Luonnon monimuotoisuus ja 
hiilensidonta golfkentillä 
Aku Korhonen, Juha Siitonen ja Leena Hamberg 

 



 

 

 
 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Copyright: Luonnonvarakeskus (Luke) 

Kirjoittajat: Aku Korhonen, Juha Siitonen ja Leena Hamberg, Luonnonvarakeskus 

Julkaisija ja kustantaja: Luonnonvarakeskus (Luke), Helsinki 2023 

Julkaisuvuosi: 2023 

Kannen kuva: Janne Lehto 

Muut kuvat: Janne Lehto (kuvat 1-6 ja 8) ja Salla Puska (kuva 7) 

Painopaikka: Pekan Pikapaino Oy 



 

3 

 

Tiivistelmä  

Vaikka golfkentät ovat ihmisen voimakkaasti muokkaamia ja ylläpitämiä alueita, ne sisältävät 

erilaisia luontoympäristöjä hoidetuista avoimista nurmialueista luonnontilaisempiin, varjoisam-

piin metsiin ja vesielinympäristöihin. Erilaiset elinympäristötyypit esiintyvät golfkentillä usein 

lähekkäin, jolloin syntyy niiden raja-alueita tai vaihettumisvyöhykkeitä, jotka voivat tarjota 

elinympäristöjä tällaisia habitaatteja vaativille lajeille. 

Tässä kirjallisuuskatsauksessa tarkastellaan golfkenttien mahdollisuuksia ylläpitää ja edistää 

biologista monimuotoisuutta eli erilaisten luonnon elinympäristöjen kirjoa ja lajistoa. Lisäksi 

tarkastellaan lyhyesti golfkenttien mahdollisuuksia huomioida ilmastonmuutos ja hiilen si-

donta. Erillisissä ohjelaatikoissa annetaan golfkentille neuvoja luonnon monimuotoisuuden 

edelleen kehittämiseksi ja ilmastoystävälliseen kentänhoitoon. 

 

Asiasanat: biodiversiteetti, luonnon hoito, elinympäristötyypit, ilmastonmuutos 

  



 

4 

 

Sisällys 

1. Golfkentät ja niillä esiintyvät erilaiset elinympäristöt ....................................... 5 

2. Monimuotoisuudelle merkittävät elinympäristöt golfkentillä ja niiden lajisto

................................................................................................................................... 6 

2.1. Väylät ja karheikot .......................................................................................................................................... 7 

2.2. Vesiesteet ja golfkenttien muut pienvedet ........................................................................................... 9 

Vesiesteet ja lammet ............................................................................................................................................ 10 

Kausikosteikot ......................................................................................................................................................... 12 

Purot ja norot .......................................................................................................................................................... 12 

2.3. Avoimen kentän ja metsän reunat ........................................................................................................ 14 

2.4. Metsiköt ja puustoiset välialueet ........................................................................................................... 15 

Puuston rakenne .................................................................................................................................................... 16 

Puiden pienelinympäristöt ................................................................................................................................. 18 

Lahopuu ………………………………………………………………………………………………………………………………. 20 

Metsämaaperän eliöyhteisöt ............................................................................................................................. 21 

2.5. Vanhat jalot lehtipuut ................................................................................................................................. 22 

3. Hiilensidonta ......................................................................................................... 25 

Kirjallisuus .................................................................................................................... 27 

 

 

 

  



 

5 

 

1. Golfkentät ja niillä esiintyvät erilaiset 
elinympäristöt 

Suomessa on yli 200 toimivaa golfkenttää, joiden yhteispinta-ala on lähes 12 000 hehtaaria 

(Taulukko 1). Golfkentät on perustettu golfin pelaamista varten, mutta ne sisältävät myös mo-

nenlaisia rakennettuja ja luonnonympäristöjä. Golfkentille tyypillisiä ovat pelaamiseen tarkoi-

tetut hoidetut nurmikot, väylät ja viheriöt, mutta väylien välistä tai vieruksilta voi löytää myös 

erilaisia vähemmän hoidettuja viheralueita, kuten karheikoita, vesialueita, yksittäisiä puita tai 

puuryhmiä ja metsää. 

Taulukko 1. Suomen golfkenttien pinta-alojen jakautuminen erilaisten elinympäristötyyppien 

mukaan (Suomen Golfliitto 2023). 

Elinympäristötyyppi Pinta-ala (ha) Pinta-ala (%) 

   

Nurmialueet 5848 50 

• viheriöt • 153 • 1 

• tiiausalueet • 149 • 1 

• etuviheriöt • 153 • 1 

• väylät • 2913 • 25 

• hoidetut karheikot • 1460 • 13 

• harjoitusalueet • 1020 • 9 

Vesiesteet 149 1 

Hiekkaesteet 32 <0.5 

Polut ja tiet kentällä 44 <0.5 

Muut alueet (ml. metsät ja puustoiset alueet) 5717 49 

Kaikki yhteensä 11 790 100 

 

Suurella osalla golfkentistä on vesiesteitä ja kosteikoita tai metsää, ja monet niistä on perus-

tettu ainakin osittain entisille pelloille (Taulukko 2). Golfkentille on tyypillistä avoin maisema, 

jossa erilaiset enemmän tai vähemmän hoidetut, matalan tai korkeamman kasvillisuuden alueet 

sekä muut elinympäristöt vaihtelevat mosaiikkimaisesti. Erilaiset elinympäristötyypit esiintyvät 

golfkentillä lähekkäin, jolloin syntyy niiden raja-alueita tai vaihettumisvyöhykkeitä, jotka voivat 

tarjota elinympäristöjä tällaisia habitaatteja vaativille lajeille. 

Taulukko 2. Erilaisten elinympäristötyyppien esiintyvyys Suomen golfkentillä (Suomen Golf-

liitto 2023). 

Elinympäristötyyppi Kuinka monella golfkentällä esiintyy (%) 

  

Virtavedet (ml. ojat) 49 

Järvi (kenttä ulottuu rantaan) 20 

Vesiesteet, kosteikko 71 

Meri (kenttä ulottuu rantaan) 8 

Metsää (vähintään osa metsässä) 84 

Jalopuita 8 

Entistä peltoa (vähintään osa perustettu pellolle) 75 



 

6 

 

2. Monimuotoisuudelle merkittävät elinympäristöt 
golfkentillä ja niiden lajisto 

Luonnon monimuotoisuus tarkoittaa elinympäristöjen, eliöyhteisöjen ja yksilöiden välistä vaih-

televuutta (Korhonen ym. 2022). Monimuotoisuuden ylläpitämisen tavoitteena ei ole lajimää-

rien maksimointi, vaan erilaisten – vähälajistenkin – elinympäristöjen ja kullekin elinympäristölle 

ominaisen lajiston säilyminen. Monimuotoisuuteen kuuluu myös saman lajin eri yksilöiden vä-

lisen geneettisen monimuotoisuuden säilyminen. 

Golfkentät koostuvat erilaisista luonnon elinympäristöistä, joille on usein ominaista vaihteleva 

maaperä, pienvesien esiintyminen, metsiköt, hiekkaesteet sekä vaihtelevan korkuinen aluskas-

villisuus voimakkaasti hoidetuista viheriöistä ja väylistä vähemmän hoidettuihin karheikoihin ja 

niittyihin (Saarikivi ym. 2010). 

Kuva 1. Golfkentille on tyypillistä 

erilaisten luonnon elinympäristöjen 

vaihtelu. 

Golfkentällä esiintyvien elinympä-

ristöjen kirjo vaikuttaa kentän mo-

nimuotoisuuteen. Erityisesti kasvil-

lisuus luo elinympäristön muille la-

jeille. Monet lajit ovat riippuvaisia 

puiden, pensaiden ja aluskasvilli-

suuden monimuotoisuudesta, ja 

siksi kasvillisuudella on suuri mer-

kitys eläinlajiston koostumukseen 

ja monimuotoisuuteen (McKinney 

2002, Colding ja Folke 2009). Esi-

merkiksi lintujen ja hyönteisten, 

kuten perhosten, kovakuoriaisten 

ja kimalaisten, monimuotoisuus 

riippuu siitä, kuinka monimuotoista 

kasvillisuutta golfkentällä esiintyy. 

Luontaisten elinympäristöjen esiin-

tyminen lisää kasvi- ja eläinlajiston 

monimuotoisuutta sekä harvinais-

ten lajien määrää golfkentillä 

(Nooten ym. 2018). Pelialueiden 

väliin ja reunamille jääneillä alku-

peräisen kasvillisuuden alueilla on paljon monipuolisempia ja monilajisempia lajiyhteisöjä kuin 

pelaamiseen tarkoitetuilla nurmialueilla, sillä kasvillisuuden rakenne on siellä monipuolisempi 

kuin pelaamiseen käytetyillä alueilla. Siksi olisi tärkeää mahdollisuuksien mukaan säästää alku-

peräisiä niitty- tai ketolaikkuja ja metsiköitä tai jopa laajentaa niitä. Mitä laajempia alkuperäiset 

elinympäristöt ovat, sitä monipuolisemmin lajisto säilyy. Golfkentät sisältävät myös niille omi-

naisia kasvillisuustyyppejä ja elinympäristöyhdistelmiä, minkä vuoksi niistä voi löytyä aivan 

omanlaisiaan lajiyhteisöjä (Hui ym. 2017b). 



 

7 

 

Jos golfkenttä levitetään metsään tai luonnontilaisen kaltaiselle avomaalle, alueen ekologinen 

arvo yleensä laskee (Colding ja Folke 2009). Tällöin metsän sisäosien vakaisiin olosuhteisiin so-

peutuneille lajeille ei löydy enää sopivia elinympäristöjä, jolloin on vaarana, että harvinaisten ja 

uhanalaisten lajien habitaatit tuhoutuvat. Jos taas golfkenttä sijaitsee muuten rakennetulla kau-

punkialueella tai se perustetaan tavanomaiselle maanviljelysmaalle, on odotettavissa, että golf-

kenttä lisää alueen monimuotoisuutta. 

Golfkentät voivatkin auttaa lajien säilymisessä ja suojelussa etenkin kaupungeissa, niiden lä-

hiympäristössä sekä tehotuotannossa olevilla maatalousalueilla (Colding ja Folke 2009, Saari-

kivi ym. 2010). Esimerkiksi englantilaisessa tutkimuksessa havaittiin, että golfkenttien lintu-, 

maakiitäjäis- ja kimalaislajisto oli monimuotoisempi ja runsaampi kuin läheisellä maatalous-

maalla (Tanner ja Gange 2005).  

Oikeanlainen golfkentän suunnittelu ja elinympäristöjen hoito voi ajan myötä rikastuttaa mo-

nimuotoisuutta myös laajemmalla alueella (Tanner ja Gange 2005, Colding ja Folke 2009). Golf-

kentät olisikin otettava mukaan laajemman alueen viheralueverkoston suunnitteluun, jotta tu-

levaisuudessa pystyttäisiin paremmin turvaamaan eri lajien elinympäristöjen säilyminen (Noo-

ten ym. 2018). 

Monilla kentillä on monimuotoisuuden kannalta tärkeitä ominaispiirteitä, jotka voivat tarjota 

elinympäristöjä myös uhanalaisille ja alueellisesti harvinaistuneille kasvi- ja eläinlajeille (Colding 

ja Folke 2009). Parhaimmillaan ne voivat toimia esimerkiksi sammakkoeläinten lisääntymisalu-

eina ja lintujen pesimäympäristöinä 

 

MITEN GOLFKENTTIEN MONIMUOTOISUUTTA VOI LISÄTÄ 

• Jätä tai luo golfkentälle mahdollisimman suuria luontaista kasvillisuutta sisältäviä alueita, ku-

ten metsää, puita ja niittyjä sekä vesikasvillisuutta. Tämä mahdollistaa monipuolisen lajiston 

esiintymisen golfkentän alueella. 

• Suosi puustoisia alueita. Ne ovat erityisen tärkeitä luonnon monimuotoisuuden ylläpitämi-

sessä, sillä ne tarjoavat elinympäristöjä, suojaa ja ravintoa monille lajeille. 

• Suosi myös niittyjä, ketoja ja muita luontaisia avomaita. 

• Vähennä voimakkaasti hoidettujen nurmialueiden määrää. 

• Luo pesäpaikkoja pölyttäjille. Erityisesti paahteiset avoimet hiekka-alueet ja lahoavat puut 

ovat tärkeitä pesäpaikkoja. 

• Lisää golfkentän henkilöstön ja käyttäjien tietoisuutta monimuotoisuudesta ja siihen vaikut-

tavista tekijöistä. Ota heidät mukaan suunnittelemaan golfkentän hoitoa. 

 

2.1. Väylät ja karheikot 

Golfkentät ovat tavallisesti 9- tai 18-reikäisiä. Varsinainen golfin peluu tapahtuu golfkenttien 

nurmialueilla. Kenttien nurmialueet koostuvat eri intensiteetillä hoidetuista osista. Kaikkein in-

tensiivisimmin hoidetaan viheriöitä, sitten lyöntialueita eli tiiauspaikkoja, ja väyliä ja kaikkein 

vähiten hoidetaan ympäröiviä karheikoita (Allan-Perkins ym. 2019). Kaikkein intensiivisimmin 

hoidetulla viheriöllä nurmikko pidetään hyvin matalana. Niitä myös kastellaan ja lannoitetaan 

usein, ja nurmen päälle laitetaan tavallisesti hiekkaa ilmavuuden ja vedenläpäisykyvyn paran-

tamiseksi. Viheriöillä käytetään myös kasvinsuojeluaineita. 



