METSÄNTUTKIMUSLAITOKSEN TIEDONANTOJA 745, 199? Metsätalouden ympäristökuormitus Tutkimusohjelman väliraportti METSÄNTUTKIMUSLAITOKSEN TIEDONANTOJA 745, 1999 Metsätalouden ympäristökuormitus Seminaari Nurmeksessa 23.-24.9.1998. Tutkimusohjelman väliraportti Toimittaneet Erkki Ahti, Hilkka Granlund ja Essi Puranen VANTAAN TUTKIMUSKESKUS 2 Ahti, E., Granlund, H. ja Puranen, E. (toim). 1999. Metsätalouden ympäristökuormitus. Seminaari Nurmeksessa 23.-24.9.1998. Tutkimusohjelman väliraportti. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 745. 172 s. ISBN 951-40-1694-7, ISSN 0358-4283. Julkaisun artikkelit on pääosin kirjoitettu Nurmeksen tutkijaseminaarin alustusten pohjalta. Kirjoittajia on 35, joista Metsäntutkimuslaitokselta 12. Julkaisu sisältää 17 kirjoitusta, joista 12 koskettelee metsätalouden vesistökuormituksen ajankohtaisia aiheita yksittäisistä pikkupuroista vesistöaluemittakaavaan asti. Kahdessa artikkelissa käsitellään metsätalouden vaikutuksia metsämaassa, ja kolmessa kirjoituksessa korjuutöissä metsiin joutuvien öljyjen vaikutuksia metsäekosysteemin eri osissa. Metsätalouden aiheuttamien maasto- ja puustovaurioiden tutkimusta raportissa edustaa yksi kirjoitus. Keskeisiä metsätalouden toimenpiteitä ovat päätehakkuut ja kunnostusojitus. Avainsanat: ympäristö, vesistöt, metsätalous, kuormitus Julkaisija: Metsäntutkimuslaitos, YMP-tutkimusohjelma, Vantaan tutkimuskeskus Yhteystiedot : Erkki Ahti, Metsäntutkimuslaitos, Vantaan tutkimuskeskus, PL 18, 01301 Vantaa. Puh. 09-8570 5459, fax 09-8570 5569 Tilaukset'. Metsäntutkimuslaitos, Unioninkatu 40 A, 00170 Helsinki. Puh. 09-857051 fax 09-625308 Kansikuva: Samuli Joensuu Hakapaino Oy, Helsinki 1999 3 Ahti, E., Granlund, H., and Puranen, E. (eds.). 1999. Environmental load of forestry. Proceeding of a workshop in Nurmes, September 23 rd -24 th , 1998. (Text in Finnish only.) Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 745. 172 p. The Finnish Forest Research Institute. Research Papers 745. ISBN 951-40-1694-7, ISSN 0358-4283. The major part of the articles are based on the presentations of the Nurmes workshop, in which scientists participating in the research program "Environmental Load of Forestry" presented their latest, partly preliminary results. The total number of authors is 35, out of which 12 from the Finnish Forest Research Institute. Of the total number of 17 articles, 12 deal with the loading of surface waters by forestry, from small brooks to large watersheds. In two articles, the effects of forestry on soil element balances, and in three articles, the effects of discharged oils from forest machinery on the forest ecosystem are discussed. The research concerning mechanical damage of trees and soil which are caused in connection with final cuttings and harvesting operations is represented by one article. Final cuttings and maintenance of ditch networks on peatlands drained for forestry are the main forestry measures of interest. Key words', environment, surface waters, forestry, load Publisher: The Finnish Forest Research Institute Correspondence: Erkki Ahti, The Finnish Forest Research Institute, Vantaa Research Centre, P.O. Box 18, FIN-01301 Vantaa, Finland. Tel. +358 9 857051, fax +358 9 85705569. Distribution-. The Finnish Forest Research Institute, Unioninkatu 40 A, FIN-00170 Helsinki, Finland. Tel. +358 9 857 051, fax + 358 9 625 308 Cover photo: Samuli Joensuu 4 Kirjoittajien yhteystiedot Marketta Ahtiainen, Pohjois-Karjalan ympäristökeskus, PL 69, 80101 Joensuu Erkki Ahti, Metsäntutkimuslaitos, Vantaan tutkimuskeskus, PL 18, 01301 Vantaa Ludmila Dubrovina, Russian Academy of Sciences, Karelian Research Centre, Northern Water Problems Institute, Uritskogo 50, Petrozavodsk, Karelia, 185003 Russia Leena Finer, Metsäntutkimuslaitos, Joensuun tutkimusasema, PL 68, 80101 Joensuu Pertti Huttunen, Joensuun yliopisto, Biologian laitos, PL 111, 80101 Joensuu Hannu Ilvesniemi, Metsäekologian laitos, PL 24, 00014 Helsingin yliopisto Boris Ilyashuk, Russian Academy of Sciences, Kola Science Centre, Institute of North Industrial Ecology Problems, 14 Fersman Str., INEP, Apatity, Muurmansk Region, 184200 Russia Maija Jarva, Metsäntutkimuslaitos, Vantaan tutkimuskeskus, PL 18, 01301 Vantaa Samuli Joensuu, Metsätalouden kehittämiskeskus Tapio, Soidinkuja 4, 00700 Helsinki Kaarle Kenttämies, Suomen ympäristökeskus, PL 140, 00251 Helsinki Reetta Kolppanen, Metsäntutkimuslaitos, Kannuksen tutkimusasema, PL 44, 69101 Kannus Pirkko Kortelainen, Suomen ympäristökeskus, PL 140, 00251 Helsinki Jussi Kukkonen, Joensuun yliopisto, Biologian laitos, PL 111, 80101 Joensuu Toivo Kuokkanen, Simo Sarpola, Oulun yliopisto, Kemian laitos, PL 3000, 90401 Oulu Jukka Laine, Metsäekologian laitos, PL 24, 00014 Helsingin yliopisto Risto Lauhanen, Metsäntutkimuslaitos, Parkanon tutkimusasema, 39700 Parkano Ahti Lepistö, Suomen ympäristökeskus, PL 140, 00251 Helsinki Markku Lehtinen, Aarnivalkeantie 5 C 45, 02100 Espoo Petri Liljaniemi, Pohjois-Karjalan ympäristökeskus, PL 69, 80101 Joensuu Hannu Luotonen, Pohjois-Karjalan ympäristökeskus, PL 69, 80101 Joensuu Pertti Manninen, Etelä-Savon ympäristökeskus, Jääkärinkatu 14, 50100 Mikkeli Tuija Mattsson, Suomen ympäristökeskus, PL 140, 00251 Helsinki Minna Kivi-Mäenpää, Metsäntutkimuslaitos, 77600 Suonenjoki Mika Nieminen, Metsäntutkimuslaitos, Vantaan tutkimuskeskus, PL 18, 01301 Vantaa Tatjana Regerand, Russian Academy of Sciences, Karelian Research Centre, Northern Water Problems Institute, Uritskogo 50, Petrozavodsk, Karelia, 185003 Russia Tapani Sallantaus, Pirkanmaan ympäristökeskus, PL 297, 33101 Tampere Sari Saukkonen, Päijänne-luontokeskus, Tallukantie 1, 17200 Vääksy Matti Siren, Metsäntutkimuslaitos, Vantaan tutkimuskeskus, PL 18, 01301 Vantaa Olle Siren, Länsi-Suomen ympäristökeskus, Kokkolan toimipiste, Torikatu 40, 67100 Kokkola Sirkka Sutinen, Metsäntutkimuslaitos, 77600 Suonenjoki Niina Tanskanen, Metsäekologian laitos, PL 24, 00014 Helsingin yliopisto Harri Vasander, Metsäekologian laitos, PL 24, 00014 Helsingin yliopisto Oili Vilhunen, Karpalokuja 6, as. 17, 00940 Helsinki Martti Vuollekoski, Metsäntutkimuslaitos, Vantaan tutkimuskeskus, PL 18, 01301 Vantaa Kari-Matti Vuori, Pohjois-Karjalan ympäristökeskus, PL 69, 80101 Joensuu 5 Sisällysluettelo Esipuhe 7 Luonnonhuuhtouma metsävaluma-alueilta. Pirkko Kortelainen, Marketta Ahtiainen, Leena Finer, Tuija Mattsson, Tapani Sallantaus ja Sari Saukkonen 9 Maan muokkauksen vaikutus metsämaan kemiallisiin ominaisuuksiin. Niina Tanskanen ja Hannu Ilvesniemi 15 Ennakkotuloksia kangasmaan avohakkuun vaikutuksesta maan pintakerroksen läpi huuhtoutuviin ravinnemääriin. Sirpa Piirainen ja Leena Finer 23 Nurmestutkimus 20 vuotta metsätaloustoimenpiteiden pitkäaikaisvaikutukset kuuden pienen puron vesistökuormaan. Marketta Ahtiainen ja Pertti Huttunen 29 Metsätalouden aiheuttaman metalli- ja humuskuormituksen ekotoksikologiset vaikutukset Suomen ja Venäjän Karjalan vesistöissä: alustavia tuloksia maasto- ja laboratoriotutkimuksista. Kari-Matti Vuori, Ludmila Dubrovina, Tatjana Regerand, Petri Liljaniemi, Hannu Luotonen, Boris llyashuk, Olle Siren ja Jussi Kukkonen 39 Kunnostusojituksen vesiensuojelututkimus. Ensimmäisen vaiheen jatkotutkimukset ja toisen vaiheen kunnostus- ja täydennysojituksen vaikutukset valumaveden laatuun. Pertti Manninen 53 Vanhoilta metsäojitusalueilta valuvan veden kemialliset ominaisuudet. Samuli Joensuu, Erkki Ahti ja Martti Vuollekoski 63 Kunnostusojituksen vaikutus metsäojitusalueiden valumaveden kemiallisiin ominaisuuksiin. Erkki Ahti, Samuli Joensuu ja Martti Vuollekoski 79 Soita ennallistamalla puskurivyöhykkeitä metsätalouden vesistöhaittojen torjuntaan. Tapani Sallantaus, Jukka Laine ja Harri Vasander 91 Lannoitefosforin huuhtoutumiseen vaikuttavat tekijät ojitetuilla turvemailla: esimerkki fosforitaseesta kolme vuotta raakafosfaattilannoituksen jälkeen. Mika Nieminen ja Maija Jarva 101 Päätehakkuun ja maanmuokkauksen vaikutus valumaveden laatuun vanhoilla ojitusalueilla. Mika Nieminen 109 Metsätalouden fosfori- ja typpikuormitus vesistöihin vuosina 1977-1996 ja arvio kuormituksen kehittymisestä vuoteen 2005 erityisesti Oulujärven vesistöalueella. Kaarle Kenttämies ja Oili Vilhunen 115 Metsätalouden ja typpilaskeuman aiheuttama kuormitus vesiin valuma-alueilta vesistöaluemittakaavaan. Ahti Lepistö 127 Metsätyössä käytettävien öljyjen biohajoavuus. Risto Lauhanen, Reetta Kolppanen, Toivo Kuokkanen ja Simo Sarpola 139 Teräketjuöljyjen vaikutus maaperän sukkulamatoihin (Nematoda) ja änkyrimatoihin (Enchytraeidae). Markku Lehtinen, Risto Lauhanen ja Reetta Kolppanen 147 Ennakkotuloksia metsätyössä käytettävien öljyjen vaikutuksesta männyn ja hieskoivun taimien kasvuun, kuolemiseen sekä neulas- ja lehtivaurioihin. Risto Lauhanen, Sirkka Sutinen, Minna Mäenpää ja Reetta Kolppanen 153 Hakkuutyön jälki ja seurauskustannukset. Matti Siren 159 7 Esipuhe Metsätalouden toimenpiteet vaikuttavat pohjaveteen, vesistöihin ja maaperään. Keskeisimpiä ovat erilaiset vesistövaikutukset ja vaikutukset pohjavesiin. Kysymys on tällöin ainevirroista, jotka kuormittavat vesistöjä ja pohjavesiä. Vesistöjä kuormittava toimenpide suurentaa usein sekä valumaveden ainepitoisuuksia että valunnan määrää. Kuormittavista aineista ravinteet, erityisesti fosfori ja typpi, aiheuttavat vesistöjen rehevöitymistä. Lähes kaikki metsätalouden toimenpiteet, ts. erilaiset hakkuut (erityisesti päätehakkuut), hakkuisiin liittyvä puutavaran korjuu, metsän uudistamisen yhteydessä tehtävät maanpinnan käsittelyt, uudisojitus, kunnostusojitus, kulotus ja lannoitus aiheuttavat vesistöjen ravinnekuormitusta. Nämä toimenpiteet kuormittavat myös pohjavesiä. Vesistöjä kuormittavat metsätalouden toimenpiteet aiheuttavat lannoitusta lukuunottamatta myös joko metsämaan tai koko metsäekosysteemin köyhtymistä. Tällaisena toimenpiteenä on mainittava lisäksi kokopuunkorjuu. Metsätalouden merkitystä vesien kuormittajana on pidetty maatalouteen verrattuna pienenä. Metsätalouden ominaiskuormituksen, ts. kuormituksen metsätalousmaan hehtaaria kohti, on monissa tutkimuksissa laskettu olevan vain 1/10 esimerkiksi maatalouden vastaavista ominaiskuormitusluvuista. Metsätalouden pieni ominaiskuormitus maatalouteen nähden johtuu osittain siitä, että metsätalouden toimenpiteiden, esim. päätehakkuiden ja ojitusten, toteuttamisväli on kymmeniä vuosia, kun toiminta maataloudessa on jatkuvaa. Kun yksittäisen metsätalouden toimenpiteen, esimerkiksi avohakkuun, kuormitus lasketaan toimenpidepinta-alaa kohden ja esim. 5 vuoden jaksolle, metsätalouden merkitys vesistöjen kuormittajana korostuu. Sillä on suuri merkitys erityisesti latvavesissä, joiden muu kuormitus on vähäistä. On myös huomattava, että vaikka metsätalouden ominaiskuormitus olisikin vain kymmenesosa maatalouden ominaiskuormituksesta, metsätalouden maan pinta-ala on maatalousmaan pinta-alaan verrattuna kymmenkertainen, joten metsätalouden valtakunnallinen kuormitus saattaa olla samaa suuruusluokkaa kuin maatalouden. Maa- ja metsätalousministeriö ja ympäristöministeriö käynnistivät vuonna 1990 METVE-projektin (Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta), jonka tuloksista on raportoitu suomenkielisessä loppuraportissa v. 1995 sekä sen jälkeen kansainvälisissä julkaisusarjoissa. Monet METVE-projektin tutkimuksista ovat jatkuneet Metsäntutkimuslaitoksen koordinoimassa yhteistutkimusohjelmassa "Metsätalouden ympäristökuormitus" (YMP), joka päättyy v. 2000, ja jonka tuloksia raportoitiin 23.—24.9.1998 Nurmeksessa pidetyssä tutkijaseminaarissa. Tämä raportti perustuu pääosin Nurmeksen seminaarin alustuksiin ja on YMP:n väliraportti. Loppuraportti julkaistaan vuonna 2001. Tämän raportin 17 kirjoituksesta peräti 12 käsittelee metsätalouden vesistökuormitusta. Metsäekosysteemiin joutuvan öljyn kuormitusvaikutuksia käsitellään kolmessa kirjoituksessa. Lisäksi raportissa on mukana puunkorjuun puusto- ja maastovaurioiden tutkimusta edustava, korjuun puustovaurioita käsittelevä kirjoitus. Metsätalouden vaikutuksia metsämaan ominaisuuksiin käsitellään yhdessä kirjoituksessa. 8 YMP-tutkimusohjelman aihepiiriin kuuluvat lisäksi hakkuiden vaikutus pohjavesien ainekoostumukseen sekä tuhkalannoituksen aiheuttaman kuormituksen tutkiminen. Näistä aiheista tullaan raportoimaan tutkimusohjelman loppuraportissa v. 2001. Ojitettujen turvemaiden metsätaloudella, ns. suometsätaloudella, on Suomessa suurempi osuus koko metsätalouden ympäristökuormituksessa kuin useimmissa muissa maissa. Aikaisemmin metsäojitusalueiden lannoitus ja nykyään kunnostusojitus ovat metsänuudistamisen yhteydessä tehtävän maanmuokkauksen ohella merkittäviä vesistöjen fosforikuormittajia. Nämä toimenpiteet aiheuttavat suurimman osan metsätalouden kiintoainekuormituksesta, ja niiden aiheuttamat fosforikuormat kytkeytyvät kiintoaineksen sisältämään fosforiin, jota tämänkin raportin useassa kirjoituksessa on käsitelty. Kuten maatalouden, myös metsätalouden kiintoainekuorman fosforin merkityksestä ei ole täysin selkeää kuvaa: tutkijat käyttävät tässäkin raportissa kuormitusarvioiden pohjana eri tavoin mitattuja veden fosforipitoisuuksia. Metsätalouden ympäristökuormitus -tutkimusohjelman loppuraportissa v. 2001 on tarkoitus esittää metsätalouden valtakunnallisia ja alueellisia kuormitusarvioita, ja niiden yhteydessä arvioidaan myös metsätalouden kiintoainekuorman sisältämien ravinteiden merkitys. Metsätalouden ympäristökuormituksen yhteistutkimusohjelma on tarjonnut erinomaisen yhteistyöfoorumin eri tutkimusyksiköitä edustaville tutkijoille. Maa- ja metsätalousministeriö ja ympäristöministeriö ovat keskeisellä tavalla tukeneet tutkimusohjelmaa rahoittamalla erityisesti vuonna 1996—1997 koordinoidusti sen hankkeita, ja nämä ministeriöt ovat myöhemminkin, hankekohtaisen rahoituksen jo osittain itsenäistyttyä, myötävaikuttaneet tutkimusohjelman poikkitieteellisen, jo METVE-projektista alkaneen yhteistyön säilymiseen. Vantaalla 22.10.1999 Erkki Ahti Leena Finer YMP-yhteistutkimusohjelman koordinaattorit 9 Luonnonhuuhtouma metsävaluma-alueilta Pirkko Kortelainen, Marketta Ahtiainen, Leena Finer, Tuija Mattsson, Tapani Sallantaus ja Sari Saukkonen 1 Johdanto Tämän vuonna 1996 käynnistyneen tutkimuksen tavoitteena on selvittää metsä valuma-alueiden luonnonhuuhtouman suuruutta ja sen alueelliseen vaihteluun vai kuttavia tekijöitä. Huuhtoumaa metsäalueilta on Suomessa tutkittu jo 1960-luvulta lähtien, mutta koska useimmilla alueilla on tehty metsätaloustoimenpiteitä, luonnon huuhtouman erottaminen kokonaishuuhtoumasta on ollut vaikeaa. Käynnistyneen tutkimuksen tavoitteena on tuottaa alueellisia estimaatteja luonnonhuuhtouman suu ruudesta. Niiden avulla voidaan tarkentaa arvioita metsätalouden merkityksestä valtakunnallisena vesistökuormittajana. Luonnonhuuhtouman suuruuden arviointi on oleellista myös suunniteltaessa metsätaloustoimenpiteiden vaikutusten ennaltaeh käisyä. Metsätaloustoimenpiteiden vaikutus huuhtoumaan voidaan olettaa olevan suurin huuhtoumaherkillä alueilla, joilla vesiensuojelutoimet ovat erityisen tärkeitä. Tässä raportissa esitetään alustavia valumavedenlaatutuloksia tätä tutkimusta varten valituilta uusilta luonnontilaisilta alueilta ensimmäiseltä tutkimusvuodelta (1997). Lisäksi tarkastellaan vedenlaatu-ja huuhtoumatuloksia pidemmältä ajanjak solta (havaintovuosien määrä 3—29) vanhoilta luonnontilaisilta alueilta, jotka ovat olleet seurannassa muissa projekteissa (Ahtiainen ja Huttunen 1995, Alasaarela ym. 1995, Finer ym. 1997, Saukkonen ja Kortelainen 1995). Sekä vanhoista (Kortelainen ym.) että uusista (Mattson ym.) alueista on valmisteilla julkaisu, joissa tarkastellaan sijainnin, valuma-alueen maaperän ja kasvupaikan, puuston sekä laskeuman vaikutusta valumaveden ravinne-, rauta- ja hiilipitoisuuksiin sekä huuhtoumiin. 2 Tutkimusalueet 2. 1 Vanhat alueet Turvemaiden osuus pinta-alasta 21 vanhalla valuma-alueella on keskimäärin 34 %, sama kuin turvemaiden osuus maapinta-alasta koko Suomessa. Rehevät suot ja rehevät kankaat ovat kuitenkin aliedustettuja. Koska aineisto on koottu useista eri projekteista, havaintovuodet vaihtelevat. Alueiden kangasmaiden päämaannostyyppi on rautapodsoli ja maalaji moreenia, jonka pääfraktio on siltti 53 %:lla (vrt. 52 % koko Suomessa), hiekka 47 %:lla (koko Suomi 46 %) ja sora 0,6 %:lla (koko Suomi 2 %) alueista. Turvemailla pääturvelajit ovat Sphagnum- ja Carex-turve. Kuusi on valtapuu, sen keskimääräinen osuus runkotilavuudesta on 57 %, männyn 32 %ja lehtipuiden 11 %. Koko Suomessa vastaavat prosenttiosuudet ovat kuusella 46 %, männyllä 46 %ja lehtipuilla 18 % (Sevola 1997). Kolmea eteläisintä aluetta lukuun ottamatta edellä mainitut ns. vanhat alueet sijaitsevat Pohjois-Karjalassa, Kainuussa ja Kuusamossa (kuva 1). Täten näiden alueiden ei voida katsoa edustavan luonnonhuuhtouman alueellista vaihtelua koko Suomessa. 10 Kuva 1. Tutkimuskohteina olevien vanhojen (a alueet 1-2 1 ) ja uusien (• alueet 3 1 -5 1 ) valuma-alueiden sijainti. Alueet on molemmissa ryhmissä numeroitu etelästä pohjoiseen 2.2 Uudet alueet Maantieteellisen kattavuuden parantamiseksi tutkimuskohteiksi valittiin 21 uutta valuma-aluetta. Alueet sijaitsevat vanhojen metsien suojeluohjelmaan kuuluvilla alueilla (11 kpl), kansallispuistoissa (7 kpl), luonnonpuistoissa (1 kpl) ja soiden suojelualueilla (2 kpl). Täten voidaan varmistaa, etteivät ihmisen toiminnat ilma peräistä kuormitusta lukuun ottamatta vaikuta huuhtoumaan. Valuma-aluerajaukset on tehty peruskarttojen ja maastokäyntien avulla. Puusto- ja maaperätunnukset on kerätty metsäsuunnitelmista. Valuma-alueilta lähtevistä puroista otetaan vesinäyttei tä vuosina 1997—1999, tihennetysti kevään ja syksyn tulvahuippujen aikana. Jotta tutkimusalueiden luonnontilaa ei häirittäisi, alueille ei rakenneta mittapatoja, vaan valtakunnallisen hydrologisen seurannan pienten valuma-alueiden aineiston avulla arvioidaan alueellisia valumia (Seuna 1983). Valitut 21 uutta aluetta täydentävät hyvin vanhaa aineistoa (kuva 1). Yhteensä näiden 42 luonnontilaisen alueen voidaan katsoa antavan edustavan kuvan metsä suovaltaisten alueiden luonnonhuuhtouman alueellisesta vaihtelusta Suomessa Lap pia lukuun ottamatta. 11 3 Tulokset 3.1 Valumaveden ravinne-, rauta- ja hiilipitoisuudet Keskimääräinen kokonaisfosforipitoisuus vanhoilla ja uusilla alueilla oli yhtä suuri, myös kokonaisfosforipitoisuuksien minimi- ja maksimiarvot olivat lähellä toisiaan (taulukot 1 ja 2). Kokonaisfosforipitoisuudet olivat suurimmat Etelä-Suomessa sijaitsevalla rehevällä, kuusivaltaisella Yli-Knuutilan valuma-alueella sekä Nurmes tutkimukseen kuuluvalla Murtopuron valuma-alueella. Uusilla alueilla valumaveden orgaanisen kokonaishiilen, raudan ja kokonaistypen pitoisuudet olivat keskimäärin suurempia kuin vanhoilla alueilla. Koko naistyppipitoisuudet olivat suurimmat Etelä-Suomessa sijaitsevilla Yli-Knuutilan ja Teeressuonojan valuma-alueilla sekä Sidländetin valuma-alueilla. Kaikkien uusien alueiden purot ovat humuspitoisia, vanhojen alueiden joukossa on myös muutama kirkasvetinen puro. Orgaanisen kokonaishiilen ja raudan pitoisuudet olivat pienim mät Katajavaara 8:n ja Katajavaara 10: n valumavesissä. Näillä alueilla soita on hy vin vähän (0—4 % pinta-alasta). Taulukko 1. Valumaveden kokonaisfosforin, kokonaistypen, orgaanisen kokonaishiilen ja raudan mediaanipitoisuudet (v. 1997) uusilla valuma-alueilla. Alue Kok. P Kok. N TOC Fe MS r' MP 1' mg r" MS r' 31 Rörstrand 2 21 360 10 370 32 Rörstrand 5 23 480 11 470 33 Lapinkallionoja 9 370 18 500 34 Huosionkorpi 2 8 300 11 510 35 Lymylampi 12 510 22 520 36 Susimäki 24 450 25 590 37 Pyhä-Häkki 1 12 460 27 890 38 Pyhä-Häkki 2 13 360 21 980 39 Pyhä-Häkki 3 16 500 30 1 300 40 Sidländet 1 25 890 36 2 500 41 Sidländet 2 23 730 27 1 600 42 Puro 210 6 270 10 400 43 Piilopirtinaho 1 10 400 19 890 44 Piilopirtinaho 2 10 470 30 1 000 45 Kortesuo 13 410 14 2 700 46 Joutensuo 15 270 12 600 47 Roninsuo 15 260 16 400 48 Ritalehto 20 290 16 660 49 Takkupuro 1 4 190 7 560 50 Takkupuro 2 7 220 13 1 500 51 Runkaus 9 420 11 3 100 keskiarvo 14 410 18 1 000 min 4 190 7 370 max 25 890 36 3 100 12 Taulukko 2. Valumaveden kokonaisfosforin, kokonaistypen, orgaanisen kokonaishiilen ja raudan mediaanipitoisuudet (3 —29 havaintovuotta) vanhoilla valuma-alueilla. 3.2 Kokonaisfosforin, -typen, raudan ja hiilen huuhtoumat Uusien alueiden keskimääräisiä huuhtoumia havaintojaksolta 1997—1999 ei ole vielä laskettu, mutta vanhojen alueiden keskimääräisiä vuosihuuhtoumia (3—29 vuotta) voidaan verrata metsätalouskäytössä olleiden alueiden keskimääräisiin vuosihuuhtoumiin. Kokonaisfosforihuuhtoumat metsätalouskäytössä olleilta alueilta olivat Kortelai sen ja Saukkosen (1998) alueellisesti kattavassa aineistossa noin kaksinkertaisia (10 kg km 2 a"') verrattuna luonnontilaisten alueiden keskimääräisiin huuhtoumiin (tau lukko 3). Kokonaistyppeä (190 kg km 2 a' 1 ) ja rautaa (420 kg km 2 a' 1) metsä talouskäytössä olleilta alueilta huuhtoutui noin 1,5 kertaa enemmän kuin luonnon tilaisilta alueilta. Erot orgaanisen kokonaishiilen huuhtoumissa luonnontilaisten ja metsätalouskäytössä olleiden alueiden (5 700 kg km" 2 a ') välillä olivat pienet. Turvemaiden osuuden kasvu valuma-alueiden pinta-alasta lisäsi hiilen ja raudan huuhtoumaa sekä metsätalouskäytössä olleilta että luonnontilaisilta valuma-alueilta. Myös kokonaistypen huuhtoumat olivat turvemaavaltaisilta alueilta jonkin verran suurempia. Kokonaisfosforin huuhtoumissa erot turvemaavaltaisten ja kivennäis maavaltaisten alueiden välillä olivat pieniä. Alue Kok. P Kok. N TOC Fe Mg r 1 Mg 1' mg 1"' Mg r' 1 Yli-Knuutila 32 1 400 8 1 100 2 Teeressuonoja 14 850 13 440 3 Kruunuoja 13 430 21 880 4 Murtopuro 31 440 29 1 300 5 Liuhapuro 23 420 25 1 100 6 Suopuro 11 340 25 1 500 7 Välipuro 16 450 30 1 200 8 Kivipuro 25 430 29 840 9 Koivupuro 12 300 13 490 10 Iso-Kauhea 14 510 24 910 11 Korsukorpi 11 370 20 2 200 12 Porkkavaara 5 200 9 160 13 Kangasvaara 4 130 6 170 14 Kangaslampi 10 240 11 280 15 Katajavaara 7 7 180 12 350 16 Katajavaara 8 4 160 4 35 17 Katajavaara 10 11 40 1 18 18 Oijusluoma 1 9 220 8 390 19 Oijusluoma 2 7 210 11 950 20 Oijusluoma 3 3 130 6 570 21 Oijusluoma 6 5 180 10 610 keskiarvo 13 360 15 740 min 3 40 1 18 max 32 1 400 30 2 200 13 Taulukko 3. Kokonaisfosforin, kokonaistypen, orgaanisen kokonaishiilen ja raudan keskimääräiset vuosihuuhtoumat (3 —29 havaintovuotta) vanhoilta valuma-alueilta. Kirjallisuus Ahtiainen, M. & Huttunen, P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden pitkäaikaisvaikutukset puro vesien laatuun ja kuormaan. Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2: 33—-50. Suomen ympäristökeskus. Alasaarela, E., Kubin, E., Seuna, P., Ylitolonen, A. & Välitalo, J. 1995. Päätehakkuun ja maan muokkauksen vesistövaikutukset: kalibrointiajan tuloksia. Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2: 399—412. Suomen ympäristökeskus. Finer, L., Ahtiainen, M. Mannerkoski, H., Möttönen, V., Piirainen, S., Seuna, P. & Starr, M. 1997. Effects of harvesting and scarification on water and nutrient fluxes. A description of catchments and methods, and results from the pretreatment calibration period. The Finnish Forest Research Institute. Research papers 648. 38 s. Kortelainen. P. & Saukkonen, S. 1998. Leaching of nutrients, organic carbon and iron from Finnish forestry land. Water, Air, and Soil Pollution 105: 239-—250. Seuna, P. 1983. Small basins a tool in scientific and operational hydrology. Publications of the Water Research Institute, National Board of Waters, No. 51,61 s. Sevola, Y. (toim.) 1997. Metsätilastollinen vuosikirja 1997. SVT Maa- ja metsätalous 1997:4. Metsäntutkimuslaitos. 348 s. Saukkonen, S. & Kortelainen, P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden vaikutus ravinteiden ja orgaanisen aineen huuhtoutumiseen. Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalou den vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2:15—32. Suomen ympäristökeskus. Alue Kok.P Kok.N TOC Fe kg km' 2 a" 1 1 Yli-Knuutila 7,0 210 1 500 270 2 Teeressuonoja 6,3 230 3 800 170 3 Kruunuoja 4,1 120 6 000 420 4 Murtopuro 15 210 14 000 520 5 Liuhapuro 8,7 220 13 000 420 6 Suopuro 3,8 110 7 300 400 7 Välipuro 5,1 170 12 000 310 8 Kivipuro 6,6 150 9 000 230 9 Koivupuro 4,4 120 7 000 180 10 Iso-Kauhea 6,0 190 9 600 320 11 Korsukorpi 5,2 170 8 800 940 12 Porkkavaara 2,9 99 4 500 69 13 Kangasvaara 1,7 53 2 300 65 14 Kangaslampi 3,3 79 3 600 85 15 Katajavaara 7 3,9 94 5 500 150 16 Katajavaara 8 3,7 88 2 500 35 17 Katajavaara 10 5,5 29 940 1.4 18 Oijusluoma 1 5,0 130 5 800 230 19 Oijusluoma 2 4,2 110 5 800 410 20 Oijusluoma 3 2,0 65 3 300 310 21 Oijusluoma 6 1,9 93 5 500 360 keskiarvo 5,1 130 6 300 280 min 1,7 29 940 1.4 max 15 230 14 000 940 15 Maan muokkauksen vaikutus metsämaan kemiallisiin ominaisuuksiin Niina Tanskanen ja Hannu llvesniemi 1 Taustaa Viime vuosikymmeninä on Suomessa uudistettu metsää noin 150 000 ha vuodessa. Uudistusalasta noin 120 000 ha valmistetaan vuosittain maan muokkauksella. 1960- luvulta lähtien, jolloin maanpinnan rikkominen ja muokkaaminen yleistyi, on metsä talousmaan pinta-alasta muokattu kaikkiaan noin 13 %. Metsänhakkuu ja maan muokkaus muuttavat podsolimaannoksen kemiallisia ja fysikaalisia ominaisuuksia ja niihin vaikuttavia prosesseja. Maan muokkauksen tar koituksena on sopivan kasvualustan valmistaminen taimelle parantamalla maan ve si-, lämpö- ja ravinnetaloutta. Metsänhoitotoimenpiteiden vaikutusta maan ravinne talouteen varsinkin pitemmällä aikavälillä on kuitenkin tutkittu suhteellisen vähän. Metsänhakkuu ja maan muokkaus muuttavat metsäekosysteemin kuolleen ja elä vän orgaanisen aineen määrää ja hajotusolosuhteita. Lämpö- ja kosteusolosuhteiden muuttuessa orgaanisen aineksen hajotus kiihtyy. Muokkauksella aikaansaatu maan ravinteiden mineralisoituminen voi olla niin nopeaa, ettei uusi kasvillisuus kykene sitomaan kaikkia vapautuvia ravinteita. Ravinteiden huuhtoutumisalttius hakkuu aukealta kasvaa. Orgaanisen aineen sekoittaminen mineraalimaahan muuttaa myös monien aineiden liukoisuutta. Rikastumiskerrokseen saostuneita kolloidisia yhdisteitä käännetään muokkauk sessa maan pintaan. Kemiallisten olosuhteiden muuttuessa saostuneet rauta- ja alu miiniyhdisteet saattavat alkaa liueta. Maaveden alumiinipitoisuudet taimen juuren lähiympäristössä voivat siten nousta. Alumiinin on todettu korkeina pitoisuuksina olevan myrkyllistä kasveille ja vesieliöille. Maan sekoittaminen vaikuttaa myös fos forin pidättymiseen, koska fosfaatti-ionit pidättyvät spesifisesti rauta- ja alumiini oksidien pinnoille. Maan pintaosiin käännetyt liukenemattomat rauta- ja alumiiniok sidit saattavat johtaa fosfaatin sitoutumiseen kasveille vaikeasti käytettävissä ole vaan muotoon, jolloin seurauksena on fosforin puute taimen juuren lähiympäris tössä. 2 Tutkimuksen tarkoitus Tämän tutkimuksen tarkoituksena on selvittää, kuinka metsänhoidolliset toimen piteet, metsänhakkuu ja maanpinnan muokkaus vaikuttavat 1. maaveden kemialliseen koostumukseen eli ravinne-ja alumiinipitoisuuksiin 2. podsolimaannoksen ominaisuuksiin ravinteiden huuhtoutumisen ja pidätty misen sekä alumiinin liukoisuuden kannalta. 16 Tulosten avulla saadaan tietoa maaveden koostumusta määräävistä prosesseista sekä podsolimaannoksen kehittymiseen vaikuttavista tekijöistä. Lisäksi tulosten avulla voidaan arvioida metsänhoidollisten toimenpiteiden vaikutusta taimen juuren kasvuympäristön olosuhteisiin ja metsämaasta huuhtoutuvien ravinteiden määriin. Näillä on ratkaiseva merkitys arvioitaessa toimenpiteiden pitkän aikavälin vaiku tusta metsäekosysteemien kehitykseen sekä myös vesiekosysteemien laatuun. 3 Tutkimuksen toteutus 3.1 Näytteenotto Tutkimuksen ensimmäisessä vaiheessa näytteitä kerättiin yhdeltä palleauratulta koealalta maan ja maaveden kasvukauden aikaisen vaihtelun selvittämiseksi. Tutki musalueeksi valittiin Metsäntutkimuslaitoksen perustama muokkaus- ja lannoitus koe 608 Karkkilan Siikalassa. Alue koostuu 48:sta 30m*30m suuruisesta eri tavoin käsitellystä ruutukoealasta. Tämän työn näytteenottoon valittiin maaperäominai suuksiltaan mahdollisimman homogeeninen, lannoittamaton koeala. Ruutu on palle aurattu vuonna 1979 ja istutettu kuuselle keväällä 1980. Vuonna 1996 suoritettiin kaksi näytteenottojaksoa touko-kesäkuussa sekä syys-lokakuussa. Koealalta kerät tiin näytteitä yhteensä kuusi kertaa. Palleaurauksessa mineraalimaata aurataan noin 40 cm syvyydeltä, jolloin auran vaosta nouseva maa-aines kääntyy noin auraussyvyyden korkuiseksi harjanteeksi vaon viereen. Korkeusero auratun ojan pohjan ja palteen huipun välillä voi täten olla lähes metrin. Käännetyn palteen päällimmäisenä osana on mineraalimaata, ylei simmin podsolimaannoksen rikastumiskerrosta tai pohjamaata. Palteen alle jäävät maan entiset pintakerrokset vastakkain kääntyneiden humuskerrosten muodostaessa ns. kaksoishumuksen. Taimi suositellaan istutettavaksi käännetyn palteen päälle. Maanäytteitä kerättiin aurauksen palteesta, ojasta ja muokkaamattomasta metsä maasta. Jotta eri käsittelykohdista otetut maanäytteet olisivat keskenään vertailukel poisia, otettiin näytteet kaikista kolmesta käsittelystä maannoskerroksittain, noudat taen mahdollisimman tarkasti mineraalimaan pinnasta mitattuja kerrossyvyyksiä (kuva 1). Palteesta kerättiin näytteitä sekä vanhan pintamaan päälle käännetyistä mineraalimaan eri kerroksista että palteen alle jääneistä maannoskerroksista. Kaik kiaan palteesta kertyi näytteitä 13 eri syvyydeltä. Kuva 1. Maakerrosten horisontaalinen sijoittuminen koealalla. 17 Tutkimuksen toisessa vaiheessa näytteitä kerättiin eri ikäisiltä muokkausaloilta. Tarkoituksena oli selvittää, miten maaveden pitoisuuksiin vaikuttavat tekijät kuten orgaanisen aineksen hajoaminen ja aineiden liukoisuudet muuttuvat ajan kuluessa. Koealoiksi valittiin Metsäntutkimuslaitoksen lannoituskoe 31 Punkaharjun Patasa lossa, joka on avohakattu ja mätästetty vuonna 1993, sekä vuonna 1966 aurattu met sähallituksen mailla Kuorevedellä oleva tutkimusalue. Tämä koeala on vanhimpia Etelä-Suomessa tehtyjä aurauksia. Alueen metsätyyppi on MT, ja se on istutettu kuuselle. 3.2 Maaveden erottaminen Maanäytteistä erotettiin maavettä sentrifuugimenetelmällä, jossa keskipakoisvoiman avulla irroitetaan maan huokoistoon kapillaarisin voimin sitoutunutta vettä. Erotus tehtiin mahdollisimman pian näytteenoton jälkeen. Näytteet sentrifugoitiin Sorvailin RCSC GSA roottorilla kierrosnopeuden ollessa 13 000 rpm. Suhteellinen näytteeseen kohdistuva voima on tällöin 27 500 g. 3.3 Maavedestä ja maasta tehtävät kemialliset määritykset Maavedestä analysoitiin S04 2" ja Cl" nestekromatografialla (HPLC), P04 3" virtaus spektrofotometrilla (FIA-Lachat), Ca 2+ , Mg 2+ , K + , Fe ja Na + plasmaemissiospektro fotometrillä (ICP), pH-arvo sekä liuennut orgaaninen aines (DOC) hiilianaly saattorilla. Alumiinin eri esiintymismuodot fraktioitiin happoliukoiseen alumiiniin sekä labiiliin ja ei-labiiliin alumiiniin pyrokatekoliviolettivärjäysmenetelmällä FlA laitteen avulla. Maan kemiallisista ominaisuuksista määritettiin pH, efektiiviset vaihtuvat kationit 0.1 MBaCl :11a, ditioniittiin, ammonium-oksalaattiin, pyrofosfaattiin ja CuCl,:iin uuttuvat alumiini ja rauta, maan kokonaishappamuus (BaCl,-TEA) sekä hiilen ja ty pen määrät. 