Kemiallisesta aineesta aiheutuva rehevöitymisriski
| Tämä sivu on ensyklopedia-artikkeli.
Sivutunniste: Op_fi5789 |
|---|
| Moderaattori:Marjo (katso kaikki)
Sivun edistymistä ei ole arvioitu. Arvostuksen määrää ei ole arvioitu (ks. peer review). |
| Lisää dataa
|
Sisällysluettelo
Rehevöityminen
Rehevöityminen tarkoittaa vesistöjen perustuotannon kohoamista eli kasviplanktonien, levien ja kasvien lisääntymistä, minkä seurauksena tuotannon ja hajotuksen tasapaino voi järkkyä. Rehevöitymisen käynnistää ravinteiden, erityisesti typen ja fosforin, määrän kasvu järvessä, mikä lisää kasviplanktonin tuotantoa ja eloperäisen massan biologista hajotusta sekä sedimentoitumista.
Luonnontilaiset järvet ovat yleensä oligotrofisia eli niukkatuottoisia, jolloin kasviplanktonin tuotanto on vähäistä johtuen esimerkiksi ravinteiden niukkuudesta tai niiden yksipuolisuudesta. Koska oligotrofinen järvi tuottaa vähän eloperäistä massaa, sen hajotuksessa kuluu vain vähän happea. Järven vesi on tyypillisesti kirkasta ja rantakasvillisuus vähäistä ja hyvän happitilanteen vuoksi lohikalat (lohi, siika, muikku) ovat vallitsevia kalalajeja.
Kulttuurin vaikutuspiirissä olevat järvet ovat usein runsastuottoisia eli eutrofisia. Ne tuottavat paljon viherleviä ja eloperäisen massan biologisessa hajotuksessa kuluu paljon happea, minkä vuoksi järven alusvesi on joko hapetonta tai vähähappista. Eutrofisen järven tunnusmerkkejä ovat laaja rantavyöhyke, rannan rehevä kasvillisuus, lietepohja, levien värjäämä vesi ja runsas kalakanta.
Edellä kuvatuilla kahdella vedenlaadun päätyypillä on useita alatyyppejä, joista Suomessa yleinen on humuksinen eli dystrofinen järvityyppi.
Rehevöitymisriskin arvioinnin toteuttaminen
- Arvioi tai anna luokitustieto vesistön ekologisesta tilasta ja arviointivuosi
- Käytä arvioinnissa kasvukauden mittaustuloksia (VI-IX)
- Anna arvioitu tai mitattu pintaveden (0-2 m) kokonaisfosforipitoisuus (µg/l) ja kokonaistyppipitoisuus (µg/l)
- Vertaa vesistön kokonaisfosfori- ja typpipitoisuuksia vastaavan järvi- tai jokityypin vertailuarvoon sekä luokkarajoihin
Mitkä ovat rehevöitymisen vaikutukset?
Rehevöitymisen haitat
- Vesikasvillisuus ja -levät lisääntyvät, koska runsas ravinteiden saanti lisää niiden kasvua.
- Mikrobien määrä kasvaa, koska eloperäisen aineksen lisääntyessä myös hajottajien määrä lisääntyy.
- pH nousee.
- Runsas leväkasvusto lisää levämyrkkyjä.
- Kasvien yhteisörakenne muuttuu.
Liitännäisvaikutukset
- Hajotustoiminta kuluttaa runsaasti happea, joten alusveden liukoinen happipitoisuus voi muuttua.
Vaikutukset veden laatuun
- Typen ja fosforin (N:P) määräsuhteet muuttuvat.
- Sedimentoituva orgaaninen aines lisääntyy.
- Kilpailu muuttuvista ravintovaroista voi lisääntyä.
- Kasvuolot voivat muuttua.
Vaikutukset eliöstöön
- Selkärangattomien ja kalojen yhteisörakenteet muuttuvat ja heikkenevät.
- Muita biologisia haittavaikutuksia voi ilmetä.
Miten pintavesien rehevöitymistä arvioidaan?
Rehevöitymisen arviointi YVA-vaiheessa on kuvattu GTK:n tutkimusraportin 222 kappaleessa Räisänen et al. (2015). [1]; ks. myös Kaivostoiminnan ympäristövaikutukset#Vaikutukset luonnonympäristöön.
