 5 ja 6). Iähes kaikki suurimmat järvet, kuten Suur-Saimaa, Päijänne, Näsijärvi, Pielinen, Kai lavesi ja Keitele, arvioitiin fosforirajoitteisiksi. Monet Suomenselän järvet, Oulu- järvi ja sen itäpuoliset pienemmät vedet sekä Kuusamon seudun seurantajärvet tulkittiin yhteisrajoitteisiksi. Typpirajoitteisiksi arvioitiin erityisesti kuormitetut, rehevät järvet, kuten Lapinjärvi, Tuusulanjärvi, Forssan Pyhäjärvi sekä Iisalmen reitin Onkivesi ja Haapajärvi. Myös voimakkaasti sääirnöstelty Kemijärvi sekä Uljuan ja Lokan tekoaltaat arvioitiin mineraaliravinnesuhteen perusteella typpi rajoitteisiksi.

Kuva 4. Mineraalityppi (DIN) ja fosfaattifosfori (DIP) levien kasvua rajoittavina tekijöinä (a) peri nteisellä vain ravinnesuhdeluokat huomioivalla tavalla (Forsberg ym. 1978) sekä (b) ra vinnesuhteet ja -pitoisuudet samanaikaisesti huomioivalla tavalla (Pietiläinen ja Kauppi

1993). Ravinnesuhdeluku ei yksinään paljasta rovinnepitoisuuksia, jotka kuitenkin ovat rat kaisevassa asemassa ravinnerajoitteisuuden voimokkuuden määrääjinä. Kuvien 5—7 ravinne suhteet perustuvat pelkkiin ravinnesuhdelukuihin. Kohdan 3.2.2 ravinnerajoitteisuusluokissa myös pitoisuudet on huomioitu.

Kokonaisravinnesuhteen mukaan fosforirajoitteisten järvi- ja jokihavain topaikkojen määrä arvioitiin selvästi suuremmaksi kuin mineraaliravinnesuh teen perusteella (kuvat 5 ja 7, vrt kuva 6). Typpirajoitteiseksi kokonaisravinne suhteen perusteella ftilkittiin vain yksi järvihavaintopaikka, Iisalmen Haapajär vi, kun mineraaliravinnesuhteen perusteella typpirajoitteisia arvioitiin olevan 22. Tulokset osoittavat selkeästi, että mineraaliravinnesuhde ja kokonaisravin nesuhde eivät ole keskenään sopusoinnussa nykyisillä raja-arvoilla veden levät tiotantoa säätelevää minimiraviirnetta arvioitaessa. Mineraaliravinnesuhde ja ko konaisravinnesuhde ilmaisivat samanlaista ravinnerajoitteisuutta (P-rajoitteisuus,

350 ^- Fosfori 300 rajoittaa, kun

suhde> 12 250

350 Fosfori ja typpi

rajoittavat, kun suhde5—I2

z 200

300

150 +

250 200

Ilo 50

z Iso

0

Ilo Typpi rajoittaa,

kun suhde^<5

-

a

50

0 0 20 30 40 50

DIP

0

0 10 20 30 40 50

b _DIP

Suomen ympäristö 313

PN-rajoitteisuus tai N-rajoitteisuus) 118 järvihavaintopaikalla (68 % havainto- paikoista) ja erilaista rajoitteisuutta 56 havaintopaikalla (32^0/) Rajoitteisuus ar vioitlin erilaiseksi erityisesti pienissä ja rehevimmissä järvissä. Suurimmat järvet ja reittivedet arvioitiin fosforirajoitteisiksi sekä mineraali- että kokonaisravinne

suhteen perusteella (kuvat 6 ja 7).

Jokien perustuotantoa rajoittava ravinne arvioitiin mineraali- ja kokonais ravinnesuhteen perusteella erilaiseksi 1$ havaintopaikalla (56 ¾ havaintopaikois ta) ja yhteneväksi vain 14 havaintopaikalla (44 %). Esimerkiksi Kemijoen alaosa arvioitiin mineraaliravinnesuhteen perusteella typpirajoitteiseksi ja kokonaisra vinnesuhteen perusteella fosforirajoitteiseksi. Pietiläinen ym. (1998) tekivät Ke mijoen Valajaskoskella ravinnelisäyskokeita, joiden mukaan joen päällyslevä tuotanto oli lähinnä fosforirajoitteista, osin yhteisrajoitteista. Ajoittain myös typ pi rajoitti levien kasvua, joskin selvästi fosforia heikommin. Monissa joissa ra vinnelisäyskokeet ovat välttämättömiä, mikäli minimiravinne halutaan selvit tää luotettavasti. Pienemmissä rannikkojoissa on tosin usein niin paljon ravintei ta, etteivät ravinteet rajoita levien kasvua kuin lähinnä alivirtaamien aikaan. Täl laisissa tapauksissa perifytonkasvua selvittävien ravinnelisäyskokeiden sovelta minen ei ole järkevää.

Vaikuttaa siltä, että järvet arvioidaan kokonaisravinnesuhteen perusteella helposti liian fosforirajoitteiseksi. Esimerkiksi Ilomantsin Nuorajärvi, Iisalmen Porovesi ja Kemijärven eteläosa arvioitiin kokonaisravinnesuhteen perusteella fosforirajoitteisiksi, mutta mineraaliravinnesuhteen perusteella typpirajoitteisiksi.

Nämä järvet kuuluivat kesällä 1997 Suomen ympäristökeskuksen koordinoiman Sisävesien typpiprojektin osatutkimukseen, jossa selvitettiin neljän potentiaali sesti typpirajoitteisen tai samanaikaisesti typpi- ja fosforirajoitteisen järven mi nimiravinne kokeellisesti (Pietiläinen 1998). Ravinnelisäyskokeissa nämä järvet osoittautuivat lähinnä yhteisrajoitteisiksi, mutta ajoittain myös (heikosti) typpi rajoitteisiksi. Fosforilisäykset eivät vaikuttaneet kasviplanktontuotantoon juuri lainkaan. Ainakin näissä tapauksissa mineraahravinnesuhde osoitti kokonaisra vinnesuhdetta luotettavammin vesistön minimiravinteen.