4 Tulokset 4. 1 Maavesi Karkkilassa maavesien kokonaisionimäärät palteen alapuolisessa orgaanisessa ker roksessa (v org) ovat korkeammat kuin muokkaamattoman maan humuskerroksessa (kuva 2). Palteen alapuolisten mineraalimaan kerrosten pitoisuudet ovat korkeampia kuin muokkaamattoman maan vastaavien kerrosten. Palteen pinnan mineraalimaassa (P 0-20) pitoisuudet ovat samansuuruisia kuin palteen alapuolisissa kerroksissa. Kuorevedellä palteen alla oleva orgaaninen kerros ei selkeästi eroa muokkaa mattoman maan humuskerroksesta. Palteen alaisissa maakerroksissa ei myöskään ole eroja muokkaamattomaan maahan verrattaessa. Punkaharjun koealalla ei neljän vuoden jälkeen muokkauksesta ole havaittavissa eroja palteen alla olevan orgaa nisen kerroksen ja muokkaamattomaan maan välillä. 18 Kuva 2. Maavesien kokonaisionimäärät palteen (P), ojan (O) ja muokkaamattoman (M) maan eri kerroksissa a) Karkkila kevät -96 (n=3) b) Karkkila syksy -96 (n=3) Karkkilassa monomeerisen alumiinin pitoisuudet palteen alapuolisessa orgaani sessa- ja huuhtoutumiskerroksessa ovat selkeästi suuremmat kuin muokkaamatto man maan humus- ja huuhtoutumiskerroksessa (kuva 3). Marraskuun näytekerralla monomeerisen alumiinin pitoisuudet palteen alla olevassa orgaanisessa kerroksessa ja sen ylä-ja alapuolisissa kerroksissa ovat peräti B—ls8 15 mg/l, ja tästä epäorgaanista, labiilia alumiinia on 5—7 mg/l. Labiilin alumiinin suhde monomeeriseen alumiiniin on myös suurempi kuin muokkaamattoman maan vastaavissa kerroksissa. Rikastu miskerroksessa ei palteen alapuolisen eikä muokkaamattoman maan pitoisuuksilla ole eroja. 19 Kuva 3. Maavesien monomeerisen alumiinin määrät palteen (P), ojan (O) ja muokkaamattoman (M) maan eri kerroksissa a) Karkkila kevät -96 (n=3) b) Karkkila syksy -96 (n=3) 4.3 Rauta- ja alumiiniyhdisteet maassa Valtaosa podsolimaannoksen muodostuessa vapautuneista rauta- ja alumiiniyhdis teistä on saostuneena rikastumiskerrokseen mineraalihiukkasten pinnoille. Maan muokkauksen seurauksena yhdisteiden liukoisuuteen vaikuttavat ympäristötekijät muuttuvat. Maan rauta- ja alumiiniyhdisteiden varastojen kokoa voidaan arvioida erilaisilla uuttomenetelmillä, esim. happamalla ammoniumoksalaattiuutolla, jonka katsotaan erottavan maasta pääasiassa raudan ja alumiinin hydroksidit sekä orgaa niset kompleksit. 20 Kuva 4. Oksalaattiin uuttuvan a) raudan ja b) alumiinin määrä (g/kg) muokkaamattoman maan (M), palteen alaisen (Pv) ja palteen pinnan (Pp) rikastumiskerroksen ylä- (rikl) ja alaosassa (rik2) Kuorevedellä. Kuorevedellä oksalaattiin uuttuvan raudan ja alumiinin määrä on pienin palteen pinnassa ja suurempi palteen alapuolisessa rikastumiskerroksessa kuin muokkaa mattomassa maassa (kuva 4). Myös Karkkilan koealalla on palteen ja muokkaa mattoman maan rauta- ja alumiiniyhdisteillä havaittavissa saman suuntaisia eroja. Tulosta voidaan tulkita siten, että olosuhteiden muuttuessa aiemmin maahan sitou tuneita rauta- ja alumiiniyhdisteitä on alkanut liueta, ja kulkeutua alas palteen läpi sekä saostua uudelleen palteen alapuolisiin maakerroksiin. 21 5 Johtopäätökset Maan muokkauksen seurauksena maaveden kemiallisessa koostumuksessa on tapah tunut muutoksia. Palteen alapuolinen orgaaninen kerros korkeine alumiini- ja ravin nepitoisuuksineen poikkeaa varsin paljon muista maakerroksista. Tutkimuksessa pyritään arvioimaan, kuinka pitkään maamuokkauksen vaikutukset näkyvät maa veden kemiassa, mutta nyt käytettävissä olevien havaintojen avulla täsmällisiä vas tauksia ei kyetä vielä antamaan. Myös maahan varastoituneiden rauta- ja alumiiniyhdisteiden määrissä voidaan havaita maanmuokkauksen aiheuttamia muutoksia. Palteen pintakerroksista on va pautunut rauta- ja alumiiniyhdisteitä, jotka ovat kulkeutuneet eteenpäin profiilissa ja saostuneet uudelleen palteen alapuolisiin maakerroksiin. 23 Ennakkotuloksia kangasmaan avohakkuun vaikutuksesta maan pintakerroksen läpi huuhtoutuviin ravinnemääriin Sirpa Piirainen ja Leena Finer 1 Yhteenveto Kaliumin ja fosfaattifosforin huuhtoutuminen rikastumiskerroksen alapuolelle lisääntyi merkittävästi heti ensimmäisenä vuonna kuusivaltaisessa sekametsässä teh dyn avohakkuun jälkeen. Huuhtoutumisen selitettiin johtuvan puiden juuriston ravinteidenoton loppumisesta. Ammonium— ja nitraattitypen huuhtoutumisessa ri kastumiskerroksen alapuolelle ei tapahtunut muutoksia, vaikka puiden typenotto loppui ja laskeuman mukana maanpinnalle tulevat typen määrät kasvoivat latvus pidännän loppuessa. Sulfaattirikin huuhtoutuminen rikastumiskerroksen alle väheni mikä todennäköisesti johtui kuivalaskeuman pienenemisestä latvuston poiston seurauksena. 2 Johdanto Metsässä puiden latvukset pidättävät sadevettä ja neulaset ja epifyytit ottavat typpiyhdisteitä suoraan sadevedestä (esim. Helmisaari ja Mälkönen 1989, Reiners ja Olson 1984). Sadevesi huuhtelee latvuksesta emäskationeja (esim. Helmisaari ja Mälkönen 1989, Hyvärinen 1990). Puiden latvusto on erityisen tehokas rikkilas keuman kerääjä (esim. Ulrich 1983, Lindberg ja Lovett 1992), mutta neulasista rik kiä ei juuri huuhtoudu (esim. Veltkamp ja Wyers 1997). Metsässä pintamaaker rosten alapuolelle valuu hyvin pieni osa siitä vedestä mikä maan pinnalle sataa (Helmisaari ja Mälkönen 1989). Tämä johtuu kasvien maasta ottaman veden haih dunnasta takaisin ilmakehään ja suoran maanpinnasta tapahtuvasta haihdunnasta. Pintamaakerroksiin pidättyy tehokkaasti ravinnekationeja ja -anioneja kasvien ja mikrobien ravinteidenoton, ioninvaihto- ja adsorptioprosessien seurauksena (Hel misaari ja Mälkönen 1989, Berden ja Nilsson 1996). Avohakkuun jälkeen metsikön veden ja ravinteiden kierrossa tapahtuu merkittäviä muutoksia. Puusto poistetaan ja latvusprosessit eivät enää vaikuta maan pinnalle tulevan veden määrään ja laatuun. Puiden juurten veden ja ravinteiden otto loppuu ja kasvupaikalla on paljon uutta hajotettavaa kariketta. Valunta ja ravinteiden huuhtoutuminen lisääntyvät hakkuun jälkeen (esim. Seuna 1988, Ahtiainen 1990, Lepistö ym. 1995, Reynolds ym. 1995, Romanowicz ym. 1996). Suomessa päätehakataan vuosittain n. 150 000 ha, joten ymmärrys hakkuun vai kutuksista metsikön veden ja ravinteiden kiertoon on olennaista arvioitaessa sekä kasvupaikan ravinteisuuden ja puuntuottokyvyn muutoksia että pohjavesi- ja vesis 24 tövaikutuksia. Tämän raportin tarkoituksena on esitellä ennakkotuloksia VALU projektissa (Finer ym. 1997) toteutetun kangasmaan avohakkuun välittömistä vai kutuksista maan pintakerrosten läpi suotautuvan veden määrään ja veden kul jettamiin ravinnemääriin. 3 Aineisto ja menetelmät Aineisto kerättiin Kangasvaaran valuma-alueelta Sotkamosta vuosina 1992—1996 ennen avohakkuuta ja vuonna 1997 syksyllä 1996 toteutetun avohakkuun jälkeen. Valuma-alueen ulkopuolella aukealla paikalla seurataan avosadannan määrää ja laatua. Valuma-alueelle on perustettu kaksi koealaa, joilla seurataan metsikkö sadannan määrää ja laatua sekä humus-, huuhtoutumis- ja rikastumiskerroksen läpi suotautuvan veden määrää ja laatua. Näytteenotto- ja analyysimenetelmät on ku vattu julkaisussa Finer ym. (1997). Ennen hakkuita koealoilla kasvoi vanha yli sata vuotias kuusivaltainen sekametsä, jonka tilavuus oli 266 m 3 ha' 1 . Alueen maaperä on pohjamoreenia, jonka kivisyysprosentti on 22 %. Flumuskerroksen paksuus vaih telee 2,8 —3,5 cm ja huuhtoutumiskerroksen sekä rikastumiskerroksen paksuudet vastaavasti 11—14 cm ja 20—33 cm. 4 Tulokset Muutoksia avosadannan, metsikkösadannan ja maaveden määrässä ja laadussa tutkittiin neljänä vuotena ennen avohakkuuta ja ensimmäisenä vuotena hakkuun jälkeen. Puiden latvukset pidättivät sadevettä ja maanpinnalle tuleva metsikkö sadanta oli 76 % avosadannasta (kuva 1). Metsikkösadannasta vain 6 % läpäisi sekä humus-, huuhtoutumis- että rikastumiskerroksen (taulukko 1). Avohakkuun jälkeen latvuspidäntä loppui ja avosadanta ja metsikkösadanta olivat yhtä suuria. Avohakkuun jälkeisenä vuonna myös maan pintakerrokset läpäisseen veden määrä oli lähes yhtä suuri kuin vertailujaksolla. Ennen hakkuuta puiden ja pintakasvilli suuden juuristo otti suurimman osan maan pintakerrosten läpi valuvasta vedestä, mutta hakkuu lisäsi todennäköisesti sekä pintavaluntaa että maan pinnasta tapah tuvaa haihduntaa. Taulukko 1. Veden, K + :n, Ca 2+ : n, NH4+-N:n, NO3-N:n, S 04 2'-S:n ja P 04 3--P:n metsikkölas keuma ja huuhtouma rikastumiskerroksen alle ennen avohakkuuta (1992—1996) ja ensim mäisenä vuotena avohakkuun jälkeen sekä metsikkölaskeuman ja huuhtouman erotus. Metsikkölaskeuma Huuhtouma rikastu- Erotus miskerroksen alle Ennen Jälkeen Ennen Jälkeen Ennen Jälkeen Vesimäärä, mm 379 401 21.1 26.4 358 374 K* kg ha" 1 a ' 4.344 0 .449 0.466 1.175 3.879 -0.726 Ca :+ 1.785 0 .64.8 0.178 0.182 1.606 0.466 NH/-N 0.371 0 .691 0.021 0.011 0.350 0.680 NO3-N 0.560 0 .699 0.014 0.005 0.546 0.695 so/-s 3.243 1 .162 0.281 0.206 2.962 0.956 PO, 3 -P 0.187 0 .133 0.007 0.125 0.180 0.008 25 Kuva 1. Avosadanta (avo), metsikkösadanta (metsikkö) ja humus- (O), huuhtoutumis- (E) ja rikastumiskerroksen (B) alle valunut vesimäärä Kangasvaaran koealoilla ennen avohakkuuta (e) ja avohakkuun jälkeen (j). Puiden latvustoon pidättyi ammonium- ja nitraattityppeä (kuva 2). Vertailujaksolla latvusto pidätti peräti 70 % avosadannan mukana tulleesta ammoniumtypestä ja 45 % nitraattitypestä. Metsikkösadannan mineraalitypestä rikastumiskerroksen alle huuhtoutui 3—6 % (taulukko 1). Ammoniumtyppeä pidättyi erityisesti rikastumis kerrokseen ja nitraattityppeä paljon myös humuskerrokseen. Avohakkuun jälkeen maan pintaan tulevan mineraalitypen määrä kasvoi merkittävästi. Siitä huolimatta, että puiden ravinteidenotto loppui, mineraalityppeä pidättyi maan pintakerroksiin ja rikastumiskerroksen läpi valuvan mineraalitypen määrä oli pienempi kuin ennen hakkuuta. Hakkuun jälkeen ammoniumtyppeä pidättyi myös humuskerrokseen. Emäskationeista tarkasteltiin vain kaliumia ja kalsiumia. Sadevesi huuhteli lat vustosta emäskationeja siten, että maanpinnalle tulevat kaliummäärät olivat nelin kertaisia ja kalsiummäärät kaksinkertaisia avosadantaan verrattuna. Emäskationeja huuhtoutui myös humuskerroksesta, mutta pidättyminen kivennäismaakerroksiin oli niin suurta, että rikastumiskerroksen alle huuhtoutui vain 11 % maan pinnalle tulevasta kaliumista ja 10 % kalsiumista. Metsikössä tapahtui sekä kaliumin että kalsiumin nettopidättymistä. Avohakkuun jälkeen emäskationien laskeuma maan pinnalle väheni merkittävästi hakkuuta edeltävään aikaan verrattuna. Kalsiumin huuhtoutumisessa rikastumiskerroksen alle ei kuitenkaan tapahtunut vähenemistä ja kaliumin huuhtoutuminen kasvoi merkittävästi. Avohakkuun jälkeisenä vuonna kaliumia huuhtoutui rikastumiskerroksen alle enemmän, kuin sitä tuli laskeuman mukana avohakkuualalle. Puiden latvuksista huuhtoutui kuivalaskemana tullutta sulfaattirikkiä ja metsikkö sadannassa sitä oli 52 % enemmän kuin avosadannassa. Maahan tullut sulfaattirikki pidättyi tehokkaasti maan pintakerroksiin ja vain 9 % metsikkösadannan sul faattirikistä huuhtoutui rikastumiskerroksen alle. Maan pintakerroksiin pidättyi sulfaattirikkiä enemmän kuin sitä avosadannan mukana tuli kasvupaikalle. Avo hakkuun jälkeen maan pinnalle tulevan rikin määrä pieneni, koska latvusto ei ollut enää pidättämässä kuivalaskeumaa. Hakkuun jälkeen humuskerros ei enää sitonut lainkaan sulfaattirikkiä ja pidättyminen tapahtui huuhtoutumis- ja rikastumiskerrok sissa. Pidättyminen kivennäismaakerroksiin oli niin tehokasta, että rikastumisker roksen alle huuhtoutuvan rikin määrä oli pienempi kuin ennen hakkuuta. 26 Kuva 2. Avosadannan (avo) ja metsikkösadannan (metsikkö) mukana kulkeutuneet ravinne määrät sekä humus- (O), huuhtoutumis- (E) ja rikastumiskerroksen (B) alle valuneet ravinnemäärät Kangasvaaran koealoilla ennen avohakkuuta (e) ja avohakkuun jälkeen (j). Fosfaattifosforia tuli alueelle vähän avosadannan mukana ja latvustosta huuhtoutui kuivalaskeuman mukana tullutta fosfaattifosforia. Fosfaattifosforia huuhtoutui humuskerroksesta, mutta huuhtoutunut fosfori pidättyi kivennäismaakerroksiin ja rikastumiskerroksen alle huuhtoutuva määrä oli 4 % metsikkösadannan fosfaattifosforimäärästä. Avohakkuun jälkeen fosfaattifosforin huuhtoutuminen humuskerroksesta kasvoi moninkertaiseksi. Huuhtoutunut fosfori pidättyi suurimmalta osin huuhtoutumis- ja rikastumiskerroksiin, mutta rikastumiskerroksen alle huuhtoutui fosforia paljon enemmän kuin ennen hakkuuta. Hakkuun jälkeen laskeuman mukana tuleva fosfaattifosforimäärä oli lähes saman suuruinen kuin huuhtoutuva määrä ja fosfaattifosforin nettopidättymistä ei enää hakkuun jälkeen tapahtunut. 27 5 Tulosten tarkastelu Työssä havaitut laskeuman määrän ja laadun muutokset sadeveden kulkiessa latvuskerroksen ja pintamaakerrosten läpi vastaavat aikaisemmissa tutkimuksissa havaittuja (Bringmark 1980, Helmisaari ja Mälkönen 1989). Hakkuun jälkeen maanpintaan tulevan veden määrä lisääntyy latvuspidännän loputtua, mutta tulokset eivät antaneet viitteitä siitä, että ensimmäisenä hakkuun jälkeisenä vuotena olisi tapahtunut merkittäviä muutoksia maan pintakerrokset läpäisevän veden määrässä. Aikaisemmissa tutkimuksissa sekä maaveden nitraattipitoisuus (Romanowicz ym. 1996) että puroveteen valuvan ammonium- ja nitraattitypen määrät ovat avo hakkuun jälkeen lisääntyneet (esim. Grip 1982, Ahtiainen 1990). Tässä tutkimukses sa vastaava ei kuitenkaan havaittu. On mahdollista, että nitrifikaation voimistu minen ja nitraatti- sekä ammoniumtypen huuhtoutuminen tapahtuvat viiveellä ja muutokset havaitaan veden laadussa vasta pitemmän ajan kuluttua hakkuusta (esim. Vitousek ym. 1979). Kaliumin huuhtoutuminen lisääntyi hakkuun jälkeen, mikä johtunee kasvillisuuden kaliumin oton loppumisesta ja kaliumin huonosta kyvystä pidättyä maahiukkasten pinnoille (esim. Gosz ym. 1976). Kalium huuhtoutuu no peasti myös mineralisoituvasta karikkeesta (Gosz ym. 1972). Avohakkuun jälkeen kaliumin on havaittu huuhtoutuvan myös puroveteen ja muutokset ovat olleet pit käaikaisia (esim. Likens ym. 1994, Ahtiainen 1990). Fosfaattifosforin huuhtou tumisen lisääntyminen pian hakkuun jälkeen johtui todennäköisesti puiden fosforin oton loppumisesta, koska huuhtoutumista tapahtui erityisesti humuskerroksesta. Fosfaattifosforin huuhtoutumisen voimakas lisääntyminen havaittiin myös läheisen Murtopuron valumavesissä hakkuiden ja maanmuokkauksen jälkeen (Ahtiainen 1990). Sulfaattirikin laskeuma väheni kuivalaskeumaa keräävän latvuston poiston jälkeen. Humuskerros ei enää hakkuun jälkeen pidättänyt sulfaattirikkiä toden näköisesti puiden rikin oton loputtua. Sulfaattirikki pidättyi kuitenkin mineraali maahan ja todennäköisesti sen rauta-ja alumiiniyhdisteisiin (esim. Johnson 1980) ja kokonaishuuhtouma pieneni hieman hakkuuta edeltävään tasoon verrattuna. Vähitellen mineralisaatio hakkuualueella kiihtyy ja myös sulfaattirikin huuhtoutu minen voi lisääntyä. Läheisen Murtopuron alueella tehty avohakkuu ei kuitenkaan merkittävästi vaikuttanut sulfaattirikin huuhtoutumiseen pitemmälläkään aika jaksolla (Ahtiainen 1990). Avohakkuun vaikutuksia maan pintakerrosten läpi valuviin vesi- ja ravinne määriin tutkitaan Kangasvaaran valuma-alueella useita vuosia toimenpiteen jälkeen. Tutkimuksessa seurataan samanaikaisesti myös valumaveden laadussa tapahtuvia muutoksia, kasvillisuuden kehitystä ja hakkuutähteen hajotusta. Kirjallisuus Ahtiainen, M. 1990. Avohakkuun ja metsäojituksen vaikutukset purovesien laatuun. Vesi- ja ympäristöhallinnon julkaisuja -sarja A 45. 122 s. Berden, M. & Nilsson, I. 1996. Influence of added ammonium sulphate on the leaching of aluminium, nitrate and sulphate -a laboratory experiment. Water, Air, and Soil Pollution 87:1—22. Finer, L., Ahtiainen, M., Mannerkoski, H., Möttönen, V., Piirainen, S., Seuna, P. & Starr, M. 1997. Effect of harvesting and scarification on water and nutrient fluxes. A description of 28 catchment and methods, and results from the pretreatment calibration period. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 648. 38 p. Bringmark, L. 1980. lon leaching through podsol in a Scots pine stand. Teoksessa: Structure and function of northern coniferous forests -An ecosystem study. Persson,T. (Toim.) Ecological Bulletins (Stockholm) 32:341 —361. Gosz, J.R., Likens, G.E. & Borman, F.H. 1972. Nutirent content of litter fall on the Hubbard Brook Experimental Forest, New Hampshire. Ecology 53:769—784. Gosz, J.R., Likens, G.E. & Borman, F.H. 1976. Organic matter and nutrient dynamics of the forest floor in the Hubbard Brook Forest. Oecologia 22:305 —320. Grip, H. 1982. Water chemistry and runoff in forest streams at Kloten. UNGI Rapport 45. 80 p. Helmisaari, H.-S. & Mälkönen, E. 1989. Acidity and nutrient content of throughfall and soil leachate in three Pinus sylvestris stands. Sandinavian Journal of Forest Research 4:13—28. Hyvärinen, A. 1990. Deposition on forest soils effect of tree canopy on throughfall. Teoksessa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (Toim. ) Acidification in Finland. Springer-Verlag., Berlin, ss. 199-—213. Johnson, D.W. 1980. Site susceptibility to leaching by H,S0 4 in acid rainfall. Teoksessa: Hutchinson, T.C. & Havas, M. (Toim.) Effects of acid precipitation om terrestrial ecosystems. NATO Conference Series 1 Ecology, Vol 4. Plenium Press, New York, ss 525—535. Lepistö, A., Seuna, P., Saukkonen, S. & Kortelainen, P. 1995. Hakkuun vaikutus hydrologiaan ja ravinteiden huhtoutumiseen rehevältä metsävaluma-alueelta Etelä-Suomessa. Teoksessa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (Toim.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE -projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2. ss. 73—84. Likens, G.E., Driscoll, C.T., Buso, D.C., Siccama. T.G., Johnson, C.E., Lovett, G.M., Ryan, D.F., Fahey. T.J. & Reiners, W.A. 1994. The biogeochemistry of potassium at Hubbard Book. Biogeochemistry 25:61—126. Lindberg, S.E. & Lovett, G.M. 1992. Deposition and forest canopy interactions of airborne sulphur: Results from the integrated forest study. Atmospheric Environment 26A(8): 1477 1492. Reiners, A. & Olson, K. 1984. Effects of canopy on throughfall chemistry: An experimental analysis. Oecologia 63:320—330. Reynolds, 8., Stevens, P.A., Hughes, S., Parkinson, J.A. & Weatherley, N. S. 1995. Stream chemistry impacts of conifer harvesting in Welsch catchments. Water, Air and Soil Pollution 79:147—170. Romanowicz, R. 8., Driscoll, C.T., Fahey, T.J., Johnson, C.E., Likens, G.E. & Siccama, T.G. 1996. Changes in the biocoechemistry of potassium following a whole-tree harvest. Soil Science Society of American Journal 60:1664—1674. Seuna, P. 1988. Effects of clear-cutting and forestry drainage on runoff in the Nurmes-study. Symposium on the Hydrology of Wetlands in Temperate and Cold Regions -Vol 1. Joensuu, Finland 6—B June 1988. Suomen Akatemian Julkaisuja 4/1988. ss. 122—134. Ulrich, B. 1983. Interaction of forest canopies with atmospheric constituents: S0 2 , alkali and earth alkali cations and chloride. Teoksessa. Ulrich, B. & Pankrath, J. (Toim.) Effects of accumulation of air pollutant in forest ecosystems. Proceedings of a Workshop. Göttingen. May 16—18, 1982. D. Reidel Publishing Company, Dordrecht. Holland, ss 33—45. Veltkamp, A.C. & Wyers, G.P. 1997. The contribution of root-derived sulphur to sulphate in throughfall in a Douglas fir forest. Atmospheric Environment 31(10): 1385—1391. Vitousek, R., Gosz, J.R., Grier, C.C., Melillo, J.M., Reiners, W.A. & Todd, R.L. 1979. Nitrate losses from disturbed ecosystems. Science 204:469—474. 29 Nurmestutkimus 20 vuotta metsätaloustoimenpiteiden pitkä aikaisvaikutukset kuuden pienen puron vesistökuormaan Marketta Ahtiainen ja Pertti Huttunen 1 Johdanto Hajakuormituksen merkitys vesistöjen rehevöittäjänä on kasvanut sitä mukaa kun pistemäinen kuormitus on vähentynyt. Vesistöjen on todettu rehevöityneen, samen tuneen ja liettyneen alueilla, missä ainoastaan metsätalous on pääasiallinen maan käyttömuoto (Kauppi ym. 1990, Heikkilä 1991, Ollikainen 1992, Sandman ym. 1994 a, Vuori ym. 1995). Maankäytön vaikutuksista osa on paikallisia ja vähäisiä, osa kumuloituvia, laaja alaisia ja pitkäaikaisia. Suomen metsätaloudelle on ollut ominaista 1960-luvulta lähtien mittavat suo-ojitukset, laaja-alaiset avohakkuut ja niihin liittyvät maanmuok kaukset sekä metsälannoitukset. Metsätaloustoimenpiteiden vaikutukset tuntuvat ve sistöissä pitkään, vaikka metsänkäsittelytavoissa on alettu huomioida vesiensuojelu aiempaa paremmin (Sandman ym. 1994 b). Luonnontilaisilta metsäisiltä valuma-alueilta epäorgaanisen kiintoaineen ja ravin teiden huuhtoutuminen on yleensä vähäistä (Kauppi 1979, Rosen 1982, Ahtiainen 1988, Rekolainen 1989, Ahtiainen ja Huttunen 1995, Alasaarela 1995, Finer ym. 1995). Valuma-alueen soisuus vaikuttaa alueelta huuhtoutuvan orgaanisen aineen määrään (Kauppi 1975). Kiintoaineen, orgaanisen aineen ja ravinteiden määrä valu mavedessä riippuu hydrologisista oloista ja maaperän ominaisuuksista, alueen topo grafiasta sekä valuma-alueen kasvipeitteestä ja tämän sukkessiovaiheesta (Lepistöjä Kivinen 1994). Eri hakkuu- ja maanpinnan käsittelymenetelmien vaikutuksia hydrologiaan ja ve den laatuun on tutkittu aina 1960-luvun lopulta lähtien (Bormann ym. 1968, Hom beck ym. 1975). USA:ssa jo 1980-luvun alkupuolella korostettiin erilaisten suoja vyöhykkeiden merkitystä puro- ja jokivesien veden laatuun ja vesibiologiaan (mm. Cassell ym. 1982). Metsänkäsittelytoimenpiteiden kumulatiivisia vaikutuksia ja niiden vesistövaikutusten vähentämisstrategioita on tutkittu myös mallintamisen avulla (Ziemer ym. 1991). Metsänkäsittelyjen vaikutuksia purovesien hydrologiaan ja veden laatuun ja vesi biologiaan on tutkittu pienillä valuma-alueilla vertailualuemenetelmää käyttäen (Bormann ym. 1968, Lynch ym. 1980, Holopainen ym. 1988, Seuna 1983). 30 Kuva 1. Nurmestutkimusalueet ja niiden sijainti. Tässä tutkimuksessa arvioidaan Nurmes-tutkimuksen vuosien 1979—1982, 1983— 85, 1986—88, 1989—91, 1992—95 ja 1996—97 tulosten perusteella eri metsänkä sittelytoimenpiteiden vaikutuksia purovesien vesistökuormaan sekä eri toimenpitei den aiheuttamien vaikutusten kestoa. 31 2 Tutkimusalue Nurmes-tutkimuksen kuusi pientä valuma-aluetta sijaitsevat Itä-Suomessa kahdella 30 km päässä toisistaan olevilla alueilla. Kaksi puroista, Murtopuro ja Liuhapuro, sijaitsevat Valtimon kunnassa (63°45'N, 28°30'E) ja Kivi-, Väli-, Suo-ja Koivupuro Sotkamon kunnassa (63°52'N, 28°39'E). Purot ovat Vuoksen vesistöalueen Haapa järven ja Valtimojärven vesistöalueilla (kuva 1). Murto-ja Liuhapuron valuma-alu eet sijaitsevat 170—246 m m.p.y. ja Sotkamon alueen purot 200—220 m m.p.y. Valuma-alueet ovat kooltaan 54—494 ha. Purojen leveys vaihtelee näytteenottokoh dilla 0,5 —1,5 m ja syvyys 0,1—0,5 m. Purojen pituus vaihtelee 300—1560 m ja kaltevuus 0,3 —1,5 %. Purot virtaavat osin maan alla. Suon osuus valuma-alueilla vaihtelee 32—70% (Ahtiainen ym. 1988). Alueet omistaa metsähallitus. Purojen luonnontilaista vaihtelua seurattiin neljä vuotta, minkä jälkeen metsä hallitus teki neljällä valuma-alueella metsänkäsittelytoimenpiteitä sovitun ohjelman mukaisesti (taulukko 1). Liuhapuro Valtimon ja Välipuro Sotkamon kunnassa ovat vertailualueita. Puunkorjuu hakkuualoilta tehtiin osin koneellisesti osin miestyönä vuosina 1982—83. Avohakkuualojen kivennäismaat aurattiin, suot ojitettiin ja mätästettiin kesällä 1986. Kivipurolla käsittelyalueiden ja puron väliin jätettiin puustoinen suojavyöhyke (30—50 m). Suopuron valuma-alueella ojia ei johdettu suoraan puroon, vaan välille jätettiin suojakaista. Koivupurolla ja Murtopurolla ei tehty erityisiä vesiensuojelutoimia. Käsittelyn osuus vaihteli 13—58 % koealueit tain. Koivupuron valuma-alueella on tehty kesällä 1989 pienialainen lannoitus sekä pienialaisia hakkuita 1995/96 (taulukko 1). Taulukko 1. Metsätaloustoimenpiteet vuosina 1982—1997. Puro Pinta- ala Suon osuus % Käsittelyvuosi Osuus valuma- alueesta, % Murtopuro 494 50 avohakkuu 286 ha(1983) auraus 80 ha (1986) ojitus 198 ha (1986) mätästys 49 ha (1986) männyn istutus (1987) 58 16 40 10 58 Liuhapuro 165 48 ei toimenpiteitä Suopuro 113 70 ojitus, suojavyöhyke 15 ha (1983) 13 Välipuro 86 56 ei toimenpiteitä Kivipuro 54 32 avohakkuu 36 ha(1983) auraus 32 ha (1986) männyn istutus (1987) 56 56 56 Koivupuro 118 57 avohakkuu 6 ha(1983) ojitus 32 ha (1983) mätästys ja ojitus 4 ha (1986) männyn istutus (1987) lannoitus 6 ha (1989) hakkuu 10 ha(1996) 5 27 4 3 5 9 32 3 Aineisto ja menetelmät Vesinäytteet otettiin mittapadon ylisyöksystä alivirtaamakausia lukuunottamatta, jolloin näytteet otettiin joitakin metrejä mittapadon yläpuolelta. Koivupurolla vuosien 1979—82 näytteet otettiin 200 m mittapadon yläpuolelta. Vesinäytteet otettiin pää sääntöisesti aivan ensimmäisinä vuosina kerran kuussa, vuodesta 1981 lähtien aina kin tulvakausina vähintään kahdesti kuussa. Vesinäytteet on ottanut ja analysoinut Pohjois-Karjalan ympäristökeskus (aimpi vesi-ja ympäristöpiiri) (Vesihallitus 1981, 1984). Purojen hydrologiaa ja veden laatua on seurattu vuodesta 1978 (Seuna 1988, Ahtiainen 1990, 1992, Ahtiainen ym. 1988, 1993). Hydrobiologiset tutkimukset alkoivat vuonna 1982 (Holopainen ym. 1988, 1991 Holopainen ja Huttunen 1992, 1995, Huttunen ja Holopainen 1993, Huttunen ym. 1990). Tässä tutkimuksessa purovesien vuosikuormia on tarkasteltu vertailukaudelta 1979—82 ja viideltä toimenpiteitä seuranneelta kaudelta: 1983—85, 1986—88, 1989—91 ja 1992—95 sekä alustavia tuloksia kaudelta 1996—97. Kuormatarkaste lua varten on samoille jaksoille laskettu kuukausikuormista vuosikuormat. Tässä jul kaisussa kuormat on laskettu virtaamapainotteisina Rekolaisen ym. (1991) laskenta menetelmällä 4. 4 Tulokset 4.1 Nurmespurojen vuosikuormien erot luonnontilavaiheen aikana Valtimon alueen Murtopuro- ja Liuhapurojen vuosikuormat erottuivat Sotkamon alueen puroista korkeamman orgaanisen aineen (kuva 2), kokonaistypen (kuva 3), kokonaisfosforin (kuva 4) ja fosfaattifosforin kuormissa (kuva 5). Kivipuron fos faattifosforikuormat olivat korkeammat kuin muiden Sotkamon alueen purojen. Kiintoaineen vuosikuormat eivät poikenneet toisistaan millään purolla vertailujaksol la (kuva 6). Kuva 2. Nurmespurojen vuosittainen kemiallisen hapenkulutuksen kuorma vuosina 1979—95 33 Kuva 3. Nurmespurojen vuosittainen kokonaistyppikuorma vuosina 1979—1997. Kuva 4. Nurmespurojen vuosittainen kokonaisfosforikuorma vuosina 1979—97. Kuva 5. Nurmespurojen vuosittainen fosfaattifosforikuorma vuosina 1979 —97. 34 Kuva 6. Nurmespurojen vuosittainen kiintoainekuorma vuosina 1979—97. 4.2 Purottainen vuosikuormien keskiarvojen tarkastelu jaksojen 1979—82, 1983—85, 1986—88, 1989—91 ja 1992—95 aikana 4.2.1 Murtopuro Murtopuron kokonaistypen vuosikuormat nousivat kaksinkertaisiksi avohakkuun jäl keen 1983—85 ja edelleen kolminkertaisiksi jaksolla 1986—88 ojituksen ja maan muokkauksen jälkeen vertailukauden arvoihin nähden. Jakson 1992—95 kokonais typen vuosikuormat eivät poikenneet tilastollisesti vertailujaksojen arvoista. Murtopuron kokonaisfosforin vuosikuorma nelinkertaistui avohakkuun jälkeen (1983 —85) ja edelleen ojituksen ja maanmuokkauksen jälkeen (1986—88) yli viisinkertaistui luonnontilavaiheeseen verrattuna. Jaksoilla 1989—91 ja 1992—95 vuosikuormat eivät tilastollisesti poikenneet vertailujaksosta, mutta olivat edelleen 35 % korkeammat kuin luonnontilavaiheen aikana (kuva 3). Murtopuron fosfaattifosforin vuosikuorma kohosi avohakkuun jälkeen yli viisin kertaiseksi (1983 —85) ja ojituksen ja maanmuokkauksen jälkeen (1986—88) 4,5- kertainen. Jaksoilla 1989—91 ja 1992—95 vuosikuormat olivat 1,6-kertaisia vertai lujakson vastaaviin arvoihin verrattuna. Murtopurolla ojituksen ja maanmuokkauksen jälkeen (1986 —88) kiintoaineen vuosikuorman keskiarvo oli yli 170-kertainen vertailukauteen nähden ja edelleen 1989—91 yli 20-kertainen. Vuosien 1992—95 kiintoainekuormat olivat edelleen 18- kertaisia. 4.2.2 Koivupuro Koivupuron kokonaistypen vuosikuormat olivat lähes kaksinkertaiset vuosina 1983—88 ja 1,5-kertainen 1989—95 vertailukauden arvoihin nähden. Koivupuron kokonaisfosforin vuosikuorma hakkuun ja ojituksen jälkeen lähes kolminkertaistui (1983 —85) ja oli yli kaksinkertainen jaksolla 1986—88 sekä jaksoilla 1989—91 ja 1992—95 noin 1,5-kertaisia. Myöhemmin nämä arvot eivät poikenneet vertailukau den arvoista (kuva 4). 35 4.2.3 Suopuro Suopurolla ojituksen jälkeen jaksolla 1983—85 kokonaisfosforikuorma poikkesi muista jaksoista tilastollisesti merkitsevästi. Kuorma oli 2,5-kertainen muihin jak soihin verrattuna. Suopurossa kiintoainekuorma kohosi tuolloin kaksikymmenker taiseksi vertailukauteen nähden. Suopurolla kiintoainekuorma oli jaksolla 1992 95 yli kolminkertainen vertailukauteen nähden, jolloin myös kokonaisfosforikuorma oli 1,3-kertainen ja fosfaattifosforikuorma 2,4-kertainen. 4.2.4 Kivipuro Kivipurolla 1983—88 hakkuun ja maanmuokkaustoimien jälkeen ei todettu orgaani sen aineen, kiintoaineen tai kokonaistypen tai -fosforin vuosikuormissa tilastollisesti merkitseviä eroja. 4.3 Vuosien 1996—97 vuosikuormien alustava tarkastelu Murtopuron orgaanisen aineen vuosikuorma laski alle vertailukauden kuorman (kuva 2), samoin kokonaisfosforin ja fosfaaattifosforin ja kiintoaineen vuosikuormat olivat pienempiä kuin luonnontilavaiheen aikana (kuva 4, 5 ja 6). Koivupurolla kokonaisfosforin vuosikuormat olivat hieman korkeampia kuin vertailukaudella. 5 Tulosten tarkastelu Luonnontilavaiheen aikana kaikkien Nurmespurojen kiintoainekuormat olivat pie niä. Häiriintymättömässä metsäekosysteemissä ravinteiden kierto on lähes suljettua ja huuhtoutuminen vähäistä. Metsän kasvulle tärkeiden ravinteiden otto on tehokasta (Likens ym. 1974, Melillo ja Gosz 1983). Nurmestutkimuksen kuuden puron luonnontilavaiheen aikaiset kokonaisfosforikuormat vaihtelivat 3,8—14,9 kg km" 2a"'. Kauppi (1979) on esittänyt metsäisen valuma-alueen luonnontilavaiheen koko naisfosforiarvoiksi 4,6—5,6 kg km" 2 a"'ja Rekolainen (1989) puolestaan 5,9 —8,9 kg km" 2a"'. Murto- ja Liuhapurojen kokonais- ja fosfaattifosforikuormat olivat selvästi edellä esitettyjä samoin kuin Sotkamon suunnan purojen kokonais- ja fosfaatti fosforikuormia korkeampia. Murtopuron kokonaisfosfori- ja kokonaistyppikuormat vastasivat luonnontilassa lähes Rekolaisen (1989) metsätalousvaltaisilta valuma-alu eilta esittämiä tuloksia. Sotkamon suunnan purojen kokonaisfosfori- ja -typpi kuormat olivat kuitenkin korkeampia kuin kivennäismaavaltaisilta valuma-alueilta mitatut kokonaisfosforiarvot 1,2—4,1 kg km~ 2a"' ja kokonaistyppikuomat 42—116 kg km' 2 a" 1 luonnontilassa (Finer ym. 1995, 1997). Hakkuu katkaisee metsän ravinnekierron, kunnes ravinteet sitoutuvat kasvilli suuteen uudelleen. Hakkuun seurauksena myös kosteus- ja lämpöolot maaperässä muuttuvat, samoin maanpinnan rikkoutuminen lisää mineralisaatiota maaperässä (Vitousek ym. 1979). Samoin kuin Nicolson (1988) on todennut hakkuun jälkeen myös Murtopurolla fosfaattifosforin kuormat nousivat. Kohonneen pohjavesipinnan seurauksena maaperä muuttui anaerobiseksi, mikä osaltaan kiihdytti fosforin liuke nemista. Ojituksen (vuonna 1986) jälkeen pohjavesipinta laski selvästi vasta vuoden 1988 jälkeen (Pussinen ym. 1995), minkä jälkeen myös kokonais-ja fosfaattifosfori sekä kokonaistyppikuormat selvästi alenivat. 