luonto | historia | elinkeinot | liikkuminen | kestävä kehitys | kulttuurimaisema | kieli ja kirjallisuus | koululaisten lehti

 

YMPÄRISTÖNSUOJELU


Itämeren suojelutarve kasvaa

Eeva R. Furman ja Åke Niemi

Itämeren jääkaudenjälkeiseen kehitykseen ovat vaikuttaneet valtameren pinnan korkeusvaihtelut, Pohjois-Euroopan ilmastonmuutokset sekä maankamaran nousu. Pienet ilmastovaihtelut säätelevät matalapaineratojen sijaintia, joka vaikuttaa edelleen Itämeren valuma-alueen sademäärään, jokien virtaamiin ja tuulioloihin. Nämä tekijät säätelevät Itämeren suolapitoisuutta ja veden kerrostuneisuutta (Kullenberg 1981).

Itämeren syvänteiden sedimentit toimivat tietovarastona, josta voimme lukea Itämeren historiaa. Viimeisen järvivaiheen Ancylusjärven aikana muodostuneet homogeeniset savisedimentit paljastavat, että vesipatsas sekoittui täyskierron aikana täydellisesti pohjaan asti. Vesi oli sameaa jäätiköiden sulavesien johdosta, ja sedimenttien vähäinen hiilipitoisuus osoittaa, että planktonlevien tuotanto oli vähäistä ancyluskaudella. Litorinakauden alku näkyy sedimenteissä selvästi (Winterhalter ym. 1981).

Homogeenisen harmaan sedimentin päälle alkoi kasaantua liejua kerroksittain, niin että vaaleat ja mustat kerrokset vuorottelivat. Selvä kerrostuneisuus viittaa siihen, että happi oli tässä vaiheessa loppunut syvänteistä eikä alueella enää elänyt pintasedimenttiä sekoittavia pohjaeläimiä. Mustat kerrokset edustavat voimakasta, lähinnä piilevätuotantoon liittyvää sedimentaatiota ja vaaleat kerrokset vuoden vähätuottoisia jaksoja (Morris ym. 1988). Selvästä kerrostuneisuudesta ja sen hiilipitoisuudesta voimme päätellä, että Itämeressä oli jo litorinakauden alkupuolella hapettomia kausia, joiden aikana planktonin perustuotanto oli huomattavan suurta. Tällaisia sedimenttejä löytyy nuoremmiltakin ajanjaksoilta, ja niitä muodostuu tälläkin hetkellä altaissa, joiden pysyvästi hapettomassa pohjassa ei ole eläimiä.

Gotlannin syvänteen sedimenteissä on havaittavissa hapekkaiden ja hapettomien tai niukkahappisten vaiheiden vuorottelua viimeisten vuosisatojen aikana (Ingnatius ym. 1971). Ymmärrettävästi 1700- ja 1800-luvulla esiintyneet niukkahappiset jaksot eivät voineet olla ihmisen aiheuttamia. Happikadot ja fosforin kertyminen syvänteisiin ovat luonnollisia ilmiöitä vuonomaisessa vesialtaassa. Ne ovat kuitenkin voimistuneet tällä vuosisadalla lisääntyneen ravinnekuormituksen seurauksena.

Myös avomeren kasviplanktonin perustuotannossa tapahtuvat vuosien väliset muutokset saattavat olla luonnollisia ilmiöitä. Stagnaatiokausien aikana syvänteeseen vajoava eloperäinen aines kuluttaa hapen ja pohjalle muodostuu hapettomat ja pelkistävät olot. Fosforia kertyy runsaasti syvänteisiin, koska se pysyy liukoisena pelkistävissä oloissa ja sitä liukenee jatkuvasti lisää pohjasedimenteistä. Näin syvänteisiin muodostuu todellinen fosforivarasto. Kun Pohjanmerestä tuleva uusi sisäänvirtaus työntää tämän runsasfosforisen veden pois syvänteistä, se purkautuu kohti rannikoita, kumpuaa ja saa aikaan erityisesti rannikkovesissä huomattavan perustuotannon kasvun.

Ulkomeren voimakkaan, usein myrkyllisen sinileväkukinnan aiheuttavat ilmakehästä veteen liuennutta molekyylityppeä sitovat lajit. Näiden lajien tuotanto on riippuvainen fosforista, mutta ei epäorgaanisista typpiyhdisteistä (esimerkiksi Rinne ym. 1978). Sinileväkukintaa pidetään yleisesti Itämeren pilaantumisen merkkinä. Tarkempi tarkastelu kuitenkin osoittaa, että muutkin tekijät edistävät kukinnan kehittymistä, sillä samoin kuin stagnaatiovaiheita myös sinileväkukintaa on ollut ennen meren voimakasta kuormittamista. Jo vuonna 1856 Lindström ilmoitti kalastajien kertoneen veden kukkineen Gotlannin tienoilla juhannuksesta elokuuhun asti. Kun Monacon ruhtinas Albert purjehti "L’Hirondelle"-tutkimusaluksellaan viime vuosisadalla Suomenlahdella, hän havaitsi sinileviin viittaavia esiintymiä (Pouchet & Guerne 1885).