 

8 

 

Väyliä hoidetaan vähemmän intensiivisesti. Nurmikko saa kasvaa viheriöitä korkeammaksi, 

mutta senkin hoidossa käytetään kastelua, lannoitusta ja kasvinsuojeluaineita. Karheikot ovat 

vähiten hoidettuja. Niissä kasvillisuus saa kasvaa väylien kasvillisuutta korkeammaksi ja lannoit-

teiden ja kasvinsuojeluaineiden käyttö on vähäistä. 

Amerikkalaisessa tutkimuksessa havaittiin, että golfkenttien eri intensiteetillä hoidettujen nur-

mialueiden (viheriöt, väylät ja karheikot) välillä ei ollut eroa maaperän bakteerien runsaudessa 

ja lajimäärässä (Allan-Perkins ym. 2019). Hoidon intensiteetti vaikutti kuitenkin maaperän sie-

nilajistoon siten, että kaikkein köyhin sienilajisto löytyi voimakkaimmin hoidetuilta viheriöiltä, 

kun taas karheikoilta tavattiin runsain sienilajisto. Myös väylillä oli runsaammin sienilajeja kuin 

viheriöllä. Erojen arveltiin johtuvan kasvinsuojeluaineiden käytön voimakkuudesta. Myös eng-

lantilaisessa tutkimuksessa havaittiin, että kaikkein hoidetuimmilla nurmialueilla – eli viheriöillä 

ja tiiauspaikoilla – oli huomattavasti pienemmät mikrobiyhteisöt kuin vähemmän intensiivisesti 

hoidetuilla väylillä ja karheikoilla (Bartlett ym. 2008).  

 

Kuva 2. Väylien ulkopuolella on tilaa 

kukkiville kasvilajeille, jotka lisäävät 

golfkentän monimuotoisuutta tarjoa-

malla elinympäristön ja ravintoa eläi-

mille. Niityt ja kedot ovat tärkeitä 

muun muassa pölyttäville hyöntei-

sille. Siksi olisi huolehdittava, että 

kukkivia kasveja esiintyy keväästä 

syksyyn. 

 

Intensiivisen nurmikon leikkuun on 

havaittu vähentävän myös kasvilli-

suuden ja selkärangattomien eläin-

ten monimuotoisuutta, mutta hyö-

dyttävän tuhohyönteisten ja rikka-

ruohojen määrää (Watson ym. 

2020). 

Suomessa tehdyssä tutkimuksessa 

kovakuoriaispyydyksiä asetettiin 

golfkenttien väylille, niiden reunoille, 

karheikkoihin, metsiköihin ja hiekka-

esteille eli golfkentille tyypilliseen 

kasvillisuuteen (Saarikivi ym. 2010). 

Kentiltä löytyi paljon kovakuoriaisiin 

kuuluvia maakiitäjäislajeja, mutta ne olivat pääosin tavallisia avoimilla paikoilla esiintyviä lajeja 

tai yleislajeja, jotka pystyvät leviämään tehokkaasti ja elämään erilaisissa elinympäristöissä. 

Vaikka avoimia elinympäristöjä, kuten hiekkaesteitä ja lampien reunoja, esiintyi golfkentillä, eri-

tyisesti avoimiin paikkoihin erikoistuneita lajeja ei löydetty. Golfkentät eivät myöskään tarjon-

neet sopivia elinympäristöjä metsälajeille. Niitä esiintyi vain metsien reunoilla ja metsiköissä, 

jotka rajautuivat golfkenttään. Tutkimuksessa mukana olleen Hiekkaharjun golfkentän lammen 

reunalta löytyi kuitenkin uhanalainen kovakuoriainen, viherkehnäkiitäjäinen (Chlaenius 



 

9 

 

nigricornis), joka on Suomessa vaarantunut. Suuren maakiitäjäislajimäärän arveltiin johtuvan 

golfkenttien suuresta elinympäristöjen vaihtelevuudesta. Suurin lajimäärä ja monimuotoisuus 

löydettiin Talin golfkentältä, joka on vanha kenttä, jossa on vähemmän muokattua kasvilli-

suutta, mutta enemmän vaihtelevaa ympäristöä kuin muilla tutkituilla kentillä. Talin kentällä on 

myös vanhoja puita ja hyvä puuston latvuspeittävyys ainutlaatuisessa kaupunkipuistossa. 

Kasvillisuuden monipuolistaminen lisää myös eläinlajien, kuten niveljalkaisten runsautta ja mo-

nimuotoisuutta (Pornaro ym. 2018). Nurmialueiden kasvillisuuden monipuolistaminen esimer-

kiksi apilalla auttaa mehiläispopulaatioita (Rasmont ym. 2005). Italialaisella golfkentällä tutkit-

tiin, millä menetelmillä karheikon heinää (juolavehnä eli Elytrigia repens ja punanata eli Festuca 

rubra) sisältävää kasvillisuutta voisi monipuolistaa (Pornaro ym. 2018). Parhaiten lajistoa saatiin 

monipuolistettua leikkaamalla heinä, poistamalla leikkuujäte, ilmastamalla ja kylvämällä sieme-

nistä uusia kasveja alueelle (hiirenvirna eli Vicia cracca, puna-apila eli Trifolium pratense ja niit-

tysalvia eli Salvia pratensis). Pelkkä leikkuu, leikkuujätteen poisto ja ilmastus tai leikkaamatta 

jättäminen tuottivat huonommat tulokset. Yksi leikkuukerta ei kuitenkaan riittänyt ylläpitämään 

kylvettyjä lajeja, vaan lajiston ylläpitämiseen tarvitaan useampi leikkuukerta, jotta paikalla alun 

perin olleet heinät eivät tukahduttaisi sinne istutettuja kukkivia kasvilajeja. 

 

MITEN GOLFKENTTIEN NURMIALUEIDEN MONIMUOTOISUUTTA VOI LISÄTÄ 

• Vähennä nurmialueiden intensiivistä leikkaamista siellä missä se on mahdollista. Pienikin 

leikkuuintensiteetin vähentäminen voi hyödyttää monimuotoisuutta. 

• Lisää karheikoiden määrää. Korkea kukkiva kasvillisuus luo elinympäristöjä selkärangatto-

mille eläimille ja tarjoaa ravintoa pölyttäjille. Korkeudeltaan ja kasvilajistoltaan erilaisilla 

karheikoilla voidaan tuoda vaihtelevuutta golfkenttien kasvilajistoon. Monilajisen kukki-

van karheikon ylläpito voi vaatia hoitoa leikkaamalla, jotta heinät eivät valtaa liikaa alaa. 

• Golfkentillä on mahdollista luoda kasvupaikkoja luontaiseen lajistoon kuuluville ketola-

jeille, kuten ketoneilikalle, jotka ovat harvinaistuneet karjatalouden vähenemisen ja keto-

jen umpeenkasvun myötä. Ketojen perustaminen onnistuu parhaiten niukkaravinteisille ja 

hiekkaisille alustoille. Ketoja hoidetaan säännöllisesti niittämällä. 

2.2. Vesiesteet ja golfkenttien muut pienvedet 

Golfkenttien vesiesteet ovat usein keinotekoisia, samoin kuin niiden välitön lähiympäristö, joka 

on voimakkaasti ihmisen muokkaamaa. Siitä huolimatta monet vesiympäristöjen lajit pystyvät 

hyödyntämään golfkenttien lammikoita elinympäristöinään tai lisääntymispaikkoinaan. Vesies-

teissä voi elää muun muassa sammakkoeläimiä, sudenkorentoja, vesiluteita, sukeltajakuoriaisia 

ja vesilintuja, ja niissä voi kasvaa monimuotoista vesikasvillisuutta. Vesilintujen osalta golfkent-

tien lammet ja kosteikot voivat toimia sekä pesimäpaikkoina alueella esiintyvälle pesimälajis-

tolle että muuttoaikaisina levähdyspaikkoina muuttolinnuille (Puustinen ym. 2001, Sammal-

korpi ym. 2005) etenkin sellaisilla alueilla, joilla sopivia luontaisia kosteikoita on niukasti. Yöai-

kaan altaat houkuttelevat luokseen saalistavia lepakoita (Parker ym. 2019). Erityisesti pieniä ja 

kalattomia vesialtaita suosivalle lajistolle golfkentät vesiesteineen voivat olla alueellisesti mer-

kittäviä elinympäristöjä. Esimerkiksi Ruotsissa Tukholman seudulla neljännes lammista esiintyy 

golfkentillä (Colding ym. 2009). 



 

10 

 

Suomessa pääkaupunkiseudulla tehdyssä tutkimuksessa golfkenttien lammissa havaittiin vas-

taavan suuruisia sammakkopopulaatioita kuin luontaisissa lammissa (Saarikivi ym. 2013). Vas-

taavasti Ruotsissa Tukholman seudulla ei havaittu merkittäviä eroja sammakkoeläinten eikä ve-

siselkärangattomien monimuotoisuudessa golfkenttien ja muiden vastaavien lampien välillä, 

vaikka golfkentillä olevien lampien oletettiin kärsivän suuremman kemikaalikuormituksen hai-

toista (Colding ym. 2009). 

Golfkentillä voi paikallisen maiseman luomien mahdollisuuksien puitteissa tukea monenlaista 

vesiin liittyvää monimuotoisuutta. Pysyvästi avovetisten vesiesteiden ohella vesiluontoa hyö-

dyttävät myös kasvittuneemmat ja kausikosteat lätäköt sekä pienet virtavedet. 

Vesiesteet ja lammet 

Läpi vuoden veden täyttäminä pysyvät vesiesteet ja muut lammikot rinnastuvat elinympäris-

töinä lampiin, ja ne tarjoavat elinmahdollisuuksia pysyvää avovettä vaativalle vesieliöstölle. 

Lammissa veden laatu, kasvillisuus ja muu eliöstö ovat monin tavoin vuorovaikutuksessa kes-

kenään. Veden korkea ravinnetaso voi runsastuttaa vesikasvillisuutta, joka sitoo samalla ravin-

teita itseensä. Toisaalta ravinteista hyötyvien levien nopea runsastuminen voi johtaa veden sa-

mentumiseen, mikä heikentää uposlehtisen kasvillisuuden elinmahdollisuuksia (Scheffer ym. 

1993). Massiiviset leväkasvustot ovat epämiellyttävän näköisiä ja voivat aiheuttaa mädäntyes-

sään hajuhaittaa. Syanobakteerien muodostamat levämassat voivat lisäksi olla myrkyllisiä ve-

dessä eläville tai sieltä ravintoa tai vettä etsiville eläimille. 

Alankomaalaisessa, rakennettujen vesialtaiden lajistoa käsitelleessä tutkimuksessa vesiselkä-

rangattomien monimuotoisuus ja uhanalaisten lajien määrät olivat suurimmat niukkaravintei-

simmissa vesissä (Vermonden ym. 2009). Myös runsasravinteisemmat mutta kirkasvetiset ja 

runsaasti uposkasvillisuutta sisältävät altaat olivat lajistoltaan monimuotoisia, ja niissä esiintyi 

runsaasti etenkin vesikotiloita. Vesiselkärangattomien monimuotoisuus oli pienin ravinteisim-

missa ja sameavetisissä altaissa, joista uposkasvillisuus puuttui. 

Luontaiset rakennepiirteet lisäävät lampien monimuotoisuusarvoa. Luontaisiin piirteisiin kuu-

luvat esimerkiksi loivat, luontaista kasvillisuutta sisältävät rantavyöhykkeet. Vesirajan tuntu-

masta matalaan veteen ulottuva ilmaversoisen kasvillisuuden vyöhyke on tärkeä monille selkä-

rangattomille, jotka etsivät kasvillisuuden seasta ravintonsa ja saavat samalla suojaa saalistajilta 

(Oertli ja Parris 2019). Ilmaversoisia kasveja ovat suurikokoiset ruohot, kuten järviruoko, kaislat, 

osmankäämit, kurjenmiekat sekä jotkin sarat. Niiden muodostamien kasvustojen lomassa kas-

vaa yleensä myös paljon muuta matalampaa kosteikkojen kasvilajistoa. 

 



 

11 

 

Kuva 3. Hirsalan golfkentällä ve-

sieste kytkeytyy toiselta laidaltaan 

luontaista suokasvillisuutta sisältä-

vään välialueeseen. Laajaan ve-

siesteeseen mahtuu monipuolisesti 

sekä avoimen veden alueita, upos- 

ja kelluslehtistä kasvillisuutta että 

rantavyöhykkeen ilmaveroista kas-

villisuutta. 

 

Jyrkkäreunaisissa lammikoissa ilma-

versoisten kasvien muodostama 

matalan veden vyöhyke jää kape-

aksi, jolloin kesäaikainen kuivumi-

nen voi helposti johtaa koko ilma-

versoisvyöhykkeen jäämiseen ve-

denpinnan yläpuolelle. Tällöin osa 

vesieliöistä jää vaille tarvitsemaansa 

suojaa (Liao 2022). Siksi ainakin 

osalla kentän vesialtaista kannattaa 

pyrkiä säilyttämään vedenpinta ke-

sälläkin riittävän korkealla, jotta vesi 

ei vetäytyisi kokonaan pois ilmaver-

soisvyöhykkeeltä. 

Ilmaversoisten kasvien ohella myös syvemmällä vedessä kasvavalla kellus- ja uposlehtisellä kasvil-

lisuudella on havaittu olevan positiivinen yhteys vesiselkärangattomien monimuotoisuuteen (Ver-

monden ym. 2009). Osa lajeista vaatii viihtyäkseen toisaalta myös avointa vettä (Liao ym. 2023). 