36 Hakkuun seurauksena vesimäärät kasvavat valuma-alueelta. Suojavyöhykkeestä huolimatta myös Kivipurolla vesimäärät kasvoivat hakkuun jälkeen (Seuna 1988). Tämä näkyi kuitenkin ainoastaan kaliumkuorman tilastollisesti merkittävänä nou suna (Ahtiainen ym. 1988). Maanmuokkauksen ja ojituksen jälkeen Murtopurolla nousi kiintoainekuorma erittäin merkittävästi, kuten myös Blackburn ym. 1990 ja Sullivan 1985 ovat ha vainneet. Murtopurolla kiintoainekuorma ei ole palautunut vertailukauden arvoihin vielä 1996—97. Maanpinnan käsittelyjen palautuminen vertailukauteen on arvioitu kestävän noin viisi vuotta mm. Blackburn ja Wood (1990). Nurmestutkimuksen tulokset osoittavat, että hakkuu turvevaltaisella alueella voi nostaa erittäin mer kittävästi ravinne- ja metallikuormia. Ojituksen ja maanmuokkauksen jälkeen eroo sioaineksen mukana lähtee ravinteita ja metalleja, kunnes kasvillisuus sitoo ne ja pohjavesipinta laskee riittävän alas. Ojaeroosion seurauksena etenkin suurilla vesi määrillä kiintoainekuorma voi jatkua korkeana lähes kymmenen vuotta toimenpitei den jälkeen. Kasvipeitteinen suojavyöhyke estää ravinteiden ja kiintoaineksen huuh toutumisen pintavesiin, samoin kuin lämpötilan nousun purovedessä. Hakkuuauk kojen sijoitteluun ja suojavyöhykkeiden leveyteen tuleekin kiinnittää toimenpiteitä - suunniteltaessa erityistä huomiota. Roby ym. (1977) havaitsi, ettei hakkuun hai tallisia vesistövaikutuksia esiintynyt, kun suojavyöhykkeet olivat yli 30 metriä leveitä. Suojavyöhyke puron ja käsittelyalueen välissä esti myös Nurmestutkimuk sen puroissa tehokkaasti veden laadullisia ja vesibiologisia muutoksia (Ahtiainen 1995, Holopainen ja Huttunen 1995). Kirjallisuus Ahtiainen, M. 1988. Effects of clear-cutting and forestry drainage on water quality in the Nur mes-study. Julk. Symposium on the hyrdology of wetlands in temperate and cold regions. Joensuu, Finland 6—B June 1988. Suomen Akatemian julkaisuja 4/1988: 206—219. Ahtiainen, M. 1990. Avohakkuun ja metsäojituksen vaikutukset purovesien laatuun. Vesi- ja ympäristöhallituksen julkaisuja 45: I—llo. Ahtiainen, M. 1992. The effects of forest clear-cutting and scarification on water quality of small brooks. Hydrobiologia 243/244: 465—473. Ahtiainen, M. 1993. The effects of forest practices on the water quality of small brooks. Julk. Giussani, G. & Callieri, C. (eds.). Stategies for Lake Ecosystems Beyond 2000. Pro ceedings of the s'" International Conference on the Conservation and management of Lakes. Stresa (Italy), May 17—21, 1993: 365—368. Ahtiainen, M., Holopainen, A-L. & Huttunen, P. 1988. General description of the Nurmes study. Julk. Symposium on the hyrdology of wetlands in temperate and cold regions. Joen suu, Finland 6—B June 1988. Suomen Akatemian julkaisuja 4/1988: 107—121. Ahtiainen, M., Huttunen, P. & Holopainen, A-L. 1993: Metsätaloustoimenpiteiden vaikutukset purovesien laatuun ja hydrobiologiaan. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 455: 27—160. Alasaarela, E., Kubin, E., Seuna, P., Ylitolonen, A. & Välitalo, J. 1995. Päätehakkuun ja maan muokkauksen vesistövaikutukset (tässä julkaisussa). Blackburn, W.H., Knight, R.W., Wood, J.C & Pearson, H.A. 1990. Stormflow and sediment loss from intensively managed forest watersheds in East Texas. Water Resources Bulletin 26: 465—477. Blackburn, W.H. & Wood, J.C. 1990. Nutrient export in stormflow following forest harvesting and site-preparation in East Texas. Journal of Environmental Quality 19: 402—408. 37 Bormann, F.H., Likens, G.E., Fisher, D.W. & Pierce, R. S. 1968. Nutrient loss accelerated by clear-cutting of a forest ecosystem. Science 159: 882—884. Brink, N., Gustafson, A. & Persson, G. 1979. Losses of nitrogen, phosphorus and potassium from arable land. (In Swedish with English Abstract). Swedish University of Agricultural Sciences. Division of Water Management. Ekohydrologi 4: 7—57. Cassell, E.A., Forcier, L.K. & Shane, J.B. 1982. Water quality and forestry in Vermont: a problem assessment. Verm. Univ. Burlington, Scchool of Natural Recources, June 1982. 36 P- Finer, L., Ahtiainen, M., Kellomäki, S., Mannerkoski, H., Möttönen, V„ Piirainen, S., Seuna, P., Starr, M. & Vanhala, P. 1995. Avohakkuun ja maanmuokkauksen vaikutukset veden ja ravinteiden kiertoon. Suomen ympäristö 2:383—398. Finer, L., Ahtiainen, M., Mannerkoski, H., Möttönen, V., Piirainen, S., Seuna, P. & Starr, M. 1997. Effects of harvesting and scarification on water and nutrient fluxes. A description of catchments and methods, and results from the pretreatment calibration period. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 648:2 —38. Heikkilä, R. 1991. Influence of land use on the sedimentation of the river delta in the Kyrönjo ki drainage basin. 1991. Hyrdobiologia. 214: 143—147. Holopainen, A-L. & Huttunen, P. 1992. Effects of forest clear-cutting and soil disturbance on biology of small forest brooks. Hydrobiologia 243/244: 457—464. Holopainen, A-L. & Huttunen, P. 1995. Avohakkuun, maanmuokkauksen ja ojituksen hydro biologiset vaikutukset ja niiden kesto Nurmes-tutkimusalueella. Suomen ympäristö 2:185 197. Holopainen, A-L., Hovi, A. & Rönkkö, J. 1988. Lotic algal communities and their metabolim in small forest brooks in Nurmes area of eastern Finland. Aqua Fennica 18: 29—46. Holopainen, A-L., Huttunen, P. & Ahtiainen, M. 1991. Effects of forestry practices on water quality and primary productivity in small forest brooks. Verh. Int. Verein. Limnol. 24: 1760—1766. Hornbeck, J.W., Pierce, R.S., Likens, G.E. & Martin, C.W. 1975. Modelling the impact of contemporary forest cutting on hydrologic and nutrient cycles 423—433. Proc. Internat. Symp. Hydrol. Char. River Basin lAHS Pubi. 117. Huttunen, P. & Holopainen, A-L. 1993. Long-term effects of ditching on the biology of small forest brooks. Giussani, G. & Callieri, C. (eds.). Strategies for lake ecosystems beyond 2000. Proceedings of the sth International Conference on the Conservation and Management of lakes. Stresa (Italy), May 17—21, 1993:377—390. Kauppi, L. 1975. Orgaanisen aineen huuhtoutuminen ja siihen vaikuttavat tekijät. Summary: The washing out of organic matter and factors affecting it. Nat. Board of waters, Finl. , Rep. 84 72p. Kauppi, L. 1979. Effect of drainage basin characteristics on the diffuse load of phosphorus and nitrogen. Publications of the Water Research Institute 30:21—41. Kauppi, L., Sandman, 0., Knuuttila, S., Eskonen, K., Liehu, A., Luokkanen, S. & Niemi, M. 1990. Maankäytön merkitys vesien käytölle haitallisten sinileväkukintojen esiintymisessä. Vesi- ja ympäristöhallinnon julkaisuja 48: 1—55. Lepistö, A. & Kivinen, Y. 1994. Source areas for storm runoff generation estimated by isotope methods and the TOPMODEL. Julk. Kanninen, M. & Heikinheimo, P. (toim.). The Finnish Research Programme on Climate Change, Progress Report 2. Publ. Of the Academy of Finland: 97—103. Likens, G.E. & Bormann, F.H. 1974. Linkages between terrestial and aquatic ecosystems. Bioscience 24: 447—456. Lundin, L. & Bergquist, B. 1990. Effects on water chemistry after drainage of a bog for forestry. Hyrdobiologia 196: 167—181. Pennsylvania State University. Institute for reseach on land and water resources. Office 38 Lynch, J.A., Corbett, E.S. & Sopper, W.E. 1980. Re-evaluation of management practices on the biological and chemical characteristics of streamflow from forested watersheds, of Water research and technology. 99. Melillo, J.M. & Gosz, J.R. 1983. Interactions of biochemical cycles in forest ecosystems. Bolin, B. & Cook, R.B (eds.). The major biochemical cycles and their interactions. Scope 21: 177—217. Nicolson, J.A. 1988. Alternate strip clearcutting in upland black spruce. The impact of harvesting on the quality of water flowing from small basins in shallow-soil boreal ecosys tems. The forestry Chronicle 64: 52—58. Nik, A. r. H., Lee, R.. & Helvey, J.D. 1983. Climatological Watersheds calibration. Water resources Bulletin 19:47—50. Ollikainen, M. 1992. Karjalan Pyhäjärven tila 1980-luvulla sedimentin piilevien ilmentämänä. Vesi-ja ympäristöhallinnon julkaisuja 87: I—sB. Rekolainen, S. 1989. Phosphorus and nitrogen load from forest and agricultural areas in Finland. Aqua Fennica 19: 95 —107. Pussinen, A., Holmberg, M.., Vehviläinen, 8., Seuna, P. & Ahtiainen, M. 1995. HBV-mallin sovellus Nurmes-aineiston pienille valuma-alueille. Suomen ympäristö 2: 51—60. Rekolainen, S., Posch, M., Kämäri, J. & Ekholm, P. 1991. Evaluation of the accuracy and precision of annual phosphorus load estimates from two agricultural basins in Finland. Journal of Hydrology 128:237-—255. Roby, K. 8., Erman, D.C. & Newbold, D.J. 1977. Biological assessment of timber management activity impacts and buffer strip effectiveness on natural forest streams of Northern California. Earth Resources, monograph 1: 169. Rosen, K. 1982. Supply, loss and distribution of nutrients in three coniferous forest watersheds in central Sweden. Swedish Univ. Agr. Sci., Dept. For. Soils, Rep. in Forest Ecology and Forest Soils Uppsala. 41: I—7o. Sandman, 0., Turkia, J. & Huttunen P. 1994 a. Metsätalouden pitkäaikaiset vaikutukset suuris sa järvissä, Kuhmon Änättijärven ja Lentuan sedimenttitutkimus. Vesi- ja ympäristö hallituksen julkaisuja 179: 1—56. Sandman, 0., Kauppi, L., Tossavainen, T. 1994 b. Metsäojitusten ja -lannoitusten aiheuttamien ravinnehuuhtoutumien pidättyminen järvikerrostumiin. Vesi- ja ympäristöhallinnon julkaisuja 179: 59—84. Seuna, P. 1983. Small basins a tool in operational and scientific hydrology. Tiivistelmä: Pienet valuma-alueettieteellisen ja sovelletun hydrologian tutkimusvälineenä. Publications of Water Research Institute 51, 61p. Seuna, P. 1988. Effects of clear-cutting and forestry drainage on runoff in the Nurmes-study. Symposium on the hydrology of wetlands in temperate and cold regions. Joensuu, Finland 6—B June 1988. Suomen Akatemian julkaisuja 4/1988: 122—134. Sullivan, K. 1985. Long-term patterns of water quality in a managed watersheded in Oregon: 1 suspended sediment. Water Resources Bulletin 21: 977 —987. Vesi- ja ympäristöhallitus 1981. Vesihallinnon analyysimenetelmät. Vesihallituksen tiedotus 213. 136 s. Vesihallitus 1984. Vesiviranomaisten käyttämät vesitutkumusten näytteenottomenetelmät. Toinen korjattu painos. Vesihallituksen julkaisuja 40. 36 s. Vitousek, P.M., Gosz, J.R., Grier, C.C., Melillo, J.M., Reiners, W. & Todd, R.L. 1979: Nitrate losses from disturbed ecosystems. Interregional comparative studies show mechanisms underlying forest ecosystems response to disturbance. Science 204: 469—474. Vuori, K-M., Joensuu, I. & Latvala, J. 1995. Metsäojitusten vaikutus veden laatuun, pohja eläimistöön ja taimenen ravintoon isojoen vesistössä. Suomen ympäristö 2:265 —277. Ziemer, R.R., Lewis, J., Rice, R.M. & Lisle, T.E. 1991. Modeling the cumulative watershed effects of forest management strategies. Journal of Environment Quality 20: 36—42. 39 Metsätalouden aiheuttaman metalli- ja humuskuormituksen ekotoksikologiset vaikutukset Suomen ja Venäjän Karjalan vesistöissä: alustavia tuloksia maasto- ja laboratoriotutkimuksista Kari-Matti Vuori, Ludmila Dubrovina, Tatjana Regerand, Petri Liljaniemi, Hannu Luotonen, Boris llyashuk, Olle Siren ja Jussi Kukkonen 1 Johdanto Metsätalouden aiheuttaman vesistökuormituksen tutkimuksessa on pääpaino ollut kiintoaine- ja ravinnekuormituksen selvittämisessä. Eräs vähemmän tutkittu ilmiö on metsätalouden aiheuttama metallikuormitus, jonka määrästä, laadusta ja ekolo gisista vaikutuksista vesiluontoon ei tiedetä riittävästi. Viimeaikaisissa tutkimuk sissa on ilmennyt, että metsä- ja turvetalouden aiheuttama lisääntynyt metallien huuhtoutuminen vesistöihin (Lahermo ym. 1996) voi haitata vesieliöiden toimeen tuloa ja vesiekosysteemien toimintaa (Vuori ym. 1998). Etenkin raudan ja alumiinin huuhtoutuminen ja pitoisuudet vesiympäristössä ovat lisääntyneet tehostuneen metsätalouden seurauksena (Ahtiainen 1988, Ahtiainen ja Huttunen 1995, Vuori 1995 a, Vuori ym. 1998). Suurin osa alumiinista, raudasta ja useista muistakin metalleista huuhtoutuu ja kulkeutuu vesistöissä humukseen ja kiintoainekseen sitoutuneena (mm. Förstner ja Wittmann 1979; Vuori 1995 a). Epäorgaaninen kiintoaine aiheuttaa vesieliöstölle lähinnä epäsuoria, fysikaalisiin häiriöihin ja habitaattimuutoksiin perustuvia haittoja (Vuori ja Joensuu 1996), kun taas metallien ja humuksen erillis- ja yhdysvaiku tukset voivat olla sekä suoria että epäsuoria. Suorat vaikutukset aiheutuvat metallien ja humusaineiden toksisuudesta (Petersen ym. 1987; Kukkonen 1991; Peuranen ym. 1994; Vuori 1995a,b). Erityisesti liuenneet ja kolloidiset humusaineet muodostavat herkästi komplekseja metallioksidien kanssa (Dahm 1981; Tipping 1981), mikä voi aiheuttaa eliöiden hengitysaineenvaihdunnalle ja kasvulle epäsuoria haittoja mm. muuttamalla biologisten ja ei-biologisten pintojen fysikaalis-kemiallisia ominaisuuksia (Davison ja DeVitre 1992; Gerhardt ja Westermann 1995; Vuori 1995 a). Maastohavainnot ja -kokeet ilmentävätkin metallien ja humuksen ekotoksikologisten vaikutusten kiinteää vuorovaikutusta (Weatherley ym. 1991; Vuori 1995 a). Alumiini, rauta ja humus vaikuttavat ratkaisevasti myös ravinteiden, erityisesti fosforin kulkeutumiseen ja biologiseen saatavuuteen ja siten vesistöjen rehevöitymiseen (Tate ym. 1995; Vuori 1995 a). 40 Alumiinin ja raudan on viime vuosina havaittu aiheuttavan oletettua enemmän haitallisia vaikutuksia pohjaeläimistölle (Vuori 1995 b, 1996) ja kaloille (Peuranen ym. 1994; Vuorinen ym. 1996) myös humusvesissä. Liuenneet orgaaniset aineet ja rauta ovat jo nykyisellään merkittävä pintavesien laatua huonontava tekijä monin paikoin Karjalassa (Filatov ym. 1992; Niinioja ym. 1996). Tulevaisuudessa metsä talouden voimaperäistyminen Venäjän Karjalassa, happamoituminen sekä Suomen 1970—1990 lukujen intensiivisen metsätaloustoiminnan aiheuttamat mahdolliset kumulatiiviset vaikutukset lisäävät tarvetta selvittää yksityiskohtaisemmin metalli ja humuskuormituksen ekotoksikologisia vaikutuksia. Ympäristöministeriön rahoituksella lähialueyhteistyönä toteutettava tutkimus hankkeemme selvittää metsätalouden humus- ja metallikuormituksen vaikutuksia vesiluontoon Suomen ja Venäjän Karjalassa. Tutkimuksen käytännön toteutus on järjestetty Pohjois-Karjalan Ympäristökeskuksen (PKA), Joensuun yliopiston biolo gian laitoksen (JoY), Karjalan Tiedekeskuksen Vesientutkimusinstituutin (NWPI, Petroskoi) sekä Kolan Tiedekeskuksen Pohjoisen teollisuuden ekologisten ongel mien tutkimusinstituutin yhteistyönä. Tässä raportissa esittelemme alustavia tulok sia hankkeen maasto-ja laboratoriotutkimuksista vuosilta 1996—1998. 2 Aineisto ja menetelmät 2.1 Maastotutkimukset Maastossa kerättiin pohjaeläin-, vesisammal-, kala-, vesi-ja metallikertymänäytteitä sekä kuvattiin virtavesihabitaattien ominaispiirteitä. Tutkimuskohteiksi valittiin Suomen itäisin valuma-alue, Ylä-Koitajoen valuma-alue. Ylä-Koitajoen maan käytössä on valtakuntien välillä jyrkkä ero. Ylä-Koitajoen valuma-alueen 2262 km 2 pinta-alasta valtaosa, yli kolme neljäsosaa, sijaitsee Venäjän puolella. Suomen puo leisen valuma-alueen noin 522 km 2 pinta-alasta suuren osan kattavat laajat suot, jot ka ovat enimmäkseen turvetuotannossa tai tuotantoon varattuja. Kallioperä koostuu pääasiassa graniittisista pohjagneisseistä, mutta paikoin ns. Vihreäkivivyöhykkee seen liittyen esiintyy metamorfoituneita vulkaniitteja ja sedimenttejä, mm. sarvi välke- ja kiilleliusketta sekä fylliittejä. Nämä arkeeiset vihreäkivet sisältävät run saammin metallisia alkuaineita kuin gneissigraniitit (Lahermo ym. 1996). Metsähallituksen harjoittama intensiivinen metsätaloustoiminta ojituksineen ja hakkuineen kattaa pienialaisia suojelualueita lukuun ottamatta koko Suomen raja vyöhykkeen, kun taas Venäjän puolella valuma-alueet ovat ojittamattomia, ja hak kuut ovat olleet enimmäkseen pienimuotoisia. Venäjän puolella tutkimuskohteiden valinnan sääteli kohteiden saavutettavuus käytettävissä olevan ajan puitteissa. Itäisin tutkimuskohde oli Vuottojärven luusua (62"49', 31 "46'), eteläisin Koitajoen suu rimpiin sivu-uomiin lukeutuva Kotajoki (62"44\ 31 "43') ja pohjoisin/koillisin Sav neone-järveen laskeva puro (63"12', 31"33'). Suomen puolella kerättiin näytteitä 10 rajavyöhykkeen puro- ja koskikohteesta. Pohjoisin kohde oli Nuottilammesta las keva Nuottipuro (63E04', 31E21') ja eteläisimmät aivan rajan tuntumaan ulottuvilta ojitusalueilta ja Asumalammesta laskevat Asumapuro (62E57', 31E33') ja Asu majoki (62E56'30", 3 1E31'). Näyteasemista neljä sijaitsi Koitajoen pääuomassa. 41 Kustakin maastokohteesta valittiin 50 m pituinen jakso koskimaisesta kohdasta. Uoman ja ranta-alueen habitaatin ominaispiirteet kartoitettiin soveltaen englanti laista River Habitat Survey-ohjeistoa (National Rivers Authority 1995). Tutkimus alueelta mitattiin lisäksi molemmilta rannoilta kaikista uomaan kaatuneista, yli 10 cm halkaisijaltaan olevista puista pituus ja rinnankorkeusläpimitta. Samalta alueelta valittiin satunnaisesti ala-, keski- ja yläosasta pohjaeläinten ja vesisammalten näyt teenottopaikat. Pohjaeläinnäytteet otettiin potkuhaavimenetelmällä (Suomen stan dardisoimisliitto 1989) ja ne säilöttiin 70 % etanoliin. Laboratoriossa makroskoop piset pohjaeläimet poimittiin ja määritettiin tarkimmalle mahdolliselle taksonomi selle tasolle. Vesisammaleet kerättiin veden alle jäävien kivien ja puiden pinnoilta, puristettiin enin vesi pois ja säilöttiin paperikuoreen määritystä varten. Metallikuormituksen tason selvittämiseksi otettiin virtapaikoilta Fontinalis antipyretica- sammalnäytteitä, joista analysoitiin alumiinin, raudan, kadmiumin, sinkin, kuparin, lyijyn ja nikkelin pitoisuudet. Näytteenottoja sammalten jatkokäsit tely tapahtui Vuoren ja Sirenin (1996) kuvaamalla tavalla. Analyysit tehtiin Keski pohjanmaan ympäristökeskuksen laboratorion AAS-laitteistolla (Perkin Elmer 5000 Zeeman) Suomen standardisoimisliiton standardien SFS 3044, 3047 ja 5502 mu kaisesti. Analyyttinen tarkkuus varmistettiin käyttämällä EU:n referenssitoimiston sertifikoitua vesisammal-referenssimateriaalia (Platihypnidium riparioides, BCR No. 61). Jokaisesta kohteesta otettiin vesinäytteet metallien (AI, Fe, Mn, Ca, Mg, Cd, Cu, Pb, Zn, Ni) kemiallisen hapenkulutuksen (COD) ja kokonaisfosforin pitoisuuksien analysoimiseksi. Kuljetusvaikeuksista ja näytteiden vanhenemisesta johtuen ei tutkimuksessa pystytty analysoimaan veden laatua kattavammin. Tässä raportissa esitetään alustavia tuloksia veden laadusta ja vesisammalten me tallipitoisuuksista Koitajoen vesistössä. Tulokset pohjaeläinten ja vesisammalten esiintymisestä sekä habitaattien rakenteesta esitetään myöhemmin valmistuvissa julkaisuissa. 2.2 Laboratoriokokeet Raudan ja alumiinin yhdys- ja erillisvaikutuksia tutkittiin toksisuustestein humus pitoisuudeltaan erilaisissa vesissä. Testivesinä olivat Pielisjoen ja Kuorinka-jarven vesi ja keinovesi. Altistusvesien pH säädettiin tasolle 5,0. Koe-eläiminä käytettiin Heptagenia- ja Ecdyonurus yoemen,?/.s'-päivänkorentojen nymfejä, Hydropsyche contubernali.s-vesipc:hosioukkvd, Daphnia magna-vesikirppuja sekä Lymnaea- ja Planorbarius-kotiloita. Tutkittavina vasteina olivat kuolevuus, morfologiset epämuo dostumat, histologiset kudosmuutokset sekä biokemialliset muutokset. Tässä raportissa esitellään tuloksia Ecdyonurus joemensis-kokcidcn kuolevuus- ja morfologiavasteista. Altistuskokeet tehtiin kahtena kesänä, 1997 ja 1998. Kesän 1997 kokeet tehtiin 3x3x2 -faktorikokeina, jossa sekä alumiinin että raudan tasoja oli kolme (kontrolli: nominaalipitoisuudet opg Al/Fe l' 1, käsittelyt: 30 ja 60 mg Fe 1"', 400 ja 800 pg AI l 1) ja veden humuspitoisuuden tasoja 2 (Pielisjoki, TOC=B,6 mg l' 1 , Keinovesi, TOC=O mg l' 1). Kesällä 1998 tehtiin LCSO/ECSO-kokeita raudalla (altistukset pitoisuuksissa 0, 5, 10, 20, 40, 80 mg l 1) ja alumiinilla (pitoisuudet 0, 2, 5, 10, 20, 40 mg 1') Pielisjoen ja Kuoringan (TOC=2,6 mg l 1) vesissä. Tutkittavat eläimet kerättiin Pyhäselän kivikkolitoraalista Joensuun Kuhasalossa. Eläimet poimittiin suoraan kivien pinnoilta muovipurkkeihin, joiden pohjalle asetettiin kiinnittymisalustaksi pieniä kiviä. Purkit kuljetettiin kylmävaraajilla viilennettyinä 42 laboratorioon. Toukat akklimoitiin koe-olosuhteisiin vuorokauden ajan. Toukat asetettiin pilttipurkkeihin 100 ml vesitilavuuteen. Koska toukat ovat thigmotaksisia, asetettiin niille purkkien pohjalle kiinnittymisalustaksi muovinen nippusiteen pätkä. Akklimoitumisjakson jälkeen purkkeihin vaihdettiin altistusvedet. 3 Alustavia tuloksia ja tulosten tarkastelua 3. 1 Veden laatu Venäjän virtavesien laadulle oli ominaista metallien ja fosforin alhaiset pitoisuudet ja orgaanisen aineksen (COD:n ilmentämänä) pieni määrä. Metsätalouden vaiku tukset veden laatuun ilmenevät etenkin kemiallisen hapenkulutuksen sekä rauta-, mangaani ja alumiinipitoisuuksien korkeina arvoina Suomen puolella verrattuna Venäjän näytteenottopaikkoihin (taulukko 1). Erityisesti Koitajoen ojitusten alapuo lisen Polvikosken sekä Asumapuron ja Asumajoen korkeat COD-luvut viittaavat humuksen ja muun orgaanisen aineksen lisääntyneeseen huuhtoutumiseen. Vas taavia kemiallisen hapenkulutuksen arvoja on mitattu maankuivatuksen ja metsän hakkuun voimakkaasti kuormittamissa kohteissa (Vuori 1995, Lepistö ym. 1995). Ko. kohteissa mitattiin myös korkeimmat alumiini- ja mangaanipitoisuudet. Kal siumin, magnesiumin, kadmiumin, kuparin, lyijyn, sinkin ja nikkelin pitoisuudet vesinäytteissä olivat yleensä alle määritysrajan. Poikkeuksena oli sinkki, jonka pi toisuudet olivat 5—6 |ig 1 1 Asumapuron ja Asumajoen vesinäytteissä. Viimeksi mainitut kohteet olivat myös hyvin happamia ja ja vailla haponsitomiskykyä (tau lukko 1). Veden laatuvertailun luotettavuutta rajoittaa näytteenoton ajoittuminen hydrologialtaan erilaisiin vuosiin. Venäjän näytteenotto ajoittui kuivan kesän 1996 jälkeiseen syksyyn, jolloin virtaamat olivat alhaisia. Vuoden 1997 sateisempaan syksyyn ajoittunut näytteenotto Suomen puoleisissa osissa oli ajoittain vaikeaa suh teellisen suurten virtaamien takia. Vastaavaa ongelmaa ei ole sammalten metalli pitoisuuksien vertailussa, koska sammalnäytteet otettiin samana syksynä. 3.2 Vesisammalten metallipitoisuudet 3.2.1 Alumiini vesisammalissa AAS-ajoissa referenssimateriaalin saanto-% alumiinin osalta oli 27,9—46,4 % ser tifikoiduista arvoista. Alumiinin analyysiongelmat liittyvät laitteistoon, laimennok siin ja märkäpolttoon. Analyysin toistettavuus toiminta-alueella o—loo ppb on vain ±2O % ja suurissa pitoisuuksissa laimennustarve voi kerrata virhettä edelleen. Lisäk si vain osa alumiinista liukenee märkäpolton yhteydessä. Tästä johtuen on saatuihin arvoihin suhtauduttava varauksellisesti. Näyteasemien välisistä eroista sekä niiden yleisestä Al-pitoisuuksien tasosta verrattuna muissa vesistöissä samoilla menetel millä saatuihin tuloksiin saadaan tuloksista kuitenkin suhteellisen hyvä kuva. Alumiinin pitoisuudet Fonfr'rca/is-sammalissa vaihtelivat Suomen puoleisissa latvapuroissa välillä 1235—5922 pg g 1 (kuivapainoa). Keskiarvo oli kaikkien puro jen suhteen laskien 3063 pg g" 1. Venäjän puoleisissa latvapuroissa pitoisuudet vaih telivat välillä 623—2176 pg g" 1 keskiarvon ollessa 1303 pg g' 1. Suomen puolella kaikkien purojen suhteen lasketut keskipitoisuudet olivat tilastollisesti merkitsevästi korkeammat kuin Venäjän puolella (Mann- Whitney U-testi, p<0,001). Erot ovat vielä selkeämpiä vertailtaessa yksittäisiä asemia keskenään. Sammalten alumiinipi 43 toisuuksien vaihtelu on Venäjän latvapuroissa selvästi vähäisempää kuin Suomen puroissa. Korkeimmat pitoisuudet mitattiin ojitusten muuttamien Pyötikön, Asuma joen, Hietajoen, Nuottipuron ja Verkkoputaan sammaleissa (kuva 1). Suuremmissa jokiuomissa (Venäjän Vuottojoen, Roukkenjoen, Kotajoen ja Koi tajoen sekä Suomen Koitajoen pääuoman näytepisteet) pitoisuudet vaihtelivat Suo men puolella välillä 1757—19904 ja Venäjän puolella välillä 557—5494 |ig g" 1 . Suomen puolella jokiuomien sammalten alumiinin keskipitoisuus (4081 |ag g" 1 ) kaikkien näytepisteiden suhteen laskettuna oli merkitsevästi korkeampi (M-W U testi, p<0,001) kuin Venäjän puolella (1332 jig g" 1 ). Kuva 1. Fontinalis ant/pyret/ca-sammalten metallipitoisuudet Ylä-Koitajoen Suomen ja Venäjän (RUS) puoleisissa virtapaikoissa. Pitoisuudet on ilmoitettu keskiarvoina (f.ig g-' kuivapainoa), hajontapylväs ilmaisee keskihajontaa (n=s). 44 Sammalten alumiinipitoisuuksien kohonneet tasot Ylä-Koitajoen Suomen puolen latvapuroissa ja pääuomassa ilmentävät todennäköisimmin metsätalouden kuor mituksen vaikutusta. Metsäojitusten on havaittu lisäävän alumiinin huuhtoutumista vesistöihin (Vuori ym. 1998). Pitoisuudet Venäjän puolella ovat yleisesti tasolla, jo ka vastaa vähän kuormitetuissa jokivesistöissä mitattuja arvoja. Esimerkiksi kir kasvetisen Tenojoen vesistössä Fontincilis antipyretican kokonaisten versojen kes kimääräiset pitoisuudet vaihtelivat Vuoren ja Sirenin (1996) tutkimuksessa välillä 95,8—784,9 (jg AI g' 1 pääuomassa ja välillä 118,5—477,1 (jg g"' latvapuroissa. Hu muspitoisemman Lestijoen suhteellisen vähän kuormitetun latvaosan pitoisuudet vaihtelivat Fontincilis dalecarlican kokonaisissa versoissa välillä 233—3353 (jg AI g"1 keskiarvon ollessa 1898—2142 (jg g' 1 (Joensuu ym. 1997). Eräissä Koitajoen Suomen puoleisissa osissa mitattiin tässä tutkimuksessa sammalversoissa alumiinipitoisuuksia, jotka ovat samaa suuruusluokkaa kuin metsätalouden ja alunamaiden maankuivatuksen kuormittamissa osissa Lestijoen vesistöä, jossa pitoisuudet vaihtelivat Vuoren ym. (1998 b) tutkimuksessa välillä 3060—17658 |jg g' 1 . Ylä-Koitajoen pitoisuudet olivat korkeimmillaan voimakkaasti ojitettujen alueiden läheisyydessä, etenkin Syväjärven alapuolisissa Hietajoen, Nuottipuron ja Pyötikön kohteissa sekä Koidansuon uudempien ojitusalueiden alapuolisessa Verkkoputaassa (kuva 1). Vastaavia pitoisuustasoja on mitattu myös Ranskassa Vosges-vuoriston happamoituneen latvavesistön Hygrohypnum ochracheum-sammalissa (Claveri ym. 1995). Korkeimmat vesisammalten alumiini pitoisuudet kokonaisissa versonosissa on mitattu happamien kaivosjätevesien likaa missa jokivesissä (>25000 (jg g' 1, Engleman ja McDiffett 1996). 3.2.2 Rauta vesisammalissa Raudan osalta ei referenssimateriaalin pitoisuudesta ole tietoja, mutta analyysien toistettavuus on hyvä. Latvapurojen sammalten keskimääräiset rautapitoisuudet vaihtelivat Suomen puolella välillä 10421—31346 ja Venäjän puolella välillä 9685—27835 |ig g" 1 . Keskipitoisuus Suomen puolella oli 21355 ja Venäjän puolella 17047 |jg g '. Ero oli tilastollisesti merkitsevä (p=0,012) koko aineiston osalta. Selvästi korkeimmat asemakohtaiset pitoisuudet mitattiin Suomen puolella ojitusten voimakkaasti kuormittamien Nuottipuron, Asumajoen ja Asumapuron sammalissa (kuva 1). Suomen puolella raudan keskipitoisuudet ylittivät monilla asemilla reilusti 20000 |ig g" 1 , kun vastaavasti Venäjän latvapurojen keskipitoisuudet jäivät selvästi sen alle. Ylä-Koitajoen jokiuomissa mitattiin raudan pitoisuuksia sammalissa välillä 10208—27357 |jg g"' Suomen puolella (keskiarvo 17 200 |jg g"') ja välillä 4413—30462 jig g" 1 Venäjän puolella (keskiarvo 10320 |ug g' 1). Keskipitoisuudet erosivat toisistaan tilastollisesti hyvin merkitsevästi (p<0,001). Raudan pitoisuudet olivat tässä tutkimuksessa yleisesti hieman korkeampia tasol la kuin esimerkiksi Lestijoen metsätalouden kuormittamissa latvaosissa Fontinalis antipyretican kokonaisissa versoissa mitatut pitoisuudet (Joensuu ym. 1997). Pitoisuudet olivat kuitenkin selvästi alhaisemmat kuin alunamaiden kuormittamissa kohteissa, joissa on korkeimmillaan mitattu yli 90 000 jag g" 1 rautapitoisuuksia (Vuori ym. 1998 b). Kaivosjätevesien kuormittamissa jokivesissä yli 50 000 jag g" 1 rautapitoisuudet ovat tavallisia (Engleman ja McDiffett 1996). Keskipitoisuuksien selvästi korkeampi taso Suomen puolella viittaa metsätalouden ja erityisesti 45 ojitusten rautakuormitusta lisäävään vaikutukseen, mikä on tuttu ilmiö myös mm. Nurmes-tutkimuksista (Ahtiainen ja Huttunen 1995). 3.2.3 Kadmium vesisammalissa Kadmiumpitoisuuksien osalta saantoprosentit sertifioituihin arvoihin verrattuna vaihtelivat välillä 92,3 —124,2 %, joten analyysien luotettavuutta voidaan pitää hyvänä. Latvapuroissa kadmiumin pitoisuudet vaihtelivat Suomen puolella välillä 0—4,0 pg g"' ja Venäjän puolella välillä 0—2,0 pg g"'. Nolla-arvot luonnollisesti tar koittavat, että pitoisuustaso on alle määritysrajan. Keskipitoisuudet olivat Suomen puolella 1,79 ja Venäjän puolella 0,46 pg g l . Ero oli tilastollisesti merkitsevä (Mann-Whitney U-testi, p=0,004). Jokiuomien sammalten kadmiumpitoisuuksien vaihteluvälit olivat Suomen ja Venäjän puolella samanlaiset kuin latvapuroissa. Keskiarvot olivat Venäjän puolella 1,0 ja Suomen puolella 1,13 pg Cd g' 1 . Ero ei ollut tilastollisesti merkitsevä (p=0,21). Fontinalis antipyretican kokonaisissa versonosissa kadmiumin taustapitoisuudet ovat tavallisesti < lpg g"1 (Vuori ym. 1998 b, Ukonmaanaho 1991). Ylä-Koitajoella Suomen puolen selvästi korkeammat kadmiumjäämät latvapurojen sammalissa viittaavat metsätalouden aiheuttamaan kuormitukseen. Korkeimmat pitoisuudet mitattiin Syväjärven alapuolisissa kohteissa ja Asumajoen alajuoksulla (kuva 1). Kallioperän metallianomalioiden, happamoitumisen ja maankäytön vaikutukset sammalten kadmiumpitoisuuksiin voivat olla merkittäviä. Ukonmaanahon (1991) tutkimuksessa Suomen Lapin puhtaana pidetyillä alueilla mitattiin Fontinalis antipyretican korkeimmaksi kadmiumpitoisuudeksi 4,9 pg g '. Suhteellisen korkeita pitoisuustasoja (> 2pg Cd g' 1) on mitattu myös happamoituneiden vuoristopurojen sammalissa (Claveri ym. 1995). Korkeimmillaan pitoisuudet voivat kuitenkin olla huomattavasti suurempia. Kaivosten ja teollisuuden likaamissa jokivesissä korkeimmat mitatut pitoisuudet sammalissa ovat olleet 44—90 pg Cd g' 1 (Wehr ja Whitton 1983, Con?alves ym. 1994). 