Vaikka suolaisen veden purkaukset tuovat hapekasta vettä varsinaisen Itämeren syvänteisiin, ne voimistavat Suomenlahdessa veden suolapitoisuuden kerrostuneisuutta. Jyrkkä kerrostuneisuus eristää pohjan ylemmistä vesikerroksista ja aiheuttaa hapettomuutta ja pelkistymistä. Stagnaatiovaiheessa pohjavesi laimenee murtaen kerrostuneisuutta ja lopulta rikkoo halokliinin. Halokliinin hävitessä veden täyskierto saavuttaa pohjan ja happiolot paranevat, mikä kasvattaa pohjaeläinten yksilömäärän nopeasti moninkertaiseksi (kuva 1). Näin ollen 1980- ja 1990-luvun vaihteessa havaittu Suomenlahden pohjan nopea tervehtyminen on selitettävissä Itämeren luonnollisella hydrografisella kehityksellä eikä esimerkiksi nykyisen Pietarin kuormituksen vähenemisellä (Andersin & Sandler, 1991, Laine ym. 1997).

Voimakkaiden suolaisen veden sisäänvirtausten yhteydessä (1925—26, 1951, 1959—61, 1976—77)
koko Itämeren suolapitoisuus kasvaa, mikä aiheuttaa muutoksia eliöiden levinneisyysrajoihin. Muutoksia on havaittu mm. kaloilla (Koli 1996), suurilla pelagisilla eläimillä, kuten korvameduusalla (Aurelia aurita) ja hiusmaneetilla (Cyanea capitata) (Haahtela & Lassig 1967, Segerstråle 1951, 1969, Sarvala ym. 1980), sekä pohjaeläimillä, kuten Diastylis rathkei -äyriäisellä ja Scoloplos armiger -monisukasmadolla (Shurin 1960, Laine ym. 1996). Viitasalo (1994) osoitti, että pitkäaikaisia levinneisyys- ja runsausmuutoksia on myös Itämeren mereisellä ja makean veden planktoneliöstöllä.

Pohjois-Euroopan sääolojen lisäksi Itämeren lajien populaatiodynamiikkaa ohjaavat biologiset tekijät, kuten lajien välinen kilpailu, loisinta ja peto—saalis-suhteet. Segerstrålen (1973) mukaan sedimenttipohjia hallitsevan liejusimpukan (Macoma balthica) suuret runsaudenvaihtelut Suomenlahdessa ovat osin seurausta muiden alueella runsaiden pohjaeläinten, pääasiassa valkokatkan (Monoporeia affinis), dynamiikasta. Lajien välillä on häirintäkilpailua tilasta sekä peto—saalis-suhteita. Loisten merkitykseen on kiinnitetty huomiota ainakin kahdessa tapauksessa. Suomenlahden Corophium volutator -katkan kannan romahtamisella on oletettu olevan yhteyttä patogeenisen hiivan esiintymiseen (Segerstråle 1960). Toinen esimerkki löytyy Pohjanlahdesta, missä valkokatkan populaatiodynamiikassa on havaittu lievää jaksollisuutta (Andersin, Stigzelius, Laine ja Sandler, käsikirjoitus), jonka syyksi on epäilty valkokatkoissa loisivia Echinorhynchus salmonis -väkäkärsämadon toukkia (Aura ym. 1990).

Suolapitoisuuden kasvu tuo Itämereen myös uusia lajeja — väliaikaisiksi tai pysyviksi. Tämän vuosisadan ensimmäisen suolaryöpyn yhteydessä tavattiin Itämeressä runsain mitoin koljan (Gadus aeglefinus) poikasia (Schulz 1932) ja suuren suolaryöpyn jälkeen 1951—52 havaittiin mm. Calanus finmarchius -planktonäyriäistä, Sagitta setosa -nuolimatoa, turskaa (Gadus morhua) ja makrillia (Scomber scombrus) (Segerstråle 1969). Tulokaslajien leviäminen Itämereen on kuitenkin melko yleistä eikä johdu pelkästään suuren suolapitoisuuden jaksoista. Itämeri on yhteydessä muihin vesistöihin, joista "vuotaa" uusia lajeja myös makean veden ympäristöön. Samalla nuori ja jatkuvassa muutostilassa oleva ympäristö tarjoaa tilaa uusille tulokkaille.

Tällä vuosisadalla ja etenkin viime vuosikymmenillä Itämereen ja rannikollemme on levinnyt huomattavan paljon tulokaslajeja ihmisen vaikutuksesta, tietoisesta tai tahattomasta lajien siirrosta (Jansson 1994, Leppäkoski 1994, Salemaa 1995). Laivaliikenne on tärkein leviämistä edistävä tekijä niin planktisille (pilssivesi, kanavat) kuin alustaan kiinnittyvillekin (laivojen pohjat, kanavat) lajeille. Uusien lajien löytymiseen on vaikuttanut myös tutkimustekniikan kehittyminen. Esimerkiksi 1992 Suomen rannikolta ensi kertaa havaittua kaspianhalkoisjalkaista (Hemimysis anomala) (Salemaa & Hietalahti 1993) ei voi kerätä muilla näytteenottomenetelmillä kuin sukeltamalla, koska se elää yleensä syvissä kallionhalkeamissa ja syvänteissä (kuva 2). Tämän lajin leviäminen satamista luonnonympäristöön ja Saaristomerestä kohti itää ja pohjoista (Heikki Salemaa ja Ari Ruuskanen, suullinen tieto) tukee kuitenkin käsitystä, että se on vasta viime vuosikymmenellä kulkeutunut Kaspianmerestä tai Mustastamerestä Itämereen kanavia ja tekojärviä pitkin (Salemaa & Hietalahti 1993).