Ravinteiden tasapainosuhteen perusteella suurin osa sekä järvi- että joki havaintopaikoista arvioitiin typpirajoitteisiksi (kuva 8, taulukot 1 ja 2). On il meistä, että tasapainosuhteen perusteella minimiravinne arvioidaan virheellisesti liian usein typeksi. Pietiläinen ja Kauppi (1993) arvioivat, että tasapainosuhde ei sovellu minimiravinteen arviointiin Suomen tummissa sisävesissä. Tällaisissa

N-raj.

1 PN-raj.

• P-raj.

Kuva 5. Järvi- (n ⁼ 1 74) ja jokihavaintopaikkojen (n 32) perustuotantoa potentiaaliseti rajoittava ravinne mineroaliravinnesuhteen (DIN: DIP), kokonaisravinnesuh teen (TN: TP) ja ravin teiden tasapainosuhteen (TASAR) mukaan. Rajoittava ravinne ⁼ minimiravinne.

Suomen ympänstö³¹³

Q

JÄRVET 200

80 160 u 140

120

1.

_.E ^‘:

60 20 0

35

JOET

E 30

25

N-raj. 20

iPN-raj. 15

•P-raj. 10

15 0

DIN:DIP TN:TP TASAR

Ravinnesuhde

DIN:DIP TN:TP TASAR

Ravinnesuhde

vesissä typpi on suurelta osin sitoutunut humukseen, eikä siten ole kasviplank tonille helposti käyttökelpoisessa muodossa.

Monissa tutkimuksissa on havaittu, että rehevissä vesissä ravinnesuhteet

ovat karuja vesiä matalampia (esim. Ryding 1978, Pietiläinen ja Kauppi 1993).

Myös tässä tutkimuksessa havaittiin, että sekä mineraaliravurne- että kokonais ravinnesuhde pienenevät selvästi vesistön rehevyystason (kokonaisfosforipitoi suuden) kasvaessa. Oligotrofiset ja mesotrofiset järvihavaintopaikat olivat mo

Q

Suomen ympäristö 31 3

Mineraaliravinnesuhde Fosforirajoitteinen (DIN:DIP > 12)

0

Kuva 6. Järvien (ympyrät) ja jokien (neliöt) potentiaalinen minimiravinne havaintopaikkojen päällysveden (0—2 m) keskimääräisen mineraahravinnesuhteen (mediaanit/kesä-elokuut

1990—97) perusteella. Luokittelun raja-arvot Forsbergin ym. (1978) mukaisesti.

lempien ravinnesuhteiden mukaan keskimäärin selvästi P-rajoitteisia (mineraa liravinnesuhde ^> 12 tai kokonaisravinnesuhde ^> 17), mutta eutrofiset havainto- paikat olivat mineraaliravinnesuhteen perusteella keskimäärin N-rajoitteisia (suh de^<5) ja kokonaisravinnesuhteen perusteella PN-rajoitteisia (suhde 10—17) (kuva 9). Rehevissä järvissä kasviplanktonin ftiotantoa saattavat usein säädellä jotkin muutkin tekijät kuin ravinteet (esim. valon määrä). Kun mineraaliravinnesuhde on alle viisi ja typestä tulee potentiaalinen kasviplanktonin minimiravinne, ve

Suomen ymparistö³¹³

Kuva 7. Järvien (ympyrät) ja jokien (neliöt) potentiaalinen minimiravinne havaintopaikkojen päällysveden (0—2 m) keskimääräisen kokonaisravinnesuhteen (mediaanit/kesä-elokuut

1990—97) perusteella. Luokittelun raja-arvot Forsbergin ym. (1978) mukaisesti.

teen liuennutta molekulaarista typpeä sitomaan kykenevät sinilevät saavat usein kilpailuedun muihin leviin nähden. Mikäli vedessä on samanaikaisesti runsaasti leville käyttökelpoista fosforia ja muutkin olosuhteet ovat sinileville otolliset (pi dempi lämmin, tyyni sääjakso), niiden valtaannousu on mahdollista (Eloranta 1992, Shapiro 1990).

Havaintopaikkojen a-klorofyllipitoisuuden perusteella eutrofisisksi tai hy pertrofisiksi arvioiduissa järvissä mineraali- ja kokonaisravinnesuhteet olivat myös selvästi pienempiä kuin karummissa vesissä (kuva 10). Ravinnerajoittei

0

. .

Kuva 8. Järvien (ympyrät) ja jokien (neliöt) potentiaahnen minimiravinne hava:ntopaikkojen päällysveden (0—2 m) keskimääräisen tasapainosuhteen (mediaanit/kesä-elokuut 1990—9 7) perusteella. Luokittelun raja-arvot Forsbergin ym. (1978) mukaisesti.

Suomen ympäristö 313

40 35

i 30

•0

25 20

‘0 5

0)

E 10

5 0

Kuva 9. Mineraaliravinnesuhteen ja kokonaisravinnesuhteen sekä rehevyystason välinen riippuvuus järvihavaintopaikoilla (n ⁼ 174). Havaintopaikat on jaettu rehevyysluokkiin päällysveden (0—2 m) kasvukaudenaikaisten kokonaisfosforipitoisuuksien (mediaanit/kesä elokuut 1990—97) perusteella (OECD 1982). Jokihavaintopaikoilla ei vastaavaa ravinnesuh teiden ja rehevyystason välistä riippuvuutta havaittu.