3.2.4 Sinkki vesisammalissa Sinkkianalyysien luotettavuus oli hyvä, mitä kuvastavat välillä 100,7—107,3 % vaihdelleet saantoprosentit. Suomen puolella latvapurojen sammalten sinkkijäämät vaihtelivat välillä 263—5011 pg g ' kun vastaavasti Venäjän puolella pitoisuusvaih telu oli 69—4171 pg g" 1 . Suomen puolen keskimääräiset pitoisuudet (1931 pg g' 1 ) olivat Venäjän vastaavia (272 pg g' 1) tilastollisesti merkitsevästi korkeampia (p<0,001). Jokiuomien sammalissa pitoisuuserot olivat vielä suuremmat: Suomen puolella pitoisuudet vaihtelivat välillä 418—6535 pg g 1 keskipitoisuuden ollessa 2780 pg g" 1 , kun vastaavat arvot Venäjän puolella olivat 64—247 pg g" 1 ja 115 pg g"1. Ero keskipitoisuuksissa oli tilastollisesti erittäin merkitsevä (p<0,001). Sinkin pitoisuudet olivat tässä aineistossa Suomen näytteissä paikoin poikkeuk sellisen korkeita, mikä on todennäköisimmin seurausta ojitusten aiheuttamasta kuormituksen lisääntymisestä. Korkeita pitoisuuksia selittävänä tekijänä voisivat olla myös mahdolliset kallio- ja maaperän sinkkianomaliat, jotka ojitetuilla alueilla toimisivat sinkin lähteenä. Erityisesti laajojen ojitusalueiden alapuolisen Verkko putaan sekä Asumapuron ja sen läheisyydessä olevan Asumajoen ylemmän näytepisteen pitoisuudet olivat korkeita (>SOOO pg g', kuva 1). Korkeampia pitoisuuksia on mitattu lähinnä kaivosten ja teollisuuden likaamien jokivesien 46 sammalissa (>IOOOO jag g"', Wehr ja Whitton 1983). Venäjän sammalten keskimää räiset sinkkipitoisuudet edustivat humusvesille tyypillisiä taustapitoisuuksia. Lapin kirkkaammissa, vähän kuormitetuissa jokivesissä pitoisuudet ovat muutaman mikrogramman luokkaa (Vuori ja Siren 1996). Vertailukohteena voidaan käyttää jälleen alunamaiden kuormittamia Lestijoen vesistön osia, missä korkeimmat mitatut sinkkipitoisuudet ovat ko. sammallajilla olleet 222—264 jag g' 1 (Vuori ym. 1998 b). Alunamaiden vesissä lisääntynyt sinkin huuhtoutuminen ei kuitenkaan todennäköisesti lisää samassa suhteessa eliöstön sinkkipitoisuuksia, koska alunamaiden valumavesille tyypillisten korkeiden natrium-, magnesium ja vetyionipitoisuuksien tiedetään vähentävän sinkin biologista saatavuutta vesikas veilla (Moore ja Ramamoorthy 1984). Pohjois-Karjalan Na- ja Mg-köyhät vedet (Lahermo ym. 1996) ovat todennäköisesti herkempiä sinkin bioakkumulaation suhteen. 3.2.5 Kupari vesisammalissa AAS-analyysit antoivat kuparipitoisuuksien osalta tasaisen luotettavia tuloksia, mitä kuvastaa saantoprosenttien vaihtelu välillä 104,6—112,4 %. Suomen puolen latvapuroissa sammalten kuparipitoisuudet olivat 25—60 pg g' 1 keskiarvon ollessa 42 |jg g" 1 . Vastaavat arvot Venäjän puolella olivat 4—9 ja 8,3 pg g" 1. Keskimääräiset pitoisuudet olivat Suomen puolella merkitsevästi korkeammat kuin Venäjän puolella (p<0,001). Jokiuomissa pitoisuusvaihtelu oli Venäjän puolella 4—B ja Suomen puolella 12—109 pg Cu g" 1 . Keskimääräinen kuparipitoisuus oli Suomen jokipisteiden sammalnäytteissä 51 pg g"', mikä oli tilastollisesti merkitsevästi korkeampi kuin Venäjän jokinäytteiden vastaava arvo, 6,5 |_ig g" 1 (p<0,001). Venäjän sammalten kuparipitoisuudet olivat samaa tasoa kuin puhtaassa Teno joessa mitatut pitoisuudet (Vuori ja Siren 1996), kun taas Suomen puolella pitoi suudet ovat huomattavasti kohonneet ja verrannollisia metsätalouden ja alunamai den maankuivatuksen kuormittamien Lestijoen osien pitoisuuksiin (Joensuu ym. 1997, Vuori ym. 1998 b). Pitoisuustaso oli kuitenkin korkeimmillaan Suomen puo lella yli kaksinkertainen verrattuna alunamaiden pahiten kuormittamien kohteiden pitoisuuksiin. Korkeimmat pitoisuudet mitattiin laajojen ojitusten kuormittaman Koitajoen pääuoman Verkkoputaan näytteissä (kuva 1). Vielä paljon korkeampia kuparipitoisuuksia on mitattu kaivosten ja teollisuuden kuormittamien jokivesien Fontinalis-sammalten versoissa (157 —725 pg g" 1, Wehr ja Whitton 1983, Con9alves ym. 1994). 3.2.6 Lyijy vesisammalissa Myös lyijypitoisuuksien osalta AAS-analyysejä voidaan pitää kohtuullisen luotet tavina. Saantoprosentit olivat 82,1 —95,7 % sertifikoiduista arvoista. Sammalten lyi jypitoisuuksien vaihtelu oli Suomen latvapuroissa vähäisempää (1 —21 jag g' 1 ) ja keskiarvo merkitsevästi alhaisempi (6,7 |ag g"') kuin Venäjän latvapuroissa (8 —47 ja 22,0 pg g' 1, p<0,001). Ylä-Koitajoen jokinäytteiden pitoisuusvaihtelussa ja keski arvoissa ei ollut merkitseviä eroja Suomen (2—16 ja 8,5 pg g"') ja Venäjän (3—21 ja 7,2 pg g' 1) välillä (p=0,26). Koitajoen sammalten lyijypitoisuudet olivat yleisesti ottaen samalla tasolla kuin Suomen Lapissa Ukonmaanahon (1991) tutkimuksessa mitatut pitoisuudet. Ukonmaanahon aineistossa lyijypitoisuuksien keskiarvo oli 8,5 pg g' 1 ja korkein 47 mitattu pitoisuus 144,3 |ig g" 1 . Claveri ym. (1995) mittasivat happamoituneiden vuoristopurojen sammalissa korkeita lyijyjäämiä (88—189 jag g' 1). Paljon korkeampia pitoisuuksia on kuitenkin mitattu kaivosten ja teollisuuden likaamien jokivesien sammalissa (228—17800 pg g' 1 , Dietz 1973,Wehr ja Whitton 1983, Congalves 1994). 3.2.7 Nikkeli Nikkelianalyysien luotettavuutta kuvaavat hyvät referenssimateriaalin saantoprosen tit: 88,7—110,5 %. Nikkelin pitoisuudet vaihtelivat hyvin suuresti Suomen latvapu roissa (4 —486 jig g" 1 ) ja huomattavasti vähemmän Venäjän puolella (2—10 |ig g' 1 ). Suomen purojen korkea keskiarvo (201 |ig g"') oli tilastollisesti hyvin merkitsevästi suurempi kuin Venäjän keskiarvo (4,8 |ig g' 1, p<0,001). Myös jokiuomissa pitoisuu det vaihtelivat Suomen puolella huomattavasti (3—551 |jg Ni g' 1), kun vaihtelu Ve näjän puolella oli pientä (2—22 pg g" 1 ). Keskipitoisuus oli Suomen jokinäytteissä ti lastollisesti merkitsevästi korkeampi (155 ng g" 1 ) kuin Venäjän puolella (6,7 jag g"1 , p<0,05). Fontinalis antipyretican nikkelipitoisuudet olivat Venäjällä vähän kuormittamat tomien pohjoisten virtavesien tasoa (Ukonmaanaho 1991, Vuori ja Siren 1996). Suomen puolen latvapurojen sammalissa mitattuja nikkeliarvoja voidaan pitää paikoitellen poikkeuksellisen korkeina. Vastaavia arvoja on aiemmin mitattu lähinnä kaivosten kuormittamien jokivesien sammalissa (Wehr ja Whitton 1983, Con?alves ym. 1994). Geokemiallisen atlaksen mukaan Ylä-Koitajoen alueen puroveden ja -sedimenttien Ni-pitoisuudet ovat yleisesti alhaisia, mutta moreiinin hienoaineksessa esiintyy paikoin muuhun ympäristöön verrattuna lievästi kohonneita pitoisuuksia (21 —27 (jg g' 1, Lahermo ym. 1996). Eräs selitys korkeille nikkelipitoisuuksille on arkeeisten vihreäkivien esiintyminen alueella. Vihreä kivivyöhykkeitä pidetään otollisina mm. nikkeli- ja kultamalmien löytymiselle. Näiden metallien ohella vihreäkivivyöhykkeiden maaperästä on löydetty myös korkeita Cu- ja Zn-pitoisuuksia (Tenhola ja Hartikainen 1997). Poikkeuksellisen korkeita nikkelipitoisuuksia mitattiin tutkimusalueen pohjoisosassa sijaitsevien Nuottipuron, Hietajoen ja Pyötikön sammalissa (taulukko 1). Näiden kohteiden välittömään läheisyyteen, lähinnä pohjois- ja länsipuolelle, sijoittuu fylliiteistä ja kiilleliuskeesta sekä sarvivälkeliuskeesta muodostunut vihreäkivivyöhyke (Mononen ym. 1989). Luukkosen (1997) mukaan Suomussalmen ja Kuhmon vihreäkivivyöhykkeiltä paikannetut nikkeli (+-kupari) mineralisaatiot ovat mobili soituneet jonkin matkaa syntysijoiltaan, joten em. korkeat Ni-pitoisuudet varsinaisen vihreäkivivyöhykkeen ulkopuolella ei sinänsä liene yllätys. Sen sijaan Asumajoen alajuoksun korkeat nikkelipitoisuudet eivät näyttäisi liittyvän mihinkään tunnettuun vihreäkiviesiintymään. Se missä määrin Ylä-Koitajoen voimakkaat ojitukset ovat voineet lisätä nikkelin rapautumista ja huuhtoutumista maaperästä vesistöihin, vaatisi lisätutkimuksia. 48 Taulukko 1. Veden laatu Ylä-Koitajoen valuma-alueen sammalnäytteiden keruupaikoilla. Venäjän puolen tulokset ovat vuoden 1996 syyskuun ja Suomen puolen tulokset vuoden 1997 syyskuun vesianalyyseistä. L=alle määritysrajan. Näytepiste K.-ain mg/l Qfl| PH Väri Pt mg/l Tot.N ng/i Tot P ng/i Fe ng/i Mn ng/i Ca mg/l Mg mg/l AI Mg/' Cd Mg/l Cu ng/i Pb Mg/' Zn Mg/1 Ni Mg/' VENÄJÄ Kivipuro, ! 19 14 610 L15 1.1 0.5 85 L0.1 L1.0 LI L2 LI Nimetön, 2 18 36 860 L15 2.1 0.9 55 LO. 1 L2 LI Roukkcnjoki, 3 15 23 970 35 1.2 0.4 88 LO. 1 3 LI L2 LI Roukkcnpuro, 4 19 29 1000 34 1.1 0.4 120 LO. 1 2.6 LI L2 LI Vuottojoki. Alaj., 5 13 20 890 20 1.1 0.4 80 L0.1 1.2 LI L2 LI Vuottoioki luusua, 6 13 23 980 30 1.2 0.4 86 LO. 1 LI .0 LI L2 LI mmmm 13 20 1500 21 2.0 0.7 84 LO. 1 L1.0 LI L2 LI Karhupäänpuro, 8 ra 11 620 20 1.0 0.4 66 LO. 1 L1.0 LI L2 LI 15 20 480 20 1.2 0.4 78 LO. 1 L1.0 LI L2 LI 14 12 720 18 2.5 0.9 46 L0.1 L2 LI SUOMI ■ ■ ■ ■ 0.8 0.027 5.46 170 23 440 26 1200 41 1.5 0.5 L5 LI 0.9 0.021 160 23 440 26 1.5 0.5 140 LO. 1 L5 LI 1.0 0.021 5.59 200 28 460 19 1200 39 1.7 0.6 140 L0.1 L1.0 LI L5 LI 1.1 0.04 5.67 180 28 450 19 1.8 0.6 140 LO. 1 L1.0 LI L5 LI Polvikoski 0.7 0.027 5.29 200 34 470 15 1300 52 1.9 0.6 150 LO. 1 LI .0 LI L5 LI 45 540 13 1400 59 1.8 0.6 190 LO. 1 L1.0 LI 5 LI 0.2 -0.037 4.54 320 48 530 14 1300 59 1.8 0.6 190 L0.1 L5 LI Asumajoki, ala 0.3 330 50 530 14 1300 56 1.8 0.6 180 L0.1 L1.0 LI 6 LI 49 Kuva 2. Ecdyonurus joernensis-nymfin normaali kiduslamelli (a) kontrollikasvatuksesta sekä pullistunut ja kudosrakenteeltaan vaurioitunut kiduslamelli (b) alumiinille ja raudalle altistetulla nymfillä. 50 3.3 Toksisuustestit Jo alustavissa kokeissa havaittiin Ecdyonurus joernensis- ja Heptagenia nymfeillä kiduslamelleissa morfologisia muutoksia (kuva 2). Käytettäessä kuolevuutta vastemuuttujana, voitiin havaita, että rauta yksin lisäsi merkittävimmin eläinten kuolleisuutta faktorikokeissa (ANOVA, p=0,001). Myös raudan ja humuksen yhdysvaikutus oli lähes merkitsevä (p=0,051). Eläinten kuolevuus oli jonkin verran korkeampi humusvedessä. Koe-eläinten kidusten pinnoilla havaittiin humoosisessa Pielisjoen vedessä verrattain paljon saostumia. Keinovedelle tai kirkasvetisen Kuoringan vedelle altistetuissa toukissa vastaavat saostumat olivat huomattavasti harvinaisempia (Vuori ym., henk.koht. havainnot). Tulos viittaa siihen, että rauta-humussakat voivat humusvesissä lisätä vesihyönteisten kuolevuutta. Vastaavia tuloksia on saatu myös lohikalojen rauta altistuksissa (Peuranen ym. 1994). Kidusvasteita tarkasteltaessa havaittiin, että rauta yksin (ANOVA, p<0,001), mutta myös rauta ja alumiini yhdessä humoosisen veden kanssa (yhdysvaikutustermi p=0,031) lisäsivät merkitsevästi päivänkorentojen kiduspoikkeamien esiintymistä. Kidusmuutosten kaltaisia morfologisia vasteita käytetään ekotoksikologiassa ns. early warning -biomarkkereina (Vuori 1995 b). Päivänkorento-nymfien kidus muutosten syytä ei tiedetä, mutta on mahdollista että muutokset liittyvät metallien (ja humuksen) aiheuttamiin fysiologisiin muutoksiin kiduslamellien epiteelisolu koissa. Nymfien kidusepiteeleille on keskittynyt ionisäätelystä vastaavia kloridi solukoita (Berrill ym. 1991). Kirjallisuus Ahtiainen, M. 1988. Effects of forest clear-cutting and drainage on water quality in the Nurmes-study. Publ. Acad. Finland 4/1988:206—19. Ahtiainen, M. & Huttunen, P. 1995: Metsätaloustoimenpiteiden pitkäaikaisvaikutukset purovesien laatuun ja kuormaan. Teoksessa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.): Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen Ympäristö 2:33—50. Berrill, M.G., Taylor, G. & Savard, H. 1991: Are chloride cells involved in low pH tolerance and sensitivity? The mayfly possibility. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 48:1220—1225. Claveri, 8., Guerold, F. & Pihan, J.C. 1995: Use of transplanted mosses and autochthonous liverworts to monitor trace metals in acidic and non-acidic headwater streams (Vosges mountains, France). Sci. Tot. Environ. 175:235—244. E.P.R., Soares, H.M.V.M., Boaventura, R.A.R., Machado, A.A.S.C. & Esteves da Silva, J.C.G. 1994: Seasonal variations of heavy metals in sediments and aquatic mosses from the Cävado river basin (Portugal). Sci. Total Environ. 142:143—156. Dahm, C.N. 1981: Pathways and mechanisms for removal of dissolved organic carbon from leaf leachate in streams. Can. J. Aquat. Sci. 38: 68—76. Davison, W. & DeVitre, R. 1992: Iron particles in freshwater. In: Buffle, J. & Leeuwen van, H.P. (eds.): Environmental particles, Vol 1., Environmental Analytical and Physical Chemistry series, pp. 315—355. Dietz, F., 1973. The enrichment of heavy metals in submerged plants. In: Jenkins, S.H. (ed.), Advances in Water Pollution Research. Proceedings of the Sixth International Conference held in Jerusalem, June 18—23 1972, Pergamon Press, Oxford, pp 53—62. Engleman, C.J. & McDiffett, W.F. 1996: Accumulation of aluminium and iron by bryophytes in streams affected by acid-mine drainage. Environ. Pollut. 94:67 —74. Filatov, N., Sorokina, N., Lifsic ja Lozovik, P. 1992: Karjalan vesistöt ja niiden vesiekologiset ongelmat. Ekologinen tiedote nro 1: 9—15. 51 Förstner, U. & Wittmann, G.T.W. 1979: Metal pollution in the aquatic environment. Springer- Verlag, Berlin. Gerhardt, A. & Westermann, F. 1995: Effects of precipitations of iron hydroxides on Lepto phlebia marginata (L.) (Insecta: Ephemeroptera) in the field. Arch. Hydrobiol. 133:81—93. Joensuu, 1., Miettinen, L. & Vuori, K.-M. 1997: Tikankorven metsäojitushankkeen vesistö vaikutukset Lestijoessa. Keski-Pohjanmaan ympäristökeskuksen moniste Nro. 10. Kukkonen, J. 1991: Effects of dissolved organic material in fresh waters on the binding and bioavailability of organic pollutants. PhD thesis, Univ. Joensuu, Dept. Biology. Lahermo, P., Väänänen, P., Tarvainen, T. & Salminen, R. 1996: Suomen geokemian atlas. Osa 3: Ympäristögeokemia-purovedet ja -sedimentit.Geologian tutkimuskeskus, 150 s. Lepistö, A., Andersson, L., Arheim, B. & Sundblad, K. 1995: Influence of catchment characteristics, forestry activities and deposition on nitrogen export from small forested catchments. W.A.S.P. 84:81—102. Luukkonen, E.J. 1997: Geokemian hyödyntäminen komatiittisten nikkelimalmien etsinnässä Itä-Suomen arkeeisten vihreäkivivyöhykkeiden alueilla. Tiivistelmä, IV Geokemian päivät: Geokemia ja maankamaran kestävä käyttö, Kuopio 12.—13.11.1997. Mononen, P., Antikainen, T. & Kiiski, J. 1989: Koitajoen vesistöalueen tila ja siihen vai kuttaneet tekijät v. 1977—1987. VYH:n monistesarja Nro 244. McLean, R.O. & Jones, A.K. 1975: Studies of tolerance to heavy metals in the flora of the rivers Ystwyth and Clarach, Wales. Freshw. Biol. 5: 431—444. Moore, J.W. & Ramamoorthy, S. 1984: Heavy metals in natural waters. Applied monitoring and impact assessment. Springer Verlag, New York, 261 pp. National Rivers Authority 1995: 1995 River habitat survey. Field methodology guidance manual. National Rivers Authority, Newcastle Upon Tyne, UK. Niinioja, R. Mononen, P. & Rämö, A. 1996: Pohjois-Karjalan vesistöjen tila 1990-luvun alussa. Alueelliset ympäristöjulkaisut 17, Pohjois-Karjalan ympäristökeskus, 53 s. Petersen, R.C., Hargeby, A., Kullberg, A. 1987: The biological importance of humic material in acidified waters. A summary of the chemistry, biology and ecotoxicology of aquatic humus in acidified surface waters. Nat. Swedish Environ. Prot. Brd, Report 3388. Peuranen, S., Vuorinen, P., Vuorinen, M. & Hollander, A. 1994: The effects of iron, humic acids and low pH on the gills and physiology of Brown Trout (Salmo trutta). Ann. Zool. Fenn. 31:389—396. Suomen standardisoimisliitto SFS 1989: Vesitutkimukset. Pohjaeläinnäytteenotto käsihaavilla virtaavissa vesissä. Standardi SFS 5077. Suomen standardisoimisliitto SFS 1989: Vesitutkimukset. Pohjaeläinnäytteenotto käsihaavilla virtaavissa vesissä. Standardi SFS 5077. Tate, C.M., Broshears, R.E. & McKnight, D.M. 1995: Phosphate dynamics in an acidic mountain stream: Interactions involving algal uptake, sorption by iron oxide, and photoreduction. Limnol. Oceanogr. 40:938—946. Tenhola, M. & Hartikainen, A. 1997: Geokemialliset maaperätutkimukset Kuhmon ja Suo mussalmen arkeeisella vihreäkivivyöhykkeellä: kullanetsintään liittyviä ongelmia. Tiivistelmä, IV Geokemianpäivät: Geokemia ja maankamaran kestävä käyttö, Kuopio 12.—13.11.1997. Tipping, E. 1981: The adsorption of aquatic humic substances by iron oxides. Geochim. Cosmochim. Acta 45:191—199. Ukonmaanaho, L. 1991: Heavy metal concentrations of aquatic mosses in a pollutant free area. In: Pulkkinen, E. (Ed.): Environmental geochemistry in northern Europe, Geological Survey of Finland, Special Paper 9:235 —240. Vuori, K.-M. 1995 a: Direct and indirect effects of iron on river ecosystems. Ann. Zool. Fenn. 32:317—329. Vuori, K.-M. 1995b: Assessing the impact of river pollution via individuals, populations and guilds of hydropsychid caddis larvae. PhD thesis, University of Joensuu, Publications in Sciences, N0:32. 52 Vuori, K.-M. 1995 c: Species- and population-specific responses of translocated hydropsychid larvae (Trichoptera, Hydropsychidae) to runoff from acid sulphate soils in the river Kyrönjoki, western Finland. Freshw. Biol. 33:305—318. Vuori, K.-M. 1996: Acid-induced toxicity of aluminium to three species of filter feeding caddis larvae (Trichoptera, Arctopsychidae and Hydropsychidae). Freshw. Biol. 35:179 188. Vuori, K.-M. ja Joensuu, I. 1996: Impacts of forest draining on the macroinvertebrates of a small boreal headwater stream: do buffer zones protect lotic biodiversity? Biol. Conserv. 77:87—95. Vuori, K.-M. ja Siren, O. 1996: Raskasmetallit. Teoksessa: Huttula ym. (toim.): Tenojoen vesistön veden laatu ja biomonitorointi. Seurantaraportti. Alueelliset Ympäristöjulkaisut 23:48—52. Vuori, K.-M., Joensuu, 1., Latvala, J., Jutila, E. & Ahvonen, A. 1998: Forest drainage: a threat to benthic biodiversity of boreal headwater streams? Aquatic Conserv. Mar. Freshw. Ecos. 8: 745—759. Vuori, K.-M., Joensuu, 1., Siren, 0., Kulovaara, M. & Jokela, S. 1998: Vesisammalet ja pohjaeläimet Lestijoen vesistökuormituksen ilmentäjinä. WWF:n River 2000-projektin tutkimukset v. 1996—1997. Alueelliset ympäristöjulkaisut 92, Länsi-Suomen ympäristö keskus. Weatherley, N.S., Rutt, G.P., Thomas, S.P. & Ormerod, S.J. 1991: Liming acid streams: aluminium toxicity to fish in mixing zones. Water Air Soil Pollut. 55:345—353. Wehr, J.D. & B.A. Whitton, 1983: Accumulation of heavy metals by aquatic mosses. 2: Rhynchostegium riparioides. Hydrobiologia 100:261—284. 53 Kunnostusojituksen vesiensuojelututkimus Ensimmäisen vaiheen jatkotutkimukset ja toisen vaiheen kunnostus- ja täydennysojituksen vaikutukset valumaveden laatuun Pertti Manninen 1 Johdanto Tässä tutkimuksessa selvitetään kunnostusojituksen aiheuttamaa vesistökuormitusta ja sen biologisia vesistövaikutuksia. Projekti on aloitettu vuonna 1988. Tutkimus alueena on Mikkelin läänin luoteisosassa, Kangasniemen kunnassa sijaitsevan pie nen metsälammen, Rökö-Viitalammen valuma-alueella sijaitsevat kaksi vuosina 1964—1965 metsäojitettua suoaluetta, Ruununsuo ja Parkonsuo. Projekti on aloitettu vuonna 1988 tutkimusalueen kalibroinnilla, joka jatkui aina kesään 1992 asti jolloin toinen tutkimusalueista, Ruununsuon alue kunnostus- ja täydennys ojitettiin. Tämä ojituksen kahden ensimmäisen vuoden aikana aiheuttamat veden laadun, kuormituksen sekä biologiset muutokset (vuosina 1992—1994) on julkaistu aikaisemmin (Manninen 1995, Manninen 1998). Parkonsuo toimi vertailualueena vuoteen 1995 ja tämän jälkeen vuonna 1995 suoritettiin täydennys- ja kunnos tusojitus myös Parkonsuon alueella joka toimi ennen tätä kontrollialueena (kuva 1). Tässä esitetään lähinnä alustavia tuloksia toisen vaiheen (Parkonsuonoja 1995) kunnostus- ja täydennysojituksen vesistövaikutuksista sekä ensimmäisen vaiheen ojitustoimenpiteiden (Ruununsuonoja 1992) jatkotutkimusten tulokset (vuodet 1995—1997). 2 Aineisto ja tutkimusmenetelmät Tutkimuksessa sovelletaan ns. kalibrointikausi-vertailualuemenetelmää. Tutkimus alueella seurataan molempien ojitusalueiden laskuojien, itse lammen sekä lammen laskupuron veden laatua sekä määrää. Seuranta aloitettiin vuonna 1988. Näytteen ottotiheys kaikilla havaintopisteillä on huhti-toukokuussa kerran viikossa, syys loka-marraskuussa 2 x kuukaudessa ja kesä- sekä talvikuukausina kerran kuussa. Fysikaalis- kemiallisten seurantamenetelmien lisäksi on tarkastelualueella sovellettu ensimmäisessä vaiheessa (Ruununsuo) biologisina seurantamenetelminä ns peri fyton 1. päällyskasvustotutkimusta ja perustuotantoa/pimeäsitoutumista. Toisessa vaiheessa tutkimus kohdistui vain keinoalustoille kehittyvän/kertyvän materiaalin määrään sekä eri fraktioiden (kokonaiskiintoaines, mineraali- ja orgaaninen aines sekä a-klorofylli) osuuksiin. Kalibrointijakson pituus on alueella ollut neljä vuotta. Ojitustoimenpiteitä edeltäneet ojalinjojen hakkuut suoritettiin kevättalvella 1992, ja Ruununsuon alue on kunnostus- ja täydennysojitettu heinäkuun lopulla 1992 ja oji tusten jälkeinen kahden vuoden seurantajakso, 1992—1994, on raportoitu aikai semmin (Manninen 1995, 1998). Tehty kunnostusojitus käsitti 12 000 m uutta ojaa 54 (pääosin vanhojen sarkojen täydennysojitus) ja 2800 m ojanperkausta. Alueella Ruununsuon toimenpidealue on ojituksen yhteydessä varustettu kahdella normaa lilla laskeutusaltaalla (kuva 1). Altaiden tilavuus on ylempänä ojitusalueella olevas sa altaassa alle 100 m 3 ja alemmassa altaassa n. 110 m 3. Tämän jälkeinen kolmen vuoden seurantajakso päättyi vuonna 1997 ja on nyt raportointivaiheessa. V. 1995 kesällä suoritettiin Parkonsuon vertailualueen ojitus. Tämä uusi toimen pidealue erotettiin laskuojasta pintavalutuskentällä. Kenttä tehtiin tukkimalla alueen vanha laskupuro useammasta kohdasta ja kaivamalla alueen alapäähän kokoomaoja ennen vesien johtamista varsinaiseen laskuojaan. Parkonsuon ojituksesta ojaper kausta oli 9860 m ja uutta täydennysojitusta 790 m. Muodostetun pintavalutusken tän pinta-ala oli noin 1,6 ha ja kentän kokoomaojan jälkeisen perkaamattoman laskuojan pituus ennen alapuolista havaintoasemaa 200 m. Alueen maaston korkeussuhteet olivat suhteellisen pienet, ja ojituksen suunnittelun yhteydessä heräsi epäilys, että alueelle muodostuisi suuremman valunnan vallitessa melko laaja, käy tännössä pintavalutuskentän laajuinen vetinen alue jolla puun kasvu olisi heikkoa. Toisaalta märän ajanjakson kesto katsottiin sen verran rajatuksi, ettei merkittävää haittaa puustolle syntyisi. Kun metsän omistajalta saatiin vettymishaitasta huoli matta hankkeeseen lupa, se päätettin toteuttaa. Koko Rökö-Viitalammen valuma-alueen pinta-ala on n. 3 km 2 ja Ruununsuon toimenpidealueen pinta-ala on n. 1 km 2 ja Parkonsuon vertailualueen n. 0,5 km 2 . Molemmilla tarkastelualueilla on valtapuulajina mänty ja pääosa molemmista on tuoretta tai kuivahkoa kangasta (MT/VT, karkea/keskikarkea kangasmaa) sekä kuivaa tai kuivahkoa räme muuttumaa.) Alueen maaperä on turvetta ja moreenia. Kuva 1. Tarkastelualue ja havaintoasemat. 55 Muu osa tarkastelualueiden pinta-alasta on soistunutta kangasmaata, lähinnä korpea ja ojittamatonta rämettä. Rökö-Viitalammen valuma-alueella on suoritettu v. 1972 lannoitus, PK 43,5 ha ja NPK 23 ha. Tästä Ruununsuon alueelle sijoittuu PK-lannoitusta 11 ha ja NPK-lannoitusta 23 ha, mikä kattaa lähes koko suoalueen. Parkonsuon vertailualueen alueelle ei sijoitu lannoituksia. Ruununsuon valuma alueella on sen pohjoisosissa suoritettu v. 1992 noin 5 ha:n alalla pienimuotoisia uudistushakkuita. Parkonsuon alueella on uudistushakkuita suoritettu useina vuosina myös valuma-alueen laitaosissa: v. 1990 n. 6 ha, v. 1991 n. 7 ha, 1992 n. 9 ha, 1993 n. 2 haja v. 1994 n. 2 ha. Valunnan mittauksessa käytetään limnigrafilla varustettuja ns. Thomsonin mitta patoja ja limnigrafeja. Käytetyt menetelmät on selostettu tarkemmin Ruununsuon kunnostusojituksen jälkeisen kahden ensimmäisen vuoden raportoinnin yhteydessä (Manninen 1995, Manninen 1998). 3 Uudet tulokset Jäljempänä paneudutaan lähinnä viimeisen tarkastelujakson, 1995—1997 veden laadun muutoksiin verrattuna jaksoihin 1988—1992 (kalibrointijakso ennen ensim mäisen valuma-alueen Ruununsuon täydennys- ja kunnostusojitusta) ja jaksoon 1992—1994/1995 (kahden vuoden toimenpidejakso Ruununsuon ojituksen jälkeen ennen toisen valuma-alueen, Parkonsuon (vertailualue v. 1988—1995) kunnostus ja täydennysojitusta). 3.1 Parkonsuonojan ojitustoimenpiteiden jälkeen tapahtuneet muutokset Alueen pienten korkeuserojen vuoksi vesi patoutui alueen kunnostus- ja täyden ny sojituksen jälkeen pintavalutuskentän yläpuolen ojitusalueella suhteellisen laajalla alueella jo toimenpiteiden jälkeisenä syksynä. Näin tapahtui myös myöhempinä kevään ja syksyn tulvakausina. Vaikka korkeuserot alueella tiedettiin suhteellisen pieniksi, oli havaitun laajuinen veden patoaminen hieman yllättävä havainto. Pa dottu vesi ulottui laajimmillaan ja hitaasti virtaavana noin kolmen hehtaarin alueelle ojiin, joiden yhteispituus oli kartta-arvion perusteella 760 m. Ruununsuo Parkonsuo Tuore kangas, keskikarkea t. karkea kangasmaa, MT 38% 28% Kuivahko kangas, keskikarkea t. karkea kangasmaa, VT 8 % 12% Kuiva rämemuuttuma 28 % 5 % Kuivahko rämemuuttuma 10% 48% Joutomaaksi luokiteltava räme (^sähkölinja) 9% - 93 % 93 % 56 Kuva 2. Kokonaisfosforin pitoisuus Ruununsuonojassa ja Parkonsuonojassa ennen ja jälkeen kunnostus-ja täydennysojitusten. Parkonsuonojan veden laadun huomattavin muutos tehdyn kunnostusojituksen jälkeen oli eri fosforifraktioiden pitoisuuksien voimakas kohoaminen. Näistä koko naisfosforipitoisuus kohosi tasolta 30 pg 1 1 tasolle yli 100 pg 1-' eli noin 3,5-ker taiseksi ja fosfaattifosforin pitoisuus mediaanina tasolta 10 pg H tasolle 50 pg H eli noin viisinkertaiseksi (kuva 2). Liukoisten fosforifraktioiden osalta liukoisen kokonaisfosforin pitoisuus kohosi tasolta 22 pg l ' tasolle 80 pg 11,l 1, noin nelinkertai seksi ja liukoinen fosfaattifosfori tasolta 7 pg l ' tasolle 50 pg l" 1 , seitsemänkertai seksi. Suurin osa fosforin pitoisuuslisäyksestä on näin ollut liukoista fosfaattifos foria. Muutos on fosforin osalta huomattavan suuri, jollaista ei havaittu aikaisemmin v.1992 suoritetun Ruununsuon kunnostusojitustoimenpiteiden jälkeen. Pitoisuudet ovat suuria myös verrattuna myös aikaisempien ojitustutkimusten tuloksiin. Ojituk sen jälkeinen fosforin huuhtoutuminen on vaihdellut paljon eri tutkimuksissa, ja muutokset ovat yleisesti olleet Suomessa 1,5—2-kertaisia vertailujaksoon nähden. Kuva 3. Kokonaistypen pitoisuus Ruununsuonojassa ja Parkonsuonojassa ennen ja jälkeen kunnostus- ja täydennysojitusten. 57 Kokonaistypen pitoisuudessa havaitaan myös selvää kohoamista, tasolta 960 pg 1"' tasolle 1200 pg l' 1 , n. 25 % (kuva 2), mikä näkyy myös ammoniumtypen pitoisuudessa mikä on kohonnut noin 37 % tasolta 95 pg l" 1 tasolle 130 pg l" 1 . Nitriittitypen pitoisuudessa havaitaan etenkin pitemmällä aikavälillä selvä, tilastollisesti merkitsevä lasku pitoisuustasolta 5—6 pg 1"' tasolle 3pg l' 1 , n. 40 %. Nitraattitypen pitoisuudessa ei ojituksen jälkeen havaita selkeää pitoisuusmuutosta verrattuna koko ojitusta edeltävän havaintojakson pitoisuuteen. Kiintoainespitoisuus on Parkonsuonojassa pysynyt kunnostus- ja täydennysoji tuksen jälkeen alhaisella tasolla mg l" 1 (kuva 3) ja pitoisuus on mediaaniarvona ko honnut ennen ojitusta vallinneesta tilanteesta noin 50 %. Myös sameusarvossa ha vaitaan sama tasoa oleva kohoaminen verrattuna ennen toimenpiteitä vallinneeseen tilanteeseen, mutta arvo on ollut kuitenkin tasoa 1 FTU. Sekä kiintoaineksen että sa meuden muutokset ovat tilastollisesti merkitseviä. Gran- aikaiiniteetti/asiditeetti on kohonnut hieman ennen toimenpiteitä vallinneelta tasolta, mutta muutos ei ole ti lastollisesti merkitsevä (kuva 4). Veden pH-luku on kohonnut 0,1 —0,2 pH-yksik köä, mutta tulos on tilastollisesti merkitsevä (kuva 5). Sähkönjohtokyky on laskenut havaittavasti, tasolta 4,7 msm" 1 tasolle 4,1 msm" 1 ja tulos on tilastollisesti merkit sevä. Parkonsuonojan veden väriarvossa ja kemiallisessa hapenkulutuksessa ei ole tapahtunut ojituksen jälkeen havaittavia muutoksia. Emäskationeista havaitaan selvä pitoisuuden kohoaminen kaliumin osalta, arviol ta 100 % tasolta 0,4 mg 1 1 tasolle 0,8 mg 1"'. Natriumin osalta muutos on pienempi, alle 30 % tasolta 1,4 mg l' 1 tasolle 1,8 mg 11.l 1 . Raskasmetalleista kuparin osalta havaitaan myös tilastollisesti merkitsevä mutta lievä 20 % kohoaminen tasolta 0,9 pg l" 1 tasolle 1,1 pg l' 1 ja myös sinkin osalta havaitaan tilastollisesti merkitsevä 50 % nousu tasolta 3,6 pg l" 1 tasolle 5,4 pg 11.l 1 . Piin, mangaanin ja kalsiumin osalta ei ha vaita selkeitä muutoksia. Kuva 4. Kiintoainepitoisuus Ruununsuonojassa ja Parkonsuonojassa ennen ja jälkeen kunnostus- ja täydennysojitusten. 58 3.2 Ruununsuonoja Ruununsuonojan vuonna 1992 suoritetun täydennys- ja kunnostusojituksen veden laadun, kuormituksen sekä biologian muutokset kahden ensimmäisen ojitustoimen piteiden jälkeisen vuoden (1992—1994) aikana on raportoitu aikaisemmin (Manni nen 1995, 1998). Seuraavassa vertaillaan edelleen mainitun jakson ja tätä myöhem män jakson (1994—1997) muutoksia veden laadun osalta. Mainittujen aikajaksojen välillä ei kokonaisuutena ole tapahtunut kovin merkittäviä muutoksia. Verrattuna kahden ensimmäisen kunnostusojituksen jälkeisen vuoden, 1992 1994, veden laadun muutoksia vuosien 1994—1997 muutoksiin, merkittävin näistä on kaikkien fosforifraktioiden pitoisuuden pieneneminen vuosina 1994—1997. Näistä kokonaisfosfori (kuva 2), fosfaattifosfori ja liukoinen kokonaisfosfori ovat laskeneet noin 50 % ja liukoinen fosfaattifosfori 70 %. Kaikki fosforimuutokset ovat tilastollisesti merkitseviä. Typpipitoisuuksista kokonaistypen (kuva 3) ja nitririittitypen pitoisuudet ovat pysyneet vuosina 1994—1997 samalla tasolla kuin vuosina 1992—1994. Myös am moniumtypen pitoisuus on pysynyt molemmilla aikajaksoilla käytännössä samalla tasolla, joskin minimipitoisuudet ovat olleet vuosina 1994—1997 korkeampia. Nitraattitypen pitoisuus on sitä vastoin kasvanut 75 % ja tulos on tilastollisesti merkitsevä. Veden kiintoainespitoisuus (kuva 4) on pysynyt vuosina 1994—1997 käytännössä vuosien 1992—1994 tasolla eikä myöskään veden sameusarvossa ole havaittavissa ratkaisevaa muutosta. Gran-alkaliniteetti/asiditeettiarvo (kuva 5) on pysynyt v. 1994—1997 käytän nössä vuosien 1992—1994 tasolla ja myöskään veden happamuusluku (kuva 6) ei ole muuttunut merkittävästi. Raskasmetalleista raudan ja mangaanin pitoisuudet ovat laskeneet hivenen, mutta muutokset eivät ole tilastollisesti merkitseviä. Kuparin, alumiinin ja sinkin pitoisuu det ovat laskeneet tilastollisesti merkitsevästi. Kuparin pitoisuus on laskenut ennen ojitustoimenpiteitä vallinneelle tasolle (vertailujakso 1988—1992) ja alumiinin ja sinkin hieman vertailujaksoa alemmalle tasolle. Kuva 5. Gran-alkaliniteetti/asiditeetti Ruununsuonojassa ja Parkonsuonojassa ennen ja jälkeen kunnostus- ja täydennysojitusten. 59 Kuva 6. pH Ruununsuonojassa ja Parkonsuonojassa ennen ja jälkeen kunnostus- ja täydennysojitusten. Kaliumin, kalsiumin mangnesiumin ja natriumin pitoisuuksissa ei havaita selkeitä muutoksia vuosijaksojen 1992—1994 ja 1994—1997 välillä, mutta piin pitoisuus on laskenut tilastollisesti merkitsevästi. Kokonaisuutena Ruununsuon alueella kesällä suoritetun kunnostus- ja täyden nysojituksen vaikutukset alueelta laskevan veden laatuun ovat jatkuneet ojituksen jälkeen vuosijaksoilla 1992—1994 ja 1994—1997 eli viiden vuoden ajan käy tännössä saman kaltaisina ja tilastollisesti merkitseviä muutoksia havaitaan fosforin, nitraattitypen ja piin, kuparin, alumiinin ja sinkin sekä myös veden kemiallisen hapenkulutuksen osalta. Näistä fosforifraktioiden pitoisuuden kohoaminen ei ollut ojituksen jälkeisenä jaksona 1992—1994 selkeästi havaittavaa ja fosfaatti- sekä liu koisen fosfaattifosforin pitoisuudet laskivat suoritetun kunnostus- ja täydennysoji tuksen jälkeen. Jaksolla 1994—1997 fosforifraktioiden pitoisuudet ovat laskeneet alle tason, joka vallitsi Ruununsuonojassa ennen suoritettua kunnostus- ja täyden nysojitusta. Veden väriarvo ja kemiallinen hapenkulutus on myös laskenut edelleen jaksolta 1992—1994 jaksoon 1994—1997 nähden kuten ne laskivat jo heti kun nostus- ja täydennysojituksen jälkeen jaksolla 1992—1994. Kemiallisen hapen kulutuksen lasku on tilastollisesti merkitsevä. Samoin on tapahtunut myös sinkin ja piin sekä vähäisemmässä määrin myös alumiinin osalta. 