Tulokaslajeihin liittyvä avainkysymys on niiden vaikutus Itämeren eliöyhteisöjen rakenteeseen. Suomen rannikolle 1800-luvun loppupuolella levinnyt merirokko (Balanus improvisus) (Luther 1950) on vakiinnuttanut asemansa Suomen rannikkoekosysteemissä. Laji on nykyisin jyrkkien kalliopohjien valtalaji ja runsaslukuinen muillakin kovilla alustoilla. Sen toukat ovat ajoittain runsaita planktonyhteisöissä.

Viimeaikaiset tulokaslajit eivät ole vielä runsastuneet Suomen rannikolla siinä määrin, että voisi olettaa niiden vaikuttaneen alkuperäisten lajien runsauteen. On kuitenkin havaittu, että rannikollemme leviämässä olevat lajit ovat muuttaneet muiden valloittamiensa ympäristöjen eliöyhteisöjä. Esimerkiksi amerikansukasmato (Marenzelleria viridis), joka on levinnyt Suomen rannikolle 1990-luvulla ja on vesissämme vielä melko harvalukuinen, elää erittäin runsaana eteläisellä Itämerellä, missä se on paikoin syrjäyttänyt muita lajeja ja muuttunut valtalajiksi (kuva 2) (Zettler ym. 1995). Amerikansukasmato levisi eteläiseen Itämereen 10 vuotta aikaisemmin kuin Suomen rannikolle. Riianlahdessa se on tällä hetkellä vallitseva pohjaeläin (Stigzelius ym. 1997).

Kun mannerjäätikön alta paljastunut maa alkoi kohota, oli kohoaminen aluksi nopeaa, mutta hidastui vähitellen. Maa on kohonnut Suomen rannikolla tällä vuosisadalla 20—90 cm (Kääriäinen 1953). Maankohoaminen paljastaa maata ja synnyttää uusia saaria. Se vaikuttaa myös vedenalaiseen luontoon. Valoa paljon tarvitsevat kasvit ja niiden yhteisöt valtaavat alaa kohoavasta pohjasta. (Kuva 3.)

Maankohoamisen vaikutus on nopeaa erityisesti matalissa merenlahdissa, jotka kasvavat madaltumisen myötä vähitellen umpeen ja eristyvät Itämerestä. Eristäydyttyään merenlahti makeutuu ja muuttuu järveksi. Flaadat, reheväkasvustoiset ja matalat merenlahdet, edustavat välivaihetta: yhteys mereen on rajoittunut yhteen tai muutamaan kapeaan käytävään (Munsterhjelm 1985, 1997). Flaada muuttuu kluuviksi, rannikkojärveksi, kun yhteys mereen on lopullisesti katkennut. Syvät kluuvit eivät kehity flaadavaiheen kautta, vaan kuroutuvat suoraan merenlahdesta. Ne ovat enimmäkseen makeavetisiä, mutta niiden pohjan tuntuman suolaisuuskerrostuneisuuden eli meromiktisen luonteen takia vedenkiertoon nousee ajoittain pohjasta raskasta, suolaista vettä (Lindholm 1975, 1982, Munsterhjelm 1985).

Matalien merenlahtien nopean muutostilan vuoksi vesikasvillisuus on niissä rikasta. Mm. Perämeren kansallispuiston vedenalainen kasvillisuus havaittiin monimuotoisimmaksi nimenomaan matalissa, suojaisissa maankohoamislahdelmissa (Leinikki & Oulasvirta 1995). Kluuveissa ja jo täysin makeutuneissa järvissä elää mielenkiintoisina relikteinä aikaisemmasta kehitysvaiheesta mereistä kasvillisuutta, kuten tähkä-ärviää, merinäkinruohoa ja hapsivitaa. Lämminvetiset flaadat toimivat myös tärkeinä kalojen lisääntymisalueina (Hästbacka 1981). Meriyhteyden katkettua makeutuminen saattaa olla hyvinkin nopeaa. Ahvenanmaan pohjoisosassa sijaitseva Långsjö kuroutui merestä 1971—72, jolloin sen suolapitoisuus oli noin 2,3 promillea. Runsaiden sateiden myötä järven suolapitoisuus putosi viidessä vuodessa puoleen promilleen (Lindholm 1991).

Ihminen on useilla alueilla vaikuttanut merenlahtien kuroutumisprosessiin. Katkeava yhteys on ruopattu kanavaksi, jolloin suolainen vesi on jälleen päässyt makeutumassa olevaan altaaseen ja lajisto on uudelleen "mereistynyt". Esimerkiksi Ahvenanmaalla sijaitseva Inre Verkviken oli lähes kuroutunut 1900-luvun alussa, kunnes sulkeutuva kanava ruopattiin vuonna 1929. Kanavaa on ruopattu useaan otteeseen tällä vuosisadalla, ja nykyään tämän meromiktisen merenlahden pintaveden suolapitoisuus on sama kuin rannikkoveden (Lindholm 1975). Eliöstö muuttuu suolapitoisuuden myötä.