20

. 15

c0 01 10

5

Kuva JO. Mineraaliravinnesuhteen ja kokonaisrovinnesuhteen sekä rehevyystason välinen riippuvuus järvihavaintopaikoilla (n ⁼ 174). Havaintopaikat on jaettu rehevyysluokkiin päällysveden (0—2 m) kasvukaudenaikaisten a-klorofyllipitoisuuksien (mediaanitikesä-elo kuut 1990-97) perusteella (OECD 1982). Oligotrofinen: a-chl <2,5 pg l’, mesotrofinen:

a-chl ⁼ 2,5—8 pg l’, eutrofinen: a-chl 8—25 pg 1’, hypertrofinen: a-chl ^> 25 pg 1’. Jokiha vaintopaikoilla ei vastaavaa ravinnesuhteiden ja rehevyystason välistä riippuvuutta havaittu.

suuden yleiskuva oli muutoinkin hyvin samantapainen kuin kokonaisfosfori pitoisuuden mukaisessa rehevyysluokituksessa, joskin karuimmissa järvissä (a klorofylli <2,5 pg 1’) mineraaliravinnesuhde oli hieman alempi kuin mesotrofi sissa järvissä. Kaikkein karuimmissa, ultraoligotrofisissa järvissä typen merkitys rehevyyden säätelijänä kasvaa ja typpi voi olla minimiravinne (Goldman 1958, Forsberg 1975). Typen merkityksen kasvu voi johtua siitä, että (niukkoja) fosfori varoja kierrätetään typpeä tehokkaammin karujen, usein kirkkaiden vesien tuot tavassa kerroksessa.

Suomen ympäristö3 13

0

n=61

n=97

P-raj.

PN-raj.

n=16

---_ N.ral.t1

60

50

40

30

20

10

0

n=61

n 97

P-raj.

n=16

PN-raj.

N-raj.

<10 10—35 >35

(oligotrofinen) (mesotrofinen) feutrofinen) Kokonaisfosforipitoisuus (tig 1)

<10 10—35 >35

(oligotrofinen) (mesotrofinen) (eutrofinen) Kokonaisfosforiptoisuus (pg 1)

30 25

11 =10

n = 18

n36

P.raj.

PN-raj.

OO•O n1O

N.r4fl

60

50 -o01

-S ⁴⁰

01

30

20

I0

0 0

< 2,5 2,5^—8 8— 25 >25

(oligo) (meso) (eutro) (hyper)

a-klorofyllipitoisuus (pg 1)

< 2,5 2,5^—8 8—25 >25

(oligo) (meso) (eutro) (hyper)

a-klorofyllipitoisuus (pg 1)

0

Kokonaisfosforin ja a-klorofyllin keskipitoisuudet antavat varsin erilaisen kuvan Suomen sisävesien rehevyystasosta: kokonaisfosforipitoisuuksien mukaan 61 havaintopaikkaa oli oligotrofisia, kun a-klorofyllin mukaan niitä oli vain 18.

Vastaavasti eutrofisia tai hypertrofisia järviä oli kokonaisfosforin perusteella vain 10, mutta a-klorofyllin perusteella 46. OECD:n (1982) raja-arvot eivät siten sellai senaan sovellu Suomen tyypillisesti tummien vesien rehevyysluokituksen poh jaksi. Meidän humuspitoisissa vesissä a-klorofyllipitoisuudet ovat monesti eu rooppalaisittain poikkeuksellisen korkeita suhteessa kasviplanktonin biomassaan ja kokonaisfosforitasoon, koska levät ovat sopeutuneet vähäiseen valoon solu jensa suurella klorofyllimäärällä (Eloranta ja Räike 1995).

3.2.2 Ravinnerajoitteisuusluokat

Mineraalitypen ja fosfaattifosforin pitoisuuksien ja niiden vaihteluiden perus teella järvi- ja jokihavaintopaikat jaettiin seitsemään erilaiseen ravinnerajoittei suusluokkaan (kuva 11). Järvihavaintopaikoista noin 90 % pystyttiin helposti si joittamaan johonkin luokkaan (kuvat 11 ja 12, liite 4). Myös loput havaintopaikat sijoitettiin rajoitteisuusluokkiin, vaikka ne olisivat rajatapauksina voineet kuu lua kahteen eri luokkaan. Tämän vuoksi eräiden järvien luokkajakoon (lähinnä kuuluminen ryhmiin 4 tai 5) on suhtauduttava varauksella. Joissa oli keskimää rin selvästi enemmän sekä mineraali- että kokonaisravinteita kuin järvissä. Jo kun pystyttilnkin määrittämään seitsemäs ravinnerajoitteisuusluokka (kuvat 11 ja 13). Pietiläinen (1997) jakoi Suomen sisävedet pienemmän lähtöaineiston pe

z

0

2

20 30

5 DIP(pgl)

4

Kuva 1 1. Suomen sisävesien jakautuminen seitsemään ravinnerajoitteisuusluokkaan päällys veden tuotantokauden aikaisten mineraaliravinnepitoisuuksien ja -suhteiden perusteella (luokitteluperusteet, kts. teksti). DIN:DIP-suhteiden

(=

mineraaliravinnesuhde) raja-arvot on merkitty katkoviivoituksella (Forsberg ym. 1978). Forsbergin ym. esittämien ravinnesu delukujen raja-arvojen mukaan fosfori rajoittaa leväkasvua, kun suhde on yli 12, typpi, kun suhde on alle 5 ja molemmat, kun suhde on 5—12. Päinvastoin kuin seitsemänluokkainen jaottelu, Forsbergin ym. jaottelu ei huomioi ravinnepitoisuuksia, jotka ratkaisevat levien ra

vinnerajoitteisuuden voimakkuuden.

Suomen ympäristö 3 13

1. SAIMAA ILKONSELKÄ 021 2. INARIJÄRVI JUUTUANVUO 3. PYHÄJÄ 106 SAVISELKÄ

rusteella alustavasti kuuteen erilaiseen ravinnerajoitteisuusluokkaan (kts. myös Räike ja Pietiläinen 1998). Tässä tutkimuksessa uudeksi määritettiin kolmas ra joitteisuusluokka eli vaffitelevasti fosforirajoitteiset vedet.