3.3 Rökö-Viitalampi ja Parkonpuru Rökö-Viitalammen veden kiintoaineksen pitoisuus on kohonnut jaksolla 1995—1997 mediaanina pitoisuudesta 1,5 mg l 1 pitoisuuteen 2,4 mg 11,l 1 , 60 % verrattuna jaksoon 1992—1995. Tulos on tilastollisesti merkitsevä. Kiintoaineksen suuremmat arvot ovat ajoittuneet yleensä loppukesään-alkusyksyyn joten lammen planktinen biomassa on kiintoainespitoisuutta lisäävä tekijä. Samoin Gran alkaliniteetti ja pH ovat kohonneet tilastollisesti merkitsevästi, alkaliniteetti arvosta 0,050 mmoll 1 arvoon 0,077 mmoll" 1 ja pH-luku arvosta 5,3 arvoon 5,5. Ravinteista kokonaistyppi on kohonnut jaksolla 1995—1997 mediaanitasolta 880 (ig 1"' tasolle 1000 |ig l' 1 verrattuna jaksoon 1992—1995. Muista typpifraktioista nitraattityppi on 60 laskenut hieman jaksolle 1995—1997 tultaessa mutta muiden osalta ei havaita selkeitä muutoksia. Fosforin osalta kaikkien fraktioiden pitoisuudet ovat laskeneet jaksolle 1995—1997 tultaessa. Näistä fosfaattifosforin ja liukoisen fosfaattifosforin pitoisuuslasku on tilastollisesti merkitsevä. Raskasmetalleista ja emäskationeista vain mangaanin, kalsiumin ja magnesiumin pitoisuudet ovat kohonneet tilastollisesti merkitsevästi jaksolla 1995—1997 verra ttuna jaksoon 1992—1995. Piin ja sinkin pitoisuudet ovat vastaavassa vertailussa laskeneet hieman. Parkonpurun osalta vain kokonaistypen pitoisuus on kasvanut ja nitriittitypen se kä piin pitoisuus laskenut hieman vuosina 1995—1997 verrattuna jaksoon 1992— 1995. Happipitoisuuden kyllästyneisyydessä havaitaan myös lievää laskua jaksolla 1995—1997 verrattuna aikaisempiin jaksoihin 1988—1992 ja 1992—1995. Muita tilastollisesti merkitseviä muutoksia ei Parkonpurussa havaita mainittujen ajanjak sojen välillä. 3.4 Keinoalustat Vain Parkonsuonojassa havaitaan sen valuma-alueella tehdyn kunnostus- ja täy dennysojituksen jälkeen (v. 1995—1997) kaikkien analysoitujen fraktioiden määrissä tilastollisesti merkitsevä kohoaminen verrattuna jaksoon (1992—1995 ja 1989—1995) ennen ojitusta. Fraktioista kiintoaineksen määrä kohosi noin kaksin kertaiseksi, mineraaliaineksen 1,5-kertaiseksi, orgaanisen aineksen yli kolminker taiseksi ja a-klorofyllin noin seitsenkertaiseksi. Syy kohoamiseen on kiintoaineksen ja ravinteiden määrän kasvu Parkonsuolta laskevassa vedessä ojitustoimenpiteiden jälkeen. Vastaavantyyppinen kasvu tapahtui ojitustoimenpiteiden jälkeen myös aikaisemmin, v. 1992, ojitetun Ruununsuon valuma-alueen Ruununsuonojassa missä toimenpiteiden jälkeisen ensimmäisen tarkastelujakson (1992—1994) kiintoaineksen määrä kohosi nelinkertaiseksi, mineraaliaineksen määrä viisinkertaiseksi ja orgaanisen aineksen määrä 3,5-kertaiseksi eikä merkittävää kertymien alenemaa havaita myöskään toisella tarkastelujaksolla (1995 —1997). 4 Yhteenveto Ruununsuon normaaleilla laskeutusaltailla varustetulta, kesällä 1992 kunnostus- ja täydennysojitetulta valuma-alueelta tulevan veden laadussa ei ole tapahtunut yleises ti ottaen merkittäviä muutoksia kahden ensimmäisen ojituksen jälkeisen vuoden (1992—1994) ja tätä jaksoa seuraavan kolmen vuoden jakson (1994—1997) veden laatuun. Merkittävin näistä muutoksista on kaikkien fosforifraktioiden pitoisuuden pieneneminen v. 1994—1997. Näistä kokonaisfosfori, fosfaattifosfori ja liukoinen kokonaisfosfori ovat laskeneet noin 50 % ja liukoinen fosfaattifosfori 70 %. Jaksolla 1994—1997 fosforifraktioiden pitoisuudet ovat laskeneet alle tason joka vallitsi Ruununsuonojassa ennen suoritettua kunnostus-ja täydennysojitusta. Parkonsuonojan veden laadun huomattavin muutos tehdyn kunnostusojituksen jälkeen oli eri fosforifraktioiden pitoisuuksien voimakas kohoaminen. Näistä koko naisfosforipitoisuus kohosi tasolta 30 pg 1-' tasolle yli 100 pg F eli noin 3,5-kertai seksi ja fosfaattifosforin pitoisuus mediaanina tasolta 10 pg F tasolle 50 pg F eli noin viisinkertaiseksi. Liukoisten fosforifraktioiden osalta liukoisen kokonaisfos forin pitoisuus kohosi tasolta 22 pg F tasolle 80 pg F, noin nelinkertaiseksi ja liu 61 koinen fosfaattifosfori tasolta 7 ng 1-' tasolle 50 pg I', seitsemänkertaiseksi. Suurin osa fosforin pitoisuuslisäyksestä on näin ollut liukoista fosfaattifosforia. Muutos on fosforin osalta huomattavan suuri, jollaista ei havaittu aikaisemmin v. 1992 suorite tun Ruununsuon kunnostusojitustoimenpiteiden jälkeen. Pitoisuudet ovat suuria myös verrattuna myös aikaisempien ojitustutkimusten tuloksiin. Ojituksen jälkeinen fosforin huuhtoutuminen on vaihdellut paljon eri tutkimuksissa, ja muutokset ovat yleisesti olleet Suomessa 1,5—2-kertaisia vertailujaksoon nähden. Muut havaittavat muutokset ovat kiintoainespitoisuuden kohoaminen noin 50 %, kokonaistypen ko hoaminen noin 25 % ja ammoniumtypen kohoaminen vajaa 40 %. Emäskationeista kaliumpitoisuus kohosi 50 % ja natrium 30 %. Raskasmetalleista kuparipitoisuus kohosi 20 % ja sinkkipitoisuus 50 %. Rökö-Viitalammen ja siitä laskevan Parkonpurun osalta havaitut vedenlaadun muutokset ovat hankalammin selkeästi selitettävissä suoritettujen kunnostus- ja täy dennysojitusten selkeiksi seurauksiksi. Rökö-Viitalammen vesitilavuudesta suurin osa on lammen tarkastelualueiden eteläpuolisessa osassa. Tutkimuksen havainto asemat sijaitsevat lammen kapeammassa ja matalammassa osassa. Monet tekijät kuten talvinen happitilanne lähellä pohjasedimenttiä, tuotantokausien väliset tuotan toerot, bakteeritoiminnan intensiteetti sekä veden liikkeet ovat vaikuttamassa tulok siin. Rökö-Viitalammen havaintoasema sijaitsee Ruununsuon laskuojan vesien välit tömällä vaikutusalueella. Ruununsuon pinta-ala on 1 km 2 eli kolmas osa koko Rökö- Viitalammen valuma-alueesta joten täällä havaittavat selkeät muutokset kuten kiin toainespitoisuuden kohoaminen, veden puskurikyvyn kasvu, pH-arvon nousu ja kokonaistypen pitoisuuden kasvu voidaan melkoisella varmuudella katsoa Ruunun suon vuonna 1992 suoritetun ojituksen aiheuttamiksi. Parkonpurun osalta varmojen vaikutusten arviointi on hankalampaa, koska havaintoasema sijaitsee aivan lammen kapeahkon ja matalan pohjoisosan päästä lähtevässä purossa noin 250 m lammesta, jolloin ainakin alivalumakausina virtaaman ollessa ajoin pieni on vedenlaatumuutos ten mahdollisuus lammessa ja myös laskupurossa olemassa, jolloin ainakin pienem mät muutokset peittyvät muiden häiriötekijöiden alle. Fosforifraktioiden osalta Parkonpurussa ei ole tapahtunut muutoksia jaksolla 1995—1997 Parkonsuon ojituksen jälkeen vaikka Parkonsuonojan eri fosforifrak tioiden pitoisuudet ovat kohonneet voimakkaasti. Muilla havaintoasemilla fosforipi toisuudet ovat laskeneet havaittavasti vastaavana aikajaksona, joten Parkonsuon fos forin lisääntynyt kuormitus on ehkä pitänyt Parkonpurun pitoisuudet aikaisemmalla tasolla muualla tapahtuneesta laskusta huolimatta. Kirjallisuus Manninen, P. 1995. Kunnostusojituksen vesiensuojelututkimus; veden laadun, kuormituksen ja biologiset muutokset kahden ensimmäisen ojituksen jälkeisen vuoden aikana. Teoksessa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta, METVE- projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2. Suomen ympäristökeskus. Manninen, P. 1998. Effects of forestry ditch cleaning and supplementary ditching on water quality. Boreal Env. Res.3: 23—32. 63 Vanhoilta metsäojitusalueilta valuvan veden kemialliset ominaisuudet Samuli Joensuu, Erkki Ahti ja Martti Vuollekoski 1 Johdanto Vaikka tutkimuksellista näyttöä ei ole, ojituksen uskotaan yleisesti happamoittavan vesistöjä ja lisäävän niiden humuskuormitusta. Käsitys johtunee siitä, että suovedet ovat humuspitoisempia ja happamampia kuin mineraalimaiden valumavedet, ja on sikäli oikea, että vaikka ojitus ei lisäisikään suoveden happamuutta tai humuspitoi suutta, vesistöjen happo- ja humuskuormat voivat silti kasvaa ojituksen aiheut tamien hydrologisten muutosten, viime kädessä valunnan lisääntymisen kautta. Vanhoilta ojitusalueilta, ts. suometsistä, joiden ojituksesta on kulunut niin kauan, että kaivun välittömät vaikutukset kuten ojaeroosion vaikutus eivät enää näy valumavesissä, on tutkittu valumavesien kemiallisia ominaisuuksia jo 1970-luvulla (Heikurainen ym. 1978), jolloin metsäojituksella ei todettu olevan pitkäaikaisia vaikutuksia. Vanhojen, jo sammaloituneiden ojastojen valumavesien kiintoaineen, orgaanisen hiilen ja kokonaistypen pitoisuudet ovat Kenttämiehen (1987) mukaan lähellä luonnontilaisilta soilta tulevien vesien pitoisuuksia. Metsäojitus vaikuttaa valuntaan suurentamalla valuntahuippuja (Ahti 1987) ja alivalumakausien valuntaa, mutta sillä ei liene puuston koko kiertoajan kestävää vaikutusta vuosivaluntaan. Tämän tutkimuksen koejärjestelyissä pääpaino on asetet tu suometsien valumaveden kemiallisten ominaisuuksien ajalliseen ja alueelliseen vaihteluun. Raportti perustuu Metsätalouden vesistöhaitat ja niiden torjunta -projek tin (METVE) yhteydessä Metsätalouden kehittämiskeskus Tapion, Metsäntutkimus laitoksen ja metsäkeskusten yhteistyönä kerättyyn kunnostusojituksen vaikutuksia käsittelevän tutkimuksen kalibrointijakson aineistoon (Ahti ym. 1995). Tutkimus aineisto käsittää 75 eri puolilla Suomea sijaitsevaa ojitusaluetta. Raportin tarkoituk sena on diagrammien ja taulukoiden avulla esitellä, minkälaista vettä keskimäärin sellaisilta suomalaisilta ojitusalueilta valuu, joiden hydrologia on ehtinyt ojien kaivun jälkeen vakiintua ja joilla ojaeroosio on vähäistä. 2 Aineisto ja menetelmät 2.1 Valuma-alueet Tutkimusalueet (kuva 1) valittiin siten, että muut kuin metsätaloustoimenpiteet vai kuttaisivat mahdollisimman vähän alueelta virtaavan veden laatuun. Kaikilla alueilla valuntaa mitattiin ja vesinäytteitä otettiin metsäojitusalueen laskuojasta, ts. kun seu raavassa käytetään termiä valuma-alue, tarkoitetaan aluetta, jonka vedet purkautuvat ojitusalueen laskuojan kautta. Valuma-alueilla ei ollut maatalous- tai rakennus maata. Sen sijaan muutamilla valuma-alueilla oli teitä ja sähkölinjoja. Valuma alueet sisälsivät myös jonkin verran jouto- ja kitumaita, joihin sisältyi vähäisessä määrin luonnontilaisia soita tai kunnostamatta jääviä heikkotuottoisia ojitusalueita. 64 Kuva 1. Tutkimusalueiden sijainti Valuma-alueiden koko vaihteli 13 —222 ha:iin (taulukko 1), eli ne olivat huomattavasti pienempiä kuin Suomen Ympäristökeskuksen ns. pienet valuma alueet (esim. Saukkonen ja Kortelainen 1995), mutta samaa suuruusluokkaa kuin useat ns. Nurmes-alueista (Esim. Ahtiainen 1990). Valuma-alueen keskikoko oli 76 ha. Valuma-alueiden pinta-alasta keskimäärin runsaat 43 prosenttia oli kivennäismaata tai eri asteisia kivennäismaasoistumia, runsaat 10 prosenttia oli alkuperältään korpia, 42 prosenttia rämeitä ja vajaa kaksi prosenttia nevoja. Ojitusalan osuus valuma-alueen pinta-alasta oli keskimäärin runsaat puolet. Vain vajaalla neljänneksellä valuma-alueista ojitusalan osuus oli suurempi kuin 75 prosenttia valuma-alueen pinta-alasta. 65 Taulukko 1. Tutkimuksessa seurattujen valuma-alueiden ominaisuuksia ja tunnuslukuja vuosina 1990—1994 tehtyjen maastoinventointien perusteella. Lannoituksia koskevat tiedot perustuvat metsäkeskusten toteuttamiin ja tiedossa oleviin metsänparannussuunnitelmien toteutustietoihin. Alueen nimi Sijaintipaikka- Lämpö- Valuma Turve- Ojitus- Ojitus- Puuston Ojitus- Ojan Lannoitus- Lannoi- kunta summa, -alueen maata, aluetta, vuosi keski- alueen keski m. vuodet tettu ala d.d. pinta- ala, ha ha ha tilavuus, m J hä 1 puusto m 3 ha' 1 kunto- luokka yhteensä ha Sepänsuo Pertteli 1275 62,4 19,6 17,8 1969 90,3 63,5 4,0 1975 14,3 Asunsuo Kiikala 1261 104,4 27,4 27,4 1967 94,3 64,8 3,2 1972 6,0 Kaulanperä Karinainen 1266 33,4 15,9 14,9 1956 190,0 - 4,2 0,0 Puistovuori Karinainen 1276 21,9 9,4 9,4 1956 173,5 - 3,0 0,0 Isosuo Laitila 1262 54,7 26,5 25,0 1967 83,8 49,8 4,1 1972 20,6 Sundgreninsuo Laitila 1262 72,9 20,4 17,0 1968 136,2 95,3 2,9 1972 8,9 Vuohensuo Yläne 1234 65,4 28,4 28,4 1965 43,4 22,7 4,8 1971, -76, -80 86,0 Kroopinsuo Yläne 1234 174,6 60,2 59,4 1966 39,0 42,2 3,8 1971 51,2 Pitkäneva Kankaanpää 1156 44,0 20,3 20,3 1964 75,3 84,2 4,0 1973 4,5 Varpuneva Kankaanpää 1149 48,0 19,3 19,3 1978 57,2 46,3 3,0 1985 1,8 Hirsisuo Noormarkku 1215 133,5 42,3 38,0 1965 93,2 114,1 3,7 0,0 Paloneva Karvia 1087 31,3 30,2 30,2 1964 46,8 45,9 1970 23,0 Alkkia Karvia 1087 79,0 65,7 48,3 1965 28,0 - 3,7 1977 11,0 Välisalonneva Karvia 1085 53,8 47,2 47,1 1978 50,5 32,9 3,3 0,0 Porrasneva Kihniö 1098 42,9 36,3 34,6 1969 51,9 51,9 3,4 1971 24,0 Peltomaa Kihniö 1082 13,3 9,6 9,6 1973 47,5 - 3,7 1974 0,0 Kiekkoneva Hämeenkyrö 1172 86,1 72,5 70,2 1956 88,4 91,4 2,9 0,0 Teerineva Hämeenkyrö 1159 110,1 87,5 86,7 1961 52,9 47,6 3,7 0,0 Pottisuo Orimattila 1275 75,2 35,7 35,7 1968 110,6 57,6 3,5 1969 25,0 Majasuo Orimattila 1281 46,8 21,5 21,5 1973 66,9 80,8 2,7 1985 20,6 Liisansuo Vehkalahti 1296 177,0 78,1 78,1 1969 115,9 91,0 3,8 1972 28,6 Homeperseensuo Vehkalahti 1313 98,6 26,9 24,3 1965 93,9 82,2 3,9 0,0 Ruskeesuo Pyhäselkä 1123 24,8 24,8 24,8 1964 96,5 96,5 5,0 1970, -85 34,3 Alaräme Pyhäselkä 1104 59,8 30,6 28,5 1964 86,5 58,2 3,8 1970, -78, -85 34,5 Mäntylä Pyhäselkä Kiihtelys- 1132 22,5 21,6 21,6 1967 72,4 70,1 2,9 1970, -83 25,0 25,8 Pumukorpi vaara Kiihtelys- 1085 100,2 48,8 46,9 1968 61,4 32,8 3,0 1970, -83 Laineensuo vaara 1092 54,6 40,5 32,0 1974 68.5 45,2 2,7 0,0 Mantilansuo Punkahaiju 1229 64,1 24,4 24,4 1965 87,8 58,5 3,6 1971, -72 26,3 Nenäsuo Punkaharju 1226 42,1 23,5 22,2 1976 61,5 11,7 3,2 1978 6,0 Honkasuo Pielavesi 1118 54,1 30,4 30,4 1963 134,7 129,3 3,5 1978 9,4 Tervasuo Pielavesi 1106 117,9 81,8 68,5 1966 163,0 147,2 4,4 0,0 Suurisuo Pielavesi 1097 101,5 76,1 73,3 1966 49,1 43,7 3,6 0,0 Soidinkorpi Pihtipudas 1056 163,0 75,9 55,6 1960 71,1 38,5 3,5 1986 0,0 Saarineva Pihtipudas 1060 105,9 52,3 51,1 1974 68,8 34,2 3,2 0,0 Heinäsuo Kinnula 1032 202,2 111,8 102,0 1938 3,3 1968 Käsälänkorpi Kinnula 1028 104,8 23,8 22,5 1970 21,7 77,1 3,5 0,0 Haarasuo Keuruu 1152 56,1 28,6 28,6 1965 145,8 93,3 2,7 1970 14,5 Käännetynsuo Keuruu 1151 50,4 23,7 23,7 1970 140,3 69,6 3,0 1970 10,6 Kämppä Ylistaro 1111 150,1 49,5 48,2 1962 112,0 61,8 4,2 1970 1,4 Viitikko Ylistaro 1105 117,9 34,3 33,2 1978 78,7 81,8 3,3 0,0 Vähä-Oivari Isojoki 1139 48,8 29,6 29,6 1969 24,0 25,0 4,4 1978 7,8 Toristonluoma Isojoki 1145 32,7 21,7 20,8 1982 107,5 2,9 0,0 Hautakangas Kauhajoki 1071 87,6 70,2 70,2 1974 33,2 28,6 3,5 1976 22.2 Juurakkoneva Kauhajoki 1069 56,2 42,3 42,3 1965 29,9 27,7 2,0 1972, -78 28,3 Sydänkorven- rämäkkä Kauhajoki 1058 89,1 77,8 69,3 1969 49,8 46,5 3,1 1971 44,6 Hosimäki Kauhajoki 1067 52,0 29,9 29,9 1984 63,1 48,0 2,9 0,0 Takkikallio Ähtäri 1059 89,7 44,4 43,9 1966 65,1 59,0 3,4 1974 4,0 66 Lehtoja oli vain kahdella valuma-alueella ja niilläkin kyseisen ravinteisuusluokan osuus oli keskimäärin kolme prosenttia. Lehtomaisten kankaiden tai vastaavien soiden osuus oli keskimäärin runsaat viisi prosenttia, tuoreita kankaita ja vastaavia soita noin neljännes valuma-alueiden pinta-alasta. Kuivahkoja kankaita tai vastaavia soita oli noin 35 prosenttia ja kuivia kankaita sekä vastaavia soita runsaat 30 prosenttia. Karukkokankaita ja vastaavia soita oli noin neljä prosenttia ja kalliomaita noin puoli prosenttia valuma-alueiden pinta-alasta. Valuma-alueiden turvemaapinta-alasta oli keskimäärin neljä prosenttia alku peräiseltä suotyypiltään ruohoisia korpia tai vastaavia soita. Saraisia ja mustikkaisia korpia sekä ruohoisia rämeitä oli yhteensä keskimäärin noin 13 prosenttia. Saraisia ja vastaavan ravinteisuustason rämeitä oli kaikkiaan runsaat kolmannes valuma alueiden soiden pinta-alasta. Aineistossa suotyyppijakauma oli painottunut karuh koihin tyyppeihin, sillä isovarpuisia ja tupasvillaisia soita oli keskimäärin runsaat 45 prosenttia valuma-alueiden soista. Rahkaisia ja vastaavia karuja soita oli valuma alueiden pinta-alasta keskimäärin runsaat neljä prosenttia. Valuma-alueiden suo pinta-alasta oli ojitettu keskimäärin vajaa 95 prosenttia. Yhdellätoista alueella luonnontilaisen suon osuus oli yli viidennes valuma-alueen pinta-alasta. Ojitusalueista vajaa viidennes oli ojikkoasteella, noin kaksi kolmannesta muuttuma asteella ja vajaa kymmenen prosenttia turvekankaita. Alueen nimi Sijaintipaikka- Lämpö- Valuma Turve- Ojitus- Ojitus- Puuston Ojitus- Ojan Lannoitus- Lannoi- kunta summa, -alueen maata. aluetta, vuosi keski- alueen keskim. vuodet tettu ala d.d. pinta- ala, ha ha ha tilavuus, m 3 ha" 1 puusto m 5 ha"' kunto- luokka yhteensä ha Huikuri Ähtäri 1050 31,5 22,6 22,6 1967 9,1 12,6 3,8 0,0 Tupasalo Kannus 1051 26,2 15,4 15,4 1965 46,3 58,0 4,7 1973 5,3 Kiviniittu Kannus 1048 85,5 49,6 45,7 1969 47,5 57,9 3,2 1969 20,8 Korpiala Kannus 1057 66,4 30,1 30,1 1965 32,7 30,1 3,6 1974 13,7 Märsynräme Kannus 1056 60,8 46,7 39,0 1969 50,8 45,1 3,0 1969 7,2 Raippamaanoja Kalajoki 998 97,0 83,1 83,1 1956 57,7 54,8 3,9 0,0 Kannistonräme Kalajoki 1024 31,0 28,4 28,4 1969 42,6 48,7 3,0 1979 26,0 Jänissuo Sotkamo 958 97,0 44,9 41,3 1968 75,9 49,4 2,9 1969 7,6 Mustakorven- suo Sotkamo 978 70,1 66,2 66,1 1968 83,7 81,7 3,7 1969 26,5 Rapasensuo Kuhmo 928 63,4 45,3 28,0 1968 62,5 39,1 3,5 1983 19,4 Komulansuo Kuhmo 960 119,9 81,5 45,1 1970 51,7 37,0 3,7 1980 9,5 Lutja Kuhmo 960 79,0 37,8 36,1 1978 105,3 63,9 3,5 1978 18,8 Käärmekorpi Yli-Ii 1014 51,9 51,4 45,3 1967 36,7 35,8 2,5 0,0 Heininsuosalmi Yli-Ii 1011 115,7 94,1 85,0 1967 60,0 57,7 3,4 0,0 Hämäläisneva Vihanti 1034 38,0 29,8 29,8 1961 44,3 37,9 3,0 0,0 Lievonkangas Vihanti 1035 24,7 13,3 13,3 1972 137,0 92,8 2,7 1989 8,0 Pilpasuo Oulu 1019 147,8 65,3 48,1 1965 61,0 51,0 3,8 0,0 Tuppisuo Oulu 1002 222,0 130,0 90,5 1974 35,9 10,3 3,8 1975 33,0 Isosuonräme Oulu 1027 122,6 77,6 64,0 1938 50,8 46,6 3,4 0,0 Korpikosken- suo Oulu 1016 55,0 36,0 36,0 1964 36,5 41,2 3,3 0,0 Ruostekorpi Utajärvi 969 48,6 46,2 46,2 1966 15,2 13,9 3,6 1987 28,0 Ollinneva Pyhäjoki 991 52,5 49,4 49,4 1956 50,2 55,3 3,6 0,0 Pöytäpuunneva Pyhäjoki 994 58,2 36,2 28,8 1962 55,3 40,8 3,8 0,0 Prakunmaa Keminmaa 976 146,0 82,9 75,3 1965 72,1 97,7 3,7 0,0 Mykkä Keminmaa 973 78,5 29,0 23,6 1971 98,3 87,9 2,9 0,0 Kontionjänkä Tornio 973 30,0 30,0 23,2 1970 104,4 83,4 3,5 0,0 Pörhälä Tornio 971 28,8 24,5 22,2 1978 68,9 76,6 3,1 0,0 67 Valuma-alueen kasvupaikkatyyppi ja puusto arvioitiin soveltamalla silloisten metsälautakuntien TASO-metsäsuunnitelujärjestelmän maastotyöohjeita sekä atk laskentamenetelmiä (Kinnunen ja Ärölä 1993, Tason käyttöohje 1994). Arviointi tehtiin maastossa linjoittaisena koeala-arviointina v. 1994. Valuma-alueiden puuston keskitilavuus oli 72,3 m 3 ha' 1. Alueittain keskitilavuus vaihteli välillä 9—190 m 3 ha" 1 . Valuma-alueiden pinta-alasta oli keskimäärin neljä prosenttia avointa tai vähäpuustoista, taimikoita 28,3 prosenttia, nuoria kasvatus metsiä noin 40 prosenttia, varttuneita kasvatusmetsiä runsaat 17 prosenttia ja uudistuskypsiä metsiä keskimäärin kymmenen prosenttia. 2.2 Ojastot Tämän tutkimuksen havaintoalueiden ojat oli kaivettu keskimäärin 25 vuotta ennen vedenlaadun seurannan aloittamista. Nuorin ojitus oli kahdeksan vuotta vanha ja vanhimmasta ojituksesta oli kulunut 54 vuotta. Vanhimmasta lannoituksesta oli ku lunut 24 vuotta ja nuorin lannoitus oli tehty viisi vuotta ennen seurantajakson alkua. Tutkimusalueiden ojien kunto kartoitettiin maastossa systemaattisella otannalla. Näytepisteet sijoitettiin ojalinjoille määrävälein, lähtöpisteenä laskuojassa sijaitseva vesinäytteenottopaikka. Koealaväli riippui ojitusalueen ojametrimäärästä. Tavoitteena oli, että aluetta kohti tulisi vähintään 100 näytepistettä. Kartoituksessa mitattiin ojien syvyys ja leveys sekä arvioitiin niiden kunto Keltikankaan ym. (1986) menetelmällä viiteen luokkaan (1 = hyvä, 5 = huono) 20 metrin matkalta näytepisteen molemmin puolin. Ojista arvioitiin myös tukkeumien syy sekä ruohojen ja heinien, sarojen, tupasvillan, rahkasammalten, karhunsammalten, varpujen ja pensaiden peittävyys ojassa sekä kirjattiin muut huomionarvoiset seikat kuten syöpymät tai muut veden virtausolosuhteisiin vaikuttavat tekijät. Ojien kunto oli keskimäärin luokkaa 3.5 (luokat I—s).1 —5). Ojien keskileveys oli 132 cm (aluekeskiarvot 52—211 cm) ja keskisyvyys oli 58 (34—86 cm). Inventointihetkellä ojissa arvioitiin olevan yleisesti perkaustarvetta seuraavan kymmenen vuoden kuluessa. Kasvillisuus oli yleisin ojien huonokuntoisuuden ja tukkeumien syy. Rahkasammalten peittävyys vaihteli 4,7-81,4 prosenttiin (keskimäärin 47,9%). Karhunsammal oli samoin hyvin yleinen ojien tukkija, peittävyysosuuden ollessa keskimäärin 14 %. Sarojen peittävyys oli keskimäärin seitsemän prosenttia, tupasvillan (Eriophorum vaginatum) kuusi prosenttia sekä heinien ja ruohojen keskimäärin viisi prosenttia ojien kasvipeitteestä. Yleisimpiä ojaluiskia ja -pohjia peittäviä saroja olivat Carex rostrata, C. rynchospora, C. canescens, C. lasiocarpa sekä useimmiten ojaluiskissa esiintyvä Carex globular is. Yleisimpiä heiniä olivat Calamagrostis purpurea, Deschampsia flexuosa, D. cespitosa, Molinia caerulea, Juncus sp., Festuga rubra, Agrostis canina sekä joskus myös Phragmites sp., Phalaris sp ja Poa sp. Ruoholajeista voidaan mainita Gera nium sp., Gymnocarpium sp., Melampyrum sp., Linnaea borealis, ja Equisetum sp. Sekä varpujen että pensaiden peittävyysosuus oli runsaat kolme prosenttia. Varvuista yleisimpiä olivat Vaccinium vitis idaea, V. myrtillus, V. uliginosum, Ledum palustre, Andromeda polifolia, Empetrum nigrum, Betula nana ja Calluna vulgaris. Pensaiksi luettiin kotimaisten lehtipuiden vesautuneet yksilöt (hieskoivu, rauduskoivu, lepät), pajut ja pienet kuusentaimet. Kasvipeitteettömän pinnan osuus ojissa oli keskimäärin vajaat kymmenen prosenttia. 68 2.3 Vesinäytteiden otto Tutkimuksen vesinäytteet kerättiin kunnostusojituksen vaikutuksia koskevan tutkimuksen kalibrointijaksolla, jonka pituus vaihteli vuodesta noin kahteen ja puoleen vuoteen. Kaikkiaan analysoitiin n. 2800 näytettä. Ojitusaluetta kohti kerättyjen vesinäytteiden määrä vaihteli 16:sta 83:een riippuen kalibrointijakson pituudesta. Keskimäärin ojitusaluekohtaisia näytteitä oli 37. Vesinäytteet otettiin yleensä viikoittain. Näytteenotto pyrittiin aloittamaan keväällä mahdollisimman varhain. Kevättulvien aikana näytteitä otettiin kaksi kertaa viikossa, tulvakauden jälkeen kerran viikossa. Viikoittainen näytteenotto kesti lumen tuloon ja ojien jäätymiseen saakka. Talvella näytteitä ei otettu. Näytteet otettiin virtaavasta vedestä uoman keskikohdalta puolen litran muovipulloon. Näytteet postitettiin Metsäntutkimuslaitoksen keskuslaboratorioon Tikkurilaan analysoitavaksi. Analysointia odottavat näytteet säilytettiin jääkaapissa + 5 asteen lämpötilassa. 2.4 Analyysit Vesinäytteiden analyysit tehtiin Metsäntutkimuslaitoksessa yleisesti käytettävillä standardimenetelmillä (Jarva ja Tervahauta 1993). Näyte suodatettiin ja suodattimeen jäänyt kiintoaine punnittiin kuivatuksen (60 °C) jälkeen. Suodattimena käytettiin lasikuitusuodatinta, jonka huokoskoko oli 1,2 nm. Suodatetuista näytteistä määritettiin kokonaisfosfori, natrium, kalium, magnesium, kalsium, rikki, alumiini, rauta, ja boori. Määritys tehtiin ARL 3580 ICP plasmaemissiospektrofotometrillä (ICP). Kokonais- (N tot), ammonium- (NH 4 + -N) ja nitraattityppi (NO3" -N) määritettiin spektrofotometrisesti Tecaton FIA-analysaatorilla. Veteen liuenneen orgaanisen aineksen määrä määritettiin aluksi kaliumpermanganaatin (KMnO 4) kulutuksena SFS 3036 menetelmällä ja vuoden 1992 alusta lähtien orgaanisen hiilen määränä (DOC) Shimadzu-hiilianalysaattorilla. Eri menetelmillä mitattujen orgaanisen aineksen pitoisuuksien välillä oli erittäin voimakas positiivinen korrelaatio (vrt. Kortelainen 1993 a ja b). Kaliumpermanganaatin kulutuksena mitatut arvot muunnettiin Niemen (1993) tämän tutkimuksen näytteistä laskemalla yhtälöllä (1) liuenneen orgaanisen hiilen (DOC) arvoiksi. Lisäksi näytteistä määritettiin pH ja sähkönjohtavuus 2.5 Valunnan estimointi Valunnan suuruusluokka on arvioitu vuosina 1993—94, siis varsinaisen havaintojakson jälkeen, samoilta alueilta tehtyjen virtaamamittausten avulla (vrt. Joensuu y.m. 1999). Valuntaestimaatit jaksolle 21. huhtikuuta - 31. lokakuuta perustuvat näihin mittauksiin, ja vastaavat sade-ekvivalentteina 178 mm. Kuormituslaskelmissa on käytetty keskimääräisenä vuosivaluntana arvoa 280 mm, eli valunnan 1. päivästä marraskuuta 20. päivään huhtikuuta on arvioitu olevan keskimäärin 102 mm. DOC = 0,164 x + 3,2, (1) jossa x = KMn04 -arvo r 2 = 0,978 69 Kuva 2. Vanhoilta ojitusalueilta valuvan veden ravinnepitoisuuksien, kiintoainepitoisuuden ja liuenneen orgaanisen hiilen (DOC) pitoisuuden sekä pH:n, johtokyvyn ja hiili-typpisuhteen huhti-lokakuun kuukausikeskiarvot. 70 3 Tulokset 3. 1 Valumaveden ravinne- ja kiintoainepitoisuuksien vaihtelu 3.1.1 Typpi Kokonaistypen pitoisuuksien keskiarvo vaihteli alueittain välillä 0,220—2,022 mg l" 1 ja mediaani välillä 0,210 —1,790 mg l" 1 (kuva 2). Pääosa huuhtoutuvasta typestä oli orgaanista typpeä. Ammonium- ja nitraattityppeä huuhtoutui vähän. Ammoniumtypen alueittaiset keskiarvot vaihtelivat välillä 0,0—0,385 mg l" 1 . Ammoniumtypen samoin kuin kokonaistypen suurimmat pitoisuusarvot esiintyivät heinä-elokuussa (kuva 2). Nitraattitypen alueittaisten keskiarvojen vaihtelu oli huomattavasti laajempaa, 0,0—1,207 mg l' 1 . Nitraattitypen pitoisuuden vaihtelulla ei ollut selvää vuodenaikaista trendiä. Sekä ammonium-, että nitraattitypen pitoisuuksien jakauma oli vino, jolloin pieniä, lähellä nollaa olevia aluekeskiarvoja oli runsaasti ja suuria vain vähän (kuva 3). Kokonaistypen ja orgaanisen typen osalta alueet jakautuivat lähes normaalisti. 3.1.2 Fosfori Suodatetuista näytteistä ICP:llä määritetyn totaalifosforipitoisuuden keskiarvo oli 0,056 mg l' 1 ja mediaani 0,049 mg l" 1 . Alueelliset keskiarvot vaihtelivat välillä 0,026-0,458 mg l" 1 ja mediaanit välillä 0,024 —0,486 mg l" 1 , kuitenkin niin, että toiseksi suurin aluekeskiarvo oli 0,152 mg l" 1 . Aluekeskiarvoissa arvo 0,1 mg l" 1 ylittyi seitsemällä alueella 75:stä. Valumaveden fosforipitoisuus oli korkein keskikesän vähävetisenä kautena heinä-elokuussa. Fosforipitoisuus korreloi yleensä heikosti muiden ravinteiden pitoisuuksien ja aluetekijöiden kanssa. Taulukko 2. En puolilla Suomea sijaitsevien 75 vanhan ojitusalueen valumavesien ravinnepitoisujdet, kiintoainepitoisuudet (SS), pH ja johtokyky, n = havaintojen lukumäärä, x = keskiarvo, ti = keskihajonta, s = keskiarvon keskivirhe, Xmin = havaintojen minimiarvo, Xmax = havaintojen maksimiarvo, Md = mediaani, Qi = alakvartiili, Q3 = yläkvartiili. Kaikki pitoisuudet on ilmoitettu mg H. Aine n X s d s x „™ x_ M, Q, Q, Ntot 2820 0,738 0,386 0,0073 0,090 4,78 0,670 0,485 0,920 NH4+ -N 2820 0,042 0,115 0,0022 <0,007 1,76 <0,007 <0,007 0,033 N03- -N 2821 0,058 0,199 0,0038 <0,002 3,92 0,016 <0,002 0,045 DOC 2820 29,79 13,1 0,236 3,1 92,1 23,7 16,7 32,8 SS 2818 4,90 7,85 0,148 <0,20 148 2,40 0,80 6,00 Johtok. 2820 43,2 24,3 0,457 10,3 232 37,2 28,0 50,1 pH 2821 5,61 1,01 0,019 3,29 8,58 5,54 4,81 6,35 Na 2815 2,25 1,69 0,032 0,137 48,8 1,79 1,32 2,74 K 2815 0,536 0,640 0,0121 <0,01 9,91 0,402 0,200 0,667 Ca 2815 3,65 3,93 0,074 0,455 43,5 2,52 1,75 3,90 Mg 2815 1,62 1,84 0,035 0,187 26,3 1,07 0,68 1,83 AI 2815 0,433 0,296 0,0056 <0,001 2,50 0,396 0,207 0,608 Fe 2815 1,59 1,42 0,0268 0,048 18,6 1,19 0,640 2,07 S 2815 1,89 1,94 0,0366 0,263 68,9 1,45 0,89 2,43 P 2815 0,056 0,0512 0,0001 <0,001 0,596 0,045 0,031 0,066 B 2815 0,0104 0,0093 0,0002 <0,001 0,116 0,0091 0,0048 0,0140 71 Pyhäselän Ruskeesuolla valumaveden korkea keskimääräinen kokonaisfosfori pitoisuus (0,458 mg l" 1 ) poikkesi selvästi muista alueista (kuva 3), ja oli noin kymmenkertainen normaaliin ojitusalueiden fosforipitoisuuskeskiarvoon verrattuna. Alue on paksuturpeinen ja alkuperäiseltä suotyypiltään pääosin tupasvillarämettä. Pintaturve on maatumatonta Er-S -turvetta, eli tyypillisesti sellaista turvetta, joka sisältää vähän rauta- ja alumiiniyhdisteitä, ja jonka kyky pidättää lannoitefosforia on erityisen heikko (Nieminen ja Jarva 1996). Aluetta on lannoitettu yhteensä kaksi kertaa vuosina 1970 ja 1985. Ensimmäisellä kerralla koko valuma-alue lannoi tettiin NPK:lla. Viimeisestä lannoituksesta, jolloin lannoitettiin PK:lla runsas kol mannes valuma-alueesta, oli kulunut kuusi vuotta ennen veden laadun seurannan alkua. 3.1.3 Orgaaninen hiili, kiintoaine ja pH Liuenneen orgaanisen hiilen (DOC) pitoisuuden alueittaiset keskiarvot vaihtelivat välillä 6,88—49,07 mg l" 1 . Orgaanisen hiilen pitoisuus oli pienin kevään tulvakaudella ja kasvoi asteittain koko sulan maan kauden ajan. Orgaanisen hiilen pitoisuus korreloi positiivisesti orgaanisen typen pitoisuuden kanssa (p<0,01). Kiintoainepitoisuuden keskiarvo oli 4,90 mg l" 1 ja alueittaiset keskiarvot vaihtelivat välillä 0,91 —13,14 mg l' 1 . Koko aineiston mediaani oli 2,40 mg l' 1 , ja kiintoainepitoisuuden alueittaisten keskiarvojen jakauma vino. Kiintoainepitoisuus oli suurin heinäkuussa (7,77 mg l" 1 ). Pienimmät kiintoainepitoisuuden keskiarvot esiintyivät lokakuussa (2,13 mg l" 1 ) ja huhtikuussa (2,68 mg l" 1 ), eli aikoina, jolloin valunta oli suhteellisen voimakasta. Valumaveden keskimääräinen pH oli 5,61. Alueittaiset keskiarvot vaihtelivat välillä 3,89—7,63 ja jakautuivat lähes normaalisti. Valumaveden pH oli alhaisimmillaan huhtikuussa (5,08) ja korkeimmillaan heinäkuussa (5,95). 3.1.4 Alumiini ja rauta Alumiinipitoisuuden keskiarvo oli 0,45 mg l" 1 ja alueittaiset keskiarvot vaihtelivat välillä 0,04—1,19 mg l' 1 . Vastaavat rautapitoisuuden arvot olivat 1,6 mg l" 1 ja 0,14—4,49 mg l" 1 . Suurimmat alumiinipitoisuudet esiintyivät huhtikuussa ja lokakuussa voimakkaan valunnan aikana, suurimmat rautapitoisuudet sen sijaan heinä-elokuussa. Alumiinipitoisuus korreloi negatiivisesti pH-arvon kanssa (p<0,05). 3.2 Kuormitus Kiintoaine- ja ravinnekuormitus on arvioitu keskimääräisen kuukausi virtaaman ja keskimääräisten ainepitoisuuksien tulona. Huhtikuun kuormitus on virtaama aineiston puutteellisuuden johdosta laskettu vain kymmenen päivän ajalta. Tutkimusjakson keskimääräiset kuukausivirtaamat vastaavat n. 178 mm valuntaa, eli vuosivalunnasta n. 100 mm jää havaintojaksojen ulkopuolelle. Seuraavissa vuosikuorma-arvioissa vuosivalunnaksi on oletettu 280 mm. Talvikauden kuormitus on arvioitu käyttämällä huhtikuun ja lokakuun kuukausikeskiarvojen keskiarvoa. 