Fosfori ja typpi
Kaivostoiminnassa vesimuodostumien ravinnekuormitusta voi aiheutua räjähdysaineiden typpipäästöistä (ammoniumnitraatti) sekä mineraalien rikastuksessa käytettävistä kemikaaleista, jotka sisältävät vesistöjä rehevöittäviä fosfaatteja ja typpeä (natriumsyanidi, NaCN). Myös sulfaattipäästöt voivat vaikuttaa ravinteiden pidättymiseen ja vapautumiseen pohjasedimenteistä. Jos vastaanottava vesistö on rehevä, sulfaatti voi heikentää pohja-aineksen kykyä sitoa fosforia ja siten lisätä kasviplanktonien ja muun vesikasvillisuuden kasvua.
Vesien ravinnekuormituksessa on syytä huomioida sekä sisäinen että ulkoinen kuormitus. Järven sisäinen kuormitus aiheutuu pohjalle kertyneistä ravinteista ja niiden vapautumisesta takaisin veteen. Hapellisissa oloissa pohjalle sedimentoitunut fosfori on pohjasedimenttiin sitoutuneena. Rehevässä järvessä pohjaan vajoavat levämassat kuluttavat hajotessaan runsaasti happea. Alhaisissa happipitoisuuksissa ja hapettomissa oloissa fosforia vapautuu sedimentistä veteen ja järvi alkaa kuormittaa itseään.
Järven ulkoinen kuormitus on ihmisen toiminnan vaikutusta fosforin kiertoon. Kaivostoiminnan lisäksi pelloille lisättävistä fosforilannoitteista ja haja-asutuksen jätevesistä syntyy vesistökuormitusta, joka on syytä ottaa huomioon kokonaiskuormitusta arvioitaessa. Järven fosfori- ja typpikuormituksen suuruusluokka ja sen jakaantuminen kuormituslähteittäin voidaan arvioida esimerkiksi Suomen ympäristökeskuksen kehittämän vedenlaadun ja ravinnekuormituksen mallinnus- ja arviointijärjestelmän VEMALAn avulla.
Veden typpi- ja fosforikuormituksen riskinarviointi kohdistuu ravinteiden rehevöittämisvaikutuksiin sekä ekologisen tilan muutoksiin eikä niinkään niiden kemialliseen myrkyllisyyteen eliöille. Vertailu tehdään ekologisen tilan luokituksessa käytettäviin vertailuolojen kokonaisfosforin ja -typen pitoisuuksiin ja näiden luokkarajoihin eri pintavesityypeissä (Aroviita et al. 2012) [2]. Arvioinnissa käytetään kasvukauden (IV-IX) typpi- ja fosforipitoisuuksia pintavesissä (0-2 m).
Jos fosforin ja typen lisäys on merkittävä suhteessa vesistön vertailutilaan, tarkastellaan syntyvää ravinteiden lisäkuormitusta vastaanottavassa vesistössä tarkemmin mittaushavaintojen ja ainetaselaskelmien avulla. Myös muu ravinnekuormitus otetaan huomioon esimerkiksi julkaistujen ominaiskuormituslukujen tai ympäristöhallinnon vedenlaatumallin avulla. Kuormituksen sietorajatarkastelujen avulla arvioidaan, kestääkö vesistö suunniteltua jätevesikuormitusta rehevöitymättä. Ks. myös Kaivostoiminnan ympäristövaikutukset#Vaikutukset luonnonympäristöön.
Ravinnepitoisuuden muutoksen vaikutus järven ekologiseen tilaan
Taulukossa 1 esitetään esimerkkinä kahden vesityypin (Vh, pienet ja keskikokoiset vähähumuksiset järvet ja SVh, suuret vähähumuksiset järvet) fosforin ja typen vertailuarvot ja luokkarajat sekä niiden laskenta ja tulkintatapa. Arvioinnissa tarvitaan tietoa vesimuodostuman pintavesityypistä, ekologisesta tilasta (lähtö- tai nykytilanne) ja ekologisen tilan arviointivuodesta. Pintavesien tietoja on kerätty esimerkiksi Suomen ympäristökeskuksen (SYKE) Avoin tieto -palveluun, ks. SYKE/Avoin tieto. Arvioitua tai mitattua ravinnepitoisuutta verrataan vesityypille ominaisiin typen ja fosforin vertailuarvoihin ja luokkarajoihin.