Pienet luontaiset lammet ja rakennetut vesialtaat, joilla ei ole vesiyhteyttä suurempiin vesistöihin, 

ovat yleensä kalattomia, ellei kaloja ole tarkoituksellisesti istutettu. Kalat saalistavat tehokkaasti 

pieniä vesiselkärangattomia ja kilpailevat ravinnosta muun muassa vesilintujen kanssa. Esimerkiksi 

erittäin uhanalainen mustakurkku-uikku viihtyy särkikalattomissa vesissä, ja lajia on havaittu Suo-

messa pesivänä myös golfkenttien lammista. Lampien säilyttäminen kalattomina voikin lisätä nii-

den arvoa sekä vesiselkärangattomien, kuten sukeltajakuoriaisten (Liao ym. 2020) että lintujen 

(Haas ym. 2007) elinympäristöinä. Kalaisissakin lammissa pienille selkärangattomille on mahdol-

lista luoda suojapaikkoja lisäämällä ilmaversoista kasvillisuutta (Liao ym. 2023). 

Monet lampia hyödyntävät lajit viettävät osan elämästään maaympäristöissä. Esimerkiksi sam-

makkoeläimet ja monet hyönteiset ovat vesieläimiä vain toukkavaiheissaan, ja palaavat aikui-

sina veteen lähinnä lisääntymään tai talvehtimaan. Eläinten siirtymistä veden ja maaelinympä-

ristöjen välillä voi helpottaa säilyttämällä lampien ympärillä luontaista kasvillisuutta käytävinä 

tai laikuittaisina astinkivinä ympäröiville laajemmille luontoalueille. Useimmat lajit pystyvät to-

dennäköisesti ylittämään avoimetkin nurmialueet, mutta korkea kasvillisuus tarjoaa pienille 

eläimille paremmin suojaa saalistajilta. 



 

12 

 

Kausikosteikot 

Pysyvästi avovetisten altaiden ohella myös kesäaikaan kuivuvilla lammikoilla on merkitystä ve-

destä riippuvaiselle lajistolle. Kausikosteissa lammissa vesieliöstön lajirunsaus on usein pie-

nempi kuin pysyvästi avovetisissä lammissa, mutta niissä esiintyy omaa erikoistunutta lajisto-

aan, joka ei välttämättä pärjää pysyvissä lammissa (Hassall ym. 2011, Oertli ja Parris 2019). 

Ajoittain kuivuvissa lammikoissa pääsevät runsastumaan esimerkiksi sellaiset hyönteislajit, 

jotka ovat pysyvissä vesialtaissa alttiina kalojen ja suurten vesipetohyönteisten saalistukselle 

(Zedler 2003). Hyönteisten runsaudesta hyötyvät myös niitä saalistavat muut eläimet. Etenkin 

kevätaikaan kausikosteiden lammikoiden on havaittu houkuttelevan luokseen runsaampia 

määriä lintuja ja muita eläimiä kuin pysyvästi avovetisten lampien (Dixneuf ym. 2021). Golfken-

tillä tällaisia kausikosteita painanteita voi esiintyä luontaisesti, tai niiden muodostumista voi-

daan edistää esimerkiksi ohjaamalla ja keräämällä sulamis- ja hulevesiä. 

Purot ja norot 

Virtaavan veden kanavat, kuten purot ja norot, elävöittävät maisemaa toisinaan myös golfken-

tillä. Virtavesien ominaisuudet ja lajisto riippuvat paljon vesistön latvaosien ympäristöstä ja olo-

suhteista (Jonsson ym. 2017). Toisaalta myös golfkenttä voi vaikuttaa puroon laajemmin kuin 

pelkästään kentän läpi kulkevan osuuden matkalta. Siksi virtavesien huomioimisessa ja hoidon 

suunnittelussa olisikin ihanteellista tarkastella vesistöä valuma-aluekokonaisuutena, maan-

omistusrajat ylittäen.  

Kuva 4. Purouoman pohjaa ja reunoja ki-

veämällä luodaan edellytyksiä taimenien ku-

dulle, ja muotoillaan puron virtaamia ja mutkitte-

levuutta monimuotoisuuden lisäämiseksi. 

 

Virtavesiin muodostuu erilaisia pienelinympäris-

töjä uoman muodon ja rakenteen pienipiirtei-

sestä vaihtelusta. Puroissa kannattaakin suosia 

uoman leveyden ja syvyyden vaihtelua, mutkit-

televuutta sekä erilaisia pohjan rakenteita ja 

epätasaisuuksia. Etenkin entisillä maa- tai met-

sätalousmailla virtavedet ovat yleensä voimak-

kaasti ihmisen muokkaamia, usein ojiksi suoris-

tettuja. Tällöin rakenteellista vaihtelua voidaan 

joutua luomaan ennallistamistoimin, esimerkiksi 

muokkaamalla uoman muotoa kaivamalla tai li-

säämällä uomaan kiviä, soraa tai puita (Ahola ja 

Havumäki 2008). 

Varsinkin pienten purojen lajiyhteisöt ovat tiiviisti kytköksissä uomaa ympäröivään ranta-

vyöhykkeeseen. Uomaa reunustava kasvillisuus sitoo rantavallien maa-ainesta pidättäen sen 

huuhtoutumista veden mukaan. Se pidättää myös kauempaa huuhtoutuvaa kiintoainesta ja ke-

miallista kuormitusta. Kasvillisuuden – etenkin rantavyöhykkeen lehtipuiden – tuottama lehti-

karike on myös tärkeä ravinnonlähde purojen pohjaeliöstölle. Rantavyöhykkeiltä uomaan kaa-

tuneet puut oksineen ovat erityisen tehokkaita pidättämään veden mukana kulkeutuvaa kari-

ketta, ja siten ne ovat hyödyllisiä rakenteita puron eliöstölle (Koljonen ym. 2012). Vedessä oleva 



 

13 

 

puunaines toimii lisäksi merkittävänä ravinnonlähteenä ja kasvualustana vesien mikrobeille 

(Brüchner-Hüttemann ym. 2019) sekä niitä hyödyntäville vesiselkärangattomille (Hax ja Golla-

day 1993). 

Puustoiset reunavyöhykkeet purojen ympärillä tuottavat lehtikarikkeen ohella myös varjoa, 

mikä luo kasvillisuuteen kontrasteja suhteessa uoman avoimiin osiin. Varjostus rajoittaa suurien 

nopeakasvuisten vesi- ja rantakasvien kasvua, jolloin kasvutilaa vapautuu enemmän virtavesissä 

viihtyville vesisammalille (Turunen ym. 2019). 

 

 

MITEN VESIESTEIDEN JA MUIDEN GOLFKENTILLÄ ESIITYVIEN PIENVESIEN MONIMUOTOI-

SUUTTA VOI LISÄTÄ 

• Luo vesiesteiden välille vaihtelua esimerkiksi säätämällä puiden luomaa varjostusvaiku-

tusta, rantavallien rakennetta, kasvipeitteen ja avoveden suhdetta ja vedenkorkeuden 

kausivaihtelun määrää. Tee vesiesteistä eri kokoisia. 

• Vähennä lannoitteiden ja kasvinsuojeluaineiden käyttöä vesien välittömässä ympäristössä 

ja rinteillä, joista pintavalunta päätyy suoraan vesiaiheeseen. 

• Torju veden liiallista rehevöitymistä. Vältä ylimääräisten ravinteiden huuhtoutumista 

maalta veteen jättämällä rantojen ympärille luontaista kasvillisuutta sisältävä suojavyö-

hyke, jolle ei levitetä lannoitteita. Anna tilaa ravinteita sitovalle kasvillisuudelle ja kerää 

liiallista kasvimassaa pois. Rantakasvillisuuden raivaukset kannattaa ajoittaa ensisijaisesti 

syksyyn. Hillitse sisäistä kuormitusta pitämällä vesi pohjaan saakka hapekkaana. 

Hyödynnä tarvittaessa hapekasta vettä pohjaan kierrättäviä pumppuja. 

• Rajaa vesiesteet ainakin joltakin sivulta karheikkoihin tai puustoisiin alueisiin, joilla kasvil-

lisuus on vähemmän hoidettua. Hyödynnä vesiesteisiin liittyvien ojien tai purojen penke-

reitä ja rantapensaikkoja ekologisina käytävinä. 

• Suosi jyrkkien ja pystysuorien rantapenkereiden sijaan loivia rantavyöhykkeitä, jotka hel-

pottavat eläinten siirtymisiä veden ja maan välillä, ja joille mahtuu kehittymään rantakas-

villisuutta. 

• Päästä luontaista lehtikariketta pohjaeliöiden ravinnoksi. Virtavesissä karikkeen pidätty-

mistä voi parantaa lisäämällä uomaan esteitä, kuten pohjapatoja tai lahopuuta. 

• Vältä, tarkkaile ja torju vieraslajeja (ks. vieraslajit.fi -sivusto). Esimerkiksi monet sisävesissä 

elävät haitalliset vieraskasvilajit voivat levitä vesilintujen kuljettamina siemeninä tai verson 

kappaleina muihin vesistöihin. 

• Perehdy lähialueen pienvesien luontoarvoihin. Pohdi mahdollisuuksia tarjota golfkentällä 

täydentäviä elinympäristöjä suojelua kaipaaville lajeille niiden erityisvaatimukset huomi-

oiden. 

 

  



 

14 

 

2.3. Avoimen kentän ja metsän reunat 

Puuston ja avointen alueiden vaihettumisvyöhykkeet ovat usein lajistoltaan monipuolisia, sillä 

niissä esiintyy sekä avoimien ympäristöjen että metsien lajeja. Jotkut lajit vaikuttavat myös suo-

sivan erityisesti reunavyöhykkeitä. Unkarilaisissa tutkimuksissa lehtimetsien ja ruohostomaiden 

vaihettumisvyöhykkeillä on havaittu esiintyvän omaa, reunoja suosivaa niveljalkaislajistoa (Ma-

gura ym. 2001, Horváth ym. 2002, Magura 2002, 2017). Pohjoismaisissa talousmetsäympäris-

töissä tehdyissä maakiitäjäistutkimuksissa (kovakuoriaisia) vastaavaa ei kuitenkaan ole havaittu 

metsän ja avoimen alueen reunavyöhykkeillä (esim. Heliölä ym. 2001, Niemelä ym. 2007). Sen 

sijaan suomalaisessa golfkentillä tehdyssä tutkimuksessa tali- ja sinitiaisen sekä kirjosiepon ha-

vaittiin suosivan ja tuottavan enemmän poikasia avoimen reunan lähelle kiinnitetyissä pön-

töissä kuin vastaavissa pöntöissä 50 metrin päässä metsän sisällä (Saarikivi ja Herczeg 2014). 

Reunavyöhykkeiden monimuotoisuushyödyt liittyvät paljolti kasvillisuuden monimuotoisuu-

teen ja vaihteluun. Tällaista vaihtelua on yleensä runsaasti etenkin leveillä luontaisilla vaihettu-

misvyöhykkeillä (Magura ym. 2017). Metsän reunapuuston ja avoimien nurmialueiden väliin 

olisi siksi edullista jättää puskurivyöhykettä, johon saa muodostua pensaikkoa ja jossa ruoho-

vartisen kasvillisuuden sallitaan kasvaa ainakin osin hoitamattomana. Tiheä pensaskerros met-

sän reunassa lisää esimerkiksi linnuston monimuotoisuutta (Melin ym. 2018). 

Metsien ja avointen alueiden reunat ovat otollisia kasvupaikkoja monille lehtipuille ja pensaille. 

Reunojen valoisuus runsastuttaa muun muassa pihlajien ja tuomien kukintaa sekä satoisuutta, 

mikä edesauttaa niitä hyödyntäviä pölyttäjiä ja marjoja syöviä eläimiä. Auringon paahteelle al-

tistuva reunapuusto on lisäksi otollinen ympäristö monille kuolleessa tai kuolevassa puuainek-

sessa eläville hyönteisille ja sienille, etenkin haavalla mutta myös muilla lehtipuulajeilla (Kaila 

ym. 1997, Martikainen 2001, Sverdrup-Thygeson ja Ims 2002, Lindhe ja Lindelöw 2004, Lindhe 

ym. 2005, Junninen ym. 2007, Ranius ym. 2011, Koch Widerberg ym. 2012, Lariviere ym. 2023). 

Metsän aluskasvillisuudessa (Hamberg ym. 2009) ja maakiitäjäislajistossa (Noreika ja Kotze 

2012) näkyvä reunavaikutus – eli muutos lajistossa siirryttäessä valoisalta ja lämpimältä metsän 

reunalta varjoisaan ja viileämpään metsän sisäosaan – voi ulottua kymmeniä metrejä metsän 

reunasta sen sisäosiin. Mikäli golfkentän alueella esiintyy, ja halutaan säilyttää, sulkeutuneen 

metsän lajiyhteisöjä, voidaan niiden elinolosuhteita turvata hillitsemällä reunasta metsän sisä-

osiin tunkeutuvia reunavaikutuksia eli reunalta metsän sisäosaan tulevaa auringon säteilyä, 

tuulta ja ilman pienhiukkasia. Tähän voidaan vaikuttaa välttämällä tarpeetonta puuston ja ali-

kasvoksen raivausta (Koivula ym. 2019) sekä antamalla puustoisen alueen reunaosan kasvaa 

mahdollisimman tiheäksi. Tehokkain reunan sulkeva vaikutus saadaan ainavihannilla havu-

puilla, kuten kuusella (Hamberg ym. 2009). Aivan uloimpana metsän reunassa – havupuiden 

edessä – voi suosia myös kukkivia puita ja pensaita. 