Pelkkien mineraaliravinnesuhdelukujen perusteella^—eli kun ravinnepitoi suuksia ja niiden vaihteluita ei huomioida ^— ravinnerajoitteisuusluokkien ole massaoloa ei pystytty havaitsemaan. Ravinnerajoitteisuusluokittelun avulla jär vet ja joet pystytään ryhmittelemään sen mukaan, kuinka herkidä ne ovat typpi- ja/tai fosforikuormituksen muutoksiin. Seuraavassa esitetään ensin järvien ja sitten jokien luokkajaottelu, luonnehditaan eri luokkien yleisiä piirteitä ja alueel lista esiintymistä sekä arvioidaan, miten typpi- ja fosforikuormituksen kasvu ja väheneminen todennäköisimmin vaikuttaisivat ulappa-alueen kasviplanktonin kasvuun (rehevöitymiseen) kussakin luokassa.

Ensimmäisen luokan vesistöt ovat voimakkaasti fosforirajoifteisia. Niis sä fosfaattifosforipitoisuudet (reaktiivinen fosfori) ovat tuottavan kauden aika na jatkuvasti niin pieniä (yleensä alle 5 ig l’, usein jopa määritysalarajalla n. 2 pg 1’) ja mineraalityppipitoisuudet aina niin suuria (yleensä 100—300 ig 1-’), ettei

Suomen ympäristö313

0

DIP (ig)1)

4. IIJÄRVI 137

20 DIP

30 (gI1) 5. HINJÄRVI sY 160

DIP (ig/»

6. TUUSULANJ. SWÄNNE 89

2030 DIP (ig/I)

2030 DIP (iig/

2030 DIP (ag/I)

50

Kuva 12. Suomen järvien kuuden potentiaaliseen minimiravinneluokan esimerkkivesistöt. ^Vesistöton jaoteltu ulapan päällysveden (0—2 m) tuottavan kauden (kesä-elokuu) mineraalityppi- (DIN) ja fosfaattifosforipitoisuuksien (DIP) perus teella. 1. luokan järvet (havaintopaikat) ovat voimakkaasti fosforirajoitteisia, 2. luokan melko voimakkaasti fosforirajoit teisia, 3. luokan lähinnä fosforirajoitteisia, ajoittain typpirajoitteisia 4. luokan samanaikaisesti fosfori- ja typpirajoittel sia, 5. luokan typpirajoitteisia ja 6. luokan vaihtelevasti fosfori- ja typpirajoitteisia. Musta pallo ⁼ kesä-elokuun havain not, avopallo = syys-toukokuun havainnot.

EURA 42 PORI—RMA VA6900 MYLLYKANAVA _{VP 9100} SKATILA VP 9600

1750 1500’ 0

1250

500

Oc 00

250 0

0 50 100 150 200 250 DIP (igfI)

MYLLYKANAVA VP 9100

Kuva 13. Seitsemännen ravinnerajoitteisuusluokan jokien mineraalityppi- ja fosfaattifosforipitoisuudet ovat kasvukauden aikana useimmiten niin suuria, etteivät ravinteet rajoita levätuotantoa kuin ajoittain alivirtaamien aikaan. Esimerkkinä pääasiallisesti valon tai muiden fysikaalisten ympäristötekijöiden, mutta ajoittain myös typen rajoittamista joista on Lapväärtinjoki (Myllykanava vp 9100), ajoittain myös fosforin rajoittamista joista Kyrönjoki (Skatila vp 9600). Eurajoki (Eura42 Pori-Rma va 6900) on luokiteltu voimakkaasti fosforirajoitteiseksi (1. luokka), vaikka ravinnepitoisuudet ovat huomattavasti korkeampia kuin tyypillisessä 1. luokan järvessä (vrt. Saimaan Ilkonselkään, kuva 12). Musta pallo =

kesä-elokuun havainnot, avopallo = syys-toukokuun havainnot.

0

typpi rajoita kasviplanktonin kasvua missään vaiheessa kasvukautta (kuvat 11 ja 12, lilte 4). Mikäli tällaisiin järviin kohdistuva fosforikuorma kasvaa, levät hyö dyntävät lisääntyneet fosforivarat välittömästi hyväkseen ja tuotanto kasvaa voi makkaasti. Vastaavasti, mikäli fosforikuorma alenee, myös levätuotanto alenee selvästi. Levätuotannon ja leväbiomassan aleneminen eivät kuitenkaan välttä mättä näy laajalla alueella, vaan kuormitetuimmissa osissa järveä eli siellä, mi hin jätevedet johdetaan tai joet, purot yms. tuovat ravinteita. Fosforikuorman aleneminen ei näy reakifivisen fosforin pftoisuuksien alenemisena ulapalla, kos ka siellä leville käyttökelpoisen fosforin pitoisuudet ovat kasvukauden aikana muutoinkin aina pieniä. Kuormituksen aleneminen sen sijaan heijastuu järven kokonaisfosforimäärään. Kun kuormitus alenee, myös leviin sitoutuneet fosfori määrät pienenevät ja samalla myös levien a-klorofyllimäärät pienenevät eli jär ven rehevyystaso alenee. Fosforin kierto on ilmeisen tehokasta tämän tyypin vesissä. Tilanne on ilmeisesti samantyyppinen kuin Itämeren rannikkovesissä, jossa fosforia hajotetaan ja kierrätetään tuottavassa vesikerroksessa selvästi typ peä tehokkaammin (Heiskanen ym.1996).