Maankohoaminen on nykyään jo hidasta, ja vesirajan etääntyminen saattaa jopa pysähtyä, mikäli valtamerten pinta kasvihuoneilmiön takia nousee eräiden esitettyjen arvioiden mukaisesti (Boer ym. 1990).

Itämerta on pidetty suhteellisen niukkaravinteisena ja -tuottoisena murtovesialtaana. Etenkin Pohjanlahden biologista köyhyyttä on usein korostettu (esimerkiksi Levander 1910). Häyrén (1900) kuvasi Suomenlahden Tammisaaren—Tvärminnen "kristallinkirkkaita" saaristovesiä. Häyrénin ajoista on näkösyvyys Tvärminnen edustalla selvästi vähentynyt. Yksinkertaisilla valkolevymittauksilla on saatu tietoa planktontuotannon kasvusta avomerellä. Ns. Secchi-levyllä mitattiin näkösyvyyttä Itämeren pohjoisosassa jo 1920- ja 1930-luvulla. Kun samoilla menetelmillä suoritettiin mittauksia 1980-luvulla (Launiainen ym. 1989), voitiin todeta, että näkösyvyys avomerellä oli vähentynyt 3—4 metriä. Tämä tarkoittaa, että vedessä on nykyään enemmän hiukkasia ja detritusta eli eloperäista ainesta, jotka estävät säteilyn tunkeutumisen syvälle. Vesien samentumista osoittaa myös rakkolevän (Fucus vesiculosus) esiintymisen keskittyminen lähemmäksi pintaa. Kautsky ym. (1986) toistivat Mats Waernin 1940-luvulla tekemät rakkoleväkartoitukset Ahvenanmeren länsirannikolla. He havaitsivat, että neljässäkymmenessä vuodessa rakkolevän kasvun alaraja oli noussut useimmissa näytepisteissä 11,5 metrin syvyydestä 8,5 metriin ja syvyys, jossa levän peittävyys oli suurin, oli siirtynyt 5—6 metristä 3—4 metriin.

Planktontuotantomittauksia on tehty vasta 1960-luvulta lähtien, jolloin radiohiilimenetelmä otettiin käyttöön. Muusta aineistosta laskemalla on kuitenkin mahdollista osoittaa, että avomeren eloperäisen hiilen tuotanto on lisääntynyt (Elmgren 1989) (kuva 4). Kuten aiemmin todettiin, sinileväkukinta kuuluu Itämeren luonnolliseen dynamiikkaan. Rannikkoalueillamme viime vuosikymmeninä havaitut eri flagellaattien joukkoesiintymät viittaavat kuitenkin siihen, että Itämeren meriekosysteemiin on tullut lisää häiriötekijöitä. Esimerkkejä myrkyllisestä flagellaattikukinnasta ovat Prymnesium parvum -kukinta Kemiön edustalla (Lindholm & Virtanen 1992) sekä varsinaisen "red tide" -dinoflagellaatin (Heterocapsa triquetra) joukkoesiintyminen Helsingin ja Espoon edustan saaristoalueella (Niemi 1982).

Kaikille on tuttua, että rannikkoveden laatu on heikentynyt asutus- ja teollisuuskeskusten edustoilla. Rehevöitymiseen liittyviä muutoksia on viime vuosikymmeninä havaittu myös kaukana ulkosaaristossa, asutuskeskusten vaikutuspiirin ulkopuolella. Yleisesti tiedetään, että rakkolevä on taantunut. Tilanne oli heikoimmillaan 1970-luvulla (Kangas ym. 1982, Salemaa & Kangas 1984). Sen sijaan rihmalevät ovat silminnähden runsastuneet rantavesissä ja vesirajassa (esimerkiksi Kangas ym. 1982, Leskinen & Hällfors 1990, Pogreboff & Rönnberg 1987). Rihmalevien runsastuminen ja rakkoleväkasvustojen taantuminen voidaan kytkeä ravinnepitoisuuden yleiseen kasvuun (Perttilä ym. 1995). (Kuva 5.)

Rakkolevän taantuminen tapahtui lähinnä ulkosaariston suojaisilla rannoilla, missä runsastunut eloperäisen aineksen laskeutuminen kiinteille alustoille ja rakkolevän päälle heikensi rakkolevän kasvua. Myös rakkolevän lisääntyminen vaikeutui, sillä sen tsygootit vaativat kovaa ja puhdasta alustaa kiinnittyäkseen. Lisääntynyt rihmalevästö varjostaa rakkolevää, tarjoaa uudenlaista ravintoa rantavedessä eläville eläimille ja muuttaa rantavesiekosysteemin luonnetta rakkolevälle epäedulliseksi (Kangas ym. 1982). Vanhat kalastajat ovat tosin kertoneet, että vuosisadan alkupuolelle sattui vuosia, jolloin rakkolevä oli huonossa kunnossa ja limaista levää näki paljon. On mahdollista, että Itämeren luonnonmukaisesta fluktuaatiosta johtuvien tilapäisten stagnaatiokausien jälkeinen kumpuaminen rannikkomme edustalla on lisännyt ravinnemäärää ja kasvattanut rantavesien tuotantoa tilapäisesti.