72 Kiintoainetta huuhtoutui tutkimuksen valuma-alueilta keskimäärin runsaat seitsemän kiloa hehtaarilta sulan maan kaudella, mikä merkitsee vuosikuormana noin 9.7 kiloa hehtaarilta (taulukko 3). Kokonaistypen vuosikuorma oli keskimäärin vajaat 2 kg hehtaarilta. Kuormitus painottui kevään ja syksyn voimakkaan virtaaman jaksoille. Pääosa typestä oli orgaanista typpeä. Liuenneen orgaanisen hiilen (humus) kuormitus oli sulanmaan kaudella 51 kg ha" 1 ja vuosikuorma arviolta 80 kg ha" 1 . Fosforia näytti vuodessa huuhtoutuvan keskimäärin 0.14 kg ha" 1 . Kaliumia huuhtoutui vuodessa 1.5 kg ha' 1 , natriumia 5.7 kiloa, magnesiumia 3.9 kiloa ja kalsiumia keskimäärin 8.8 kiloa hehtaarilta. Valumaveden alumiinipitoisuus on suurimmillaan keväällä ja syksyllä, jolloin myös virtaamat ovat suuria. Keskimäärin alumiinia huuhtoutui vuodessa 1.4 kg. Valumaveden rautapitoisuus oli suurin keskikesällä, mutta sitäkin huuhtoutui eniten keväällä ja syksyllä. Keskimäärin raudan vuosikuorma arvioitiin 3.6 kiloksi valuma-alueen hehtaarilta. Taulukko 3. Vanhoista ojastoista valuvien vesien sisältämät typen, orgaanisen aineen ja kiintoaineen keskimääräiset kuukausi- ja vuosikuormat. Jaksolla I. I I .-20.4., jolta havainnot puuttuvat, kuormitusarviossa on käytetty valunnan arvona 1 00 mm ja pitoisuutena huhti ja lokakuun pitoisuuksien aritmeettista keskiarvoa. Kuukausi Valuma 1 s' 1 ha"' N tot NH4-N N03-N Org. N kg ha"' a"' Epäorg. N DOC Kiinto- aine 21.-30.4 0,408 0,18 0,009 0,022 0,15 0,031 8,0 0,96 Toukokuu 0,173 0,28 0,013 0,024 0,25 0,036 11,5 1,45 Kesäkuu 0,071 0,14 0,010 0,008 0,12 0,018 5,3 1,16 Heinäkuu 0,049 0,11 0,008 0,008 0,09 0,016 4,0 0,99 Elokuu 0,074 0,17 0,011 0,010 0,15 0,022 6,4 1,31 Syyskuu 0,047 0,09 0,005 0,006 0,08 0,010 4,1 0,62 Lokakuu 0,138 0,27 0,008 0,020 0,24 0,029 12,0 0,76 1.11.- 20.4. 0,068 0.62 0,026 0,060 0,56 0,086 28,9 2,47 Yhteensä 1,86 0,088 0,158 1,65 0,160 80.4 9,71 73 Taulukko 4. Vanhoista ojastoista valuvien vesien sisältämät natriumin, kaliumin, kalsiumin, magnesiumin, alumiinin, raudan, rikin ja fosforin keskimääräiset kuukausi- ja vuosikuormat. Jaksolla 1. 11.-20.4, jolta havainnot puuttuvat, on käytetty valunnan arvona 100 mm ja pitoisuutena huhtikuun ja lokakuun pitoisuuksien aritmeettista keskiarvoa. 4 Tulosten tarkastelu Yleensä hydrologisissa tutkimuksissa on totuttu vähintään kolmesta viiteen vuoteen kestäviin tutkimusjaksoihin, jolla pyritään vähentämään yksittäisten vuosien satunnaisuuden vaikutusta valunta-arvioihin sekä parantamaan tulosten ajallista yleistettävyyttä (Ahtiainen 1990). Tässä tutkimuksessa pyrittiin valunnan ajallisen edustavuuden asemesta ainepitoisuuksien alueelliseen edustavuuteen. Sen mukaisesti seurantajakso oli verrattain lyhyt, lyhimmillään vajaa vuosi ja pisimmillään kolme vuotta, mutta seuranta-alueita normaalia enemmän. Kuntoluokituksen mukaan ojien keskimääräinen kunto oli tyydyttävää tai melko huonoa tasoa, eli keskimäärin samaa tasoa kuin Keltikankaan ym. (1986) vastaavanikäisillä ojitusalueilla tekemässä tutkimuksessa. Kokonaistypen ja nitraattitypen pitoisuudet olivat keskimäärin samaa suuruusluokkaa ja ammoniumtypen pitoisuus keskimäärin pienempi kuin Saukkosen ja Kortelaisen (1995) n.s. pienten valuma-alueiden suovaltaisilta kohteilla, joiden pinta-ala oli keskimäärin 1490 hehtaaria ja turvemaiden osuus niillä 52.4%. Nyt käsillä olevan tutkimuksen valuma-alueet olivat kertaluokkaa pienempiä: kaikkien 75 valuma-aluen yhteispinta-ala on 56 km 2 eli sama kuin Saukkosen ja Kortelaisen (1995) suurimman yksittäisen valuma-alueen. Kenttämiehen (1980, 1981) vanhoilta ojitusalueilta mittaamat kokonaistypen arvot olivat vain vähän pienempiä kuin tässä tutkimuksessa. Toisaalta Kenttämiehen pitoisuudet eivät olennaisesti poikenneet ojittamattomilta soilta mitatuista arvoista (0,427 —518 mg 1"'). Ruotsalaisissa Kuukausi Virtaama Na K Ca Mg AI Fe S P 1 s" 1 ha" 1 kg ha" 'a' 21.-30.4. 0,408 0,60 0,206 0,83 0,38 0,192 0,29 0,88 0,018 Toukokuu 0,173 0,84 0,232 1,24 0,54 0,190 0,49 0,92 0,023 Kesäkuu 0,071 0,44 0,086 0,71 0,32 0,072 0,26 0,33 0,011 Heinäkuu 0,049 0,33 0,065 0,57 0,25 0,049 0,29 0,18 0,009 Elokuu 0,074 0,51 0,098 0,88 0,39 0,075 0,45 0,32 0,013 Syyskuu 0,047 0,29 0,082 0,50 0,22 0,048 0,22 0,20 0,007 Lokakuu 0,138 0,74 0,176 1,19 0,53 0,186 0,51 0,75 0,015 1.11.- 20.4. 0,068 1,93 0,550 2,89 1,31 0,547 1,14 2,35 0,047 Yhteensä 5,67 1,494 8,81 3,93 1,360 3,65 5,94 0,143 74 tutkimuksissa käsittelemättömiltä suovaltaisilta alueilta peräisin olevan valumaveden kokonaistyppipitoisuudet vaihtelivat välillä 0,3 —0,6 mg l" 1 (Bergquist ym. 1984, Lundin 1992). Luonnontilaisten purojen kokonais-, nitraatti- ja ammoniumtyppipitoisuudet olivat Nurmes-tutkimusalueilla pienempiä (Ahtiainen 1990, Ahtiainen y.m. 1995) kuin tämän tutkimuksen vanhoilla ojitusalueilla. Luonnontilaisilla soilla valumaveden fosforipitoisuus on keskimäärin noin 0,020 mg l" 1 (Kenttämies 1980). Tässä tutkimuksessa, jonka valuma-alueilla turvemaiden osuus pinta-alasta oli keskimäärin 57%, keskimääräinen kokonaisfosforipitoisuus (0,056 mg 1" ) oli korkeampi kuin esimerkiksi Saukkosen ja Kortelaisen (1995) esittämä kokonaisfosforipitoisuus (0,028 mg l" 1 , vaihteluväli 0,014 —0,040). Reko laisen (1989) pieniltä metsäisiltä valuma-alueilta havaitsemat kokonaisfosfori pitoisuudet vaihtelivat 0,018—0,063 mg l" 1 ja Nurmes-tutkimuksen luonnontilavai heen pitoisuusvaihtelu oli 0,012 —0,033 mg 1"' (Ahtiainen ja Huttunen 1995). Kent tämies (1981) on mitannut nuorilta lannoitetuilta ojitusalueilta yhtä korkeita keski määräisiä fosforipitoisuuksia kuin tässä tutkimuksessa. Tulokseen vaikuttaakin to dennäköisesti, että runsas puolet tämän tutkimuksen seuranta-alueista oli lannoitettu tutkimuksen aloitusta edeltäneen runsaan kahden vuosikymmenen aikana. Lannoi tuksen vaikutus ojitusalueiden fosforihuuhtoutumaan kestää vähintään s—lo5 —10 vuotta (Kenttämies 1981), joskus pitempäänkin (Ahti 1983, Nieminen ja Ahti 1993). Vanhat ojitusalueet ja luonnontilaiset suot eivät olennaisesti poikkea toisistaan humuksen huuhtoutumisen suhteen (Heikurainen ym. 1978, Kenttämies 1981, Sallantaus 1994). Keskimääräinen liuenneen orgaanisen hiilen pitoisuus oli aineistossamme samaa tasoa kuin Kenttämiehen ja Laineen (1984) Pohjois- Hämeessä luonnontilaiselta suolta mittaama. Lundinin (1988) mukaan suon osuuden lisääntyminen valuma-alueen pinta-alasta lisää muun muassa orgaanisen hiilen pitoisuutta. Saukkonen ja Kortelainen (1995) ovat todenneet saman ns. pienten valuma-alueiden aineistosta. Toisaalta orgaanisen hiilen pitoisuudet eivät ole lisääntyneet vesistöissä runsaiden ojitusmäärien aikana (Laaksonen ja Malinen 1980, 1984). Jokivesien orgaanisen aineen pitoisuuksien on jopa todettu pienentyneen ojitustoiminnan seurauksena (Hynninen 1988). Tässä aineistossa orgaanisen hiilen pitoisuus korreloi positiivisesti orgaanisen typen pitoisuuden (vrt. Kortelainen ja Saukkonen 1998) kanssa. Tämän aineiston valumavesien kiintoainepitoisuuden keskiarvo 4,9 mg l" 1 ja mediaani 2,4 mg l" 1 vastaavat hyvin muissa tutkimuksissa saatuja arvoja. Esimerkiksi Kenttämiehen (1987) Pohjois-Hämeessä ja Pohjois-Pohjanmaalla mittaamilla vanhoilla ojitusalueilla (ojituksesta kulunut 20—40 v) kiintoaine pitoisuuden vaihtelu oli 5,08 —9,24 mg l" 1 . Luonnontilaisilta soilta mitattujen kiintoainepitoisuuksien arvot vaihtelivat Kenttämiehen aineistossa 3,32—7,78 mg eivätkä keskiarvot poikenneet tilastollisesti vanhojen ojitusalueiden vastaavista keskiarvoista. Myös nk. pienten valuma-alueiden suovaltaisten (suon osuus yli 35 %) alueiden (Saukkonen ja Kortelainen 1995, Kortelainen ym. 1997) kiintoaine pitoisuudet (ka. 3,5 mg l" 1 ) vastaavat tämän tutkimuksen kiintoainepitoisuuksien arvoja. Kyseisillä pienillä valuma-alueilla oli tehty erilaisia metsätalous toimenpiteitä, kuten ojituksia, lannoituksia, hakkuita ja maanmuokkausta seuranta jakson aikana. Nurmes-tutkimuskohteilla mitattujen luonnontilaisten purovesien kiintoainepitoisuudet olivat sen sijaan alhaisempia kuin tässä tutkimuksessa mitatut (Ahtiainen 1988, 1990, Ahtiainen ja Huttunen 1995). 75 Kuva 3. Vanhoilta ojitusalueilta valuvan veden ravinnepitoisuuksien, kiintoainepitoisuuden ja liuenneen orgaanisen hiilen (DOC) pitoisuuden sekä pH:n, johtokyvyn ja hiili-typpisuhteen alueittaisten keskiarvojen jakaumat. 76 Kiintoainepitoisuuden maksimin ajoittuminen keskikesään johtunee orgaanisen karikkeen konsentraation kasvusta aikana jolloin valunta on vähäistä (myös Kenttämies ja Laine 1984, Kenttämies 1987). Vanhoilla ojitusalueilla valumaveden kiintoaine olisi näin kesän alivalumakaudella pääosin orgaanista kariketta ja kevään ja syksyn ylivalumakausien aikana ojaeroosioainesta. Tämän tutkimusaineiston valumavesien alueittaiset pH-keskiarvot vaihtelivat välillä 3,9—7,1, yksittäiset arvot välillä 3,3 —8,6. pH-arvot olivat korkeimmillaan heinä-elokuussa ja alhaisimmillaan huhti- ja lokakuussa. Vastaava vaihtelu on todettu Nurmes-tutkimuksessa luonnontilaisten purojen osalta (Ahtiainen 1990). Heikuraisen ym. (1978) vanhoilta ojitusalueilta ja luonnontilaisilta soilta mittaamat valumavesien pH-arvot vastaavat tämän tutkimusaineiston keskimääräistä tasoa. Samoin vesihallinnon pieniltä suovaltaisilta valuma-alueilta (Saukkonen ja Kortelainen 1995) mitatut valumaveden pH-arvot (ka. 5,8) vastaavat tämän tutkimuksen keskiarvoja. Emäskationien ja pH-arvon välillä oli voimakas positiivinen korrelaatio. Orgaanisen hiilen pitoisuuden ja pH-arvon välillä oli negatiivinen korrelaatio. Vastaava emäskationien, orgaanisen hiilen ja pH-arvon välinen yhteys on todettu pienten valuma-alueiden suovaltaisten alueiden valumavesistä (Saukkonen ja Kortelainen 1995, Kortelainen ym. 1997). Useissa tutkimuksissa on todettu, että suovaltaisten alueiden valumavedet ovat happamampia kuin vastaavat kivennäismaavaltaisilta tulevat vedet (Rekolainen 1989, Ahtiainen 1990, Saukkonen ja Kortelainen 1995, Kortelainen ja Saukkonen 1998). pH-arvon mediaani (5,54) oli vähän alhaisempi kuin pienten valuma alueiden metsänhoitotoimenpitein käsiteltyjen suovaltaisten alueiden valumavesien (5,8), mutta korkeampi kuin luonnontilaisen Kruunuojan pH-havaintojen mediaani (4,5). Kivennäismaavaltaisten pienten valuma-alueiden vastaava pH-arvojen mediaani oli 6,4 (Saukkonen ja Kortelainen 1995). Saukkosen ja Kortelaisen (1995) esittämä raudan keskimääräinen pitoisuus (1,9 mg l" 1 ) on vähän suurempi kuin tässä tutkimuksessa. Nurmes-tutkimuksen suovaltaisilta alueilta mitatut valumavesien rautapitoisuudet vastasivat tämän tutkimuksen arvoja (Ahtiainen 1990). Sen sijaan kivennäismaavaltaisilla pienillä valuma-alueilla mitatut rautapitoisuuden arvot (Saukkonen ja Kortelainen 1995) ovat selvästi pienempiä kuin tämän tutkimuksen rautapitoisuudet. Ahtiaisen (1990) mittaamat luonnontilaisten purovesien samoin kuin Lundinin (1992) Keski- Ruotsissa saraiselta suolta mittaamat alumiinipitoisuudet olivat keskimäärin pienempiä kuin tässä tutkimuksessa mitatut arvot. Tässä aineistossa vesinäytteet otettiin ojitusaslueiden valtaojista, mikä saattaa osittain selittää ravinteiden ja kiintoaineen korkeamman pitoisuustason verrattuna esimerkiksi pienten valuma-alueiden valumaveden vastaaviin pitoisuuksiin. Näin ojituksen vaikutus saattaa näkyä selkeämmin kuin vesihallinnon pienillä valuma alueilla, joilla metsätaloustoimenpiteiden ja näytteenottopisteen väliset etäisyydet saattoivat olla pitkiäkin, jolloin pitoisuusvaikutukset todennäköisesti laimenivat (Saukkonen ja Kortelainen 1995). Aineistomme perusteella reheviltä ojitusalueilta huuhtoutuu enemmän typen yhdisteitä, kiintoainetta ja emäskationeja kuin keskimääräistä karummilta kohteilta, mutta vähemmän fosforia. Fosforin huuhtoutuminen karuista suometsistä johtuu todennäköisimmin lannoituksista ja rahkaturpeen heikosta fosforinsitomiskyvystä (Nieminen ja Jarva 1996). 77 Kirjallisuus Ahti, E. 1983. Fertilizer-induced leaching of phosphorus and potassium from peatlands drained for forestry. Commun. Inst. For. Fenn. Ill: 1.20. Ahti, E. 1987. Water balance of drained peatlands on the basis of water table simulation during the snovvless period. Seloste: Ojitettujen soiden vesitaseen arvioiminen lumettomana aikana pohjavesipinnan simulaatiomallin avulla. Communicationes Instituti Forestalis Fenniae 141:1—64. Ahti, E., Joensuu, S. & Vuollekoski, M. 1995. Laskeutusaltaiden vaikutus kunnostusojitusalueiden kiintoainehuuhtoutumaan. Teoksessa: Sari Saukkonen & Kaarle Kenttämies (toim.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta Metve-projektin loppuraportti, Suomen ympäristö 2 - ympäristönsuojelu, 139—155. Ahtiainen, M. 1988. Effects of clear-cutting and forestry drainage on water quality in the Nurmes-study. Proceedings of the International Symposium on the Hydrology of Wetlands in Temperate and Cold Regions Joensuu, Finland 6—B June, 1988. Vol. 1, 206—219. Ahtiainen, M. 1990. Avohakkuun ja metsäojituksen vaikutukset purovesien laatuun. Vesi-ja ympäristöhallinnon julkaisuja -sarja A 45, 1—122. Ahtiainen, M. & Huttunen, P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden pitkäaikaisvaikutukset purovesienlaatuun ja kuormaan. Teoksessa: Sari Saukkonen & Kaarle Kenttämies (toim.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta Metve-projektin loppuraportti, Suomen ympäristö 2 - ympäristönsuojelu, 33—50. Berquist, 8., Lundin, L. & Andersson, A. 1984. Hydrologiska och limnologiska konsekvenser av skogs- och myrdikning. Siksjöbäcksomrodet. Forskningsrapport Nr 9. Limnologiska Inst. Uppsala. 84, 1—27. Heikurainen, L., Kenttämies, K. & Laine, J. 1978. The environmental effects of forest drainage. Tiivistelmä: Metsäojituksen ympäristövaikutukset. Suo 29, 3 —4: 49—58. Hynninen, P. 1988. Veden laadun kehityksestä Kiiminkijoessa vuosina 1971 —1985. Summary: Changes in water quality in the River Kiiminkijoki in 1971 —1985. Vesi- ja ympäristöhallinnin julkaisuja 25, 1—73. Jarva, M. & Tervahauta, A. 1993. Vesinäytteiden analyysiohjeet. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 477:1—171. Joensuu, S., Ahti, E., and Vuollekoski, M. 1999. The effects of peatland forest ditch maintenance on suspended solids in runoff. Boreal Environmental Research 4: ( ). In press. Keltikangas, M., Laine, J., Puttonen, P. & Seppälä, K. 1986. Vuosina 1930—1978 metsäojitetut suot: ojitusalueiden inventoinnin tuloksia. Summary: Peatlands drained for forestry during 1930—1978: results from field surveys of drained areas. Acta For. Fenn. 193: 1—94. Kenttämies, K. 1980. The effects on water quality of forest drainage and fertilization in peatlands. The influence of man on the hydrological regime with special reference to representative and experimental basins. Proceedings of the Helsinki Symposium, June 1980. lAHS-AISHPubI. 130, 277—284. Kenttämies, K. 1981. The effects on water quality of forest drainage and fertilization in peatlands. Publications of the Water Research Institute National Board of Waters, Finland, 43 24—31. Kenttämies, K. 1987. Metsäojituksen ja metsänlannoituksen vaikutus valumaveden ominaisuuksiin. Julkaisematon moniste. 34 s. Helsingin yliopiston limnologian laitos. Kenttämies, K. & Laine, J. 1984. The effects on water quality of forest drainage and phosphate fertilization in a peatland area in Central Finland. Proceedings of the 7 th International Peat Congress Dublin, Ireland 18—23 June 1984, Vol 3, 342—354. Kinnunen, S. & Ärölä, E. 1993. Maastotyöopas. Julkaisematon moniste. Metsäkeskus Tapio. 51 s. 78 Kortelainen, P. 1993 a. Content of total organic carbon in Finnish lakes and its relationship to catchment characteristics. Can. J. Fish. Aquat. Sci. 50: 1477—1483. Kortelainen, P. 1993b. Contribution of organic acids to the acidity of Finnish lakes. Publications of the Water and Environment Research Institute. National Board of Waters and the Environment, Finland 13, I—4B. Kortelainen, P., Saukkonen, S. & Mattsson T. 1997. Leaching of nitrogen from forest catchments in Finland. Global Biochemical Cycles, Vol. 11, 4, 627—638. Kortelainen, P & Saukkonen, S. 1998. Leaching of nutrients, organic carbon and iron from Finnish forestry land. Water, Air, and Soil Pollution 105: 239—250. Laaksonen, R. & Malinen, V. 1980. Vesistöjen veden laadun muutoksista vuosina 1962 1977. Vesihallitus. Vesientutkimuslaitoksen julkaisuja 36: I—7o. Laaksonen, R. & Malinen, V. 1984. Changes in water quality in Finnish lake water during the period 1968—1983. Publications of the Water Research Institute, National Board of Waters, Finland, 57: 52—58. Lundin, L. 1988. Impacts of drainage for forestry on runoff and water chemistry. Proceedings of the International Symposium on the Hydrology of Wetlands in Temperate and Cold Regions, Joensuu, Finland 6—B june 1988. Suomen Akatemian julkaisuja 4/1988, Vol. 1, 197—205. Lundin, L. 1992. Hydrology and hydrochemistry at subbains of a large sedge fen watershed and effects of drainage and peat-winning. Proceedings of the 9 lh International Peat Congress Uppsala Sweden 22—26 June 1992. Vol 1, 143—157. Niemi, M. 1993. Orgaanisen aineen määrittäminen suovesistä. Julkaisematon moniste. Metsäntutkimuslaitos, Vantaa, 50 s + liitteet. Nieminen, M. & Ahti, E. 1993. Talvilannoituksen vaikutus ravinteiden huuhtoutumiseen karulta suolta. Folia Forestalia 814:1—22. Nieminen, M. & Jarva, M. 1996. Phosphorus adsorption by peat from drained mires in southern Finland. Scandinavian Journal of Forest Research 11:321—326. Ranta, E., Rita, H. & Kouki, J. 1989. Biometria. Toinen korjattu painos. 569 s. Yliopistopaino. Rekolainen, S. 1989. Phosphorus and nitrogen load from forest and agricultural areas in Finland. Aqua Fennica 19,2: 95—107. Saukkonen, S. & Kortelainen P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden vaikutus ravinteiden ja orgaanisen aineen huuhtoutumiseen. Teoksessa: Sari Saukkonen ja Kaarle Kenttämies (toim.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2 - ympäristönsuojelu, 15—32. Sallantaus, T. 1994. Response of leaching from mire ecosystems to changing climate. Teoksessa: (M. Kanninen ja P. Heikinheimo toim.) The Finnish Research Programme on Climate Change, Second Prog. Rep. Pubi. Acad. Finland 1, 291—296. Tason käyttöohje. 1994. Julkaisematon moniste. Metsäkeskus Tapio. 173 s. 79 Kunnostusojituksen vaikutus metsäojitusalueiden valumaveden kemiallisiin ominaisuuksiin Erkki Ahti, Samuli Joensuu ja Martti Vuollekoski 1 Johdanto ja tavoite Uudisojituksen supistuttua viime vuosina alle 10 000 hehtaariin vuodessa kunnostusojituksesta on tullut metsäojituksen päätoimintamuoto. 1990—97 vuotuinen kunnostusojituspinta-ala oli keskimäärin n. 75 000 hehtaaria (Metsä tilastollinen vuosikirja 1998). Kunnostusojituksen on arvioitu vaikuttavan vesistöihin kohdistuvaan kuormitukseen samansuuntaisesti kuin uudisojituksen, jonka tiedetään lisäävän erityisesti kiintoaineen huuhtoutumista (Heikurainen ym. 1978, Kenttämies 1980, Kenttämies ja Laine 1984). Kunnostusojituksen tiedetään lisänneen kiintoaineen lisäksi valumaveden kiintoaineeseen sitoutuneen fosforin, ammoniumtypen ja nitraattitypen pitoisuuksia, kohottaneen pH-arvoa ja alentaneen selvästi valumaveteen liuenneen orgaanisen aineen pitoisuutta (Ahti ym. 1995 a). Mannisen (1995) mukaan liuenneen orgaanisen aineen pitoisuus ei kunnostusojituksen vaikutuksesta oleellisesti muuttunut, sen sijaan kiintoaineen, kokonaisfosforin, kokonaistypen, ammoniumtypen ja nitraattitypen kuormitus kasvoivat selvästi. Mannisen (1995) toimenpidealueella Ruununsuolla totaalifosforin ja myös totaalitypen huuhtoutuminen kytkeytyivät kiintoaineen huuhtoutumiseen. Kunnostusojituksen aiheuttamat hydrologiset muutokset eivät ole olleet samaa suuruusluokkaa kuin uudisojituksen (Ahti ym. 1995 a, Ahti ym. 1995 b, Manninen 1995). Kunnostusojituksen vaikutuksesta karuhkojen rämeiden pohjavesipinta laskee n. 10 cm (Ahti ja Päivänen 1997), puustoisemmilla ojitusalueilla todennäköisesti vähemmän. Tyhjenemisvalunnan (15—30 mm) loputtua vesitase lienee kohdealueen puuston määrästä riippuen lähes samanlainen kuin ennen kunnostusojitusta: haihdunta tapahtuu edelleen lähes kokonaan latvuskerroksesta, ja ylivirtaamat ovat erityisesti ojanperkausten jälkeen ennallaan. Suurimmat hydrologiset muutokset olisivat näin alivirtaamien kasvu ja vesivaraston suurentunut vaihtelu. Suuripuustoisilla turvemailla hydrologinen muutos on todennäköisesti pienempi kuin pienipuustoisilla. Myös tässä tutkimuksessa kunnostusojituksen aiheuttaman kuormituksen katsotaan kytkeytyvän suuremmassa määrin ainepitoisuuksien kuin virtaaman muutoksiin. Tässä tutkimuksessa tavoitteena on laajalla otoksella selvittää, millaisia muutoksia kunnostusojitus aiheuttaa valumaveden kemiallisiin ominaisuuksiin ja eri aineiden ominaiskuormitukseen. 80 2 Menetelmät ja aineisto 2.1 Tutkimusalueet Vuosina 1990—92 aloitettiin valumavesien kalibrointiseuranta 40 kunnostusojUuskohteella eri puolilla Suomea (Joensuu ym 1999 b). Samanaikaisesti vesinäytteitä otettiin 33 vertailualueelta. Kunnostusojitus toteutettiin I—21—2 kalibrointivuoden jälkeen. Ojastoihin rakennettiin laskeutusaltaat, joiden vaikutuksista kiintoainepitoisuuksiin on raportoitu erikseen (Joensuu ym. 1999 a). Tutkimuksen kohteena olleiden 40 valuma-alueen ominaisuuksia on koottu taulukkoon 1. Taulukko 1. Tutkimuksessa seurattujen valuma-alueiden ominaisuuksia ja tunnuslukuja vuosina 1990—1994 tehtyjen maastoinventointien perusteella. Lannoituksia koskevat tiedot perustuvat metsäkeskusten toteuttamiin ja tiedossa oleviin metsänparannussuunnitelmien toteutustietoihin. Alueen nimi ja Valuma- Turve- Ojitus- Ojitus- Kunnostus- Puuston Lannoi- sijaintikunta alueen maata, aluetta, vuosi ojituspinta- keski- tus- pinta- ha ha ala, ha tilavuus, vuosi ala, ha m 3 ha"' Sepänsuo, Pertteli 62,4 19,6 17,8 1969 13,4 90,3 1975 Asunsuo, Kiikala 104,4 27,4 27,4 1967 Vert.alue 94,3 1972 Kaulanperä, Karinainen 33,4 15,9 14,9 1956 13,9 190,0 Puistovuori, Karinainen 21,9 9,4 9,4 1956 Vert.alue 173,5 Isosuo, Laitila 54,7 26,5 25,0 1967 25,1 83,8 1972 Sundgreninsuo, Laitila 72,9 20,4 17,0 1968 Vert.alue 136,2 1972 Vuohensuo, Yläne 65,4 28,4 28,4 1965 28,4 43,4 1971 Kroopinsuo, Yläne 174,6 60,2 59,4 1966 Vert.alue 39,0 1971 Pitkäneva, Kankaanpää 44,0 20,3 20,3 1964 20,3 75,3 1973 Varpuneva, Kankaanpää 48,0 19,3 19,3 1978 Vert.alue 57,2 1985 Hirsisuo, Noormarkku 133,5 42,3 38,0 1965 16,1 93,2 Paloneva, Karvia 31,3 30,2 30,2 1964 29,2 46,8 1970 Alkkia, Karvia 79,0 65,7 48,3 1965 17,4 28,0 1977 Välisalonneva, Karvia 53,8 47,2 47,1 1978 Vert.alue 50,5 Porrasneva, Kihniö 42,9 36,3 34,6 1969 19,5 51,9 1971 Peltomaa, Kihniö 13,3 9,6 9,6 1973 Vert.alue 47,5 1974 Kirkonneva, Hämeenkyrö 86,1 72,5 70,2 1956 24,7 88,4 Teerineva, Hämeenkyrö 110,1 87,5 86,7 1961 Vert.alue 52,9 Pottisuo, Orimattila 75,2 35,7 35,7 1968 35,7 110,6 1969 Majasuo, Orimattila 46,8 21,5 21,5 1973 Vert.alue 66,9 1985 Liisansuo, Vehkalahti 177,0 78,1 78,1 1969 36,4 115,9 1972 Homeperseensuo, Vehkalahti 98,6 26,9 24,3 1965 Vert.alue 93,9 Ruskeesuo, Pyhäselkä 24,8 24,8 24,8 1964 24,8 96,5 1970 Alaräme, Pyhäselkä 59,8 30,6 28,5 1964 25,8 86,5 1978 Mäntylä, Pyhäselkä 22,5 21,6 21,6 1967 Vert.alue 72,4 1983 Purnukorpi, Kiihtelysvaara 100,2 48,8 46,9 1968 25,3 61,4 1970 Laineensuo, Kiihtelysvaara 54,6 40,5 32,0 1974 Vert.alue 68,5 Mantilansuo, Punkaharju 64,1 24,4 24,4 1965 24,4 87,8 1971 Nenäsuo, Punkaharju 42,1 23,5 22,2 1976 Vert.alue 61,5 1978 Honkasuo, Pielavesi 54,1 30,4 30,4 1963 30,4 134,7 1978 Tervasuo, Pielavesi 117,9 81,8 68,5 1966 44,1 163,0 Suurisuo, Pielavesi 101,5 76,1 73,3 1966 Vert.alue 49,1 Soidinkorpi, Pihtipudas 163,0 75,9 55,6 1960 48,7 71,1 1986 Saarineva, Pihtipudas 105,9 52,3 51,1 1974 Vert.alue 68,8 81 2.2 Havainnointi Vesinäytteet otettiin valuma-alueiden laskuojista kerran viikossa, kuitenkin niin, että keväällä noudatettiin tihennettyä näytteenottoaikataulua. Talvella (pääsääntöisesti marras-maaliskuu) näytteitä ei otettu. Virtaaman arvioimiseksi kalibrointijakson aikana mitattiin näytteenottopisteen vedenkorkeus ojassa. Toimenpidejakson aikana virtaamaa seurattiin Thompsonin 90°: n ylisyöksypadoilla: vedenkorkeus patoaukossa mitattiin näytteenoton yhteydessä. Vesinäytteet otettiin 1/2 litran muovipulloihin, jotka toimitettiin Metsäntutkimuslaitoksen keskuslaboratorioon pääsääntöisesti yhden vuorokauden kuluessa näytteenotosta. Heinäsuo, Kinnula 202,2 111,8 102,0 1938 23,5 1968 Käsälänkorpi, Kinnula 104,8 23,8 22,5 1970 Vert.alue 21,7 Haarasuo, Keuruu 56,1 28,6 28,6 1965 24,2 145,8 1970 Käännetynsuo, Keuruu 50,4 23,7 23,7 1970 Vert.alue 140,3 1970 Kämppä, Ylistaro 150,1 49,5 48,2 1962 40,2 112,0 1970 Viitikko, Ylistaro 117,9 34,3 33,2 1978 Vert.alue 78,7 Vähä-Oivari, Isojoki 48,8 29,6 29,6 1969 14,9 24,0 1978 Toristonluoma, Isojoki 32,7 21,7 20,8 1982 Vert.alue 107,5 Hautakangas, Kauhajoki 87,6 70,2 70,2 1974 51,2 33,2 1976 Juurakkoneva, Kauhajoki 56,2 42,3 42,3 1965 Vert.alue 29,9 1978 Sydänkorvenrämäkkä, 89,1 77,8 69,3 1969 69,3 49,8 1971 Kauhajoki Hosimäki, Kauhajoki 52,0 29,9 29,9 1984 Vert.alue 63,1 Takkikallio, Ähtäri 89,7 44,4 43,9 1966 43,1 65,1 1974 Huikuri, Ähtäri 31,5 22,6 22,6 1967 Vert.alue 9,1 Tupasalo, Kannus 26,2 15,4 15,4 1965 15,5 46,3 1973 Kiviniittu, Kannus 85,5 49,6 45,7 1969 Vert.alue 47,5 1969 Korpiala, Kannus 66,4 30,1 30,1 1965 30,1 32,7 1974 Märsynräme, Kannus 60,8 46,7 39,0 1969 Vert.alue 50,8 1969 Raippamaanoja, Kalajoki 97,0 83,1 83,1 1956 83,1 57,7 Kannistonräme, Kalajoki 31,0 28,4 28,4 1969 Vert.alue 42,6 1979 Jänissuo, Sotkamo 97,0 44,9 41,3 1968 28,3 75,9 1969 Mustankorvensuo, Sotkamo 70,1 66,2 66,1 1968 Vert.alue 83,7 1969 Rapasensuo, Kuhmo 63,4 45,3 28,0 1968 22,9 62,5 1983 Komulansuo, Kuhmo 119,9 81,5 45,1 1970 45,1 51,7 1980 Lutja, Kuhmo 79,0 37,8 36,1 1978 Vert.alue 105,3 1978 Käärmekorpi, Yli-Ii 51,9 51,4 45,3 1967 42,0 36,7 Heinsuonsalmi, Yli-Ii 115,7 94,1 85,0 1967 Vert.alue 60,0 Hämäläisneva, Vihanti 38,0 29,8 29,8 1961 29,8 44,3 Lievonkangas, Vihanti 24,7 13,3 13,3 1972 Vert.alue 137,0 1989 Pilpasuo, Oulu 147,8 65,3 48,1 1965 33,74 61,0 Tuppisuo, Oulu 222,0 130,0 90,5 1974 Vert.alue 35,9 1975 Isosuonräme, Oulu 122,6 77,6 64,0 1938 57,7 50,8 Korpikoskensuo, Oulu 55,0 36,0 36,0 1964 Vert.alue 36,5 Ruostekorpi, Utajärvi 48,6 46,2 46,2 1966 45,7 15,2 1987 Ollinneva, Pyhäjoki 52,5 49,4 49,4 1956 49,4 50,2 Pöytäpuunneva, Pyhäjoki 58,2 36,2 28,8 1962 Vert.alue 55,3 Prakunmaa, Keminmaa 146,0 82,9 75,3 1965 59,6 72,1 Mykkä, Keminmaa 78,5 29,0 23,6 1971 Vert.alue 98,3 Kontiojänkä, Tornio 30,0 30,0 23,2 1970 23,4 104,4 Pörhölä, Tornio 28,8 24,5 22,2 1978 Vert.alue 68.9 82 2.3 Analyysit Kemialliset analyysit tehtiin Metsäntutkimuslaitoksen keskuslaboratoriossa käytettävillä standardimenetelmillä (Jarva ja Tervahauta 1993). Vesinäytteitä säilytettiin pääsääntöisesti n.+ s°C:n lämpötilassa ennen analyysejä. Vesinäytteet suodatettiin lasikuitusuodattimella, jonka huokoskoko oli 1.2 pm. Suodattimeen jäänyt kiintoaine punnittiin kuivatuksen (60° C) jälkeen. Suodatetuista näytteistä määritettiin emäskationien (Na, K, Ca ja Mg), raudan, alumiinin, rikin, fosforin ja boorin sekä raskasmetallien pitoisuudet ARL 3580 ICP plasmaemissiospekrofotometrillä. Kokonaistypen, ammoniumtypen ja nitraattitypen pitoisuudet määritettiin spektrofotometrisesti Tecaton FIA-analysaaattorilla. Veteen liuenneen orgaanisen aineksen määrä määritettiin aluksi kaliumpermanganaatin (KMnO 4 ) kulutuksena SFS 3036-menetelmällä ja vuoden 1992 alusta lähtien orgaanisena hiilenä (DOC) Shimadzu-hiilianalysaattorilla. Permanganaatin kulutuslukemat muunnettiin DOC-arvoiksi samoista näytteistä tehtyjen rinnakkaismääritysten avulla. Näytteistä määritettiin lisäksi pH ja sähkönjohtavuus. 3 Tulokset Kullekin kemialliselle ominaisuudelle esitetään a) kuukausikeskiarvot koko aineistolle ennen ja jälkeen kunnostusojituksen (kuva 1) ja b) jaksokeskiarvot toimenpidealueiden kalibrointijaksolle ja vuosittain kunnostusojituksen jälkeen (taulukko 2). Kuormitusta ei laskettu aluekohtaisesti vaan kaikkien aineiden keskimääräisistä pitoisuusmuutoksista. Siksi kuormitusarviota varten laskettiin kullekin aineelle kuukausittaiset pitoisuusennusteet koko aineiston keskipitoisuuksia käyttävällä yhtälöllä (1) ja kunnostusojituksen aiheuttama pitoisuusmuutos yhtälöllä (2): joissa Eri aineiden ominaiskuormitusluvut kuukausikeskiarvon muutos valunnan kunnostusojituksen toimenpidepinta-alalla. laskettiin kertomalla pitoisuuden kuukausikeskiarvolla ja jakamalla Ce - (CjMPO - CvRTo) + CvRTI (1) AC - Cjmpi —CE (2) E = toimenpidealueen pitoisuusennuste kuormittamattomassa tilanteessa TMPO = toimenpidealueiden pitoisuuskeskiarvo kalibrointijaksolla VRTO = vertailualueiden pitoisuuskeskiarvo kalibrointijaksolla TMPI = toimenpidealueiden pitoisuuskeskiarvo kunnostusojituksen jälkee: VRTI = vertailualueiden pitoisuuskeskiarvo toimenpidejaksolla iC = kunnostusojituksen aiheuttama keskimääräinen pitoisuusmuutos 83 Taulukko 2. Valumaveden laatumuuttujien keskiarvot ennen kunnostusojitusta ja kolmena vuonna sen jälkeen huhti-lokakuussa. Pitoisuudet mg M, johtokyky mg Pt mol" 1 Veden laadun muuttuja Toimenp./ vert.alueet Ennen kun- nostusojitusta 1. v. kunnostus- ojituksen jälk. 2. v. kunnostus- ojituksen jälk. 3. v. kunnostus- ojituksen jälk. N* VRT 0.713 0.757 0.674 0.670 TMP 0.762 0.712 0.674 0.679 nh 4 + -n VRT 0.039 0.036 0.023 0.021 TMP 0.047 0.103 0.093 0.094 no 3 "-n VRT 0.040 0.038 0.027 0.027 TMP 0.067 0.064 0.066 0.063 DOC VRT 29.4 34.7 33.2 32.5 TMP 29.7 24.3 22.9 22.9 Kiintoaine VRT 4.78 4.68 4.18 4.52 TMP 5.02 69.4 25.5 15.6 Johtokyky VRT 45.1 44.8 43.3 43.6 TMP 42.2 49.2 48.8 50.7 pH VRT 5.60 5.60 5.59 5.64 TMP 5.64 6.30 6.28 6.19 Na VRT 2.36 2.19 2.15 2.21 TMP 2.14 2.88 2.71 2.69 K VRT 0.53 0.47 0.52 0.61 TMP 0.56 1.13 0.95 0.95 Ca VRT 3.86 3.69 3.37 3.36 TMP 3.64 4.36 4.32 4.58 Mg VRT 1.66 1.57 1.53 1.57 TMP 1.61 2.17 2.01 2.02 AI VRT 0.41 0.46 0.47 0.43 TMP 0.44 1.68 0.73 0.57 Fe VRT 1.48 1.81 1.68 1.52 TMP 1.65 2.32 1.68 1.60 S VRT 2.05 1.72 1.70 1.92 TMP 1.79 1.93 2.14 2.37 Liuk. Ptot VRT 0.053 0.061 0.059 0.049 TMP 0.059 0.064 0.050 0.051 84 3.1 Pitoisuusmuutokset Typpi Ennen kunnostusojitusta ja vertailualueilla totaalitypen keskimääräisen pitoisuuden kuukausikeskiarvo vaihtelee välillä 0.5—0.9 mg/l siten, että suurimmat arvot esiintyvät heinä-elokuussa. Kunnostusojitus näyttäisi lievästi pienentäneen valumaveden totaalityppipitoisuuksia (taulukko 1, kuva 1). Tulos on ristiriidassa mm. Ahtiaisen ja Huttusen (1995) raportissa mainitun Suopuron uudisojituksen kanssa, joka suurensi totaalitypen pitoisuuksia. Tässä aineistossa totaalityppi pitoisuus näytti 9 alueella kasvaneen yli 0.1 mg l" 1 , pienentyneen 18 alueella yli 0.1 mg l" 1 , ja pysyneen ±O.l mg l"1 rajoissa muuttumattomana 13 alueella. Ammoniumtypen pitoisuuden kuukausikeskiarvot (kaikki alueet) vaihtelivat kalibrointijaksolla välillä 0.02—0.07 mg 1"' siten, että suurimmat arvot esiintyivät kesä-elokuussa ja pienimmät keväällä ja syksyllä (kuva 1). Vuositasolla kunnostusojitus yli kaksinkertaisti laskuojien valumaveden NH4-N-pitoisuuden (taulukko 2). Kuukausikeskiarvot vaihtelivat kunnostusojituksen jälkeen välillä 0.04—0.16 mg I -1 . Ennen kunnostusojitusta ja vertailualueilla valumaveden nitraattityppipitoisuu den kuukausikeskiarvo vaihteli välillä 0.06—0.08 mg/1" 1 (kuva 1). Nitraattityppipitoisuus kasvoi lievästi kunnostusojituksen jälkeen, kuitenkin niin, että keskikesän näytteissä pitoisuudet olivat alempia kuin ennen kunnostusojitusta. Keväisin ja syksyisin pitoisuudet olivat korkeampia kuin ennen kunnostusojitusta. Totaalitypen pitoisuuden pieneneminen samanaikaisesti kuin nitraatti- ja ammoniumtypen pitoisuudet kasvavat merkitsee, että orgaanisesti sitoutuneen typen määrä valumavedessä on kunnostusojituksen jälkeen keskimäärin selvästi pienentynyt Fosfori Suodatetuista näytteistä ICP:llä määritetyt totaalifosforipitoisuudet eivät kunnostusojituksen vaikutuksesta oleellisesti muuttuneet (kuva 1). Kalibrointijaksolta ja toimenpidejaksolle siirryttäessä P tot on kuitenkin vertailualueilla kasvanut tilastollisesti merkitsevästi (0.053 => 0.061; taulukko 2), kun se toimenpidealueilla on kavanut vähemmän, joten kunnostusojituksen muutostrendi on pikemminkin laskeva kuin nouseva. Kalibrointijakson pitoisuudet olivat korkeampia kuin aiemmissa tutkimuksissa (esim. Saukkonen ja Kortelainen 1995). Kun soiden luontaisena valumaveden fosforipitoisuutena on pidetty arvoa 0.020 mg 1"', nyt havaittu ojitusalueiden valumavesien keskimääräinen fosforipitoisuus (0.060) on huomattavan korkea. Suurimmillaan (n. 0.080 mg 1"') fosforipitoisuus oli keskikesällä. pH-arvo, kiintoaine ja humus Valumavesien pH-arvo pysyi vertailualueilla lähes muuttumattomana ja nousi kunnostusojituksen vaikutuksesta välittömästi 0.7 pH-yksikköä (5.6—>6.3) oltuaan ennen toimenpidettä samalla tasolla kuin vertailualueilla. Valumavesien ennen laskeutusallasta mitattu kiintoainepitoisuus kasvoi kunnostusojituksen vaikutuksesta heti yli kymmenkertaiseksi. Laskeutusaltaiden vaikutusta sekä kunnostusojituksen vaikutusta valumavesien kiintoainepitoisuuksiin yleensä on käsitelty erillisessä julkaisussa (Ahti ym. 1999). Kiintoainekuormitus on selvästi kunnostusojituksen tärkein vesistöhaitta. 