0

1

50 100 150 200 250 DIP (.Lg/I)

EURA 42 PORI^—RMA VA6900

50 100 150 200 250 DIP (g/i)

0

SkATILA VP 9600

0 10 2030

DIP (ig/1)

40 50 0 10 20 30 40

DIP (g/I)

50 0 10 20 30 40

DIP (ig/T)

50

Suomenympäristö 3 13

Typpikuormituksen (merkittävätkään) muutokset eivät muuta voimakkaasti fosforirajoitteisten järvien ulappa-alueen kasviplanktontuotantoa suuntaan tai toiseen. Tällainen tilanne todettiin kesällä 1996 Pyhäselän (Pohjois-Karjala) mi nimiravinnekokeessa, jossa koeyksikköjä käsiteltiin leville käyttökelpoisen ty pen (ammoniumtyppi) ja fosforin (fosfaattifosfori) yksittäis- ja yhteislisäyksillä (Pietiläinenja Niinioja 199$). Fosforilisäykset kasvattivat levämääriä voimakkaas ti, mutta typpilisäykset eivät vaikuttaneet leväkasvuun lainkaan. Voimakkaim man muutoksen aiheutti kuitenkin ravinteiden yhteislisäys. Raviirnelisäykset olivat^— kuten yleensä kaikissa vastaavissa kokeissa^—tosin niin suuria, että yh teisrajoitteisuus ilmeni väistämättä kuuden vuorokauden mittaisessa kokeessa.

Kolmen vuorokauden jälkeen sekä fosforiyksikköjen että yhteislisäysyksikköjen klorofyllikasvu oli vielä yhtä voimakasta, koska fosforiyksikköjen levät eivät ol leet ehtineet hyödyntää kaikkia nitraattityppivaroja. Todellisuudessa piste- tai hajakuormittajien merkittävätkään kuormitusmuutokset eivät muuttaisi Pyhä- selän ravinnepitoisuuksia yhtä paljon kuin tällaisessa koejäijestelyssä. Näiden syiden takia Pyhäselkä arvioitiin (melko) voimakkaasti fosforirajoitteiseksi eikä yhteisrajoitteiseksi. Ravinnerajoitteisuuden voimakkuuden arviointia helpottaa merkittävästi,jos ravinteiden sitoutumista ja kiertoa vesiekosysteemissä voidaan arvioida erilaisin mallitarkasteluin.

Pyhäselän lisäksi voimakkaasti fosforirajoitteisia järviä tai reittivesiä ovat mm. Saimaa lähes kokonaisuudessaan, Fäijänne, Näsijärvi, Keitele ja Pielinen (kuva 14, liite 4). Tällaiset, usein hyvin suuret, vesistöt ovat ympäristöhallinnon vedenlaatuluokituksen mukaan yleiseltä käyttökelpoisuudeltaan lähes aina erin omaisia tai hyviä (Vuoristo 1997, 199$). Voimakkaasti fosforirajoitteiset vesistöt ovat keskittyneet Järvi-Suomeen Vuoksen, Kymijoen ja Kokemäenjoen vesistö alueille. Kaiken kaikkiaan tähän luokkaan arvioitiin kuuluvan 64 havaintopaik kaa (37 % kaikista havaintopaikoista) eli selvästi enemmän kuin yhteenkään muuhun rajoitteisuusluokkaan. Ilmeisesti ensimmäiseen luokkaan kuuluvat ve sialueet ovat Suomessa yleisiä myös tutkimukseen kuulumattomissa suurissa järvissä ja reittivesissä.

Ensirrunäisen luokan vesistöjen voimakas fosforirajoitteisuus johtuu nitraat titypen suurista pitoisuuksista fosfaattifosforiin nähden. Nitraattitypen ylimää räjohtuu monesta seikasta. Fosforia ensinnäkin pois tetaan jätevesistä tehokkaasti, typpeä ei. Toisaalta fosfori sitouftiu tehokkaasti maaperään, joten sen kulkeufti minen vesiin on vähäistä. Lisäksi kiintoaineeseen sitoutunut fosfori sedimentoi tuu tehokkaasti järvien pohjalle. Typpi sen sijaan kulkeutuu vesiin valtaosin liu enneessa muodossa eikä sedimentoidu Järviin yhtä tehokkaasti kuin fosfori, eten kään jos järvi on karu.

Toisen luokan vesistöt ovat melko voimakkaasti fosforirajoitteisia (kuvat 11 ja 12, liite 4). Näiden ^järvienfosfaatfifosforipitoisuudet ensimmäisen luokan vesistöjen tavoin ovat aina pieniä (tavallisesti 2—3 pg^11). Nitraattityppipitoisuu det (yleensä 10—100 pg ¹¹⁾ ovat yleensä selvästi pienempiä kuin ensimmäisessä luokassa, mutta typpeä kuitenkin riittää levien kasvuun suurimman osan vuot ta. Jossain vaiheessa kasvukautta nitraathtyppi kuitenkin saattaa kulua hyvin vähiin, jopa määritystarkkuuden alarajalle. Ensimmäisen luokan vesistöjen ta voin myös melko voimakkaasti fosforirajoitteisten vesistöjen perustuotannon suuruutta voidaan säädellä tehokkaimmin fosforikuormituksen muutoksilla.

Typpikuormituksen pienet muutokset eivät näy toisen luokan vesistöjen tuotannossa ainakaan ulappa-alueella. Typpikuormihiksen voimakas alenema voi sen sijaan heijastua tuotantoon, koska tällöin järvestä saattaa tulla yhteisra joitteinen tai ajoittain jopa tvppirajoitteinen. Tämän ryhmän järvet, kuten man järvi, Puruvesi, Kuolimo ja Suonne (kuva 14), ovat käyttökelpoisuusluokituksen mukaan laadultaan lähes poikkeuksetta erinomaisia vesiä. Tällaisiin vesiin koh distuva kuormitus, etenkin typpikuormitus, on yleensä selvästi vähäisempää kuin

Suomen ympäristö 3 1 3

Kuva 14. Järvi- (ympyrät) ja jokihavaintopaikkojen (neliöt) jakaantuminen seitsemään po tentiaaliseen ravinnerajoitteisuusluokkaan. Tulokset ovat kesä-elokuiden 1990—1997 ha vaintoja päällysvedestä (0—2 m).

ensimmäisen luokan^järviin.Toisen luokan järvien valuma-alueet ovat kuitenkin yleensä suuria, joten nitraattityppeä kertyy järviln suhteellisen paljon hajakuor mituksena. Vesistöt ^ovat lisäksi niin hyväkuntoisia, ettei nitraattityppi kulu le vätuotannossa tai mikrobien denitrifikaatiossa määritystarkkuuden alarajalle kuin ajoittain. Toisen luokan havaintopaikkoja arvioitiin olevan 34 eli 20 % kaikista järvihavaintopaikoista (kuva 13).