Saariston asutus on muuttunut paljon tämän vuosisadan aikana. Pysyvä asutus alkoi vähetä vuosisadan vaihteessa, kun taas kesäasutus alkoi kasvaa kiihtyvästi 1900-luvun puolivälin jälkeen. Kesäasutus on lisääntynyt niin räjähdysmäisesti, että sen vaikutus saariston ekosysteemiin on ollut tuntuva.

Toisin kuin perinteisessä saaristolaiselämässä kierrätys ei enää kuulunut kesäasutuksen toimintatapoihin. Tiheästi mökitetyt sisälahdet rehevöityivät. Tiheä kesäasutus on vaatinut myös osansa litoraalivyöhykkeestä: sedimentti- ja ruoikkorantoja on muokattu hiekkarannoiksi ja venesatamiksi. Rantojen muokkauksen lisäksi kasvanut häirintä on vaikuttanut kielteisesti moniin lintu- ja nisäkäskantoihin (Eloheimo 1992, Hildén & Hario 1993).

Kesäasutuksen kasvun myötä veneily on runsastunut voimakkaasti viime vuosikymmeninä. Perinteisen asutuksen veneet olivat hitaita, korkeintaan nelitahtikoneilla varustettuja. Nykyään käytössä olevien nopeiden pienveneiden moottorit sekoittavat vedenpohjaa jopa 4,5 metrin syvyydessä häiriten pohjan yhteisöä, ja veteen leviävä pakoputkimeteli saattaa karkottaa kulkureitin läheisyydessä olevat kalat (Eloheimo 1992). Pienveneet eivät keskity suuriin väyliin vaan liikkuvat lähes missä tahansa. Tämä vaikuttaa paitsi pohjasedimentteihin myös kalastoon ja saariston lintuihin, joista osa kärsii (arat linnut), osa hyötyy (arkojen lintujen pedot) (Hildén & Hario 1993). Saaristossa liikkuvat suuret alukset, jotka ovat viime vuosikymmeninä vakiintuneet ja kooltaan jatkuvasti kasvaneet, aiheuttavat muutoksia vesiekosysteemissä häiritsemällä pohjasedimenttiä ja rantaa (Ritvanen 1976, Rajasilta 1982). Vaikutus on kuitenkin paikallinen, sillä suurten alusten kulku keskittyy tiettyihin, niille varattuihin väyliin.

Kalankasvatus yleistyi Itämeren saaristossa 1980-luvulla. Vaikka kalankasvatuksella ei ole kovin suurta vaikutusta koko Itämeren ravinnemäärään (Ackefors & Enell 1990), on se huomattava paikallinen rehevöittäjä (Rönnberg ym. 1992, Bonsdorff 1996). Esimerkiksi Saaristomerellä kalankasvatuksen fosforipäästöt ovat melkein kaksinkertaiset asutuksen päästöihin verrattuna (Jumppanen & Mattila 1994).

Lintujen ja nisäkkäiden kannanvaihtelut liittyvät ihmisen toimiin monella tavalla. Entisen pysyvän asutuksen aikana vesilintuja oli huomattavasti vähemmän kuin nykyään, sillä niitä metsästettiin paljon. Lisäksi jotkin saaristossa pesivät lintulajit, kuten harmaalokki ja varis, ovat runsastuneet voimakkaasti viime vuosikymmeninä ihmisen tuottaman jätteen ja kaatopaikkojen lisäännyttyä (Hildén & Hario 1993). Hylkeiden määrä on vähentynyt murto-osaan vuosisadan vaihteesta. Hylkeitä pyydettiin paljon: etenkin kahtena ajanjaksona vuosisadan alkupuoliskolla (1910—13 ja 1930-luvulla) Suomessa pyydettyjen hylkeiden määrä oli hätkähdyttävän suuri, esimerkiksi 67000 yksilöä 1910—13 (Gottberg 1925). Pyynti kiihtyi jälleen 1960-luvulla, mutta pian saaliit alkoivat pienetä. Ympäristömyrkyt, pääasiallisesti PCB, aiheuttivat häiriöitä hylkeiden samoin kuin mm. merikotkan lisääntymisessä, ja näiden lajien kannat romahtivat. Pahin tilanne PCB:stä ja DDT:stä kärsivillä lajeilla oli 1960- ja 1970-luvulla (Helle ym. 1990, Stjernberg & Koivusaari 1995). Kansainvälisten säädösten ansiosta myrkkypäästöt on saatu kuriin, mutta myrkkyjä on edelleen runsaasti varastoituneena Itämeren sedimentissä, mistä ne herkästi mobilisoituvat pohjan mekaanisen muokkauksen myötä. Sekä merikotka että Itämeren hylkeet ovat runsastuneet 1980- ja 1990-luvulla. Merikotkan on arvioitu levittäytyvän vähitellen ulkosaaristosta sisäsaaristoon, sillä ulkosaariston reviirialueet ovat jo lähes täynnä (Stjernberg & Koivusaari 1995). Hylkeetkin ovat runsastuneet jo niin, että eri tahot kiistelevät, olisiko niiden pyynti jälleen sallittava.