85 Kuva 1. Vedenlaatumuuttujien kuukausikeskiarvot ennen kunnostusojitusta ja kolmena vuotena sen jälkeen. 86 Orgaanisen hiilen huuhtoutuminen noudatti aikaisemmissa tutkimuksissa havaittua (Kauppi 1975, Kortelainen 1993) vuosiiytmiä: pitoisuudet olivat pienimmillään keväällä (20—25 mg l" 1 ) ja suurimmillaan syksyllä (30—35 mg l" 1 ) (kuva 1). Pitoisuudet olivat kalibrointijakson aikana samaa suuruusluokkaa vertailualueilla ja toimenpidealueilla. Kunnostusojituksen jälkeen DOC-pitoisuudet olivat yli 10 mg 1"' pienempiä kuin vertailualueilla. Ero oli syksyllä selvästi suurempi kuin keväällä. Vertailualueiden aineiston mukaan orgaanisen hiilen huuhtoutuminen oli toimenpidejakson aikana eli vuosina 1992—1996 korkeammalla tasolla kuin kalibrointijakson (1990—1993) aikana. Natrium, kalium, kalsium ja magnesium Kunnostusojitus lisäsi natriumin, kaliumin, kalsiumin ja magnesiumin huuhtoutumista (taulukko 2, kuva 1). Näillä alkuaineilla ei ole välitöntä vesistöjä rehevöittävää vaikutusta, mutta niillä on oma vaikutuksensa valumavesien ionitaseessa ja suuri merkitys suometsien puuston ravinnetaseen kannalta. Suhteellisesti eniten kasvoi kaliumin huuhtoutuminen: sen pitoisuudet kasvoivat n. kaksinkertaisiksi. Kunnostusojitus näyttää suurentaneen erityisesti keskikesän pitoisuuksia. Koska suurin osa aineiston kunnostusojituksista toteutettiin kesä heinäkuussa, keskikesän korkeat keskimääräiset pitoisuudet indikoinevat voimakasta huuhtoutumista kaivun yhteydessä ja välittömästi sen jälkeen (kuva 1). Rauta, alumiini ja rikki Raudan huuhtoutuminen ojitusalueilta noudattaa samanlaista vuosirytmiä kuin fosforin huuhtoutuminen: pitoisuudet ovat keskikesällä huomattavasti korkeampia kuin keväällä ja syksyllä. Valumavesissä havaittiin välittömästi kunnostusojituksen jälkeen korkeita rautapitoisuuksia, ja myös keskimääräinen rautapitoisuus kasvoi selvästi etenkin 1. vuonna toimenpiteen jälkeen (taulukko 2, kuva 1). Kunnostusojitus lisäsi voimakkaasti alumiinin huuhtoutumista (taulukko 2, kuva 1). Kunnostusojituksen jälkeen korkeita pitoisuuksia (lähes 2mg l" 1 ) havaittiin erityisesti keskikesällä. Koska vastaavaa vuosirytmiä ei näy vertailualueilla eikä kalibrointijakson aikana, syy lienee sama kuin kaliumin osalta: alumiinia huuhtoutuu erityisesti kaivun yhteydessä ja välittömästi sitä seuraavien kuukausien aikana. Tämä näkyy myös kuvassa 1, jossa erityisen korkeita Al-pitoisuuksia esiintyy keskikesällä vain ensimmäisen kaivua seuraavan vuoden aikana. Myös rikin huuhtoutuminen kasvaa merkitsevästi kunnostusojituksen jälkeen. Rikin huuhtoutuminen ojitusalueilta näyttää noudattavan erilaista vuosirytmiä kuin useimpien muiden alkuaineiden: pitoisuudet ovat pienimmillään keskikesällä. Tutkimuksessa ei ole määritetty mm. HC03 "- eikä Cl"-pitoisuuksia, joten valumaveden ionitasetta ei ole mahdollista konstruoida. Muutossuunnista voidaan todeta, että iT-konsentraation pieneneminen korvautuu NH4 + , Na + , K + , Ca ++ , Mg ++ ja Al +++ - konsentraatioiden kasvulla, mutta on epäselvää, missä määrin nämä kationit ovat ionimuodossa ja missä määrin sitoutuneina esim. orgaanisiin kompleksiyhdisteisiin, joten kationien kokonaismäärän muutos jää epäselväksi. Anionipuolella orgaaniset anionit vähenevät orgaanisen hiilen myötä selvästi, ja S0 4 ~" -ja N03 " - pitoisuudet kasvavat. 87 Taulukko 3. Kunnostusojituksen ominaiskuormat kolmena ensimmäisenä vuonna kunnostusojituksen jälkeen. Kuormituslaskelmissa käytetty valunnan keskimääräisiä kuukausikeskiarvoja. Orgaanisen typen ominaiskuormat on laskettu vähentämällä totaalityppikuormasta nitraatti- ja ammoniumtypen kuormat. 3.2 Kuormitus Kunnostusojitus suurentaa useimpien alkuaineiden ja niiden osioiden ominaiskuormia (taulukko 3). Poikkeuksen muodostavat suodatetuista näytteistä määritetyt totaalityppi ja totaalifosfori, joiden kohdalla muutokset ovat pieniä ja pikemminkin negatiivisia, sekä laskennallinen muuttuja orgaaninen typpi, jonka ominaiskuorma näyttäisi selvästi pienenevän. Poikkeusten syynä on todennäköisesti liuenneen orgaanisen aineksen vuosikuorman voimakas pieneneminen, jolloin myös orgaaniseen ainekseen sisältyvän typen ja fosforin huuhtoutuminen pienenee. Vaikka orgaanisen typen huuhtoutuminen näyttäisi huomattavasti vähentyneen kunnostusojituksen vaikutuksesta, mineraalitypen ominaiskuormat ovat samaan aikaan selvästi kasvaneet. Kiintoaineen keskimääräinen yhteenlaskettu kolmen vuoden ominaiskuorma 920 kg ha" 1 on samaa suuruusluokkaa kuin Nurmes-hankkeen Suopurolla uudisoji tuksen jälkeen. Sitä voidaan pitää huomattavan suurena 40 alueen keskiarvona. 4 Tulosten tarkastelu Kalibrointijakson aikana vertailualueiden valumavedet eivät merkitsevästi poikenneet toimenpidealueiden valumavesistä yhdenkään vedenlaatumuuttujan osalta. Kalbrointijakso poikkesi toimenpidejaksosta jonkin verran, mutta erot olivat pieniä. Aine Ominaiskuorma Ominaiskuorma Ominaiskuorma Kolmen vuoden 1.vuonna 2. vuonna 3. vuonna yhteenlaskettu kunnostus- kunnostus- kunnostus- ominaiskuormitus ojituksen jälkeen ojituksen jälkeen ojituksen jälkeen ka/ha N t„, - 0.408 - 0.366 + 0.069 -0.706 NH 4 -N + 0.461 + 0.477 + 0.557 + 1.49 NOj-N + 0.148 + 0.242 + 0.305 + 0.695 Org. N (laskettu) - 1.02 - 1.09 - 0.793 -2.89 DOC -64.9 -70.3 -64.6 - 200.0 Kiintoaine + 592 + 179 + 149 + 920 Na + 6.07 + 4.44 + 5.26 + 15.8 K + 2.90 + 1.57 + 1.44 + 5.91 Ca + 7.25 + 6.31 + 7.69 + 21.3 Mg + 4.24 + 2.67 + 2.45 + 9.36 AI + 5.31 + 0.847 + 0.804 + 6.96 Fe + 2.13 -0.866 + 0.086 + 1. 35 Liukoinen P, 0, -0.021 -0.106 - 0.006 -0.133 S + 1.61 + 3.07 +2.78 + 7.46 88 Tutkimuksen kalibrointijakson aikana orgaanisen typen ja organisen hiilen pitoisuuksien aluekeskiarvojen välinen korrelaatio oli luonnollisesti voimakas (r = o.B3**'). Totaalitypen vuosikuorman pieneneminen näyttää sekin kytkeytyvän veteen liuenneen orgaanisen aineen (DOC) huuhtoutumiseen, joka selvästi pieneni kunnostusojituksen vaikutuksesta. Vaikka nitraatti- ja erityisesti ammonium typen huuhtoutuminen kasvoivat, totaalitypen ja vielä selvemmin orgaanisen typen huuhtoutuminen pienenivät kunnotusojituksen vaikutuksesta, kun tarkastellaan koko aineiston keskiarvoja. Totaalitypen pitoisuuskeskiarvon pieneneminen saattaa osittain johtua näytteiden suodattamisesta ennen analyysiä. Kunnostusojituksen suuren kiintoainekuorman typpi olisi todennäköisesti lisännyt sellaisten alueiden lukumäärää, joilla totaalityppikuormitus kasvoi kunnostusojituksen vaikutuksesta (vrt. Ahtiainen ja Huttunen 1995). Tässä tutkimuksessa fosforin kuormitusarviot perustuvat suodatetuista näytteistä määritettyyn kokonaisfosforiin, joka koostuu pääasiassa orgaanisesti sitoutuneesta ja veteen liuenneesta fosforista. Aikaisemmissa tutkimuksissa (Ahtiainen 1990, Ahtiainen ja Huttunen 1995) on korostettu fosforikuormituksen kasvua kiintoaineen sisältämän fosforin kautta. On epäselvää, missä määrin kiintoaineksen fosforilla on vesistöissä merkitystä, ja missä määrin suodattamattomista näytteistä määritetty kokonaisfosfori on relevantti fosforikuormituksen indikaattori. Kun pitkäaikaisen fosforilannoituksen kyllästämältä maatalousmaalta huuhtoutuvan kiintoaineen fosforista vain pieni osa voi vesistössä muuttua leville käyttökelpoiseen muotoon (Rekolainen 1993, Ekholm 1998), ojitusalueilta huuhtoutuvan kiintoaineksen fosforista lienee käyttökelpoista paljon pienempi osa. Tutkimustulokset perustuvat usean alueen (40) vesinäytteistä laskettuihin pitoisuuskeskiarvoihin ja kuormituksen osalta myös usean eri puolilla Suomea sijaitsevan valuma-alueen havainnoista laskettuihin virtaamakeskiarvoihin, jotka alkukevään, talven ja myöhäissyksyn osalta eivät perustu virtaamahavaintoihin vaan keskimääräisen vuosivalunnan ja havaitun valuntasumman erotukseen. Koska toimenpidealueiden kunnostusojitukset toteutettiin usean vuoden aikana, pääosin vuosina (1991 —93), myös koko aineiston kuukausikeskiarvot ajoittuvat pitoisuuksien osalta usealle vuodelle. Näin esimerkiksi ensimmäisen kunnostusojitusta seuraavan vuoden toukokuun pitoisuuskeskiarvo on laskettu kaikista niistä yksittäisistä havainnoista, jotka on tehty kaivuja seuraavan ensimmäisen toukokuun aikana, osalla alueista samana vuonna kuin kaivu, osalla alueista vasta seuraavan kalenterivuoden aikana, ja eri alueilla eri vuosina. Tulokset ovat siis varsin keskimääräisiä: kuukausi- ja vuosikeskiarvojen pohjana olevissa havaintoperusjoukoissa on alueellisen vaihtelun lisäksi myös laskentatavasta johtuvaa sisäistä vuosivaihtelua ja kaivuajankohdan vaihtelun aiheuttamaa hajontaa. Havaintojen lukumäärä on kuitenkin niin suuri, että useat kunnostusojituksen aiheuttamat muutokset ovat tilastomatemaattisesti merkitseviä (Ahtiym. 1998). Tulokset soveltuvat valtakunnallisten kuormitusarvioiden tekemiseen. Sen sijaan muutosten taustalla olevien kemiallisfysikaalisten ja biologisten yhteyksien analyysi sekä myös eri aluetekijöiden vaikutusten analyysi on tehtävä aluekohtaisten pitoisuus-ja kuormitusmuutosten perusteella. 89 5 Päätelmät Kiintoaineen huuhtoutumisen voimakas lisääntyminen on kunnostusojituksen keskeinen kuormitusvaikutus. Kiintoainekseen sitoutuneena vesiin huuhtoutuu myös ravinteita, mutta suodatetuista näytteistä tehdyt kemialliset analyysit osoittavat, että keskimäärin sekä fosfori- että typpikuormitus kyetään pääosin eliminoimaan, mikäli kunnostusojituksen aiheuttama kiintoainekuormitus kyetään estämään laskeutus altailla ja erilaisilla pintavalutus- ja suodatusvyöhykkeillä. Mineraalitypen, alumiinin ja emäskationien huuhtoutumista ei kyetä kokonaan estämään laskeutukseen ja kasvillisuuden mekaaniseen suodatukseen perustuvilla ratkaisuilla. Kirjallisuus Ahti, E., Alasaarela, E. & Ylitolonen, A. 1995 a. Kunnostusojituksen vaikutus ojitusalueen hydrologiaan ja valumavesien ainepitoisuuksiin. Julkaisussa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppu raportti. Suomen ympäristö 2 -ympäristönsuojelu. Suomen ympäristökeskus, s. 157—168. Ahti, E., Joensuu, S. & Vuollekoski, M. 1995 b. Laskeutusaltaiden vaikutus kunnostusojitus alueiden kiintoainehuuhtoutumaan. Teoksessa: Sari Saukkonen & Kaarle Kenttämies (toim.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. Metve-projektin loppuraportti, Suomen ympäristö 2 -ympäristönsuojelu, 139—155. Ahti, E. & Päivänen, J. 1997. Response of stand growth and water table level to maintenance of ditch networks within forest drainage areas. In: Trettin, C.C., Jurgensen, M.F., Grigal, D.F., Gale, M.R. & Jeglum, J.K. (eds.). Northern Forested Wetlands: Ecology and Management. CRC Press Inc.; Lewis Publishers, p. 449—457. Ahti, E., Vuollekoski, M. & Joensuu, S. 1998. The effects of drainage maintenance on the load of suspended solids and nutrients from peatland forests. In: Sopo, R. (ed.). Proceedings of the International Peat Symposium 'The Spirit of Peatlands 30 Years of the International Peat Society', Jyväskylä, Finland, 7—9 September, 1998. p. 93—94. Ahtiainen, M. 1990. Avohakkuun ja metsäojituksen vaikutukset purovesien laatuun. Vesi-ja ympäristöhallinnon julkaisuja -sarja A 45, 1—122. Ahtiainen, M. & Huttunen, P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden pitkäaikaisvaikutukset purovesienlaatuun ja kuormaan. Teoksessa: Sari Saukkonen & Kaarle Kenttämies (toim.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. Metve-projektin loppuraportti, Suomen ympäristö 2 -ympäristönsuojelu, 33—50. Ekholm, P. 1998. Algal.available phosphorus originating from agriculture and municipalities. Yhteenveto: Maatalous ja yhdyskunnat leville käyttökelpoisen fosforin lähteinä. Monographs of the Boreal Environment Research 11. 60 p. Heikurainen, L., Kenttämies, K. & Laine, J. 1978. The environmental effects of forest drainage. Tiivistelmä: Metsäojituksen ympäristövaikutukset. Suo 29, 3—4: 49—58. Jarva, M. & Tervahauta, A. 1993. Vesinäytteiden analyysiohjeet. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 477:1—171. Joensuu, S., Ahti, E., and Vuollekoski, M. 1999 a. The effects of peatland forest ditch maintenance on suspended solids in runoff. Boreal Environmental Research 4:( ). Painossa. Joensuu, S., Ahti, E. & Vuollekoski, M. 1999 b. Vanhoilta ojitusalueilta aluvan veden kemialliset ominaisuudet. Julkaisussa (toim. Ahti, E.) Metsätalouden ympäristökuormitus. Seminaari Nurmeksessa 23.—24.9.1998. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 745. Kauppi, L. 1975. Orgaanisen aineen huuhtoutuminen ja siihen vaikuttavat tekijät. Summary: The washing out of organic matter and factors affecting it. Nat. Board of Waters, Report 84. 72 p. 90 Kenttämies, K. 1980. The effects on water quality of forest drainage and fertilization in peatlands. The influence of man on the hydrological regime with special reference to representative and experimental basins. Proceedings of the Helsinki Symposium, June 1980. lAHS - AISH Publ. 130, 277—284. Kenttämies, K. & Laine, J. 1984. The effects on water quality of forest drainage and phosphate fertilization in a peatland area in Central Finland. Proceedings of the 7 th International Peat Congress Dublin, Ireland 18—23 June 1984, Vol 3, 342—354. Kortelainen, P. 1993. Contribution of organic acids to the acidity of Finnish lakes. Publications of the Water and Environment Research Institute. National Board of Waters and the Environment, Finland 13, I—4B. Manninen, P. 1995. Kunnostusojituksen vesiensuojelututkimus: veden laadun kuormituksen ja biologian muutokset kahden ensimmäisen ojituksen jälkeisen vuoden aikana. Teoksessa: Sari Saukkonen & Kaarle Kenttämies (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. Metve-projektin loppuraportti, Suomen ympäristö 2 -ympäristönsuojelu, 169 181. Rekolainen, S. 1989. Phosphorus and nitrogen load from forest and agricultural areas in Finland. Aqua Fennica 19, 2: 95—107. Saukkonen, S. & Kortelainen P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden vaikutus ravinteiden ja orgaanisen aineen huuhtoutumiseen. Teoksessa: Sari Saukkonen ja Kaarle Kenttämies (toim.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2 -ympäristönsuojelu, 15—32. 91 Soita ennallistamalla puskurivyöhykkeitä metsätalouden vesistöhaittojen torjuntaan Tapani Sallantaus, Jukka Laine ja Harri Vasander 1 Johdanto Metsätalous on pitkäjänteistä toimintaa, jota harjoitetaan hyvin suurella pinta-alalla. Vuosittain toimenpiteiden kohteeksi joutuva osuus koko metsätalouden alasta on kuitenkin vain murto-osa ja toimenpidealueiden keskikoko jää usein pieneksi. Esim. Etelä-Suomen pienipiirteisissä oloissa jopa 2/3 suoalasta ei täytä geologisen suon minimikokoa, 20 ha (Lappalainen ja Hänninen 1993), joten myös keskimääräisen kunnostusojituskohteen koko on pieni. Myös valtaosa vuosittaisista uudis tushakkuista tehdään selvästi alle 10 ha kuvioilla. Metsätaloustoimet aiheuttavat yhdessä kuitenkin merkittävää vesistökuormitusta, joka tyypillisenä hajakuormituksena on usein hankalasti torjuttavissa. Huomiota on kiinnitetty ennenkaikkea kiintoaine- ja ravinnekuormitukseen ja haitallisiin metalleihin (esim. tämän julkaisun useat artikkelit). Käytännön vesiensuojelu ohjeisiin on kirjattu useita ratkaisumalleja haitallisten vaikutusten torjumiseksi (esim. Metsäteho 1995), mutta niiden räätälöinti kullekin toimenpidealueelle voi tuottaa ongelmia. Yksin metsätalousmaan huomattava uomaverkosto purojen ja norojen ohella valtaisa määrä ojia sekä soilla että kankailla rajoittaa esim. suojavyöhykkeiden käyttömahdollisuuksia. Tarvittaisiin valuma-aluekohtaisia, pysyviä, huoltovapaita vesiensuojeluratkaisu ja, jossa suojavyöhykkeet (puskurivyöhykkeet) sijaitsisivat siellä, mistä vedet pur kautuvat vesistöihin. Luonnontilainen suo on ihanteellinen puskuriekosysteemi met sätalousmaan ja vesistöjen välillä. Soiden tasainen topografia, kasvipeitteisyys sekä pintaturpeen suotuisat fysikaaliset, kemialliset ja biologiset ominaisuudet mahdollis tavat monipuolisen vesiensuojeluhyödyn. Merkittävää on, että toimivan suoekosys teemin vuosittain kerryttämään uuteen turpeeseen pidättyy ravinteita pitkäksi aikaa. Suuri osa vesiensuojelutarkoituksiin ideaalisista pienialaisista läpivirtaussoista on jo ojitettu, etenkin Etelä-Suomessa, jolloin soiden luontainen suodattava ja pusku roiva vaikutus on menetetty. On kuitenkin mahdollista, että ennallistamalla valuma alueella strategisessa asemassa oleva metsäojitettu suo tai sen lähtöuomaa lähinnä oleva osa voidaan luoda toiminnallinen suoekosysteemi, joka toimii puskuri vyöhykkeenä luonnontilaisen suon tavoin. Suojelualueilla olevien soiden ja erityisen uhanalaisten suotyyppien ohella metsäojitusalueiden osien muodostamista puskurivyöhykkeiksi on esitetty soiden ennallistamisen tärkeimmiksi kohteiksi Suomessa (Vasander ym. 1998). Metsätalousalueilla ennallistettavien suonosien pinta-alaosuudeksi riittänee yleensä muutama prosentti valuma-alueen pinta-alasta, joten syntyvä haitta on metsätalouden kannalta kohtuullinen. Syntyvä pienkos teikkoverkosto voi kuitenkin olla potentiaalisesti merkittävä myös suolajiston säi lymisen ja leviämisen kannalta. Maatalousvaluma-alueilla on tutkittu ravinteiden ja kiintoaineksen pidättymistä ennallistettuun kosteikkopuskuriin (Leonardson 1994). Metsätalousalueilla luonnon 92 tilaisten soiden käyttö vesiensuojelutarkoituksiin on antanut suhteellisen hyviä tuloksia (Emmett ym. 1994). Soista muodostettuja pintavalutuskenttiä on käytetty myös turvetuotantoalueiden vesien puhdistamiseen (Heikkinen ym. 1994). Soiden ennallistamisen vesiensuojeluhyödyistä ja mahdollisista ongelmista metsätalous valuma-alueilla on sen sijaan niukalti kokemuksia. Tämän artikkelin tavoitteena on pohtia kirjallisuuden ja eräiden kokeiden alustavien tulosten perusteella metsä ojitusalueiden osista ennallistamalla muodostettujen puskurivyöhykkeiden mah dollisuuksia vesistöhaittojen torjunnassa. 2 Koealueet ja -järjestelyt Tutkimusta varten on perustettu kolme koealuetta. Kahta alueista (Vanneskorpi, Konilamminsuo) on käytetty toistaiseksi puskurivyöhykkeen muodostamisen aiheut tamien vedenlaatuvaikutusten (suon vettäminen, puuston hakkuu) selvittämiseen. Vanneskorven valuma-alueella talvella 97—98 tehdyt hakkuut ja loppukesästä 98 tehty maanpinnankäsittely eivät vielä selkeästi näy vedenlaatuaineistossa. Soima suon alueella on saatu jo ensivaiheen tuloksia puskurin tehokkuudesta kunnostus ojituksen aiheuttaman kuormituksen pienentämisessä. Kurun Vanneskorven tutkimusalueen alapuolinen ojitusalue ennallistettiin kesällä 1996. Alue on erittäin eroosioherkkää; jo ennen hakkuita vanhojen metsäojien syöpyminen on aiheuttanut ajoittain voimakasta kiintoainekuormitusta. Valuma alueella tehtävien hakkuiden aiheuttaman kuormituksen määrää seurataan mitta padoilla kalibrointikausi-vertailualuemenetelmään perustuen (Saukkonen ja Seuna 1995). Puskurivyöhyke on muodostettu kuvan 1 mukaisesti. Oriveden Konilamminsuo on tutkimuksen intensiivikoealue. Ennallistettu alue on vajaan hehtaarin suuruinen; noin puolet alueesta on hakattu avoimeksi, osa on edel leen puustoinen. Koealue ennallistettiin kevättalvella 1995, ja kasvillisuuden muut tuminen metsäkasvillisuudesta suokasvillisuudeksi on ollut yllättävän nopeaa. Merkittävin kasvillisuusmuutos Konilamminsuon vetetyllä alueella on ollut tu pasvillan voimakas lisääntyminen: keskimääräinen peittävyys oli ennen vettämistä vuonna 1994 vain 3—5 % ja loppukesällä 1995 jo lähes 70 % (Komulainen ym. 1998). Syväjuurinen tupasvilla (Eriophorum vaginatum L.) voi olla merkittävä bio loginen komponentti suhteellisen pitkäkestoisessa ravinteiden pidättymisessä (Chapin ym. 1979). Alueella on tutkittu puskurivyöhykkeen ja sen muodostamisen vaikutusta tur peen läpi suodattuvan veden laatuun. Jatkossa alueella tutkitaan typpi- ja fosfori kuormituksen pidättymistä puskurin eri komponentteihin. Puskurivyöhyke ja tule van veden syöttö on muodostettu kaivamalla suon yläosaan 0-kaltevuusoja, joka syöttää vettä leveänä rintamana alapuoliselle suonosalle. Puskurivyöhykkeen hal kaissut oja on tukittu, ja vedet on saatu menestyksellisesti ylittämään tämä oja; joskus ojanreunojen tehostunut painuminen voi tuottaa oikovirtausuomia vanhan ojan paikalle. Soimasuo kunnostusojitettiin kesällä 1998. Suon alaosilla järveen rajoittuen on kapeahko (n. 60 m) paksuturpeinen korpinotkelma, josta muodostettiin tutkimuksen kohteena oleva puskurivyöhyke tukkimalla ojat lokakuussa 1996. Syöttöoja on kai vettu O-kaltevuusojana aiemmin avohakattuun korpinotkelmaan. 93 Kuva 1. Esimerkkikuva puskurivyöhykkeen muodostamisesta metsäojitetulle suolle (Vannes korven valuma-alue). Vesi syötetään kapeahkon juotin keskelle, johon on muodostunut reunaojien aiheuttaman suuremman painumisen vuoksi korkeampi harjanne. Syöttöoja on tällaisissa tapauksissa pyrittävä päättämään "harjanteelle", jotta veden suotautuminen olisi mahdollisimman tasaista. Pelkkä ojien patoaminen ja täyttäminen ei riitä, koska niiden kohdalle muodostuisi pintavalumauomia, ja pääosa suosta jäisi ilman vettä. Useissa tapauksissa tarvitaan syöttöojaa vesien ohjaamiseksi halutulle alueelle; se voi tilanteesta riippuen olla myös O-kaltevuusoja (oja on suunnilleen korkeuskäyrien suuntainen). Alueella tutkitaan ensivaiheessa yläpuolisen ojitusalueen kunnostuksessa syntyvän kuormituksen pidättymistä puskuriin (kesä 1998). Kunnostusojitusalueen vedet valuvat puskurin kautta, jonka ala on vain alle 1 % koko valuma-alueesta. Puskuri on avohakattu n. 5 vuotta sitten; ennen hakkuuta alue oli runsaspuustoinen kuusival tainen korpikuvio, sekapuuna koivua. Alueen kasvillisuus oli jo reagoinut hakkuu seen ennen ennallistamista, sammalpeite oli lähes yhtenäinen, mutta talvella 1996—97 tehdyn ennallistamisen jälkeen kasvillisuuden kehittyminen on ollut hyvin voimakasta. Rahkasammalkasvusto on kasvanut korkeutta n. 10 cm vuodessa vettämisen jälkeen, ja saattaa siten muodostaa merkittävän ravinteita pidättävän kasvillisuuskomponentin syntyneen koivunuorennoksen ohella. Koealueilla mitataan valunta, ja vedenlaatuseurannassa ovat sekä tuleva että lähtevä vesi, josta analysoidaan seuraavat aineet: orgaaninen C, epäorgaaninen C, kokonais-N, ammonium-N, nitraatti-N, kokonais-P, fosfaatti-P, Na, K, Ca, Mg, Fe, Mn, AI, sulfaatti, Cl, pH, alkaliniteetti, kiintoaine ja johtokyky. Vanneskorvessa näytteenotto on keskittynyt kevääseen ja syksyyn, jolloin keskimäärin yli 80 % vuosivalunnasta purkautuu, muilla kohteilla näytteitä on otettu myös kesäkaudella. 94 Taulukko 1. Keskimääräiset ainekonsentraatiot Vanneskorven puskurin tulevassa ja lähtevässä vedessä ennen ja jälkeen puskurin muodostamisen (ojien patoaminen, puuston hakkuu). 3 Tulokset ja tarkastelu 3.1 Puskurin muodostamisen (ennallistamisen) vaikutus veden laatuun 3.1.1 Vanneskorpi Ennen ennallistamista tulevan ja lähtevän veden ainepitoisuudet olivat likimain sa mat (taulukko 1). Ennallistaminen on pysäyttänyt kiintoaineen käytännössä koko naan; liuenneen orgaanisen aineksen pitoisuus puskurista lähtevässä vedessä (mi tattuna kemiallisesti hapettuvan orgaanisen aineksen määränä, COD) on taas nous sut ja valumaveden alkaliniteetti laskenut (kuva 2). Kokonaistypen konsentraatio on hieman noussut, pääosan ollessa orgaanista, osin ammoniumtyppeä, mutta nitraatti on vähentynyt. Kokonaisfosforia on pidättynyt keväällä (jopa yli 400 p.g l" 1 pitoisuuden alenema), mutta vapautunut etenkin syksyllä 97 vuosi ennallistamisen jälkeen; pitoisuus 19.10.1998 oli lähtevässä vedessä vielä 69 fig l" 1 , n. 1 ,4-kertainen tulevaan veteen verrattuna. Pidättynyt fosfori on pääsin kiintoaineksen mukana kul keutunutta fosforia, vapautunut fosfori sen sijaan huomattavassa määrin liukoista fosfaattifosforia. Fosfaattifosforin kohonnut taso ennallistamisen jälkeen v. 1997 näkyy selvästi kuvassa 3. Taulukon 1 lukuja ei ole painotettu virtaamilla, joten ne yliarvoivat esim. typen vapautumista ja aliarvioivat kiintoaineen pidättymistä. Kuva 2. Alkaliniteetti Vanneskorven puskurin tulevassa ja lähtevässä vedessä vuonna 1993 ennen puskurin muodostamista (suon osan vettämistä ja puuston hakkuuta) ja sen jälkeen (v. 1997—1998). Kiintoaine COD kok. P kok. N NH.-N no 3 -n mg r 1 mgO l 1 usi 1 HS l 1 ngi 1 HK 1' Ennen Tuleva (n=9) 156 18 154 366 32 31 Lähtevä (n=9) 123 17 141 347 36 31 Jälkeen Tuleva (n=21) 101 22 95 386 11 12 Lähtevä (n=21) 3 34 111 621 85 5 95 Kuva 3. Liukoisen fosfaattifosforin konsentraatiot Vanneskorven puskurin tulevassa ja lähtevässä vedessä vuonna 1993 ennen puskurin muodostamista (suon osan vettämistä ja puuston hakkuuta) ja sen jälkeen (v. 1997— 1998). Huomaa lähtevän veden vahvasti kohonnut konsentraatio suon vettämisen ja hakkuun jälkeen tällä alueella. Fosforin, ammoniumtypen ja liuenneen orgaanisen aineksen mobilisoituminen on tunnettu ilmiö turvemaiden hakkuiden yhteydessä (esim. Ahtiainen 1990). Tässä tapauksessa hakkuu koskee vain ennallistettua suon osaa (n. 2 % valuma-alueesta), joten mobilisoituneet ainemäärät ovat käsiteltyä aluetta kohti suurehkoja, mutta on odotettavissa, että ilmiö on lyhytaikainen veden tehokkaan vaihtuvuuden vuoksi. Huomattavaan fosforin vapautumiseen on voinut vaikuttaa myös se, että ennallis tettu ojitusalue on lannoitettu ja sinne on kertynyt jossain määrin eroosioaineksen mukana fosforia jo ennen ennallistamista (taulukko 1). Soiden on esitetty toimivan eroosioaineksen sisältämän fosforin nieluina, mutta voivan lisätä liuenneen fosforin huuhtoutumista mobilisoimalla sitä eroosioaineksesta (esim. Gehrels ja Mulamoottil 1989, Ross 1995). Nitraattipitoisuudet ovat hyvin alhaisia, mutta silti ennallistettu alue alentaa niitä entisestään (taulukko 1). Avohakkuiden yhtenä merkittävänä kuormitusmuotona pidetään juuri nitraattityppeä, jonka pidättämisessä soita pidetään erityisen tehok kaina (esim. Jacks ym. 1994). Nitraattitypen huuhtoutuminen avohakkuun jälkeen kasvaa pienellä viiveellä, jolloin puskurivyöhykkeen kasvillisuudella on aikaa kehit tyä ennen kuormitushuippua. Vanneskorven kasvillisuuden luonne muuttui välittö mästi vettämisen ja siihen liittyvän puuston poiston yhteydessä: huomattava osa lähes turvekangasvaiheen saavuttaneen ojituskuvion metsäkasveista kuoli ja rahka sammalet ja tupasvilla alkoivat lisääntyä syöttöojan läheisyydessä. 3.1.2 Konilamminsuo Alue poikkeaa muista siinä, että ennallistetun alueen osuus valuma-alueesta on huo mattavan suuri, n. 20 %. Pääosa tulevasta vedestä tulee läheisen Konilammen suun nasta, osin sen kautta (etenkin ylivalumakausina, lammen koko on n. 5 % valuma alueesta); osa tulee pohjavesivaluntana viereisestä Vatiharjusta. Suopuskurin suuren suhteellisen koon vuoksi (suon osuus valuma-alueesta lisääntyy merkittävästi tulevan ja lähtevän välillä) ennallistamisalueen vaikutus vedenlaatuun on merkittävä. Lähtevän veden humusaines on lisääntynyt suhteessa tulevaan veteen 96 ja sen kautta myös kokonaistypen ja -fosforin pitoisuudet ovat hieman nousseet (taulukko 2). Fosforin ja etenkin fosfaattifosforin pitoisuudet ovat minimaalisia verrattuna Vanneskorven lähtevän veden pitoisuuksiin. Tällä alueella hakkuutähteet kerättiin kasoihin, osaksi puskurialueen ulkopuolelle. Puskurista lähtevän veden rauta- alumiini- ja sulfaattipitoisuudet ovat laskeneet selvästi tulevaan veteen verrattuna. Sulfaatin pidättyminen on selkeintä kasvukaudella, samoin kuin usein myös luonnontilaisilla soilla (Devito 1995). Puskurivyöhykkeillä voi olla täten edullisia vaikutuksia myös vedenlaadun kan nalta haitallisten metallien sekä antropogeenisen happamuuden pidättäjinä, joskin sulfaatin pidättyminen (neutraloiva prosessi) kompensoituu ainakin lyhytaikaisesti heti ennallistamisen jälkeen huuhtoutuvan humushappamuuden kasvun kautta. Jälkimmäisen ilmiön kestoa on tosin vaikea arvioida. Sekä Konilamminsuolla että Vanneskorvessa (kuva 2) alkaliniteettiero tulevan ja lähtevän välillä on ollut vähe nemässä. Humuksen huuhtoutumisen kasvu ja happamuuden lisääntyminen ovat ta vallaan käänteisiä ilmiöitä minerotrofisten soiden ojituksen vaikutuksille (Laine ym. 1995). Tulokset kuitenkin viittaavat siihen, että ennallistamisen alkuvaiheessa suosta huuhtoutuu normaalia enemmän humusaineita ennallistamista edeltävän pitkäaikaisen kuivatusvaiheen maatumisprosessien tuloksena. Havaitut orgaanisen aineksen (COD) pitoisuusarvot (taulukko 2) eivät kuitenkaan ole poikkeuksellisia suoalueille; esimerkiksi läheisen Lakkasuon karuilla luon nontilaisilla alueilla sekä ojitusalueilla COD:n keskiarvot valumavedessä vaihtelevat välillä 40 —5O mgO l" 1 . Orgaaninen happamuus on myös huomattavasti vähemmän haitallista vesieliöstön kannalta kuin happaman laskeuman aiheuttama happamuus (Dunson ja Martin 1973). Tähän vaikuttaa paitsi soiden kyky pidättää tehokkaasti alumiinia, myös se, että tuottamalla orgaanisia happoja suot saattavat alu miiniyhdisteet vesieliöstön kannalta haitattomaan muotoon. Happamuuden lisään tymiseen valumavedessä vaikuttaa myös emäskationien ja muiden metallien sitou tuminen ja vaihtuminen vetyioneihin turpeen kationinvaihtopaikoilla (Shotyk 1988, Crist ym. 1996). Taulukko 2. Keskimääräiset ainekonsentraatiot Konilamminsuon puskurin tulevassa ja lähte vässä vedessä puskurin muodostamisen jälkeen (ojien patoaminen, puuston hakkuu). Tuleva A = Konilammen suunnasta tuleva vesi (pääasiallinen tulevan veden lähde); Tuleva B = harjun pohjavettä. Kiintoaine COD kok. P kok. N nh 4 -n N0 3 -N mg l 1 mgO 1"' M-g 1"' Hg 1' Hg 1"' 1' Tuleva A O II 1,0 36 18 560 61 5 Tuleva B (n=22) 0,5 5 4,3 132 37 6 Lähtevä (n=44) 0,8 43 21 684 59 5 97 Kuva 4. Kiintoainekonsentraatiot Soimasuon puskurin tulevassa ja lähtevässä vedessä vuonna 1997 ennen yläpuolisen suon kunnostusojitusta ja ojituksen jälkeen 1998. Lähes koko aiheutunut kiintoainekuormitus on pidättynyt puskuriin. Katkoviiva vuoden 1998 kuvassa osoittaa kunnostusojituksen ajankohdan. 