Taulukko 1. Ravinnepitoisuuden muutoksen vaikutus järven ekologiseen tilaan (Aroviita et al. 2012, Liite 3.7. Järvien veden laatu) [2].
| Pintavesi tyyppi | Ekologinen tila
(<vuosi>) |
Kausi | Muuttuja | Arvioitu/mitattu pitoisuus | Vertailuarvo | Luokkarajat | Tulkinta ekologisen tilan muutoksesta ja rehevöitymisriskistä |
|---|---|---|---|---|---|---|---|
| Vh Pienet ja keskikokoiset vähähumuksiset järvet | Vaihtoehdot:
|
Kasvukausi
(VI-IX) |
Kok.P
(µg/l) (0-2 m) |
<arvo> | 8 | E/Hy = 10
Hy/T = 18 T/V = 35 V/Hu = 70 |
Tutkittavan veden kok. P pitoisuuden suhde pintaveden vertailuarvoon:
[1] <arvo> Tuloksen tulkinta: Jos tulos < 1: Tutkittavan veden pitoisuus alittaa pintavedelle asetetun vertailuarvon. Vesistö kestää kuormituksen rehevöitymättä. Jos tulos > 1: Tutkittavan veden pitoisuus ylittää pintavedelle asetetun vertailuarvon. Rehevöityminen on mahdollinen. Jatka kok.P pitoisuuden vertailua pintavesityypin luokkarajoihin ja lähtötilanteeseen eli veden ekologiseen tilaan ennen kuormitusta. |
|
Kok.N
(µg/l) (0-2m) |
<arvo> | 320 | E/Hy = 400
Hy/T = 500 T/V = 750 V/Hu = 1000 |
Tutkittavan veden kok.N pitoisuuden suhde pintaveden vertailuarvoon:
[1] <arvo> Tuloksen tulkinta: Jos tulos < 1: Tutkittavan veden pitoisuus alittaa pintavedelle asetetun vertailuarvon. Vesistö kestää kuormituksen rehevöitymättä. Jos tulos > 1: Tutkittavan veden pitoisuus ylittää pintavedelle asetetun vertailuarvon. Rehevöityminen on mahdollinen. Jatka kok.N pitoisuuden vertailua pintavesityypin luokkarajoihin ja lähtötilanteeseen eli veden ekologiseen tilaan ennen kuormitusta. | ||
| SVh Suuret vähähumuksiset järvet |
|
Kok.P
(µg/l) (0-2 m) |
<arvo> | 8 | E/Hy = 10
Hy/T = 18 T/V = 35 V/Hu = 70 |
||
|
Kok.N
(µg/l) (0-2m) |
<arvo> | 350 | E/Hy = 400
Hy/T = 500 T/V = 700 V/Hu = 900 |
|||
| jne ... |
Kasviplankton
Rehevöitymistä arvioidaan myös kasviplanktonin määrällä. Pintaveden kasviplanktonin tilan luokittelu (erinomainen, hyvä, tyydyttävä, välttävä ja huono; Aroviita ym. 2012 [2], vertailuarvot ja luokkarajat on esitetty liitteessä 3.1.) tehdään neljästä muuttujasta:
- Kasviplanktonin kokonaisbiomassa tuoremassana (mg/l). Mittaukset tehdään kesä-elokuussa.
- Klorofylli-a:n pitoisuus (µg/l). Mittaukset tehdään kesä-syyskuussa. Klorofylli-a:n määrä kuvaa viherlevien runsautta vedessä ja järven rehevyystasoa (Oravainen 1999 [3]):
- karut vedet 4 µg/l
- lievästi rehevät 4-10 µg/l
- rehevät 10-20 µg/l
- erittäin rehevät 20-50 µ/l
- ylirehevät >50 µg/l
- Haitallisten sinilevien eli syanobakteerien prosenttiosuus kokonaisbiomassasta (%)
- TPI -indeksi (trofiskt plankton, kasviplanktonin trofia-indeksi; Willén 2007 [4], joka kuvaa kasviplanktonin koostumusta. Levälajit on pisteytetty luokka-arvoilla (-3,-2,-1,1,2,3) perustuen niiden kasvuympäristöön. Erittäin oligotrofisten vesien lajit on pisteytetty pienemmällä arvolla ja rehevöityneempien vesien suurilla arvoilla. Kasviplanktonin koostumustietoja saa Suomen ympäristökeskuksen Kasviplanktonrekisteristä (Aroviita ym. 2012 [2]).