Vaikka Itämeressä tapahtuu suuria ilmastoon kytkeytyviä pitkäaikaismuutoksia, on selvästi osoitettu, että Itämeren tuotantomäärä on kasvanut kiihtyvää tahtia. Kuormitusta pyritään vähentämään kansainvälisin sopimuksin 1950-luvun tasolle. Kansainväliset rahoitusorganisaatiot osallistuvat näihin pyrkimyksiin, sillä raskaita kuormituspisteitä on runsaasti nimenomaan entisen Neuvostoliiton alueella (HELCOM 1990).

Asutuskeskusten ja teollisuuslaitosten edustalla olevien rannikkovesien tilaa voidaan parantaa melko nopeasti tehokkain suojelutoimenpitein. Koko Itämeren rehevöityneisyyden vähentäminen on sen sijaan pitkäaikainen prosessi meren suuren tilavuuden ja veden hitaan vaihtumisen takia. On arvioitu että tehokkaatkin vedenpuhdistustoimenpiteet näkyvät avomeren tilan parantumisena ehkä vasta 20—30 vuoden kuluttua (Wulff & Niemi 1992). Aikaviive vaikeuttaa poliittista päätöksentekoa resurssien käytöstä Itämeren suojeluun. Rohkeita päätöksiä on kuitenkin tehtävä, jotta edes seuraava sukupolvi saisi havaita Itämeren tilan parantumisen.

 

Kiitokset: Haluamme kiittää professori Ilkka Hanskia ja dosentti Heikki Salemaata, jotka ovat kommentoineet käsikirjoitusta. Amanuenssi Kalevi Keynäs avusti ystävällisesti tietojen hankinnassa.

 

Ackefors, H. & Enell, M. 1990: Discharge of nutrients from Swedish fish farming to adjacent sea areas. — Ambio 19 (1): 28—35.

Andersin, A.-B. & Sandler, H. 1991: Macrobenthic fauna and oxygen deficiency in the Gulf of Finland. — Memoranda Soc. Fauna Flora Fennica 67: 3—10.

Aura, R.-L., Valtonen, E. T. & Andersin, A.-B. 1990: On the acanthocephalan infection in some glacial relict crustaceans in Finland. — Ann. Zool. Fennici 27: 245.

Boer, M. H., Koster, E. A. & Lundberg, H. 1990: Greenhouse impact in Fennoscandia — preliminary findings of a European workshop on the effects of climatic change. — Ambio 19 (1): 2—10.

Bonsdorff, E. 1996: Saaristomeren ja Ahvenanmaan vesiekosysteemit. — Luonnon Tutkija 100 (5): 75—79.

Elmgren, R. 1989: Man’s impact on the ecosystem of the Baltic Sea: energy flows today and at the turn of the century. — Ambio 18 (6): 326—332.

Eloheimo, K. 1992: Veneily ja sen ympäristövaikutukset. — Vesi- ja ympäristöhallituksen julkaisuja A 101: 1—107.

Gottberg, G. 1925: Tilastoa hylkeensaaliista vv. 1909—1918. — Maataloushallituksen tiedonantoja 167: 23—34.

Haahtela, I. & Lassig, J. 1967: Records of Cyanea capillata (Scyphozoa) and Hyperia galba (Amphipoda) from the Gulf of Finland and the northern Baltic. — Ann. Zool. Fennici 4: 469—471.

HELCOM 1990: The Baltic Sea joint comprehensive programme. — Interim report of the HELCOM ad hoc high level task force, Helsinki, August 1991.

Helle, E., Stenman, O., Olsson, M., Helander, B. & Härkönen, T. 1990: Baltic Seals: population size, reproduction and organochlorines. — Ambio Special Rep. 7: 16—17.

Hildén, O. & Hario, M. 1993: Muuttuva saaristolinnusto. — 317 s. Omakustanne. Forssa.

Hästbacka, H. 1981: Fladan — havets barnkammare. — Finlands Natur 40: 174—177.

Häyrén, E. 1900: Längs-zonerna i Ekenäs skärgård. — Geogr. Fören. (i Finland) Tidskr. 12: 222—234.

Ingnatius, H., Niemistö, L. & Voipio, A. 1971: Variations of redox conditions in the recent sediments of the Gotland deep. — Geologilehti 23 (3): 43—46.

Jansson, B.-O. 1991: Vad håller på att ske i Östersjön? — Memoranda Soc. Fauna Flora Fennica 67: 26—37.

Jansson, K. 1994: Främmande arter i marin miljö. Introductioner till Östersjön och Västerhavet. — Naturvårdsverket, rapport 4351: 1—78.

Jumppanen, K. & Mattila, J. 1994: Saaristomeren tilan kehitys ja siihen vaikuttavat tekijät. — Lounais-Suomen vesiensuojeluyhd. julk. 82: 1—206.

Kangas, P. Autio, H., Hällfors, G., Luther, H., Niemi, Å. & Salemaa, H. 1982: A general model of the decline of Fucus vesiculosus at Tvärminne, south coast of Finland in 1977—81. — Acta Bot. Fennica 118: 1—27.