MITEN AVOIMEN KENTÄN JA METSÄN VÄLISEN REUNA-ALUEEN MONIMUOTOISUUTTA 

VOI LISÄTÄ 

• Anna metsän ja avoimen alueen vaihettumisvyöhykkeelle muodostua pensaikkoa ja ruo-

hovartista kasvillisuutta. 

• Suosi puustoisten alueiden reunoilla luontaista kukkivaa puu- ja pensaskasvillisuutta. 

• Säästä reunapuustossa kuolevia ja kuolleita puita, etenkin järeitä lehtipuita, sillä ne ovat 

arvokkaita lämmöstä hyötyville lahopuuhyönteisille. 

• Jos haluat suojata sulkeutuneen metsän ominaista lajistoa, anna metsän reunojen kasvaa 

tiheiksi. 

• Metsien reunapuut voivat olla otollisia sijoituspaikkoja tiaispöntöille. 



 

15 

 

2.4. Metsiköt ja puustoiset välialueet 

Suomessa golfkenttien pinta-alasta keskimäärin lähes puolet on erilaisia hoidettuja nurmialu-

eita, ja toinen puoli vesi- ja hiekkaesteitä sekä muuta rakennettujen alueiden ulkopuolista 

maastoa (Taulukko 1), josta merkittävä osa voi olla puustoista. Koska golfkenttien ensisijainen 

tarkoitus on mahdollistaa golfin peluu, pidetään väylien viereisiä puustoisia alueita usein avoi-

mina, jotta väylältä harhautunut pallo on löydettävissä helposti puiden lomasta. Metsiköt ja 

puustoiset välialueet tarjoavat kuitenkin golfkentillä elinmahdollisuuksia metsäelinympäris-

töistä riippuvaiselle lajistolle. 

Koska golfkenttien puustoiset alueet rajaavat väyliä, mutta eivät kuulu varsinaiseen pelaami-

seen tarkoitettuun alueeseen, ne sopivat erityisen hyvin monimuotoisuuden tukemiseen. Met-

sissä on luontaisesti paljon sellaista lajistoa, jota golfkenttien muissa elinympäristötyypeissä ei 

esiinny. 

Puustoiset alueet houkuttelevat paikalle lajeja, jotka käyttävät puita ravintonaan, elinympäris-

töinään tai lisääntymispaikkoinaan, sekä niiden petoja ja muita seuralaisia. Tällaisiin lajeihin 

kuuluu nisäkkäitä, lintuja, niveljalkaisia ja muita pieniä selkärangattomia sekä sammalia, jäkäliä, 

sieniä ja useisiin eri eliöryhmiin kuuluvia mikrobeja. Lisäksi monet sellaisetkin lajit, jotka eivät 

ole suoraan riippuvaisia puista, suosivat metsäisiä ympäristöjä. 

Puiden maanpäällisten osien muodostama puusto latvuskerroksineen on vain osa metsää. 

Myös latvuksen alle muodostuva kasvillisuus sekä puiden juuristojen ja karikkeen muokkaama 

metsämaa ovat ominaisuuksiltaan ja lajistoltaan omaleimaisia. Koska metsäelinympäristöjen 

keskeiset piirteet perustuvat pitkälti puiden yhdessä luomiin olosuhteisiin, eivät väylien välissä 

yksittäin kasvavat puut tai pienet puuryhmät pysty tuottamaan täysin vastaavia monimuotoi-

suushyötyjä. Toisaalta avoimilla alueilla kasvavilla puilla on omia erityisiä luontoarvojaan (ks. 

2.5 Vanhat jalot lehtipuut). 

Puustoisilla alueilla esiintyvä lajisto riippuu metsän laadusta. Alueen kasvupaikkatekijät, kuten 

ilmasto ja maapohjan koostumus, ravinteisuus ja vesitalous, määrittelevät sen, millaisia metsä-

elinympäristöjä paikalle voi muodostua. Reheville savimaille kehittyvät lehtometsät ja karuille 

hiekkamaille kehittyvät mäntykankaat sekä niissä esiintyvä lajisto ovat jo lähtökohtaisesti varsin 

erilaisia. 

Metsäelinympäristön laatuun vaikuttaa puustoisen alueen koko ja muoto. Mitä kapeampi puus-

toinen alue on, sitä suurempi osa siitä on reunavyöhykettä, jossa viereisen avoimen alueen 

vaikutus voi olla voimakas. Välialueiden kapeissa puistikoissa mahdollisuudet erikoistuneelle 

metsälajistolle ovat heikommat kuin laajemmilla yhtenäisillä puustoalueilla, vaikka puusto it-

sessään olisikin samankaltaista. Toisaalta kapeilla puustokaistaleilla voivat viihtyä sellaiset 

paahdetta kaipaavat lajit, jotka eivät menesty metsän varjossa. 

Monet monimuotoisuutta lisäävät rakenteet kehittyvät metsissä luontaisesti, mutta niiden ke-

hittyminen on usein vähintään vuosikymmenien kestoinen prosessi. Siksi metsäisissä ympäris-

töissä monimuotoisuutta turvataan tehokkaimmin säästämällä entuudestaan olemassa olevia 

tärkeitä rakennepiirteitä. Metsäisten elinympäristöjen laatuun ja niiden kykyyn ylläpitää moni-

muotoisuutta voidaan silti vaikuttaa kasvupaikkojen asettamissa rajoissa. 

 

 

 



 

16 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

 

Kuva 5. Karuille kasvupaikoille tyypillinen metsäkasvillisuus pärjää hyvin puistomaisilla, puus-

toltaan avoimilla välialueilla, jos maapohja on niille sopiva eikä tallaus ole liian voimakasta. 

Puuston rakenne 

Puustoisilla alueilla puulajien monipuolisuus ja puiden ikärakenteen vaihtelu lisäävät ympäris-

töön pienipiirteistä monimuotoisuutta, eli erilaisten pienelinympäristöjen määrää. Kullakin 

puulajilla on erikoistuneita seuralaislajeja, joiden esiintyminen riippuu oikean isäntäpuulajin 

esiintymisestä (Keto-Tokoi ja Siitonen 2021). Siten puulajivalikoiman lisääminen lisää yleensä 

mahdollisuuksia lajiston monipuolistumiseen. Monimuotoisuutta lisää myös se, että puustoi-

silla alueilla on eri-ikäisiä, eri kokoisia ja kuntoisia puita eri latvuskerroksissa. 



 

17 

 

Eri puulajien, kehitysluokkien ja runkotiheyksien tuottama vaihtelu heijastuu edelleen esimer-

kiksi aluskasvillisuuteen (Uotila ja Kouki 2005, Ampoorter ym. 2014, Tonteri ym. 2016). Seka-

puustoisissa ja puustorakenteeltaan vaihtelevissa metsissä voi kasvaa pienipiirteisesti lehti- ja 

havumetsien sekä puoliavoimien ja sulkeutuneiden metsien kasvilajistoa. Vastaava pienen mit-

takaavan vaihtelu on myös tärkeä metsänpohjan selkärangattomien monimuotoisuutta selit-

tävä tekijä (Niemelä ym. 1996). Vaihtelevuutta lisää edelleen puuston karkeamman tason vaih-

telu, jossa tietyt alueet metsästä ovat esimerkiksi selkeämmin havupuuvaltaisia ja tietyt lehti-

puuvaltaisia (Huuskonen ym. 2021). 

Aikaisemmin talousmetsinä hoidetut sekä avoimille alueille perustetut istutusmetsiköt ovat 

usein rakenteeltaan ja puulajikoostumukseltaan yksipuolisia. Tällaisilla alueilla puuston moni-

puolistumista voidaan nopeuttaa esimerkiksi raivaamalla tasarakenteisen puuston lomaan auk-

koja, jotta niihin pääsee muodostumaan luontaisesti lehtipuustoa ja -pensaikkoa (Maher-Has-

selquist ym. 2021, Saukkonen ja Valkonen 2022). Aukkoihin voidaan tuoda uusia puulajeja 

myös istuttamalla. 

 

Kuva 6. Aktiivisia toimia puustoraken-

teen monipuolistamiseksi kannattaa 

harkita sellaisilla alueilla, joilla puulaji-

koostumus ja ikärakenne ovat yksipuo-

lisia. 

 

Golfkentillä ei kannata rajoittua kasvat-

tamaan pelkästään tavallisimpia pää-

puulajeja, vaan suosia myös Suomessa 

luontaisesti esiintyviä jalopuita, leppiä, 

pihlajia, tuomia ja puumaisia pajuja. 

Avoimiin nurmialueisiin rajautuvilla 

puustoalueilla on runsaasti reuna-

vyöhykkeitä, jotka ovat otollisia monille 

valoa vaativille lehtipuulajeille. Moni-

muotoisuuden kannalta puustoisilla 

alueilla on syytä säilyttää myös harven-

tamattomia tiheikköjä. Ne ovat monien 

metsälintujen suosimia ympäristöjä 

(Klein ym. 2020). 

Vanhat ja suurikokoiset puut kuuluvat 

monimuotoisuuden kannalta arvokkai-

siin rakennepiirteisiin. Iän ja kasvun myötä puun rakenne monipuolistuu ja puuhun kertyy eri-

laisia pienelinympäristöjä (Kõrkjas ym. 2021b). Koska puiden elinkaari on pitkä ja niiden moni-

muotoisuusarvot kehittyvät hitaasti, kannattaa metsiköiden vanhimpia ja suurikokoisimpia 

puita pyrkiä säilyttämään mahdollisimman pitkään. 

 



 

18 

 

MITEN PUUSTON MONIMUOTOISUUTTA VOI LISÄTÄ 

• Tasarakenteisilla puustokuvioilla vaihtelua voidaan luoda tekemällä aukkoja, joihin voidaan 

tuoda uusia puulajeja istuttaen tai luontaisen umpeenkasvun kautta. 

• Säästä paikka paikoin harventamattomia tiheikköjä. 

• Säilytä vanhimmat puut. 

• Suosi puustoisten alueiden hoidossa etenkin sellaisia luontaisia puulajeja, jotka ovat ympä-

röivässä maisemassa muuten harvalukuisia. 

Puiden pienelinympäristöt 

Yksittäisiin puuyksilöihin liittyvät rakennepiirteet voivat toimia itsessään monimuotoisuutta li-

säävinä pienelinympäristöinä. Tällaiset rakenteet syntyvät yleensä puiden ikääntymisen ja vau-

rioitumisen tuloksena, ja niihin voidaan lukea esimerkiksi tikkojen kovertamat kolot, laho-on-

kalot, irronneen kuoren alaiset taskut, paljaat kuorettomat runkopinnat, palokorot, pihkavuo-

dot, oksamurtumat ja kuolleet oksat, tuulenpesät, puiden pinnalle muodostunut kasvillisuus, 

monivuotiset kääpäitiöemät ja eläinten pesärakennelmat (Kraus ym. 2016, Kõrkjas ym. 2021a). 

Puiden pienelinympäristöjen suuremman määrän ja monimuotoisuuden on esitetty olevan eräs 

syy tiettyjen eliölajiryhmien suurempaan monimuotoisuuteen niin hoitamattomissa kuin hoi-

detuissa metsissä (Paillet ym. 2010, 2018). Keski-Eurooppalaisissa tutkimuksissa elävien puiden 

pienelinympäristöjen monimuotoisuuden (Paillet ym. 2018) ja yksittäisten pienelinympäristö-

tyyppien runsauden (Basile ym. 2020) on havaittu liittyvän joidenkin lajiryhmien monimuotoi-

suuteen tai runsauteen, joskaan kaikille kohdelajiryhmille yhteyksiä ei ole pystytty osoittamaan. 

Pohjoisella havumetsävyöhykkeellä vastaavia puiden pienelinympäristöjen lajistovaikutuksiin 

keskittyviä tutkimuksia ei toistaiseksi ole julkaistu. 

Vaikka puiden pienelinympäristöjen määrällisistä vaikutuksista monimuotoisuuteen on vielä 

heikosti näyttöä, yksittäisten pienelinympäristötyyppien ja lajien tai lajiryhmien välisistä kytkök-

sistä tunnetaan paljon esimerkkejä (Hämäläinen ym. 2023, Taulukko 3). Jo tämän perusteella 

runsaasti erilaisia pienelinympäristöjä omaavia puuyksilöitä voidaan pitää monimuotoisuuden 

kannalta potentiaalisesti arvokkaina. Tavanomaisessa metsänhoidossa elinvoimaisimpien puu-

yksilöiden suosiminen johtaa kuitenkin helposti juuri tällaisten arvokkaiden tai sellaisiksi kehit-

tymässä olevien puiden kaatamiseen maalahopuiksi tai kokonaan poistettaviksi. Tällöin elä-

vässä puussa esiintyneet pienelinympäristöt tuhoutuvat tai niiden kehityskulut katkeavat en-

nenaikaisesti. Metsätöitä suunniteltaessa hoidon tavoitteet kannattaakin käydä etukäteen seik-

kaperäisesti läpi yhdessä metsureiden kanssa. 

Eläviin puihin muodostuu erilaisia pienelinympäristöjä ajan myötä luontaisesti, mutta usein nii-

den syntyminen liittyy ennustamattomasti tapahtuviin luonnonilmiöihin, kuten eläinten, tau-

dinaiheuttajien tai sään aiheuttamiin vaurioihin. Tietyillä puulajeilla, kuten haavoilla ja tammilla, 

on pienelinympäristöjä enemmän ja monipuolisemmin kuin muilla puulajeilla (Kõrkjas ym. 