Kolmannen luokan vesistöt ovat lähinnä fosforirajoitteisia, loppukesällä ajoittam myös typpirajoitteisia. Tällaisissa vesistöissä on keväällä ja alkukesällä paljon nitraattityppeä (yleensä 100—300 pg 1’, jopa enemmänkin) ja suhteellisen vähän fosforia, jolloin fosfori on potentiaalinen leväkasvua rajoittava tekijä (ku vat ilja 12, liite 4). Kesän mittaan nitraattityppi kuluu hyvin vähiin, jolloin myös

0

Suomen ympäristö3 13

0 0 0 .

0

.

Ravinnerajoifteisuusluokat Voimakkaasti fosforirajoitteinen Melko voimakkaasti fosforirajoitteinen Lähinnä fosforirajoitteinen

Yhteisrajoitteinen Typpirajoitteinen

Vaihtelevasti typpi- ja fosforirajoitteinen Yleensä ei ravinnerajoitteinen

0

typestä voi tulla ajoittainen levien kasvua rajoittava ravinne. Tällaisia suhteelli sen kuormitettuja vesistöjä ovat mm. Lappajärvi, Ruokovesi, Hildenvesi ja Loh janjärven eteläiset osat sekä Pyhäjärvi Tampereen eteläpuolella.

Kolmannen luokan vesistöjen tilaan voidaan vaikuttaa tehokkaimmin fos forikuormituksen selvällä leikkaamisella. Myös typenpoisto todennäköisesti vä hentäisi kasvukauden keskimääräistä leväbiomassaa. Mikäli järveen kohdistuu tuottavan kauden aikana suuri ulkoinen tai sisäinen fosforikuorma ja mikäli ympäristöolot ovat muutoinkin leväkasvulle suotuisat (mm. pitkä lämmin ja tyyni sääjakso), typenpoisto saattaa kuitenkin lisätä sinileväkukintojen määrää. Sinile väkukintojen on usein havaittu esiintyvän nimenomaan järvissä, joiden rehevyys taso ja fosforipitoisuus ovat korkeita (Shapiro 1990). Mikäli järven rehevyystaso ylittää järvikohtaisen kriittisen arvon, typenpoiston oletettavia hyötyjä ja mah dollisia haittoja on harkittava tarkoin. Harkinnassa on erityisesti huomioitava kasvukauden loppuosan tilanne (heinä-elokuu), jolloin vesien virkistyskäyttö ja myös levien aiheuttamat haitat ovat voimakkaimmillaan. Haitallisten sinilevä kukintojen muodostumisen syyt ovat kuitenkin yhä paljolti tuntemattomia, jo ten lisätutkimukset sinileväkukintojen ehkäisemiseksi ovat välttämättömiä.

Kohnannen luokan järvet ovat voimakkaan ravinnekuormituksen takia usein ensimmäisen ja toisen luokan vesistöjä huonokuntoisempia, mikä näkyy myös vedenlaatuluokituksessa. Useimpien kolmannen luokan järvien käyttökelpoisuus on ympäristöhallinnon vedenlaatuluokittelun mukaan tyydyttävä (Vuoristo 1997, 199$). Kolmanteen luokkaan arvioitiin kuuluvan 11 järvihavaintopaikkaa eli 6 ¾ tutkituista havaintopaikoista (kuva 14).

Neljännen luokan vesistöt ovat samanaikaisesti typpi- ja fosforirajoittei sia eli sekä typen että fosforin kuormitusmuutokset voivat vaikuttaa levätuotan toon ja rehevyystasoon. Tällaisissa vesissä mineraalitypen ja fosfaattifosforin pi toisuudet ovat pieniä (DIN <50 jig P, DIP ^< 5 ig l) läpi tuottavan kauden, monissa säännöllisesti jopa määritystarkkuuden alarajoilla (kuvat ilja 12, liite 4). Levätja muut pemstuottajat pystyvät hyödyntämään järviin kulkeutuvat käyt tökelpoiset ravinnevarat tehokkaasti kasvuunsa ja ravinteiden suhde on ainakin teoreettisesti lähes optimaalinen. Mikäli molempien ravinteiden kuormitukset kasvavat samanaikaisesti, tuotannon muutokset ovat voimakkaita. Mikäli vain typen tai fosforin kuormitus kasvaa, tuotanto ei muutu merkittävästi ainakaan välittömästi. Pidemmällä aikavälillä perustuottajat pystyvät ilmeisesti hyödyn tämään yhden ravinteen kohtuullisen kuormituslisän, koska vesiekosysteemi pyrkii aina sopeutumaan uuteen ravinnetilanteeseen. Mikäli jomman kumman ravinteen kuormitus kasvaa paljon, toisesta ravinteesta tulee pemstuotantoa ra joittava ravinne.

Mikäli neljännen luokan vesistöiliin kohdistuva typen tai fosforin kuormi tus alenee, myös tuotanto pienentyy. Tuotannon vähenemisen tarkka arviointi on kuitenkin epävarmaa, sillä ajoittain tuotantoa säätelee typpi, ajoittain fosfori.

Luotettavimmin ja varmimmin neljännen luokan vesien tuotantoa voidaan alen taa pienentämällä sekä käyttökelpoisen typen että fosforin kuormitusta saman aikaisesti. Liukoisten ravinnejakeiden kuormitusvähenemä ei kuitenkaan vält tämättä näkyisi nitraattitypen ja fosfaattifosforin pitoisuusmuutoksina, koska niiden pitoisuudet ovat muutoinkin pieniä. Ravhmekuormituksen vähentymä johtaisi kuitenkin kokonaisravinne-ja a-klorofyllipitoisuuksien sekä leväbiomas san pienentymiseen.