Kautsky, N., Kautsky, H., Kautsky, U. & Waern, M. 1986: Decreased depth penetration of Fucus vesiculosus (L.) since the 1940’s indicates eutrophication of the Baltic Sea. — Mar. Ecol. Proc. Ser. 28: 1—8.

Kivi, K. 1995: Petomainen vesikirppu saattaa kotiutua Suomeen. — Helsingin Sanomat 23. 9. 1995.

Koli, L. 1996: Istutuksia ja rehevöitymistä — ihminen säätelee kalakantoja. — Luonnon Tutkija 100 (5): 59—66.

Kullenberg, G. 1981: Physical oceanography. — Teoksessa: Voipio, A. (toim.), The Baltic Sea: 135—181. 418 s. Elsevier Oceanogr. Ser. 30. Amsterdam.

Kääriäinen, E. 1953: On the recent uplift of the earth’s crust in Finland. — Fennia 77 (2): 1—106.

Laine, A., Sandler, H., Andersin, A.-B. & Stigzelius, J. 1997: Long-term changes of macrozoobenthos in the Eastern Gotland Basin and the Gulf of Finland (Baltic Sea) in relation to the hydrographical regime. — J. Sea Res. (Painossa.)

Launiainen, J., Pokki, J., Vainio, J., Niemimaa, J. & Voipio, A. 1989: Näkösyvyyden vaihtelusta ja muuttumisesta pohjoisella Itämerellä. — 14. Geofysiikan päivät: 117—121.

Leinikki, J. & Oulasvirta, P. 1995: Perämeren kansallispuiston vedenalainen luonto. — Metsähallituksen luonnonsuojelujulkaisuja A 49: 1—86.

Leppäkoski, E. 1994: Non-indigenous species in the Baltic Sea. I: European Comission 1994. EUR 15309. — Teoksessa: Boudouresque, C. F., Briand, F. & Nolan, C. (toim.), Introduced species in European coastal waters: 67—75. Office for Official Publications of the European Union. Ecosystems Res. Rep. 8. Luxembourg.

Leskinen, E. & Hällfors, G. 1990: Community structure of epiphytic diatoms in relation to eutrophication on the Hanko peninsula, south coast of Finland. — Teoksessa: Simola, H. (toim.), Proc. 10th Int Diatom Symp.: 323—333. Koeltz Scientific Books. Koeningstein.

Levander, K. M. 1910: Meriveden planktonista. — Suomen kartasto 1910. Karttalehti 216: 41—52.

Lindholm, T. 1975: Coastal meromictic lakes of Åland (S-W Finland). — Aqua Fennica 1975: 24—40.

Lindholm, T. 1982: Dynamics of hydrography and primary production in three stratified coastal lakes on Åland (SW Finland). — Acta Acad. Aboensis, Ser B. 42: 1—75.

Lindholm, T. 1991: Från havsvik till insjö. — 160 s. Miljö förlaget. Åbo.

Lindholm, T. & Virtanen, T. 1992: A bloom of Prymnesium parvum Carter in a small coastal inlet in Dragsfjärd, Southwestern Finland. — Environm. Toxicol. Water Qual. 7: 165—170.

Lindström, G. 1856: Bidrag till kännedomen om Östersjöns invertebrat-fauna. — Öfversigt Kongl. Vetenskaps-Akad. Förhandl. 12 (2): 49—73.

Luther, A. 1950: Om Balanus improvisus i Östersjön. — Acta Soc. Fauna Flora Fennica 45: 155—160.

Morris, R. J., Niemi, Å., Niemistö, L. & Poutanen, E.-L. 1988: Sedimentary record of seasonal production and geochemical fluxes in a meanshore coastal embayment in the northern Baltic Sea. — Finnish Mar. Res. 216: 77—94.

Munsterhjelm, R. 1985. Flador och glon. — Nordenskiöld samfundets tidskr. 45: 22—49.

Munsterhjelm, R. 1997: The aquatic macrophyte vegetation of flads and gloes, S. coast of Finland. — Acta Bot. Fennica. (Painossa.)

Niemi, Å. 1982: Plankton blooms in the central and northern Baltic Sea. — ICES, C. M. 1982/2 (10). 11 s.

Norkko, A., Bonsdorff, E. & Boström, C. 1993: Observation of the polychaete Marenzellaria viridis (Verril) on a shallow sandy bottom on the South coast of Finland. — Memoranda Soc. Fauna Flora Fennica 69: 112—113.

Ojaveer, H. & Lumberg, A. 1995: On the role of Cercopagis pengoi in Pärnu Bay and the NE part of the Gulf of Riga ecosystem. — Proc. Estonian Acad. Sci. Ecol. 5: 20—25.

Perttilä, M., Niemistö, L. & Mäkelä K. 1995: Distribution, development and total amounts of nutrients in the Gulf of Finland. — Estuarine Coastal Shelf Sci. 41: 345—360.

Pogreboff, S. & Rönnberg, O. 1987: Notes on benthic macroalgae off the north-east coast of the Bothnian Sea. — Memoranda Soc. Fauna Flora Fennica 63: 85—89.