2021a). Näiden puulajien yksilöt säilyvät usein pitkään hengissä vaurioituneinakin, jolloin myös 

niihin muodostuvat pienelinympäristöt säilyvät pitkään. Suomen oloissa myös raita on huomi-

onarvoinen, melko nuorena ränsistyvä mutta sitkeähenkinen puulaji, jossa mahdollisuudet eri-

laisten pienelinympäristöjen muodostumiseen ovat suuret (Siitonen ja Hamberg 2012). 

 

 

 



 

19 

 

Taulukko 3. Puiden pienelinympäristöt ja niiden merkitys lajistolle (ks. Luku 2.5, Kuva 8). 

Pienelinympäristö Syntytapa Merkitys lajistolle 

Kolot ja laho-onka-

lot 

Puiden runkoihin syntyy koloja ja 

onkaloita sydänpuun lahoamisen 

seurauksena ja tikkojen koverta-

mina. Usein tikat suosivat runkoja, 

joiden puuaines on valmiiksi lahon 

pehmentämää, mutta ainakin pa-

lokärki voi kovertaa kolonsa ko-

vaankin runkoon. 

Kolot ja onkalot toimivat luontai-

sina pesä- ja piilopaikkoina kolo-

pesiville linnuille sekä joillekin ni-

säkkäille, kuten liito-oravalle ja le-

pakoille. 

Elävien puiden kuol-

leet oksat ja latvuk-

set 

Puista kuolee yksittäisiä oksia tai 

latvushaaroja, jotka pysyvät 

puussa kiinni. 

Kuolleet oksat hyödyttävät kuol-

leesta ja lahoavasta puuaineksesta 

riippuvaisia lajeja. Puussa kiinni ol-

lessaan ne tarjoavat olosuhteiltaan 

erilaisen pienelinympäristön kuin 

vastaava lahopuu maassa. 

Kuoritaskut Jällen kuollessa runkoon tai ok-

saan voi muodostua kohtia, joista 

kuori irtoaa osittain. Kuoren ja 

puun väliin muodostuu tyhjä tila. 

Kuoritaskuissa elää selkärangatto-

mia eläimiä. Isommat kuoritaskut 

soveltuvat pesäpaikoiksi muun mu-

assa puukiipijälle sekä piilopaikoiksi 

lepakoille. 

Paljaat puupinnat Paljasta puuainesta paljastuu ok-

sien repeytyessä tai murtuessa 

sekä kohtiin, joissa jälsi on kuollut 

ja kuori varissut pois. 

Paljaille puupinnoille hakeutuu 

puuainesta ravinnokseen käyttäviä 

sieniä ja hyönteisiä sekä puupin-

noilla kasvavia jäkäliä. 

Runkohalkeamat Rungon sisään ulottuvia halkeamia 

voi syntyä pakkasen, vääntymisen 

tai lahoamisen seurauksena. 

Halkeamat tarjoavat piilopaikkoja 

muun muassa selkärangattomille. 

Käävät ja muut 

sieni-itiöemät 

Rungoissa elävät sienet tuottavat 

rungon pintaan itiöemiään, jotka 

voivat olla yksi- tai monivuotisia. 

Monet hyönteiset käyttävät sienien 

itiöemiä tai niiden tuottamia itiöitä 

ravintonaan. Itiöemillä elää myös 

loisivia piensieniä ja mikrobeja. 

Epifyyttiset sammal- 

ja jäkäläkasvustot 

Puiden oksille ja rungon pinnalle 

muodostuu sammalista ja jäkälistä 

peitteisiä kasvustoja, jotka tarjoa-

vat suojaa ja elinympäristöjä pien-

eliöstölle. 

Sammal- ja jäkäläkasvustoissa elää 

selkärangattomia eläimiä, joita lin-

nut käyttävät ravinnokseen. Jotkut 

metsälinnut varastoivat kasvustojen 

sekaan talviravintoaan. 

 

MITEN PUIDEN PIENELINYMPÄRISTÖJÄ VOI SÄILYTTÄÄ 

• Älä poista vaurioituneita tai rakenteeltaan poikkeavia puita, jos niistä ei koidu ilmeistä 

vaaraa tai muuta haittaa. 

• Muista keskustella monimuotoisuuden huomioimiseen liittyvät hoitotavoitteet ja -rajoit-

teet selviksi urakoitsijoiden kanssa ennen metsissä tai puustoisilla alueilla tehtäviä hoito-

toimenpiteitä. 

• Viesti kentän käyttäjäkunnalle puuston arvokkaista rakennepiirteistä ja niiden merkityk-

sestä lajistolle. Nosta esiin karismaattisia lajiesimerkkejä kentällä esiintyvästä lajistosta ja 

lajeille tärkeistä puuston rakenteista, kuten 1) myskijäärä ja järeät raidat, 2) liito-orava ja 

haapakolopuut, ja 3) karhunkääpä ja vanhat havupuut. 



 

20 

 

Lahopuu 

Suomessa esiintyy noin 4000–5000 lajia, jotka ovat riippuvaisia kuolleesta ja lahoavasta puusta 

(Siitonen 2001). Näistä lajeista kolopesijälinnut ja suurikokoisia itiöemiä tuottavat käävät ovat 

ehkä huomatuimpia ja tunnetuimpia esimerkkejä. Valtaosa lahopuuta elinympäristönään käyt-

tävistä lajeista on kuitenkin vähemmän näkyviä selkärangattomia, sieniä ja mikrobeja. 

Lahopuusta riippuvaisen monimuotoisuuden turvaamisen lähtökohtana on monimuotoinen 

elävä puusto, josta lahopuu muodostuu puiden tai niiden osien kuollessa. Eri puulajien laho-

puulla elää erilaista lajistoa, minkä lisäksi lajistoon vaikuttavat muun muassa lahopuun synty-

tapa, maakontakti, koko, lahoaste ja ympäristön olosuhteet (Stokland ym. 2012). 

Lahopuussa elävän lajiston monimuotoisuus kasvaa lahopuun määrän mukana, sillä samoista 

lahopuuresursseista on yleensä kilpailemassa suurempi joukko lajeja kuin mitä yksittäinen la-

hopuukappale pystyy elinkaarensa aikana ylläpitämään. Metsikkötasolla esimerkiksi lahopuulla 

elävien kovakuoriaisten lajirunsauden on havaittu kasvavan lahopuun tilavuuden mukana voi-

makkaasti ainakin 20 m3/ha tilavuuteen saakka (Siitonen ym. 2001). 

Myös lahopuun koko vaikuttaa lajien runsauteen. Järeämmällä lahopuulla elää enemmän laho-

puusieniä kuin pienempiläpimittaisella, mutta pieniläpimittaiselta lahopuulta, kuten oksilta, voi 

puolestaan löytää lajeja, joita ei suuriläpimittaiselta välttämättä löydä (Juutilainen ym. 2011). 

 

Kuva 7. Pystyyn kuollut 

mänty viheriön ja rämeen 

rajalla on maisemallinen 

elementti sekä ravinnon-

lähde ja elinympäristö 

muille lajeille. Pelin lo-

massa voi tarjoutua mah-

dollisuus päästä havain-

noimaan lähietäisyydeltä 

esimerkiksi tikkoja. 

 

Lahopuuta muodostuu 

puustoisilla alueilla itses-

tään puiden heikentyessä 

ja kuollessa. Jos metsää ha-

kataan ja puuta viedään 

pois tai jos heikentyneet ja 

kuolleet puut korjataan 

pois, lahopuuta ei kerry, 

ellei lahopuun säästämi-

sestä huolehdita erikseen. 

Nuorissa puustoissa suu-

rista puista muodostuvan 

järeän lahopuun muodos-

tumista voi joutua odotta-

maan jopa vuosikymmeniä. 



 

21 

 

Rakennettuihin ympäristöihin lahopuuta saakin nopeimmin tuomalla sitä paikalle ulkopuolelta. 

Järeät, hitaasti lahoavat lahorungot sopivat maisemaelementeiksi puistomaisiinkin ympäristöi-

hin (Nieminen 2020). 

Puuston hoidossa, esimerkiksi harvennuksissa tai yksittäisten puiden poiston yhteydessä laho-

puun kertymistä voidaan edistää jättämällä kaadettua puustoa niille sijoilleen. Poistettavia puita 

voidaan katkaista korkealta, jolloin puusta jää jäljelle korkea kanto tai useampien metrien kor-

kuinen tekopökkelö. Talousmetsissä tekopökkelöiden on todettu kelpaavan elinympäristöiksi 

monille uhanalaisillekin kovakuoriaisille (Jonsell ym. 2004, Lindhe ja Lindelöw 2004). Kokonaiset 

pystyssä lahoavat rungot, erityisesti lehtipuut, ovat tärkeitä pesäpaikkoja kolopesijöille (Vatka 

ym. 2014, Andersson ym. 2018), joten niitäkin kannattaa mahdollisuuksien mukaan säästää. 

Puun kaadon yhteydessä maapuuosat on mahdollista sijoitella maastoon siten, että niistä koi-

tuu mahdollisimman vähän haittaa kentän käytölle ja niitä voi siirtää tarvittaessa toiseen paik-

kaan. Lahopuukappaleiden sijoittelulla voidaan myös lisätä vaihtelevuutta lahopuuympäristö-

jen tarjontaan. Runsaalle auringon paahteelle altistuvalle lahopuulle muodostuu osin erilaisia 

lajiyhteisöjä kuin vastaavalle alustalle varjoisissa olosuhteissa (Vogel ym. 2020). 

 

MITEN LAHOPUUN MÄÄRÄÄ VOI LISÄTÄ 

• Älä poista kuolleita puita tarpeettomasti. 

• Jätä kuolleita puita lahoamaan pystyyn luonnonpökkelöinä, jos niistä ei koidu erityistä 

vaaraa. 

• Kerää ja siirrä nurmille ja muille siisteinä pidettäville alueille varisseet kuolleet oksat met-

säisille alueille, jossa ne maastoutuvat korkean kasvillisuuden joukkoon. 

• Säästä poistettavia puita korkeina kantoina ja maapuina aina kun mahdollista. Maapuuosa 

voidaan tarvittaessa siirtää toisaalle, esimerkiksi keskemmälle metsikköön, missä se on 

vähemmän tiellä ja näkyvillä. 

• Pyri kattamaan lahopuuympäristöille ominaisen vaihtelun eri ulottuvuuksia ja säästä: 

o lahopuita eri puulajeista 

o lahopuita sekä pysty- että maalahopuina 

o erikokoisia puita, myös järeitä 

• Sijoita lahopuuta valo- ja kosteusoloiltaan erilaisiin maastonkohtiin, myös veteen 

o Haavalla esiintyy useita paahteessa viihtyviä harvinaisia ja uhanalaisia lajeja. 

 

Metsämaaperän eliöyhteisöt 

Puiden tuottama karike on tärkeä metsämaan selkärangattomien eläinten (esimerkiksi sukkula- 

ja nivelmadot, hyppyhäntäiset, sammalpunkit) paikalliseen monimuotoisuuteen ja runsauteen 

vaikuttava tekijä. Lehtipuiden helposti hajoava lehtikarike ylläpitää runsaampaa eliöstöä kuin 

havupuiden hapan ja hitaasti hajoava karike. Tämän vuoksi lehtipuiden lisäämisellä on usein 

maaperäeläimistöä rikastuttava vaikutus havupuuvaltaisissa metsissä (Koivula ym. 1999, Kor-

boulewsky ym. 2016). Toisaalta hitaasti hajoavista lehdistä tai neulasista muodostuvat karike-

kerrokset voivat olla itsessään tärkeä elinympäristö joillekin lajeille. 

Puiden sienijuurikumppanit muodostavat tärkeän osan metsämaan mikrobilajiyhteisöistä. Pui-

den juurisienet, erityisesti ektomykorritsasienet ovat eri lajeja kuin avoimilla alueilla kasvavien 

ruohovartisten kasvien sienijuurikumppanit. Siten puut tuovat oman erityislaatuisen lisänsä 



 

22 

 

golfkenttien maanalaiseen monimuotoisuuteen. Vaikka puusto olisikin alkuperältään istutet-

tua, metsille ominainen maaperämikrobisto kehittyy paikalle ajan myötä luontaisesti. Suomessa 

tehdyssä tutkimuksessa havaittiin, että rakennetuilla puistoalueilla kasvavien puiden yhtey-

dessä esiintyvät ektomykorritsasieniyhteisöt olivat monimuotoisuudeltaan lähes vastaavien 

luontaisten metsien veroisia (Hui ym. 2017a). Puiden esiintyminen ja puulajivalinnat ovat mer-

kittävin mykorritsasieniyhteisöihin vaikuttava tekijä. 

 

MITEN MAAPERÄN MONIMUOTOISUUTTA VOI LISÄTÄ 

• Monipuolista puulajivalikoimaa ja jätä puiden tuottama karike maahan lahoamaan. 

• Lehtipuiden karike parantaa olosuhteita monille metsänpohjan ja maaperän pieneliölle 

etenkin, jos alue on muuten havupuuvaltainen. Jalot lehtipuut ja haapa tuottavat erityisen 

hyvälaatuista lehtikariketta. 

• Hoidetuille nurmialueille varisevat lehdet kannattaa silputa paikoilleen tai siirtää lähellä 

oleville puustoisille alueille. 