Lopullinen kasviplanktonin tilaluokka määräytyy muuttujien skaalatuista Ekologisten laatusuhteiden (ELS) -arvojen mediaanista. Pintavesien kasviplanktonin tilaluokitustietoja on saatavilla SYKEn Avoin tieto -palvelusta, ks. SYKE/avointieto.
Vesikasvit
Vesikasvillisuudelle on kehitetty erilaisia indeksiarvoja, joiden perusteella järven tilaa verrataan kyseiselle järvityypille ominaisiin arvoihin (vertailuarvoihin). Vertailuarvot ja luokkarajat on määritetty Pohjois- ja Etelä-Suomelle erikseen. Vesikasvien tilan arvioinnissa on käytössä kolme indeksiä eli tyyppilajien suhteellinen osuus, prosenttinen mallinkaltaisuus ja referenssi-indeksi. Kaksi ensimmäistä ovat yhteisömuuttujia ja kolmas rehevöitymistä kuvaava muuttuja. Vesikasvillisuuden tilaluokka saadaan näiden muuttujien skaalatuista Ekologisten laatusuhteiden (ELS)-arvojen keskiarvosta. Vesikasvien tarkasteluun kuuluu myös rantavyöhykkeen päällyslevät (Aroviita ym. 2012 [2]). Vesikasvien tilan luokittelutietoja on saatavilla SYKEn Avoin tieto -palvelusta, ks. SYKE/avointieto.
Vesikasvien tilan muutoksen arviointimenetelmät:
- Vesikasvien tyyppilajien suhteellinen osuus kokonaislajistosta (TT50SO) vertaa vertailuaineistosta laskettujen tyypillisten lajien määrän osuutta (Aroviita ym. 2012 [2], Liitteet 6.10. ja 6.11.) arvioitavan järven kokonaislajimäärään.
- Prosenttisen mallinkaltaisuuden (PMA, Percent Model Affinity) laskennassa verrataan tarkasteltavien vesikasvilajien suhteellisia osuuksia vertailuyhteisön lajien runsausosuuksiin.
- Referenssi- eli rehevöitymisindeksin (RI) arvioinnissa käytetään varsinaisten vesikasvien jakoa ravinnekuormituksen (fosforin) sietokyvyn suhteen kestäviin ja herkkiin lajeihin sekä indifferentteihin lajeihin eli lajeihin, joiden esiintymiseen ravinteilla ei ole suurta merkitystä.
RI =(Ns-Nt/N)×100
missä:
Ns = herkkien lajien lukumäärä
Nt = ravinnekuormitusta sietävien lajien määrä
N = kaikkien lajien määrä mukaan lukien indifferentit lajit, eli lajit, joille ei aiheudu stressiä suuntaan tai toiseen
Tuloksen tulkinta:
+100 = kaikki herkkiä; -100 = kaikki sietäviä lajeja.
Päällyslevät
Järvien päällyslevien tila arvioidaan piileväyhteisön rakenteen perusteella. Mittareina käytetään tyyppiominaisten taksonien esiintymistä (TT40) ja prosenttista mallinkaltaisuutta (PMA) (Aroviita ym. 2012 [2]).
- Päällyslevästön vertailuolot, vertailuarvot ja luokkarajat on ryhmitelty järven kokoon, syvyyden ja humuspitoisuuden perusteella (kts. Aroviita ym. 2012[2], liite 6.8)
Pohjaeläimet
Järvien pohjaeläimistön tilan arviointi tehdään syvänteille ja rantavyöhykkeelle. Jos kyseessä on matala järvi (keskisyvyys <3 m), arviointi perustuu rantavyöhykkeen pohjaeläimistöön (Aroviita ym. 2012 [2]). Alla on esitetty järvien pohjaeläinten tilan arvioinnin mittareita. Jokien pohjaeläimistölle on omat menettelyt (Aroviita ym. 2012 [2]). Käyttökelpoisia indeksejä voi olla löydettävissä muitakin (Makkonen S. 2015).
Syvänteiden pohjaeläinmittarit
Syvännepohjaindeksi (PICM; Profundal Invertebrate Community Metric; Jyväsjärvi ja Hämäläinen 2011 [5]) perustuu lajien runsauksilla painotettuun indikaattoripistearvojen keskiarvoon.