Pouchet, G. & Guerne, J. de 1885: Sur la faune pélagique de la mer Baltique et du Golfe de Finlande. — C. R. Sci. Acad. Sci. 100: 919—921.

Rajasilta, M. 1982: Laivaliikenteen vaikutukset kaloihin ja kalastukseen Saaristomerellä. — Turun yliopiston biologian laitoksen julkaisuja 4. 73 s. Turku.

Rinne, L., Melvasalo, T., Niemi, Å. & Niemistö, L. 1978: Nitrogen fixation by blue-green algae in the Baltic Sea. — Kieler Meeresforsch., Sonderh. 4: 178—187.

Ritvanen, U. 1976: Veneily ja sen ympäristöhaitat. — Vesihallitus, tiedotus 106. 148 s.

Rönnberg, O., Åders, K., Ruokolahti, C. & Bondestam, M. 1992: Effects of fish farming on growth, epiphytes and nutrient content of Fucus vesiculosus L. in the Åland archipelago, northern Baltic Sea. — Aquatic Botany 42: 109—120.

Salemaa, H. 1995. Itämeri — muuttuva eliömaantieteellinen näyttämö. — Natura 1: 7—10.

Salemaa, H. & Hietalahti, V. 1993: Hemimysis anomala G. O. Sars (Crustacea: Mysidacea) — Immigration of a Pontocaspian mysid into the Baltic Sea. — Ann. Zool. Fennici 30: 271—276.

Salemaa, H. & Kangas, P. 1984: Itämeren litoraaliyhteisö meriympäristön tilan ilmentäjänä. — Luonnon Tutkija 88: 96—99.

Sarvala, J., Keynäs, K. & Purasjoki, K. J. 1980: Mass occurrence of Cyanea medusae on the south coast of Finland. — Tvärminne studies 1: 7.

Schulz, B. 1932: Einfuhrung in die Hydrographie der Nord- und Ostsee. — Teoksessa: Grimpe, G. & Wagler, E. (toim.), Die Tierwelt der Nord- und Ostsee 1: 45—88. Becker & Erler. Leitpzig.

Segerstråle, S. G. 1951: The recent increase in salinity off the coasts of Finland and its influence upon the fauna. — J. Conseil Int. Éxploration Mer 17 (2): 103—110.

Segerstråle, S. G. 1960: Fluctuation in the abundance of benthic animals in the Baltic area. — Soc. Scient. Fennica Comment. Biol. 23 (9): 3—19.

Segerstråle, S. G. 1969: Biological fluctuation in the Baltic Sea. — Teoksessa: Sears, M. (toim.), Progress in oceanography 5: 169—184. Pergamon Press. Oxford, New York.

Segerstråle, S. G. 1973: Results of bottom fauna sampling in certain localities in the Tvärminne area (inner Baltic) with special reference of the so-called Macoma-Pontoporeia theory. — Commun. Biol. 67: 3—12.

Shurin, A. T. 1960: Characteristics of the bottom fauna in the eastern Baltic as observed in 1959. — International council for the Exploration of the Sea, Annual Meeting September 1960 in Moscow, Commun. 109: 1—3. Baltic-Belts Seas committee. (Moniste.)

Stjernberg, T. & Koivusaari, J. 1995: Merikotkan paluu? Katsaus kannan kehitykseen ja pesintätulokseen Suomessa 1970—1994. — Linnut 3: 5—14.

Stigzelius, J., Laine, A., Rissanen, J., Andersin, A.-B. & Ilus, E. 1997: The introduction of Marenzelleria viridis (Polychaeta, Spionidae) in the Gulf of Finland and Gulf of Bothnia (northern Baltic Sea). — Ann. Fool. Fennica. (Painossa.)

Valovirta, I. & Porkka, M. 1996: The distribution and abundance of Dreissena polymorpha (Pallas) in the eastern Gulf of Finland. — Memoranda Soc. Fauna Flora Fennica 72: 63—78.

Vartiainen, T. 1980: Succession of island vegetation in the land uplift area of the northernmost Gulf of Bothnia, Finland. — Acta Bot. Fennica 115: 1—105.

Viitasalo, M. 1994: Seasonal succession and long-term changes of mesozooplankton in the northern Baltic sea. — Finnish Mar. Res. 263: 3—39.

Winterhalter, B., Flodén, T., Ignatius, H., Axberg, S. & Niemistö, L. 1981: Geology of the Baltic Sea. — Teoksessa: Voipio, A. (toim), The Baltic Sea: 1—121. 418 s. Elsevier Oceanogr. Ser. 30. Amsterdam.

Wulff, F. & Niemi, Å. 1992: Priorities for the restoration of the Baltic Sea — a scientific perspective. — Ambio 21 (2): 193—195.

WWF 1995: Deep consern among Baltic Marine Biologists about NEMOs and GMOs. — WWF Baltic Bull. 1995 (4—5): 14—17.

Zettler, M. L., Bick, A. & Bochert, R. 1995: Distribution and population dynamics of Marenzelleria viridis (Polychaeta, Spionidae) in a coastal water of the southern Baltic. — Arch. Fish Mar. Res. 42 (3): 209—224.