2.5. Vanhat jalot lehtipuut 

Vanhat jalot lehtipuut ovat tärkeitä elinympäristöjä erityisesti kahdelle lajirikkaalle eliöryhmälle: 

ontoissa puissa, laho-onkaloissa ja muissa elävien puiden kuolleissa osissa eläville lajeille sekä 

runkopinnoilla kasvaville jäkälälajeille. 

Vanhoihin puihin kehittyy paljon sellaisia pienelinympäristöjä eli mikrohabitaatteja, jotka nuo-

rista hyväkasvuisista puista puuttuvat (Kuva 8). Tällaisia pienelinympäristöjä ovat mm. rungossa 

olevat laho-onkalot, kuolevat ja kuolleet haarat ja järeät oksat, kuorivauriot ja korot, tikankolot, 

mahlavuodot ja lahottajasienten itiöemät (Siitonen 2012, Larrieu ym. 2018). Kaikissa näissä elää 

juuri kyseiseen pienelinympäristöön erikoistuneita lajeja. Näiden pienelinympäristöjen eli mik-

rohabitaattien määrä kasvaa puiden vanhetessa (Siitonen 2012, Keto-Tokoi ja Siitonen 2021). 

Vanhoissa jaloissa lehtipuissa elävää saproksyylilajistoa eli vioittuneella tai lahoavalla puulla 

elävää lajistoa ei ole tutkittu erityisesti golfkentillä missään Pohjoismaissa. On kuitenkin selvää, 

että kaupunkipuistojen ja kartanopuistojen lajistoa koskevien tutkimusten tulokset ovat sovel-

lettavissa myös niihin golfkenttiin, joilla tällaista puustoa esiintyy. Järeitä jaloja lehtipuita tiede-

tään olevan 17 golfkentällä, mikä on 8 % kentistä (Taulukko 2). Todennäköisesti jaloja lehtipuita 

on istutettu muillekin kentille, mutta koska valtaosa kentistä on perustettu vasta 1990-luvun 

alun jälkeen, istutetut puut ovat vielä niin nuoria, että niihin ei ole ehtinyt kehittyä mikrohabi-

taatteja. Lajiston kannalta arvokkaimpia vanhoja puita esiintyy sellaisilla kentillä, joihin kuuluu 

vanhoja kartanopuistoja, puukujanteita tai vastaavia kulttuuriympäristöjä. Jaloja lehtipuita voi 

esiintyä yksittäispuina tai puuryhminä myös golfkenttien metsäisissä osissa. 

Saproksyylilajiston kannalta erityisen tärkeä pienelinympäristö ovat ontot puut ja niiden onka-

loiden pohjalle kertyvä lahoava puupurusta ja karikkeista muodostuva mulmi. Ruotsalaisessa 

tutkimuksessa alle prosentissa korkeintaan satavuotiaista tammista oli onkaloita, 200–300-vuo-

tiaista puista puolet oli onttoja ja yli 400-vuotiaat tammet olivat kaikki onttoja (Ranius ym. 

2009). Vaahteroihin ja puistolehmuksiin (Tilia × vulgaris) laho-onkaloita voi kehittyä jo alle 100-

vuotiaina. Helsingin puistopuita koskevassa tutkimuksessa noin 1300 mitatusta, rinnankorkeus-

läpimitaltaan vähintään 30-senttisestä jalosta lehtipuusta noin kuudella prosentilla oli ontto 

runko ja lisäksi noin yhdeksällä prosentilla rungossa oli pienempi onkalo (Peuhu ja Siitonen 



 

23 

 

2011). Puiden onttoutumiseen vaikutti puulajin lisäksi puun läpimitta sekä ympäristön avoi-

muus. Vaahteroissa ja lehmuksissa onkaloita esiintyi enemmän kuin tammissa, jalavissa ja saar-

nissa, ja järeissä puissa enemmän kuin ohuissa, ja avoimilla paikoilla kasvavissa puissa enem-

män kuin varjossa kasvavissa puissa (Kymäläinen 2011). 

 

 

 

 

 

 

Kuva 8. Pienelinympäristöjä eli mik-

rohabitaatteja vanhassa tammessa 

(Siitonen 2012). Kaikissa mikrohabi-

taateissa elää niihin erikoistunutta 

lahopuulajistoa eli saproksyylejä. A 

= kuollut haara, B = tikankoloja, C = 

kuolleita oksia, D = oksaonkalo, E = 

rikkikäävän itiöemiä, F = runko-on-

kalo, G = järeä pudonnut oksa, H = 

tyvionkalo, I = kuoreton koro, J = 

mahlavuoto, K = kuollut juuri maan 

alla. 

Lehtipuiden laho-onkalot ja puiden onttotutumisen aiheuttavat sydänpuuta lahottavat sienet. 

Rungon sydänpuu on kuollutta solukkoa, johon sydänpuun lahottajat pääsevät leviämään tyy-

pillisesti oksan repeämien tai muiden runkovaurioiden kautta. Kaikilla jaloilla lehtipuilla esiintyy 

paljolti samaa lahottajasienilajistoa, mutta erityisesti tammella on myös omaa lajistoaan (Nie-

melä ym. 2012, Niemelä 2016). Tammella sydänpuun lahoa aiheuttaa tyypillisesti rikkikääpä 

(Laetiporus sulphureus). Jalavissa ja saarnissa tavallinen laji on suomukääpä (Polyporus 

squamosus), joka voi kasvaa myös lehmuksella ja vaahteralla. Onttojen lehmusten pääasiallinen 

lahottaja on lattakääpä (Ganoderma lipsiense), joka voi esiintyä monilla muillakin lehtipuula-

jeilla. Vaahteralla vaahterankääpä (Oxyporus populinus) sekä kääpäorakas (Climacodon sep-

tentrionalis) ovat puistopuilla hyvin tavallisia lahottajia, joiden itiöt leviävät puuhun tyypillisesti 

rungon haaraan syntyvän repeämän kautta. Jaloilla lehtipuilla puistoissa esiintyy myös harvi-

naisia ja uhanalaisia lahottajasieniä, kuten silmälläpidettävä, pääasiassa jalavilla kasvava mehi-

kääpä (Aurantiporus fissilis) sekä vaahteralla, jalavilla ja saarnella kasvava silmälläpidettävä kar-

tanokääpä (Spongipellis spumeus). Pelkästään vanhoilla tammilla kasvavat silmälläpidettävät 

tammenkääpä (Phellinus robustus) sekä tummanpunainen, kielimäinen ja limainen häränkieli 

(Fistulina hepatica). 

Näiden ja muiden lahottajasienten aikaan saamissa laho-onkaloissa elää suuri joukko selkäran-

gattomia lajeja, joista lajimääräisesti suurimpia ryhmiä ovat kovakuoriaiset, kaksisiipiset sekä 

pistiäiset (Siitonen 2012). Tutkimuksessa, jossa selvitettiin ontoissa puissa Helsingin ja Vantaan 

kartanopuistoissa esiintyvää kovakuoriaislajistoa, kolmesta puistosta ja viidestätoista puusta 

tavattiin yhteensä 131 lahoavalla puulla elävää kovakuoriaislajia (Peuhu ym. 2019). Lajistoon 



 

24 

 

kuului myös useita harvinaisia, lajeja, kuten aiemmin silmälläpidettäviksi luokitellut kyr-

mysepikkä (Eucnemis zaitzevi), lehtoliskokuntikas (Quedius microps) ja ontonsalasyöjä (Crypto-

phagus fuscicornis) sekä edelleen silmälläpidettäväksi luokiteltu rikkikääpäpimikkä (Eledona ag-

ricola). Kaikki Helsingin kartanopuistoista tavatut lajit voivat todennäköisesti esiintyä myös 

golfkenttien ontoissa puissa. 

Suomessa kaikkein monimuotoisin onttojen puiden lajisto, johon kuuluu myös eniten uhan-

alaisia lajeja, tavataan Turun Ruissalosta (Karhu ym. 1995). Onttojen tammien uhanalaisia sel-

kärangattomia ovat mm. vaarantunut, EU:n luontodirektiivin tiukasti suojelema erakkokuoriai-

nen (Osmoderma barnabita), jota Suomessa tavataan vain Turun Ruissalosta ja sen lähiympä-

ristön tammimetsistä (Landvik ym. 2016), sekä silmälläpidettävät hartosienipimikkä (Myce-

tochara humeralis) ja lahopimikkä (Pentaphyllus testaceus). Erakkokuoriaista on tavattu myös 

Aura Golfin kentän alueen puista (Landvik 2000, Laji.fi 2023), joissa periaatteessa voi esiintyä 

kaikkia muitakin Ruissalosta tavattuja uhanalaisia lajeja. 

Onttojen puiden kovakuoriaislajit viihtyvät usein paremmin avoimessa ympäristössä olevissa 

puissa kuin sulkeutuneessa metsässä olevissa puissa (Ranius ja Jansson 2000, Koch Widenberg 

ym. 2012). Tämä johtuu todennäköisesti siitä, että avoimessa ympäristössä olevien puiden on-

kaloiden lämpötila on korkeampi, mikä johtaa selkärangattomilla lajeilla nopeampaan toukka-

kehitykseen. 

Vanhojen puiden onkaloita voivat käyttää pesimiseen useat kolopesijälinnut ja lepopaikkanaan 

useat lepakkolajit. Kolopesijöistä Helsingin Talin golfkentällä ovat pesineet säännöllisesti kot-

tarainen, uuttukyyhky, lehtopöllö ja silmälläpidettävä käenpiika (Talin luontoikkuna 2023). Kot-

tarainen esiintyy myös Espoon Bodominjärven Master Golfin pesimälajistossa runsaana (Kiema 

2022). Kaikki edellä mainitut kolopesijälajit suosivat avoimia, harvapuustoisia lehtimetsiä, joissa 

on aukeita alueita, joten golfkentät lähiympäristöineen ovat näille lajeille suotuisia elinympä-

ristöjä. 

Suomen 13 lepakkolajista (Laji.fi 2023) esimerkiksi Ruissalossa on tavattu peräti yhdeksän lajia 

(Ruissaloinfo 2023). Myös useimmille lepakoille suotuisia elinympäristöjä ovat vanhat lehtipuu-

valtaiset metsät, joissa on aukeita alueita tai jotka rajoittuvat vesistöihin. Lepakoita on golfken-

tillä tiettävästi kartoitettu vain Hirsalassa, jossa havaittiin vesisiippa ja pohjanlepakko (Kylliäinen 

2019). Voidaan kuitenkin olettaa, että golfkentät lähiympäristöineen ovat useimmille lepakko-

lajeillemme potentiaalisia elinympäristöjä. 

Vanhojen jalojen lehtipuiden rungoilla kasvaa hyvin monilajinen ja omintakeinen jäkälälajisto. 

Tähän kuuluu monia meillä levinneisyydeltään eteläisiä ja harvinaisia lajeja (Vitikainen 2009, 

Stenroos ym. 2011). 

MITEN VANHOIHIN, JALOIHIN LEHTIPUIHIN LIITTYVÄÄ MONIMUOTOISUUTTA VOI LI-

SÄTÄ 

• Istuta golfkentälle jaloja lehtipuita. 

• Anna vanhojen, jalojen lehtipuiden jatkaa kasvuaan, vaikka niissä esiintyy lahoa tai kääpiä. 

Huolehdi kuitenkin golfkentän käyttäjien turvallisuudesta. 

• Vanhojen jalopuiden kovakuoriaislajisto monipuolistuu, kun puiden ympärillä on avointa 

aluetta. 

 



 

25 

 

3. Hiilensidonta 

Golfkentillä pitäisi pyrkiä siihen, että sieltä ei vapaudu enempää hiiltä kuin sinne sitoutuu. Edellä 

esitetyt monimuotoisuutta edistävät toimenpiteet näyttävät lisäävän myös hiilensidontaa golf-

kentillä.  

Golfkentillä hiiltä sitoutuu kasvillisuuden yhteyttämisen seurauksena, mutta sitä myös vapautuu 

ilmakehään nurmialueita hoidettaessa, kun käytetään erilaisia laitteita ja kemikaaleja, kuten lan-

noitteita (Bartlett ja James 2011). 

Intensiivisimmän hoidon alueet vapauttavat hiiltä ilmakehän enemmän kuin ne pystyvät sito-

maan (Bartlett ja James 2011, Kuva 9). Englantilaisen tutkimuksen mukaan suurimmat hiilipääs-

töt syntyvät nurmialueiden leikkuusta, typpilannoitteiden käytöstä ja kastelusta (Mark ym. 

2011). Eniten päästöjä tulee voimakkaimmin hoidetuista tiiausalueista ja viheriöistä, kun taas 

väylistä ja karheikoista vähemmän. Merkittävä osuus golfkentän hiilipäästöistä muodostuu typ-

pilannoitteiden käytöstä. Nurmialueiden hoitoon olisikin kiinnitettävä erityisesti huomiota (Pet-

rosillo ym. 2019). 

 

 Hiilipäästöt Hiilen sidonta 

Viheriöt   

Tiiausalueet   

Väylät   

Karheikot   

Puut   

Muut (pensaikot, kanervat ym.)   

Kuva 9. Golfkenttien hoidetut nurmialueet vapauttavat enemmän hiiltä ilmakehään kuin vä-

hemmän hoidetut metsät ja pensaikot (mitä tummempi punainen väri, sitä suuremmat päästöt). 