- Vertailuarvot ja luokkarajat on annettu järvityypeittäin (Aroviita ym. 2012 [2], liite 3.4)
- Paikat saavat PICM-arvon nolla (tilaluokka huono), jos niistä puuttuvat indeksilajit tai niiden eläimistö koostuu vain kuormitetuille järville tyypillisestä Propsilocerus hacuticus -surviaissääsken toukasta
Prosenttinen mallinkaltaisuus (PMA)
- Lajien runsautta verrataan vertailupaikkojen tyyppikohtaisten taksoneiden prosenttiosuuteen
- Vertailuarvot ja luokkarajat kts. Aroviita ym. 2012 [2], liitteet 3.4, 6.13, 6.14
- Nolla on huonon luokan alaraja.
Rantavyöhykkeen pohjaeläinmittarit
Tyyppiominaisten taksonien esiintyminen (TT) (= havaittu/odotettu-suhde)
- Järvityypeille on määritelty tyyppiominaiset taksonit eli pohjaeläinlajit, suvut ja heimot, jotka esiintyvät vähintään 40 %:ssa tyypin vertailujärvissä.
- Vertailupaikkojen tyyppiryhmäkohtaisen jakauman alakvartiili (25 %-piste)
Prosenttinen mallinkaltaisuus (PMA)
- Järven lajikoostumusta verrataan vertailuyhteisön koostumukseen (ks. Aroviita ym. 2012 [2], liitteet 3.5, 6.15)
Kalat
Järvikalaluokittelun EQR4-menetelmä (Aroviita et al. 2012 [2]) on kehitetty rehevöitymispaineen tunnistamiseen. Sen neljä muuttujaa ovat standardin (EN 14757) mukaisen verkkokoekalastuksen saaliista lasketut biomassayksikkösaalis, lukumääräyksikkösaalis ja särkikalojen biomassaosuus (%) saaliissa sekä indikaattorilajien esiintyminen (Vuori ym 2009 [6]; Aroviita ym. 2012 [2], kalaston vertailuarvot ja luokkarajat on esitetty liitteessä 3.6).
Viitteet
- ↑ Räisänen ML, Kauppila P, Kauppila T, Huttula T, Ekholm P. 2015. Kappale 7.4 Vaikutukset pintavesien laatuun, 7.4.3 Rehevöitymisriskin arviointi. Kauppila T. (toim.) Hyviä käytäntöjä kaivoshankkeiden ympäristövaikutusten arvioinnissa. Geologian tutkimuskeskus. Tutkimusraportti 222, s. 72-73.
- ↑ 2,00 2,01 2,02 2,03 2,04 2,05 2,06 2,07 2,08 2,09 2,10 2,11 2,12 2,13 2,14 Aroviita J, Hellsten S, Jyväsjärvi J, Järvenpää L, Järvinen M, Karjalainen SM, Kauppila P, Keto A, Kuoppala M, Manni K, Mannio J, Mitikka S, Olin M, Perus J, Pilke A, Rask M, Riihimäki J, Ruuskanen A, Siimes K, Sutela T, Vehane, T, Vuori KM. 2012. Ohje pintavesien ekologisen ja kemiallisen tilan luokitteluun vuosille 2012–2013 − päivitetyt arviointiperusteet ja niiden soveltaminen. Ympäristöhallinnon ohjeita 7/2012, 146 s. Liite 3.7. Järvien veden laatu.
- ↑ Oravainen R. 1999. Vesistötulosten tulkinta -opasvihkonen. Kokemäenjoen vesistön vesiensuojeluyhdistys ry.
- ↑ Willén E. 2007. Institutionen för Miljöanalys (SLU), Rapport 5/2007
- ↑ Jyväsjärvi J, Hämäläinen H. 2011. Syvännepohjaeläinyhteisöt järvien ekologisen tilan arvioinissa – luokittelumenetelmien parantaminen ja vertailuolojen tarkentaminen. Työraportti 8.12.2011. Jyväskylän yliopisto, Bio- ja ympäristötieteiden laitos.
- ↑ Vuori KM, Mitikka S ja Vuoristo H. (toim.) 2009. Pintavesien ekologisen tilan luokittelu. Osa I: Vertailuolot ja luokan määrittäminen, Osa II: Ihmistoiminnan ympäristövaikutusten arviointi. Ympäristöhallinnon ohjeita 3/2009, 120 s.
Katso myös: KAVERI-mallin kaikki sivut