Sisävesien typpiprojektissa (Pietiläinen 1998) tehtiin kesällä 1997 ravinneli säyskokeita Pien-Saimaan Riutanselällä, joka on tässä selvityksessä katsottu kuu luvan neljänteen eli yhteisrajoifteiseen järviluokkaan. Kuuden vuorokauden ko keissa pelkät typpi- tai fosforilisäykset eivät juurikaan kohottaneet kasviplank tonin biomassaa, mutta yhteislisäykset kasvattivat sitä aina hyvin voimakkaasti.

Järvi osoittautui toisin sanoen selvästi yhteisrajoitteiseksi. Mikäli typen tai fosfo

Suomen ympäristö 313

Q

rin kuormitus alenisi, myös perustuotanto alenisi Riutanselällä. Tehokkaimmin ja varmimmin perustuotantoa voitaisiin kuitenkin pienentää molempien ravin teiden kuormitusta leikkaamalla. Neljänteen rehevyysluokkaan arvioitiin kuu luvan 44 järvihavaintopaikkaa eli 25 % kaikista havaintopaikoista. Neljännen luokan järvet keskittyivät Vuoksenja Kymijoen vesistöalueiden pohjoisosiin sekä erityisesti Oulujoen vesistöön ja Kuusamon seudulle. Myös Kukkia, Mallasvesi, Vesijärvi, Sonnanen ja Pien-Saimaa tulkittiin yhteisrajoitteisiksi (kuva 14). Nel jännen ravinnerajoitteisuusluokan vesien käyttökelpoisuus on yleisen vedenlaa tuluokituksen mukaan yleensä hyvä (Vuoristo 1997, 1998). Oletettavasti merkit tävä osa tutkimusjärvien ulkopuolisista pienistä vesistöistä kuuluu neljänteen minimiravinneluokkaan. Tällaiset järvet ovat usein vesistöalueiden latvoilla ja niihin kohdistuva haja- ja pistekuormitus on vähäistä.

Viidennen luokan vesistöt ovat ravinriepitoisuuksien ja -suhteiden perus teella potentiaalisesti typpirajoitteisia. Potentiaalinen typpirajoitteisuus johtuu siitä, että leville välittömästi käyttökelpoisten epäorgaanisten typpijakeiden (am momum- ja nitraattityppi) pitoisuudet ovat lähes koko kasvukauden pieniä (yleensä <30 pg lx), mutta fosfaattifosforin pitoisuudet ajoittain suhteessa suu ria (10—20 g 1-’). Vaikka fosfaaffifosforipitoisuudet ovat korkeampia kuin “ta vanomaisessa suomalaisessa järvessä”, pitoisuudet olivat kuitenkin sen verran pieniä (kts. liite 4, esim. Evijärven syvänne, Kemijärvi 148 ja Miekojärvi 149), että vesistöjä voidaan pitää heikosti typpirajoitteisina tai jopa yhteisrajoitteisina. Yh teysrajoitteisuus ilmenisi selvemmin, jos leville käyttökelpoisen fosforin määrä olisi määritetty liuenneena reaktiivisena fosforina eikä reaktiivisena fosforina.

Viidennen luokan vesistöt ovat lähes aina humuksen voimakkaasti värjää miä (väriluku 100—150 Pt ig 1’). Tämä aiheuttanee sen, että reaktiivisen fosforin määrityksen aikana osa leville käyttökelvottomasta fosforista hajoaa tai vapau tuu kiintoaineesta ja ilmenee virheellisesti leville käyttökelpoisena fosforina.

Voimakkaasti humuspitoisissa ja etenkin savisameissa vesissä leville käyttökel poinen fosfori tulisikin ehdottomasti määrittää suodatuksen jälkeen eli liuen neena reaktiivisena fosforina. Liuennut reaktiivinen fosfori kuvaa parhaiten le ville käyttökelpoisen fosforin määrää (Ekholm 1994).

Esimerkiksi havaintopaikalla Kemijärvi 148 fosfaaffifosfori oli ajoittain mää ritetty samanaikaisesti sekä suodattamattomista (reaktiivinen fosfori) että suo datetuista (liuennut reaktiivinen fosfori) näytteistä. Liuenneen reaktiivisen fos forin pitoisuus oli keskimäärin 67 % reaktiivisen fosforin pitoisuuksista (n 5).

Kemijärven toisella havaintopaikalla (Kemijärvi 147) liuenneen jakeen osuus oli keskimäärin 75 % (n=20), melko rehevällä Leppävedellä (Leppävesi 6$) 67 % (n

= 15) ja Porttipahdalla (Porttipahta P1) 75 % (n = 17). Näiden lukujen valossa monet järvet arvioidaan typpirajoitteisemmiksi kuin ne itse asiassa ovat. Ilmei sesti käyttökelpoisen fosforin määrä yliarvioidaan eniten kaikkein savisameim missa vesissä, esimerkiksi Artjärven Pyhäjärvessä. Karuissa, kirkasvetisissä jär vissä liuenneen reaktiivisen fosforin ja reaktiivisen fosforin välillä ei ollut mer kittäviä eroja. Reaktiivinen fosfori vaikuttaisi sopivan hyvin välittömästi käyttö kelpoisen fosforin pitoisuuksien arviointiin mm. Höytiäisessä, Inarinjärvessä, Haukivedessä, Koitereessa, Pielisessä ja Yli-Kitkassa.

Kesällä 1997 tehtiin ravinnelisäyskokeita Sisävesien typpiprojektin puitteissa kahdessa viidennen luokan järvessä, Ilomantsin Nuorajärvessä ja Kemijärvessä (liite 4) (Pietiläinen 1998). Kokeiden mukaan järvet olivat useimmiten voimak kaasti yhteisrajoitteisia, mutta ajoittain myös heikosti typpirajoifteisia. Fosforili säykset eivät sen sijaan vaikuttaneet käytännössä lainkaan kiorofyllimääriin.