Luontaisen maahengityksen lisäksi nurmikoiden lannoituksesta, kastelusta, leikkaamisesta, il-

mastuksesta ja kasvinsuojeluaineiden käytöstä syntyy hiilidioksidipäästöjä. Metsät sitovat 

enemmän hiiltä kuin hoidetut nurmikot (mitä tummempi vihreä väri, sitä parempi hiilen sidonta). 

Kuva perustuu julkaisun Mark ym. (2011) tietoihin 

 

Englannissa tehdyn tutkimuksen mukaan golfkenttien kaikkein hoidetuimmilla alueilla on vä-

hiten maaperän mikrobistoon sitoutunutta hiiltä (Bartlett ym. 2008), mikä johtunee siitä, että 

maaperäsienien runsaus ja monimuotoisuus on kaikkein vähintä golfkenttien hoidetuimmilla 

alueilla (Allan-Perkins ym. 2019). Mikrobien sitoman hiilen määrä oli kaksi kertaa suurempi väy-

lillä ja karheikoilla kuin tiiausalueilla ja viheriöillä (Bartlett ym. 2008). Mikrobien sitomaa hiiltä 

löytyi selvästi enemmän 0-75 mm syvyydeltä kuin syvemmältä maaperästä. Tässä maakerrok-

sessa on runsaasti juuria ja sinne kertyy leikattava nurmikarike. Samasta syystä mikrobeja on 

runsaasti, mikä puolestaan tarjoaa ravintoa muille eliöille. Suomalaisissa kaupunkipuistoissa 

tehdyn tutkimuksen mukaan maaperän bakteerilajiston monimuotoisuus lisääntyi maaperän 

hiilen määrän lisääntyessä (Hui ym. 2017b). 



 

26 

 

Puut sitovat huomattavasti enemmän hiiltä kuin hoidetut nurmialueet, ja enemmän kuin niistä 

vapautuu hiiltä ilmakehään (Bartlett ja James 2011). Puustoisen alueen määrällä onkin suuri 

merkitys koko golfkentän hiilipäästöjen kannalta (Mark ym. 2011). Mitä enemmän puita golf-

kentän alueella on, sitä pienemmäksi muodostuvat koko kentän hiilipäästöt. Golfkentän koko, 

muoto ja kasvillisuuden rakenne (minkä verran on puita ja vähemmän hoidettuja alueita kuin 

viheriöt ja tiiausalueet) vaikuttavatkin huomattavasti siihen, sitoutuuko golfkentälle enemmän 

hiiltä kuin sieltä vapautuu ilmakehään (Bartlett ja James 2011). 

 

MITEN GOLFKENTÄN HIILEN SIDONTAA VOI LISÄTÄ 

• Vähennä nurmialueiden hoitoa siellä missä sen pystyy tekemään. 

• Vähennä lannoitteiden käyttöä. Erityisesti typpilannoitteiden käyttö voi olla merkittävä hii-

len lähde. 

• Jätä leikkuujätteet maahan. 

• Suosi puita ja anna metsän kasvaa. 

• Istuta lisää puita. 

• Lisää nurmialueiden ulkopuolella olevien alueiden määrää. Erityisesti niillä on mahdollista 

lisätä hiilen sidontaa. 

 

  



 

27 

 

Kirjallisuus 

Ahola M, Havumäki M (2008). Purokunnostusopas – Käsikirja metsäpurojen kunnostajille. Pohjois-Poh-

janmaan ympäristökeskus ja Kainuun ympäristökeskus. 

Allan-Perkins E, Manter DK, Jung G (2019): Soil microbial communities on roughs, fairways, and putting 

greens of cool-season golf courses. Crop Science 59: 1753-1767. 

Ampoorter E, Baeten L, Koricheva J, Vanhellemont M, Verheyen K (2014). Do diverse overstoreys in-

duce diverse understoreys? Lessons learnt from an experimental–observational platform in Fin-

land. Forest Ecology and Management 318: 206-215. 

Andersson J, Domingo Gómez E, Michon S, Roberge JM (2018). Tree cavity densities and characteristics 

in managed and unmanaged Swedish boreal forest. Scandinavian Journal of Forest Research 

33(3): 233-244. 

Bartlett MD, James IT (2011). Are golf courses a source or sink of atmospheric carbon dioxide? A mod-

elling approach. Proceedings of the Institution of Mechanical Engineers, Part P-Journal of 

Sports Engineering and Technology 225: 75-83. 

Bartlett MD, James IT, Harris JA, Ritz K (2008). Size and phenotypic structure of microbial communities 

within soil profiles in relation to different playing areas on a UK golf course. European Journal 

of Soil Science 59: 835-841. 

Basile M, Asbeck T, Jonker M, Knuff AK, Bauhus J, Braunisch V, Storch I (2020). What do tree-related 

microhabitats tell us about the abundance of forest-dwelling bats, birds, and insects? Journal 

of Environmental Management 264: 110401. 

Brüchner-Hüttemann H, Ptatscheck C, Traunspurger W (2019). Unicellular organisms in benthic habi-

tats on different substrates in a first-order stream and their contribution to secondary produc-

tion. Aquatic Microbial Ecology 83(1): 49-63. 

Colding J, Folke C (2009). The role of golf courses in biodiversity conservation and ecosystem manage-

ment. Ecosystems 12: 191-206. 

Colding J, Lundberg J, Lundberg S, Andersson E (2009). Golf courses and wetland fauna. Ecological Ap-

plications 19(6): 1481-1491. 

Dixneuf C, Peiris P, Nummi P, Sundell J (2021). Vernal pools enhance local vertebrate activity and diver-

sity in a boreal landscape. Global Ecology and Conservation 31: e01858. 

Haas K, Köhler U, Diehl S, Köhler P, Dietrich S, Holler S, ..., Vilsmeier J (2007). Influence of fish on habitat 

choice of water birds: a whole system experiment. Ecology 88(11): 2915-2925. 

Hamberg L, Lehvävirta S, Kotze DJ (2009). Forest edge structure as a shaping factor of understorey 

vegetation in urban forests in Finland. Forest Ecology and Management 257(2): 712-722. 

Hassall C, Hollinshead J, Hull A (2011). Environmental correlates of plant and invertebrate species rich-

ness in ponds. Biodiversity and Conservation 20: 3189-3222. 

Hax CL, Golladay SW (1993). Macroinvertebrate colonization and biofilm development on leaves and 

wood in a boreal river. Freshwater biology 29(1): 79-87. 

Heliölä J, Koivula M, Niemelä J (2001). Distribution of carabid beetles (Coleoptera, Carabidae) across a 

boreal forest–clearcut ecotone. Conservation biology 15(2): 370-377. 

Horváth R, Magura T, Péter G, Tóthmérész B (2002). Edge effect on weevils and spiders. Web Ecology 

3(1): 43-47. 

Hui N, Liu X, Kotze DJ, Jumpponen A, Francini G, Setälä H (2017a). Ectomycorrhizal fungal communities 

in urban parks are similar to those in natural forests but shaped by vegetation and park age. 

Applied and Environmental Microbiology 83(23): e01797-17. 

Hui N, Jumpponen A, Francini G, Kotze DJ, Liu X, Romantschuk M, Strömmer R, Setälä H (2017b). Soil 

microbial communities are shaped by vegetation type and park age in cities under cold cli-

mate. Environmental Microbiology 19(3): 1281-1295. 

Huuskonen S, Domisch T, Finér L, Hantula J, Hynynen J, Matala J, …, Viiri H (2021): What is the potential 

for replacing monocultures with mixedspecies stands to enhance ecosystem services in boreal 

forests in Fennoscandia? Forest Ecology and Management 479: 118558. 



 

28 

 

Hämäläinen A, Runnel K, Mikusiński G, Himelbrant D, Fenton NJ, Lõhmus P (2023). Living trees and bio-

diversity. In boreal forests in the face of climate change: Sustainable Management (pp. 145-

166). Cham: Springer International Publishing. 

Jonsell M, Nittérus K, Stighäll K (2004). Saproxylic beetles in natural and man-made deciduous high 

stumps retained for conservation. Biological conservation 118(2): 163-173. 

Jonsson M, Burrows RM, Lidman J, Fältström E, Laudon H, Sponseller RA (2017). Land use influences 

macroinvertebrate community composition in boreal headwaters through altered stream con-

ditions. Ambio 46: 311-323. 

Junninen K, Penttilä R, Martikainen P (2007). Fallen retention aspen trees on clear-cuts can be im-

portant habitats for red-listed polypores: a case study in Finland. Biodiversity and Conservation 

16: 475-490. 

Juutilainen K, Halme P, Kotiranta H, Mönkkönen M (2011). Size matters in studies of dead wood and 

wood-inhabiting fungi. Fungal Ecology 4: 342-349. 

Kaila L, Martikainen P, Punttila P (1997). Dead trees left in clear-cuts benefit saproxylic Coleoptera 

adapted to natural disturbances in boreal forest. Biodiversity & Conservation 6: 1-18. 

Karhu K, Rassi P, Rutanen I (1995). Threatened insects of Ruissalo. Entomologica Fennica 6: 123-125. 

Keto-Tokoi P, Siitonen J (2021). Puiden asukkaat. Suomen puiden seuralaislajit. Gaudeamus, Helsinki. 

495 s. 

Kiema S (2022). Pesimälinnustoselvitys 2022 Master Golf Course Oy. Luonto- ja viherkonsultti Sami 

Kiema. 21 s. https://mastergolf.fi/wp-content/uploads/2023/01/Pesimalinnustoselvitys-Master-

Golf-Course-Oy-2022.pdf 

Klein J, Thor G, Low M, Sjögren J, Lindberg E, Eggers S (2020): What is good for birds is not always 

good for lichens: Interactions between forest structure and species richness in managed boreal 

forests. Forest Ecology and Management 473: 118327. 

Koivula M, Punttila P, Haila Y, Niemelä J (1999). Leaf litter and the small‐scale distribution of carabid 

beetles (Coleoptera, Carabidae) in the boreal forest. Ecography 22(4): 424-435. 

Koivula M, Virta T, Kuitunen M, Vallius E (2019). Effects of undergrowth removal and edge proximity on 

ground beetles and vascular plants in urban boreal forests. Journal of Urban Ecology 5(1): 

juz007. 

Koch Widenberg M, Ranius T, Drobyshev I, Nilsson U, Lindbladh M (2012). Increased openness around 

retained oaks increases species richness of saproxylic beetles. Biodiversity and Conservation 21: 

3035-3059. 

Koljonen S, Louhi P, Mäki-Petäys A, Huusko A, Muotka T (2012). Quantifying the effects of in-stream 

habitat structure and discharge on leaf retention: implications for stream restoration. Freshwa-

ter Science 31(4): 1121-1130. 

Korboulewsky N, Perez G, Chauvat M (2016). How tree diversity affects soil fauna diversity: a review. 

Soil Biology and Biochemistry 94: 94-106. 

Korhonen A, Jauni M, Hamberg L (2022). Luonnon monimuotoisuus ulkoilumetsissä. Teoksessa: Ham-

berg L & Korhonen A, Ulkoilumetsät – suunnittelu, hoito ja käyttö. s. 65-77. 

Kraus D, Bütler R, Krumm F, Lachat T, Larrieu L, Mergner U, …, Winter S (2016). Catalogue of tree micro-

habitats – Reference field list. Integrate+Technical Paper 13. 16 p. https://informar.eu/tree-mic-

rohabitats 

Kylliäinen M (2019). Monimuotoisuuden kartoitus ja edistäminen Hirsalan golfkentällä. Pro gradu – tut-

kielma, Bio- ja ympäristötieteellinen tiedekunta, Helsingin yliopisto. 51 s. ja 10 liitettä. 

Kymäläinen M (2011). Monimuotoisuudelle arvokkaat ontot puut kaupunkialueilla – onttojen runkojen 

esiintymistodennäköisyyteen vaikuttavat tekijät. Metsänhoitotieteen pro gradu -tutkielma. Hel-

singin yliopisto, Metsätieteiden laitos. https://helda.helsinki.fi/bitstream/han-

dle/10138/28160/Maija%20Kym%C3%A4l%C3%A4inen.pdf 

Kõrkjas M, Remm L, Lõhmus A (2021a). Development rates and persistence of the microhabitats initi-

ated by disease and injuries in live trees: A review. Forest Ecology and Management 482: 

118833. 

https://mastergolf.fi/wp-content/uploads/2023/01/Pesimalinnustoselvitys-Master-Golf-Course-Oy-2022.pdf
https://mastergolf.fi/wp-content/uploads/2023/01/Pesimalinnustoselvitys-Master-Golf-Course-Oy-2022.pdf
https://informar.eu/tree-microhabitats
https://informar.eu/tree-microhabitats
https://helda.helsinki.fi/bitstream/handle/10138/28160/Maija%20Kym%C3%A4l%C3%A4inen.pdf
https://helda.helsinki.fi/bitstream/handle/10138/28160/Maija%20Kym%C3%A4l%C3%A4inen.pdf


 

29 

 

Kõrkjas M, Remm L, Lõhmus A (2021b). Tree-related microhabitats on live Populus tremula and Picea 

abies in relation to tree age, diameter, and stand factors in Estonia. European Journal of Forest 

Research 140(5): 1227-1241. 

Laji.fi (2023). Suomen Lajitietokeskus. (Tiedot haettu 31.3.2023) 

Landvik M (2000). Erakkokuoriaisen (Osmoderma eremita) suojelusuunnitelma. Lounais-Suomen ympä-

ristökeskuksen moniste 18/2000, 24 + 60 s. 

Landvik M, Niemelä P, Roslin T (2016). Opportunistic habitat use by Osmoderma barnabita (Coleoptera: 

Scarabaeidae), a saproxylic beetle dependent on tree cavities. Insect Conservation and Diversity 

9: 38-48. 

Lariviere D, Holmström E, Petersson L, Djupström L, Weslien J (2023). Ten years after: Release cutting 

around old oaks still affects oak vitality and saproxylic beetles in a Norway spruce stand. Agri-

cultural and Forest Entomology: 1-11. 

Larrieu L, Paillet Y, Winter S, Bütler R, Kraus D, Krumm F, …, Vandekerkhove K (2018). Tree related mi-

crohabitats in temperate and Mediterranean European forests: A hierarchical typology for in-

ventory standardization. Ecological Indicators 84: 194-207. 

Liao W (2022). Aquatic invertebrates in the five ponds of Hirsala Golf. University of Helsinki, Ecosystems 

and Environment Research Programme. 

Liao W, Venn S, Niemelä J (2020). Environmental determinants of diving beetle assemblages (Coleop-

tera: Dytiscidae) in an urban landscape. Biodiversity and Conservation 29(7): 2343-2359. 

Liao W, Venn S, Niemelä J (2023). Microhabitats with emergent plants counterbalance the negative ef-

fects of fish presence on diving beetle (Coleoptera: Dytiscidae) diversity in urban ponds. Global 

Ecology and Conservation 41: e02361. 

Lindhe A, Lindelöw Å (2004). Cut high stumps of spruce, birch, aspen and oak as breeding substrates 

for saproxylic beetles. Forest Ecology and Management 203(1-3): 1-20. 

Lindhe A, Lindelöw Å, Åsenblad N (2005). Saproxylic beetles in standing dead wood density in relation 

to substrate sun-exposure and diameter. Biodiversity & Conservation 14: 3033-3053. 

Magura T (2002). Carabids and forest edge: spatial pattern and edge effect. Forest Ecology and man-

agement 157(1-3): 23-37. 

Magura T (2017). Ignoring functional and phylogenetic features masks the edge influence on ground 

beetle diversity across forest-grassland gradient. Forest Ecology and Management 384: 371-

377. 

Magura T, Tóthmérész B, Molnár T (2001). Forest edge and diversity: carabids along forest-grassland 

transects. Biodiversity & Conservation 10: 287-300. 

Magura T, Lövei GL, Tóthmérész B (2017). Edge responses are different in edges under natural versus 

anthropogenic influence: a meta‐analysis using ground beetles. Ecology and evolution 7(3): 

1009-1017. 

Maher-Hasselquist M, Kuglerova L, Sjögren J, Hjältén J, Ring E, Sponseller RA, …, Laudon H (2021): 

Moving towards multi-layered, mixed-species forests in riparian buffers will enhance their 

long-term function in boreal landscapes. Forest Ecology and Management 493: 119254. 

Mark D, Bartlett MD, James IT (2011). A model of greenhouse gas emissions from the management of 

turf on two golf courses. Science of the Total Environment 409: 5137-5147. 

Martikainen P (2001). Conservation of threatened saproxylic beetles: significance of retained aspen 

Populus tremula on clearcut areas. Ecological Bulletins 49: 205-218. 

Melin M, Hinsley SA, Broughton RK, Bellamy P, Hill RA (2018). Living on the edge: utilising lidar data to 

assess the importance of vegetation structure for avian diversity in fragmented woodlands and 

their edges. Landscape Ecology 33: 895-910. 

McKinney ML (2002). Urbanisation, biodiversity & conservation. Bioscience 52: 883-890. 

Niemelä J, Haila Y, Punttila P (1996). The importance of small‐scale heterogeneity in boreal forests: var-

iation in diversity in forest‐floor invertebrates across the succession gradient. Ecography 19(3): 

352-368. 

Niemelä J, Koivula M, Kotze DJ (2007). The effects of forestry on carabid beetles (Coleoptera: Cara-

bidae) in boreal forests. Journal of Insect Conservation 11: 5-18. 

Niemelä T (2016). Suomen käävät. Norrlinia 31: 1-430. 



 

30 

 

Niemelä T, Terho M, Kiema S (2012). Sienet ja laho Helsingin puistoissa. Helsingin kaupungin rakennus-

viraston julkaisut 2012:8, 74 s. https://www.hel.fi/static/hkr/julkaisut/2012/sienetjalaho_net.pdf 

Nieminen J (2020). Kaupunkien lahopuuopas - Lahopuun vaaliminen rakennetuilla viheralueilla. Viher-

ympäristöliiton julkaisu nro 69. 

Nooten SS, Schultheiss P, Wright J, Macdonald C, Singh BK, Cook JM, Power SA (2018). What shapes 

plant and animal diversity on urban golf courses? Urban Ecosystems 21: 565-576. 

Noreika N, Kotze DJ (2012). Forest edge contrasts have a predictable effect on the spatial distribution 

of carabid beetles in urban forests. Journal of Insect Conservation 16: 867-881. 

Oertli B, Parris KM (2019). Review: Toward management of urban ponds for freshwater biodiversity. 

Ecosphere 10 (7): e02810. 

Paillet Y, Bergès L, Hjältén J, Ódor P, Avon C, Bernhardt‐Römermann M, ..., Virtanen R (2010). Biodiver-

sity differences between managed and unmanaged forests: Meta‐analysis of species richness in 

Europe. Conservation biology 24(1): 101-112. 

Paillet Y, Archaux F, Du Puy S, Bouget C, Boulanger V, Debaive N, ..., Guilbert E (2018). The indicator 

side of tree microhabitats: A multi‐taxon approach based on bats, birds and saproxylic beetles. 

Journal of Applied Ecology 55(5): 2147-2159. 

Parker KA, Springall BT, Garshong RA, Malachi AN, Dorn LE, Costa-Terryll A, ..., Kalcounis-Rueppell MC 

(2019). Rapid increases in bat activity and diversity after wetland construction in an urban eco-

system. Wetlands, 39, 717-727. 

Petrosillo I, Valente D, Pasimeni MR, Aretano R, Semeraro T, Zurlini G (2019). Can a golf course support 

biodiversity and ecosystem services? The landscape context matter. Landscape Ecology 34: 

2213-2228. 

Peuhu E, Siitonen J (2011). Ontot puistopuut ovat merkittävä elinympäristö monimuotoiselle lahopuu-

eliöstölle. Metsätieteen aikakauskirja 1/2011: 63-67. 

Peuhu E, Thomssen P-M, Siitonen J (2019). Comparison of three trap types in sampling saproxylic bee-

tles living in hollow urban trees. Journal of Insect Conservation 23: 75-87. 

Pornaro C, Macolino S, De Luca A, Sallenave R, Leinauer B (2018). Plant species diversity of naturalized 

roughs as affected by conversion strategies. Agronomy Journal 10:1709–1717. 

Puustinen M, Koskiaho J, Gran V, Jormola J, Maijala T, Mikkola-Roos M, …, Sammalkorpi I (2001). Maa-

talouden vesiensuojelukosteikot. VESIKOT-projektin loppuraportti. - Suomen ympäristö 499. 61 

s. 

Ranius T, Jansson N (2000). The influence of forest regrowth, original canopy cover and tree size on 

saproxylic beetles associated with old oaks. Biological Conservation 95: 85-94. 

Ranius T, Niklasson M, Berg N (2009). Development of tree hollows in pedunculate oak (Quercus ro-

bur). Forest Ecology and Management 257: 303-310. 

Ranius T, Martikainen P, Kouki J (2011). Colonisation of ephemeral forest habitats by specialised spe-

cies: beetles and bugs associated with recently dead aspen wood. Biodiversity and Conserva-

tion 20: 2903-2915. 

Rasmont P, Pauly A, Terzo M, Patiny S, Michez D, Iserbyt S, Barbier Y, Haubruge E (2005). The survey of 

wild bees (Hymenoptera, Apoidea) in Belgium and France. FAO-Report pp. 1-18. 

Ruissaloinfo (2023). Ruissalon lepakot: Yöt pitenevät. https://www.ruissaloinfo.fi/ruissalon-lepakot-yot-

pitenevat/ (Tiedot haettu 31.3.2023) 

Saarikivi J, Herczeg G (2014). Do hole-nesting passerine birds fare well at artificial suburban forest 

edges? Annales Zoologici Fennici 51(6): 488-494. 

Saarikivi J, Knopp T, Granroth A, Merilä J (2013). The role of golf courses in maintaining genetic con-

nectivity between common frog (Rana temporaria) populations in an urban setting. Conserva-

tion Genetics 14: 1057-1064. 

Saarikivi J, Idström L, Venn S, Niemelä J, Kotze DJ (2010). Carabid beetle assemblages associated with 

urban golf courses in the greater Helsinki area. European Journal of Entomology 107: 553-561. 

Sammalkorpi I, Mikkola-Roos M, Lammi E (2005). Kalaston merkitys linnuille lintuvesissä ja vesiensuoje-

lukosteikoissa. - Linnut-vuosikirja 2004: 145-149. 

Saukkonen T, Valkonen S (2022). Ulkoilumetsien hoito. Julkaisussa: Hamberg L, Korhonen A, Ulkoilu-

metsät – suunnittelu, hoito ja käyttö, s. 125-159. 

https://www.hel.fi/static/hkr/julkaisut/2012/sienetjalaho_net.pdf
https://www.ruissaloinfo.fi/ruissalon-lepakot-yot-pitenevat/
https://www.ruissaloinfo.fi/ruissalon-lepakot-yot-pitenevat/


 

31 

 

Scheffer M, Hosper SH, Meijer ML, Moss B, Jeppesen E (1993). Alternative equilibria in shallow lakes. 

Trends in Ecology & Evolution 8(8): 275-279. 

Siitonen J (2001). Forest management, coarse woody debris and saproxylic organisms: Fennoscandian 

boreal forests as an example. Ecological Bulletins 49: 11-41. 

Siitonen J (2012). Microhabitats. Julkaisussa: Stokland J, Siitonen J, Jonsson BG, Biodiversity in dead 

wood. Luku 7, s. 150-182. Cambridge University Press, Cambridge. 

Siitonen J, Hamberg L (2012). Taajamametsien merkitys luontoarvojen turvaamisessa. Julkaisussa: Ham-

berg L, Löfström I, Häkkinen I, Taajamametsät – suunnittelu ja hoito, s. 34-43. 

Siitonen J, Kaila L, Kuusinen M, Martikainen P, Penttilä R, Punttila P, Rauh J (2001). Vanhojen talousmet-

sien ja luonnonmetsien rakenteen ja lajiston erot Etelä-Suomessa. Metsäntutkimuslaitoksen tie-

donantoja 812. 

Stenroos S, Ahti T, Lohtander K, Myllys L (toim.) 2011. Suomen jäkäläopas. Norrlinia 21: 1-534.  

Stokland JN, Siitonen J, Jonsson BG (2012). Biodiversity in dead wood. Cambridge university press. 

Sverdrup-Thygeson A, Ims RA (2002). The effect of forest clearcutting in Norway on the community of 

saproxylic beetles on aspen. Biological Conservation 106(3): 347-357. 

Talin luontoikkuna (2023). https://talinluontoikkuna.fi/ (Tiedot haettu 31.3.2023) 

Tanner RA, Gange AC (2005). Effects of golf courses on local biodiversity. Landscape and Urban Plan-

ning 71: 137-146. 

Tonteri T, Salemaa M, Rautio P, Hallikainen V, Korpela L, Merilä P (2016). Forest management regulates 

temporal change in the cover of boreal plant species. Forest Ecology and Management 381: 

115-124. 

Turunen J, Markkula J, Rajakallio M, Aroviita J (2019). Riparian forests mitigate harmful ecological ef-

fects of agricultural diffuse pollution in medium-sized streams. Science of the Total Environ-

ment 649: 495-503. 

Uotila A, Kouki J (2005). Understorey vegetation in spruce-dominated forests in eastern Finland and 

Russian Karelia: Successional patterns after anthropogenic and natural disturbances. Forest 

ecology and management 215(1-3): 113-137. 

Vatka E, Kangas K, Orell M, Lampila S, Nikula A, Nivala V (2014). Nest site selection of a primary hole‐

nesting passerine reveals means to developing sustainable forestry. Journal of Avian Biology 

45(2): 187-196. 

Vermonden K, Leuven RS, van der Velde G, van Katwijk MM, Roelofs JG, Hendriks AJ (2009). Urban 

drainage systems: An undervalued habitat for aquatic macroinvertebrates. Biological Conserva-

tion 142(5): 1105-1115. 

Vitikainen O (2009). Jalopuuympäristöjen epifyyttijäkälät. Julkaisussa: Leinonen R, From S (toim.)  Jalo-

puuympäristöjen hoito ja uhanalaiset lajit. Suomen ympäristö 41: 51-54. 

Vogel S, Gossner MM, Mergner U, Müller J, Thorn S (2020). Optimizing enrichment of deadwood for 

biodiversity by varying sun exposure and tree species: An experimental approach. Journal of 

Applied Ecology 57(10): 2075-2085. 

Watson CJ, Carignan-Guillemette L, Turcotte C, Maire V, Proulx R (2020). Ecological and economic ben-

efits of low-intensity urban lawn management. Journal of Applied Ecology 57: 436-446. 

Zedler PH (2003). Vernal pools and the concept of “isolated wetlands”. Wetlands 23(3): 597-607. 

 

 

https://talinluontoikkuna.fi/


 

 

Luonnonvarakeskus 

Latokartanonkaari 9 

00790 Helsinki 

puh. 029 532 6000