Näiden järvien sekä Riutanselän ja Pyhäselän ravinnelisäyskokeiden tulosten perusteella minimiravinne voidaan arvioida varsin luotettavasti pelkkien ravin nepitoisuuksien ja -suhteiden perusteella. Myös virtaavissa vesissä mineraalira

0

Suomen ympäristö 3 13

vinriesuhteen perustella arvioitu mirimiravirme on voitu todentaa ravinnelisäys kokeilla sekä Kymijoessa (Pietiläinen ja Pirinen 1997) että Kemijoessa (Pietiläi nen ym. 1998). Mikäli sekä mineraalitypen että fosfaaffifosforin pitoisuudet ovat jatkuvasti pieniä, kuten useimmiten luokissa 4 ja 5, minimiravinnetta ei ilmei sesti kannata arvioida ravirinelisäyskokeilla. Tällöin ravinnepitoisuuksien tiede tään olevan lähes tasapainossa levien kasvuvaatimuksiin nähden ja minimira vinne saattaa vaihdella kesän aikana. Näissä tapauksissa rehevyyden alentami nen olisi aina varminta sekä fosforin että typen kuormitusta samanaikaisesti su pistamalla.

Viidenteen rehevyysluokkaan arvioitiin kuuluvan 11 järveä eli 6 ¾ kaikista järvihavaintopaikoista (kuva 14). Tällaisia olivat mm. Sääksjärvi, Karhijärvi, Hin järvi, Ouluvesi, Karstulan Pyhäjärvi sekä Evijärvi. Myös Kemijärven pohjoisosa ja Miekojänri arvioitiin potentiaalisesti heikosti typpirajoifteisiksi. Viidennen ryhmän järvien käyttökelpoisuus on luokiteltu lähes poikkeuksetta välttäväksi tai tyydyttäväksi (Vuoristo 1997, 1998). Viidennen luokan järviä löytynee Suo mesta suhteellisen runsaasti. Esimerkiksi Kyyjärven Kyyjärvi sekä Karstulan Vahanka, Vahvanen ja Valkkuna ovat ravinnepitoisuuksien ja -suhteiden mu kaan selvästi typpirajoitteisia. Nämä järvet, kuten myöskin ilmeisen typpirajoit teiset Pudasjärven Kivarinjärvi ja Kajaanin Mainuanjärvi, ovat hyvin tummia vesiä, sillä väriluku on keskimäärin 200—300 Pt mg l-.

Kuudennen luokan vesistöt ovat olleet aiemmin tai ovat yhä voimakkaasti haja- ja/tai pistekuormitettuja, vaihtelevasti typpi- ja fosforirajoitteisia vesiä.

Järvien tila on yleensä huono ja fosforin sisäinen kuormitus saattaa muuttaa ra vinnesuhteita selvästi kesän aikana (kuvat ilja 12, liite 4). Tällaisiin vesiin koh distuvan ulkoisen fosforikuormituksen vähentämisen lisäksi myös järvien sisäistä kuormitusta pitäisi vähentää. Sisäistä kuormitusta voidaan vähentää monilla jär vienkunnostustoimilla, kuten tehokalastamalla särkikaloja tai ilmastamalla alus- vettä (Äystö 1997). Kuudennen luokan vesistöt, joita oli tutkimusjärvien joukos sa yhdeksän (5 % järvihavaintopaikoista), ovat kaikkein hankalimpia typenpois ton kannattavuutta ja vesistövaikutuksia arvioitaessa. Mikäli typpikuormitusta vähennetään radikaalisti, typpeä sitovat sinilevät voivat runsastua, mikäli sa maan aikaan ei puututa fosforikuormitukseenja suuriin fosforipitoisuuksiin (Elo- ranta 1992). Typenpoistolla saataisiin todennäköisesti alennettua järvien keski määräistä kasviplanktonbiomassaa, mutta lajisuhteiden muutos (sinilevien suh teellinen lisääntyminen) saattaisi kuitenkin olla ainakin ajoittain entistä haitalli sempi virkistyskäytön kannalta. Kuudennen luokan järviksi arvioitiin mm. Kuor taneenjärvi, Köyliönjärvi, Onkivesi, Porovesi, Tuusulanjärvi, Vanajaveden Mie malanselkä sekä Uljuan tekoallas. Muita kuudenteen luokkaan kuuluvia järviä, jotka eivät sisältyneet tutkimuskohteisiin, ovat mm. Artjärven Villikkalanjärvi ja Vihdin Kotojärvi. Kuudennen luokan järvien käyttökelpoisuus on arvioitu yleensä välttäväksi, osin huonoksi (Vuoristo 1997, 1998).

Jokien minimiravrnnetilanne erosi laajassa mittakaavassa hyvin selvästi jär vien tilanteesta. Useimpien rannikkojokien mineraaliravinnepitoisuudet olivat huomattavasti korkeampia kuin järvien (kuvat ii ja 13, liite 5). Lisäksi ravinne pitoisuudet vaihtelivat joissa yleensä suhteellisesti huomattavasti enemmän kuin järvissä. Seitsemännen luokan jokien levätuotantoa ravinteet eivät rajoita yleen sä lainkaan. Tällaisia jokia arvioitiin olevan 17 eli 53 % kaikista tutkimusjoista.

Näitä ovat pienet Suomenlahteen, Saaristomereen, Selkämereen tai Pohjanlah teen laskevat, usein voimakkaasti maatalouskuormitetut rannikkojoet. Seitsemäs rajoitteisuusluokka voitiin jakaa kahteen alaluokkaan. Mikäli ravinteet ylipää tään rajoiffivat leväkasvua, ensimmäisen alaluokan joissa kasvua rajoitti ajoit tain fosfori. Tällaisia jokia olivat mm. Kyrönjoki (Skatila vp 9600) (kuva 13) ja Vantaanjoki (Vantaa 4,2) (liite 5). Toisen alaluokan joissa kesän alivirtaamien ai

Suomen ympäristö 313