4 Kokemukset Soimasuon kunnostusojituksesta Soimasuon kunnostusojitus toteutettiin kesäkuun alussa 1998 perkaamalla kaikki n. 5 ha:n suuruisen ojitusalueen kuivatusojat. Osa ojista ulottui perkauksen jälkeen hie sun-saven muodostamaan pohjamaahan. Ojien perkaus aiheutti välittömästi kiinto aineen ja ravinteiden, etenkin typen ja fosforin pitoisuuksien lisääntymisen alueelta purkautuvassa vedessä (kuvat 4ja 5). Myös raudan ja mangaanin pitoisuudet kasvoivat ja alkaliniteetti lisääntyi. Pitoisuushuippujen kesto oli kuitenkin ly hytaikainen alkaliniteetin lisäystä lukuunottamatta. Puskurin alapuolisesta ojasta otettujen vesinäytteiden analyysit osoittivat, että suurin osa tulevan veden kohonneista ainemääristä pidättyi puskuriin. Tuleva kiinto aine pidättyi puskuriin lähes kokonaan (kuva 4) ja ammoniumtypen konsentraatio lisäyksestä leikkautui n. 2/3 (kuva 5). Kokonaistypen, kokonais- ja fosfaattifosforin sekä raudan ja mangaanin pidättyminen oli samansuuntaista kuin ammoniumtypen. 5 Päätelmiä Alustavien kokemusten perusteella tulevan veden syöttö puskuriin on paras tehdä ns. 0-kaltevuusojan kautta, jos se on alueen muodon puolesta mahdollista. Kapeilla juoteilla syöttöojan voi päättää suon korkeimpaan kohtaan, joka sijaitsee useim miten juotin keskellä, jos kummallakin reunalla on oja (kuva 1). Puskuri on pyrit tävä muodostamaan siten, että mahdollisimman suuri osa vedestä kulkee pintaker rosvaluntana. Näin veden kontakti puskurin eri pidätysprosesseihin on mahdolli simman tehokas. 98 Kuva 5. Ammoniumtypen konsentraatiot Soimasuon puskurin tulevassa ja lähtevässä vedessä vuonna 1997 ennen yläpuolisen suon kunnostusojitusta ja ojituksen jälkeen 1998. Suurin osa kunnostusojituksen aiheuttamasta ammoniumtyppikuormituksesta on pidättynyt puskuriin. Katkoviiva vuoden 1998 kuvassa osoittaa kunnostusojituksen ajankohdan. Puskurin muodostaminen (suon tai suon osan ennallistaminen) voi aiheuttaa jois sakin tapauksissa (Vanneskorven esimerkki) kohonneita fosfaatin ja ammonium typen konsentraatioita lähtevään veteen ainakin lyhytaikaisesti. Tätä voidaan torjua poistamalla puskurista kaikki vedenpinnan nousun vuoksi kuoleva puusto kokopuukorjuuna. Tällöin hakkuutähteistä vapautuvat ravinteet eivät vapaudu pus kurissa vaiheessa, jolloin ravinteita pidättävä kasvillisuus on heikoimmillaan. Lan noitettujen soiden valitsemista ennallistettavaksi puskurivyöhykkeeksi tulisi välttää. Fosfaattipäästöjä voitaneen joissakin tapauksissa vähentää myös kalkitsemalla (fos forin sitoutuminen kalsiumfosfaatiksi). Kalkitsemista voidaan harkita etenkin jos alapuolinen vesistö kärsii happamoitumisesta. Soimasuon kokemusten perusteella ennallistamalla tehty puskurivyöhyke pidättää varsin hyvin kunnostusojituksen aiheuttamat kohonneet ainemäärät purkautuvasta vedestä konsentraatiomuutosten perusteella arvioituna. Vaikutusten kokonais arviointi edellyttää kuitenkin pitempiaikaista seurantaa. Puskurivyöhykkeen merkitys ei rajoitu metsäojitetun suon kunnostusojituksen aiheuttamien haittojen torjuntaan, vaan sen kautta suotautuvat koko valuma-alueen vedet. Tällöin myös alueeseen kuuluvien kangasmetsien käsittelyistä aiheutuneet vesistöhaitat pienenevät. Soiden tai niiden osien ennallistaminen puskurivyöhykkeiksi tulee kysymykseen pääasiassa alueilla, joissa korkeuserot ovat suurehkoja. Hyvin tasaisilla alueilla en nallistamisalueen yläpuolelle syntyisi turhan laaja vettymisvyöhyke, joka ei edistä vesiensuojelua, mutta haittaa metsätalouden harjoittamista. 6 Kiitokset Jouni Meronen, Veli-Matti Komulainen ja Tapio Aitolahti vastasivat suurelta osin koealueiden maastosuunnittelusta ja toteutuksesta; Jouni Meronen on lisäksi vas tannut mittauksista ja näytteenotosta. Vesinäytteet on analysoitu Pirkanmaan ympä 99 ristökeskuksen laboratoriossa. Metsähallitus, UPM-Kymmene ja Hannu Valkeejoki ovat luovuttaneet alueitaan tutkimuksen käyttöön. Tutkimustyön rahoitus on tullut pääosin maa- ja metsätalousministeriöltä. Hyytiälän metsäasema on luonut erin omaiset puitteet työn suoritukselle logistiikan osalta. Kiitokset kaikille työn mah dollistajille. Kirjallisuus Ahtiainen, M. 1990. The effects of clear-cutting and forestry drainage on water quality of forest brooks. Publications of the Water and Environment Administration, series A . 45: 1—122. Chapin, F.S., Van Cleve, K. & Chapin, M.C. 1979. Soil temperature and nutrient cycling in the tussock growth form of Eriophorum vaginatum. Journal of Ecology. 67: 169—189. Crist, R.H., Martin, J.R., Chonko, J. & Crist, D.R. 1996. Uptake of metals on peat moss: an ion exchange process. Environmental Science and Technology 30:2456—2461. Devito, K.J. 1995. Sulphate mass balances of Precambrian Shield wetlands: the influence of catchment hydrology. Canadian Journal of Fisheries and Aquatic Sciences. 52: 1750—1760. Dunson, W.A. & Martin, R.R. 1973. Survival of brook trout in a bog-derived acidity gradient. Ecology. 54: 1370—1376. Emmett, 8.A., Hudson, J.A., Coward, P.A. & Reynolds, B. 1994. The impact of a riparian wetland on streamwater quality in a recently afforested upland catchment. Journal of Hydrology. 162: 337—353. Gehrels, J. & Mulamoottil, G. 1989. The transformation and export of phosphorus from wetlands. Hydrological Processes. 3: 365—-370. Heikkinen, K., Ihme, R. & Lakso, E. 1994. Ravinteiden, orgaanisten aineiden ja raudan pidättymiseen johtavat prosessit pintavalutuskentällä (Summary: Processes contributing to the retention of nutrients, organic matter and iron in an overland flow wetland system). Publications of the Water and Environment Administration-Series A. 193: I—Bl. Jacks, G., Joelsson, A. & Fleischer, S. 1994. Nitrogen retention in forest wetlands. Ambio 23: 358—362. Komulainen, V.-M., Nykänen, H., Martikainen, P.J. & Laine, J. 1998. Short-term effect of restoration on vegetation succession and methane emissions from peatlands drained for forestry in southern Finland. Canadian Journal of Forest Research. 28: 402—411. Laine, J., Vasander, H. & Sallantaus, T. 1995. Ecological effects of peatland drainage for forestry. Environmental Reviews 3: 286—303. Lappalainen, E. & Hänninen, P. 1993. Suomen turvevarat. Geologian tutkimuskeskus, tutkimusraportti 117. 118 s., 8 liitettä. Espoo. Leonardson, L. 1994. Wetlands as nitrogen sinks Swedish and international experience. Naturvardsverket, Rapport. 4176: 1—265. Metsäteho 1995. Metsätalous ja vesiensuojelu. Kouluttajan kansio. Ross, S.M. 1995. Overview of the hydrochemistry and solute processes in British wetlands. (Teoksessa) Hughes, J. & Heathwaite, A.L. (toim.) Hydrology and hydrochemistry of British wetlands. John Wiley & Sons Ltd., Chichester, pp. 133—181. Saukkonen, S. & Seuna, P. 1995. Metsänuudistamisen vesistövaikutukset: kalibrointiajan tuloksia. (Teoksessa) Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.) Metsätalouden vesistö vaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2. Suomen ympäristökeskus, Helsinki, pp. 413—416. Shotyk, W. 1988. Review of the inorganic geochemistry of peats and peatland waters. Earth Science Reviews. 25: 95—176. 101 Lannoitefosforin huuhtoutumiseen vaikuttavat tekijät ojitetuilla turvemailla: esimerkki fosforitaseesta kolme vuotta raakafosfaattilannoituksen jälkeen Mika Nieminen ja Maija Jarva 1 Johdanto Neulasanalyysitutkimusten perusteella noin 60 % ojitusaluemetsistä kärsii fosforin puutteesta (Moilanen 1992, Veijalainen 1992). Ojitusalueiden fosforilannoituksia tehdään nykyään kuitenkin erittäin vähän. Eräänä syynä lannoitusten vähäisyyteen on pelko fosforin huuhtoutumisesta vesistöihin. Suuria ja pitkäaikaisia fosfori huuhtoutumia ojitusalueilta onkin havaittu useissa tutkimuksissa (Kenttämies 1981, Ahti 1983, Nieminen ja Ahti 1993, Sauraym. 1995). Sen sijaan joissakin tutkimuk sissa lannoitefosforin huuhtoutuminen on ollut vähäistä (Karsisto 1970, Karsisto ja Ravela 1971, Almberger ja Salomonsson 1979). Riskitilanteiden hallinta ojitus alueiden fosforilannoituksissa edellyttää tietoa kaikista lannoitefosforin huuhtou tumiseen vaikuttavista tekijöistä. Seuraavassa tarkastellaan lannoitefosforin huuhtoutumiseen vaikuttavia tekijöitä ja esitellään ojitusalueen teoreettinen fosforitase kolme vuotta fosforilannoituksen jälkeen. Lannoitteena on Suomessa aiemmin yleisesti käytetty Marokon raaka fosfaatti (lannoitteen ominaisuuksista; ks. Nieminen 1997). Levitystilanteessa lan noiterakeita ei oleteta joutuvan suoraan ojastoon. Tällöin tärkeimmät raakafosfaatin huuhtoutumiseen vaikuttavat tekijät ovat: 1) fosforin liukeneminen raakafosfaatista vesiliukoiseen fosfaattimuotoon, 2) puuston ja aluskasvillisuuden lannoitefosforin otto ja 3) lannoitefosforin sitoutuminen kemiallisesti turpeen alumiini-, rauta- tai kalsiumyhdisteisiin (kuva 1). Tarkastelu perustuu raakafosfaatin liukenemisen osal ta vielä julkaisemattomaan aineistoon, kasvillisuuden fosforinoton osalta julkaisuun Finer ja Nieminen (1997) ja turpeen fosforiadsorption osalta julkaisuihin Nieminen ja Jarva (1996) sekä Kaunisto ym. (1993). 2 Liukeneminen Ennen kuin ojitusalueelle levitetyn raakafosfaatin fosforia voi joko sitoutua kasvilli suuteen, pidättyä turpeeseen tai huuhtoutua vesistöön, on lannoitefosforin muututta va vesiliukoiseen muotoon. Lannoitefosforin liukeneminen vesiliukoiseen fosfaatti muotoon tapahtuu maan kemiallisten prosessien seurauksena seuraavan yhtälön mu kaan: Oheinen yhtälö kuvaa fluoroapatiitin liukenemista, mutta sama periaate toimii myös raakafosfaatin kohdalla. Ca ln(P04)6F 2 + 12H + -> 10Ca 2+ + 6H 2 P0 4 +2F (1) 102 Kuva 1. Hidasliukoisen fosforilannoitteen huuhtoutumiseen vaikuttavat tekijät ojitusalueella tilanteessa, jossa lannoiterakeita ei levitystilanteessa pääse huuhtoutumaan suoraan ojastoon. Leivonmäen Kivisuolle perustettiin kesällä 1996 lannoitefosforin liukoisuuskoe, josta kerättiin turvenäytteet ensimmäisellä kerralla lannoittamattomilta ja sen jäl keen lannoitetuilta koeruuduilta kaksi kertaa vuodessa kesän 1998 loppuun asti. Fosforin liukenemista tutkittiin selvittämällä liukenemattomassa muodossa olevan lannoitefosforin (Ca IO (PO 4 ) 6 F 2 ) määrän vähenemistä turpeessa ajan funktiona. Tutki mus tehtiin nk. fosforin fraktiontimenetelmällä. Menetelmässä lannoitteesta liuennut vesiliukoinen ja heikosti pidättynyt fosfori uutetaan ensiksi turvenäytteestä NaCl/TEA uutolla. Suodattamisen jälkeen sama näyte uutetaan NaOH uutolla. Tällä uutolla poistetaan alumiini- ja rautayhdisteisiin sitoutunut fosfori. Näiden kahden "esipesun" jälkeen turve uutetaan menetelmällä, jossa näytettä keitetään vahvoja happoja (HNO 3 -HCI-H 2 SO 4 ) sisältävissä liuoksissa. Näillä vahvoilla hapoilla uute taan turvenäytteessä liukenemattomassa muodossa oleva lannoitefosfori. Kyseiseen uuttoon liukenevan fosforin määrää lannoitetuilla koeruuduilla verrataan lannoit tamattomien koeruutujen vastaavaan fosforimäärään, ja lannoitefosforin liukenemis nopeus lasketaan seuraavalla kaavalla: Liuennut lannoitefosfori, % annetusta määrästä = Alaindeksi 0 tarkoittaa vahvoihin happoihin uuttuvan fosforin määrää lannoit tamattomilla koeruuduilla, ja alaindeksi t vastaavaa fosforimäärää lannoitetuilla koeruuduilla ajanhetkellä t lannoituksen jälkeen. ((HNO : -HCI-H : SO.-P„ + annettu - rHNO: -HCI-H : * 100 annettu lann.-P 103 Tähän mennessä saadut tulokset raakafosfaatin liukenemisesta ovat vielä hyvin alustavia, koska kaikkia kerättyjä näytteitä ei ole ehditty analysoida. Näiden alusta vien tulosten perusteella raakafosfaatin liukeneminen näyttäisi olevan erittäin hidas ta (kuva 2). Vain noin 25 % raakafosfaatin fosforista liukeni vajaassa kahdessa vuodessa. Ensimmäisinä kuukausina lannoituksen jälkeen raakafosfaatti oli vielä lä hes kokonaan liukenemattomassa muodossa. Tämä selittää eräissä tutkimuksissa (Karsisto 1970, Karsisto ja Ravela 1971, Almberger ja Salomonsson 1979) esitetyt tulokset vähäisestä raakafosfaatin huuhtoutumisesta. Näissä tutkimuksissa fosfo rihuuhtoutumia seurattiin vain muutama kuukausi lannoituksen jälkeen. Vähäiset huuhtoutumat selittyvät sillä, että kokeiden päättyessä lannoitefosfori oli vielä lähes kokonaan liukenemattomassa muodossa sitoutuneena lannoiterakeisiin. Kuvassa 2 on ennustettu raakafosfaatin liukenemisnopeus kolmantena vuotena lannoituksen jälkeen olettaen, että raakafosfaatin liukenemisnopeus pysyy samana kuin kahtena ensimmäisenä vuotena. Tehdyn arvion mukaan noin 40 % Marokon raakafosfaatin fosforista liukenisi vesiliukoiseen muotoon kolmessa vuodessa. Flo ridasta tuotetun Marokon raakafosfaattia jonkin verran niukkaliukoisemman (Nie minen 1997) raakafosfaatin fosforista liukeni maatalousmaalla Uudessa-Seelannissa 56 % kolmessa vuodessa (Rajan 1987). Melko helppoliukoisista raakafosfaat tilajeista (North Carolina, Chatman Rise) liukeni kyseisessä tutkimuksessa kolmen vuoden aikana peräti 96 %. 3 Kasvillisuuden fosforinotto Kasvillisuuden fosforinottoa tutkittiin ojitetulla lyhytkortisella rämeellä mittaamalla sekä puuston että aluskasvillisuuden maanalaiseen ja maan yläpuoliseen biomassaan kolmessa vuodessa sitoutunut lannoitefosfori (Finer ja Nieminen 1997). Fosfo rinlähteenä oli Marokon raakafosfaatti ja levitysmäärä oli 53 kg ha" 1 . Taulukossa 1 on esitetty puustoon ja pintakasvillisuuteen sitoutuneen lannoitefosforin määrät. Kuva 2. Alustavat tulokset Marokon raakafosfaatin liukenemisesta vesiliukoiseen muotoon karulla ojitetulla suolla ajan funktiona (Mika Nieminen ja Maija Jarva, julkaisematon aineisto). Raakafosfaatin liukeneminen kolmantena vuotena lannoituksen jälkeen on ennustettu olettaen liukenemisnopeuden olevan vakio. 104 Taulukko 1. Lannoituksen aiheuttama fosforinoton lisäys puustossa ja aluskasvillisuudessa (sis. myös karikkeen) kolme vuotta raakafosfaattilannoituksen jälkeen. Tutkimuksessa selvitettiin fosforinoton muutos sekä maan ylä- että alapuolisessa biomassassa. Sulkeissa kasvillisuuden lannoitefosforin otto prosentteina lannoitteessa annetusta määrästä (53 kg ha 1). Lähde: Finer ja Nieminen (1997). 4 Fosforin sitoutuminen turpeeseen Turpeen fosforinpidätysominaisuuksia tutkittiin laboratoriokokein määrittämällä turvenäytteistä nk. adsorptioisotermit (Nieminen ja Jarva 1996). Adsorptioisoter mit määritetään lisäämällä maanäyte näytepulloihin, joissa on asteittain nousevat määrät fosfaattifosforia. Suodattamisen jälkeen lasketaan maahan pidättyneen ja liuokseen jääneen fosforin suhde. Kyseistä kuvaajaa nimitetään adsorptioisotermik si. Kuvassa 3 on esitetty kuuden ojitusalueen adsorptioisotermit. Kuva 3. Pintaturpeen (0—15 cm) fosforin adsorptioisotermit eräillä ojitusalueilla (ks. teksti). q=turpeeseen pidättynyt fosfori. c=liuokseen jäänyt fosfori. Lähde: Nieminen ja Jarva (1996). Puusto Aluskasvillisuus Yhteensä Lann. Käsittely kg ha" 1 PK 6,0 11,3 17,3 (33 %) NPK 5,4 7,9 13,3 (25 %) 105 Taulukko 2. Turvemaiden fosforinpidätyskyvyn (PSI-arvo; ks. teksti) ja eräiden pintaturpeen (0—15 cm) kemiallistenominaisuuksien väliset korrelaatiot. Lähde: Nieminen ja Jarva (1996). Joillakin ojitusalueilla (esim. Rhtkg "lettoinen" ja RhSKoj) fosforin pidättyminen turpeeseen oli hyvin voimakasta. Näillä ojitusalueilla lannoitefosforin huuh toutumisriski on todennäköisesti pieni. Sen sijaan joillakin näytteillä (esim. Ptkg ja TRmu) fosforin pidättyminen turpeeseen oli isoillakin fosforilisäyksillä hyvin pien tä. Alhaisilla fosforilisäystasoilla turpeen sisältämää fosforia jopa liukeni tasapai noliuokseen enemmän kuin fosforia pidättyi liuoksesta turpeeseen. Tällöin pidät tyminen oli siis negatiivista. Tällaisilla heikosti fosforia pidättävillä soilla lannoite fosforin huuhtoutuminen on todennäköistä aina, kun kasvillisuus ei kykene käyttä mään kaikkea lannoitteesta liukenevaa fosforia. Kuva 4. Kenttäolosuhteissa pintaturpeeseen (0— lOcm) pidättynyt lannoitefosfori ja pidättyneen fosforimäärän riippuvuus turpeen Fe-pitoisuudesta. Pidättynyt lannoitefosfori on laskettu vähentämällä raakafosfaattilannoitettujen koekenttien volumetrisista fosforipitoisuuksista (kg ha _l ) vertailukoekenttien vastaavat fosforipitoisuudet. Riippuvuus on laskettu julkaisusta Kaunisto ym. (1993) koekenttien no. I —s ja 9 perusteella. PSI- arvo PH 0.486 * tuhkapit. 0.413 Fe tM 0.859 *** Al„„ 0.197 Ca,„, -0.117 Mg,„, -0.211 106 Taulukko 3. Ojitusalueen teoreettinen fosforitase kolme vuotta raakafosfaattilannoituksen jälkeen tilanteessa, jossa turpeeseen ei pidäty fosforia. Turpeen adsorptioisotermeistä laskettiin nk. fosforinpidätysindeksi (PSI-arvo), jota on usein käytetty yksinkertaisena maan fosforinpidätyskyvyn mittarina (esim. Bache ja Williams 1971, Cuttle 1983). PSI-arvon ja eräiden kasvupaikkatunnusten välinen korrelaatio osoitti, että heikko fosforinpidätyskyky aiheutuu ennen kaikkea alhaisista turpeen Fe-pitoisuuksista (taulukko 2). Kauniston ym. (1993) esittämien tulosten perusteella kuvaan 4 on laskettu kenttä olosuhteissa pidättyneen lannoitefosforin (Marokkolaista raakafosfaattia) ja turpeen Fe-pitoisuuden välinen riippuvuus. Vaikka tähän tarkasteluun liittyy eräitä puutteita (ero turpeen fosforimäärissä lannoitettujen koekenttien ja vertailualueiden välillä voi turpeen Fe-yhdisteisiin pidättyneen lannoitefosforin lisäksi aiheutua eroista kasvillisuuden juuristoonsa sitoman lannoitefosforin ja vielä liukenemattoman raakafosfaatin määrissä), tulos osoittanee, että turpeeseen ei olennaisesti pidäty fosforia rautaköyhillä soilla. 5 Yhteenvetona fosforitase Edellä esitetyn perusteella taulukkoon 3 on koottu teoreettinen ojitetun karun suon fosforitase kolme vuotta raakafosfaattilannoituksen jälkeen. Taselaskelman perus teella raakafosfaatin fosforista huuhtoutuisi kolmessa vuodessa 7—15 %, mikäli turve ei pidätä yhtään lannoitefosforia. Tällaiseen useista eri kokeista ja koealueilta tehtyyn laskelmaan liittyy tietysti useita virhelähteitä. Huomattavia fosforihuuh toutumia raakafosfaattilannoituksen jälkeen on kuitenkin havaittu fosforia heikosti pidättäviltä soilta (esim. Ahti 1983). Tässä työssä esitetyn taselaskelman perusteella voidaan ymmärtää syy siihen, miksi karujen soiden fosforilannoitus voi aiheuttaa suuria huuhtoutumia. Syynä on se, että lannoitefosforia liukenee enemmän kuin kasvillisuus pystyy käyttämään, ja jos liuennut "ylimääräinen" fosfori ei pidäty tur peeseen, on seurauksena lisääntynyt huuhtoutuminen. Annettu lannoitefosfori Liukenematon lannoitefosfori 100% 60% 53,0 kg ha 1 31,8 kg ha' Liuennut vesiliukoiseen muotoon " 40 % 21,2 kg ha' Kasvillisuuden fosforinotto b) 25 - 13,3- 33 % 17,3 kg ha' Adsorptio turpeeseen c) 0 % 0,0 kg ha' 1 Huuhtoutuminen 7- 15 % 3,9 - 7,9 kg ha"' a) ks. kuva 2 b> ks. taulukko 1 c> ks. teksti ja kuvat 3 ja 4 107 6 Lopuksi Raakafosfaatin sijasta turvemaiden lannoituksessa käytetään nykyään Siilinjärven apatiittia. Apatiitin käyttö turvemaiden lannoituksissa vähentää fosforin koko naishuuhtoutumia fosforia heikosti pidättäviltä soilta (turpeen fosforinpidätyskyky » 0 kg ha') vain, jos kasvibiomassan fosforinotto on apatiittilannoitetuilla soilla merkittävästi suurempaa kuin raakafosfaatti-lannoitetuilla soilla. Puuston kokonais tuotoksessa ei kuitenkaan ole havaittu merkitseviä eroja eri fosforilannoitteiden välillä (Karsisto 1968, 1977, Kaunisto ym. 1993, Silfverberg ja Hartman 1998), joten puuston fosforinotossa ei liene suuria eroja liukoisuudeltaan erilaisten fosforilannoitteiden välillä. Mikäli myöskään aluskasvillisuuden fosforinotossa ei ole merkittäviä eroja raakafosfaatti- ja apatiittilannoitettujen soiden välillä, fosforin kokonaishuuhtoutumissa ei pitäisi olla eroja kyseisten lannoitteiden välillä. Fosforin huuhtoutuminen apatiitista (raakafosfaattia niukkaliukoisempi) lienee vain aluksi vähäisempää kuin fosforin huuhtoutuminen raakafosfaatista, mutta huuhtoutumisen kesto on apatiitin kohdalla todennäköisesti pidempi. Sauran (esitelmä Nurmeksessa) tutkimustulokset osoittavat, että apatiitinkin fosforia huuhtoutuu merkittävästi fosforia heikosti pidättävältä suolta. Koska fosforia huuhtoutuu alumiini- ja rautaköyhiltä soilta huomattavasti myös metsänuudistamisen yhteydessä (Nieminen, tämä julkaisu), voisikin olla järkevintä yrittää kehittää karuille soille lannoitteita, jotka parantaessaan puuston fosforin saantia parantavat samalla myös turpeen fosforinpidätysominaisuuksia. Kirjallisuus Ahti, E. 1983. Fertilizer-induced leaching of phosphorus and potassium from peatlands drained for forestry. Communicationes Instituti Forestalis Fenniae 111:1 —2O. Almberger, P. & Salomonsson, L-Ä. 1979. Domänverkets gödlingsförsök pä torvmarker. Mätningar av fosforutlakning efter gödsling med räfosfat. Sveriges Skogsvärdsförbunds Tidskrift 5—6: I—7. Bache, B.W. & Williams, E.G. 1971. A phosphate sorption index for soils. Journal of Soil Science 22:289—301. Cuttle, S.P. 1983. Chemical properties of upland peats influencing the retention of phosphate and potassium ions. Journal of Soil Science 34: 75—82. Finer, L. & Nieminen, M. 1997. Dry mass and the amounts of nutrients in understorey vegetation before and after fertilization on a drained pine bog. Silva Fennica 31(4): 391 400. Karsisto, K. 1968. Eri fosforilajien soveltuvuus suometsien lannoitukseen. Suo 19: 104 —111. Karsisto, K. 1970. Lannoituksessa annettujen ravinteiden huuhtoutuminen turvemailta. Suo 21: 60—66. Karsisto, K. 1977. Kotimaisten fosforirikasteiden käyttökelpoisuus suometsien lannoituksessa. Suo 28: 43—46. Karsisto, K. & Ravela, H. 1971. Eri ajankohtina annettujen fosfori- ja kalilannoitteiden huuhtoutumisesta metsäojitusalueilta. Suo 22: 39—46. Kaunisto, S., Moilanen, M. & Issakainen, J. 1993. Apatiitti ja flogopiitti fosfori- ja kalium lannoitteina suomänniköissä. Folia Forestalia 810: I—3o.1 —30. Kenttämies, K. 1981. The effects on water quality of forest drainage and fertilization in peatlands. Publications of Water Research Institute, National Board of Waters, Finland 43: 24—31. 108 Moilanen, M. 1992. Suopuustojen ravinnetila Pohjois-Suomen vanhoilla ojitusalueilla. Teok sessa: Valtanen, J., Murtovaara, I. & Moilanen, M. (toim.). Metsäntutkimuspäivä Taivalkoskella 1991. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 419: 58—65. Nieminen, M. 1997. Properties of slow-release phosphorus fertilizers with special reference to their use on drained peatland forests. A review. Suo 48(4): 115—126. Nieminen, M. & Ahti, E. 1993. Talvilannoituksen vaikutus ravinteiden huuhtoutumiseen karulta suolta. Folia Forestalia 814: 1—22. Nieminen, M. & Jarva, M. 1996. Phosphorus adsorption by peat from drained mires in southern Finland. Scandinavian Journal of Forest Research 11: 321 —326. Rajan, S.S.S. 1987. Phosphate rock and phosphate rock/sulphur granules as phosphate fertilizers and their dissolution in soil. Fertlizer Research 11: 43 —60. Saura, M., Sallantaus, T., Bilaletdin, Ä. & Frisk, T. 1995. Metsälannoitteiden huuhtoutuminen Kalliojärven valuma-alueelta. Teoksessa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2 ympäristönsuojelu. Helsinki 1995. s. 87—104. Silfverberg, K. & Hartman, M. 1998. Long-term effects of different phosphorus fertilizers in Finnish pine mires. Teoksessa: Sopo, R. (toim.). Proceedings of the International Peat Symposium "The Spirit of Peatlands 30 Years of the International Peat Society", Jyväskylä, Finland, 7—9 September, 1998. s. 73—75. Veijalainen, H. 1992. Neulasanalyysituloksia suometsistä talvella 1987—88. Metsäntutki muslaitoksen tiedonantoja 408: I—2B. 109 Päätehakkuun ja maanmuokkauksen vaikutus valumaveden laatuun vanhoilla ojitusalueilla Mika Nieminen 1 Johdanto Uudistamishakkuut ojitetuilla turvemailla tulevat merkittävästi lisääntymään lähi tulevaisuudessa, kun intensiivisimmän uudisojitusvaiheen aikana 1960- ja 1970-lu vuilla ojitettujen turvemaiden metsiköt saavuttavat uudistuskypsyyden. Tietoa pää tehakkuun ja maanmuokkauksen aiheuttamista ravinnehuuhtoutumista tarvitaan se kä vesiensuojelun kannalta että ravinnevarojen riittävyyden arvioimiseksi toisen puusukupolven ojitusaluemetsiköissä. Vanhojen ojitusalueiden päätehakkuun huuh toutumisvaikutuksia on kuitenkin selvitetty erittäin vähän (Nieminen 1988). Tässä työssä tutkittiin avohakkuun ja erilaisten maanmuokkaustoimenpiteiden vaikutusta kiintoaineen, liuenneen orgaanisen aineen, typen, fosforin ja kaliumin huuhtoutu miseen viljavuudeltaan erilaisilla vanhoilla ojitusalueilla. 2 Aineisto ja menetelmät Päätehakkuun ja maanmuokkauksen vaikutusta ainehuuhtoutumiin tutkittiin kuu della vanhalla ojitusalueella Etelä-Suomessa (taulukot 1 ja 2). Ruotsinkylän ja Vesi jaon uudistamisalueet olivat kuusivaltaisia ja viljavuudeltaan melko ravinteikkaita, kun taas Vilppulan alueet olivat mäntyvaltaisia ja viljavuudeltaan Vesijaon ja Ruotsinkylän alueita selvästi karumpia (etenkin alueet I, II ja III). Erityisesti pinta turpeen typen, fosforin, alumiinin ja raudan pitoisuudet näyttivät korreloivan kas villisuuden perusteella tehdyn suotyyppiluokittelun kanssa. Uudistamisalueen osuus koko valuma-alueesta oli Ruotsinkylässä n. 33 % ja Vesijaolla n. 76 %. Vilppulan alueet olivat pieniä keinotekoisia valuma-alueita, joissa koko valuma-alue käsitel tiin. Uudistamismenetelminä olivat pelkkä avohakkuu (Ruotsinkylä, Vesijako ja Vilppula I), avohakkuu ja mätästys (Vilppula III) sekä avohakkuu ja ojitusmätästys (Vilppula II ja IV). Vilppulan valuma-alue IV oli niin ohutturpeinen, että ojitusmä tästysojat ulottuivat turpeen alaiseen kivennäismaahan (savea). Avohakkuut tehtiin ainespuun korjuuna monitoimikoneilla roudan aikaan talvella, ja hakkuussa varottiin hakkuutähteiden joutumista ojiin. Vilppulan maanmuokkaukset tehtiin hakkuuta seuraavana keväänä. Ojitusmätästysojat kaivettiin 12—15 m etäisyydelle toisistaan. Vanhoja ojastoja ei perattu yhdelläkään uudistamisalueella. Valumavesinäytteet otettiin V-aukkoisista ylisyöksymittapadoista, ja analysoitiin Metsäntutkimuslaitoksessa käytettävillä menetelmillä (Jarva ja Tervahauta 1993). Tilastolliset erot valumaveden ainepitoisuuksissa ennen ja jälkeen uudista mistoimenpiteiden testattiin Wilcoxonin ei-parametrisella t-testillä. 110 Taulukko 1. Yleistietoa Ruotsinkylän ja Vesijaon uudistamisalueista. a) Heikuraisen ja Pakarisen (1982) mukaan. b) Turpeen ravinnepitoisuudet o—lo cm:n turvekerroksessa. Taulukko 2. Yleistietoa Vilppulan uudistamisalueista. a) Heikuraisen ja Pakarisen (1982) mukaan. b) Alueilla I. II ja 111 kasvoi vain mäntypuustoa. Alueella IV 90 % puuston kokonaistilavuudesta oli mäntypuustoa ja 10 % kuusikkoa. c) Turpeen ravinnepitoisuudet o—lo0—10 cm:n turvekerroksessa. 3 Tulokset ja tarkastelu Kiintoaineen huuhtoutuminen lisääntyi ainoastaan Vilppulan alueella IV, jossa oji tusmätästysojat ulottuivat turpeen alaiseen kivennäismaahan (taulukot 3 ja 4, kuva 1). Suuria kiintoainehuuhtoutumia kivennäismaahan yltävistä ojista on havaittu myös kunnostusojitusten yhteydessä (Joensuu ym. 1998). Ohutturpeisilla uudista misaloilla tulisi ojitusmätästyksen sijasta käyttää muita maanmuokkaustoimenpiteitä suurten kiintoainehuuhtoutumien välttämiseksi. Ruotsinkylä Vesijako Uudistamismenetelmä Avohakkuu Avohakkuu Suotyyppi" Rhtkg Mtkg Turpeen paksuus, m > 1.0 O i m ö Puuston määrä, m 3 ha" 1 234 259 Pääpuulaji, (% tilavuudesta) Kuusi, (100) Kuusi, (90) N b> , % 1.70 1.85 P b> , mg kg' 939 804 K w , mg kg 1 500 512 Ca b> , mg kg 1 4334 7912 Fe b> , mg kg 1 4841 4330 Al b ', mg kg' 1 2460 1880 Alue I II III IV Uudistamismenetelmä Avohakkuu Avohakkuu ja Avohakkuu Avohakkuu ja ojitusmätästys ja mätästys ojitusmätästys Suotyyppi" Vatkg Vatkg Vatkg Ptkg Turpeen paksuus, m 0.5-1.0 0.5 - 1.0 O *n ö <0.5 Puusto b) , m 3 ha 1 132 101 157 191 N c> , % 1.08 1.13 1.19 1.52 P c) , mg kg' 1 699 718 668 863 K°, mg kg"' 552 454 415 519 Ca", mg kg' 1 3139 3474 3112 3285 Fe c) , mg kg' 1 996 945 1101 3285 Al°, mg kg' 1 629 847 861 1307 111 Kuva 1. Kiintoaineen pitoisuudet Vilppulan valuma-alueella IV (ks. taulukko 2) Kuva 2. Kokonaisfosforin pitoisuudet Vilppulan valuma-alueilla I, II ja 111 (ks. taulukko 2). Liuenneen orgaanisen aineen ja orgaanisen typen huuhtoutumat lisääntyivät vain Ruotsinkylän ja Vesijaon uudistamisaloilta. Liuennut orgaaninen aine ja orgaaninen typpi ovat kasviaineksen epätäydellisiä hajoamistuotteita, joiden huuhtoutuminen on yleensä huomattavaa hapettomissa oloissa (pohjavesipinnan ollessa korkealla). Vilppulan valuma-alueilla pohjavesipinta ei tehokkaasta kuivatuksesta johtuen liene merkittävästi noussut avohakkuun vaikutuksesta, mikä voisi selittää sen, että liuennutta orgaanista ainetta ja orgaanista typpeä ei huuhtoutunut. 112 Taulukko 3. Keskimääräiset valunnan ainepitoisuudet (mg H) ennen (E= 1 992- 1 993) ja jälkeen (J=1994-1996) uudistamistoimenpiteiden Ruotsinkylässä ja Vesijaolla. NS tarkoittaa, että ainepitoisuus ennen ja jälkeen uudistamisen ei eroa tilastollisesti merkitsevästi (p > 0.05). Taulukko 4. Keskimääräiset valunnan ainepitoisuudet (mg H) ennen (E= 1 994) ja jälkeen (J= 1995-1996) uudistamistoimenpiteiden Vilppulassa. NS tarkoittaa, että ainepitoisuus ennen ja jälkeen uudistamisen ei eroa tilastollisesti merkitsevästi (p > 0.05). Ruotsinkylä Vesijako Kiintoaine E 1.91 2.23 J 1.97 1.93 Liuennut E 11.3 29.0 org. Aine J 24.5 53.8 n o(! . E 0.23 0.62 J 0.55 1.14 NH/-N E 0.02 0.02 J 0.11 0.33 no;-n E 0.01 0.02 J 0.09 0.12 P0 4 3 ' -P E 0.005 0.003 J 0.001 "s 0.001 K E 0.69 0.49 J 1.58 1.59 I Alue II III IV Kiintoaine E J 5.62 1 At: NS 1.46 3.03 l.3l NS 3.75 0.91 "s 3.56 15.95 Liuennut org. Aine E J 65.6 j NS 63.4 60.2 62.9 NS 39.9 40.5 NS 37.2 42.3 NS N . org E J 0.99 0.93 " s 0.94 0.98 "5 0.64 0.62 "s 0.68 0.86 "s NH/-N E J 0.009 0.013 "s 0.0 li 0.090 0.001 0.002 NS 0.004 0.126 NO3 -N E J 0.002 0.009 NS 0.000 0.016 0.000 0.002 NS 0.000 0.118 P0 4 3 -P E J 0.000 0.227 0.000 0.120 0.000 0.039 0.000 0.002' vs K E J 0.40 0.64 NS 0.17 0.57 0.38 0.94 0.39 1.14 113 Ammonium- ja nitraattitypen huuhtoutumat lisääntyivät selvästi Ruotsinkylän ja Vesijaon reheviltä, kuusivaltaisilta uudistamisalueilta. Vilppulassa ammonium- ja nitraattihuuhtoutumat lisääntyivät vain ojitusmätästetyiltä uudistamisaloilta (alueet II ja IV), joten metsänuudistamisen yhteydessä tehtävä ojitusmätästys saattaa lisätä ammonium-ja nitraattihuuhtoutumia viljavuudeltaan karuilta ojitusalueilta. Fosforin huuhtoutuminen lisääntyi merkittävästi Vilppulan varputurvekankaaksi luokitelluilta uudistamisalueilta (Vilppula I, Ilja III), mutta ei Vilppulan alueelta IV (Ptkg) eikä Ruotsinkylästä (Rhtkg) tai Vesijaolta (Mtkg) (kuva 2, taulukot 3 ja 4). Lisääntynyt fosforihuuhtoutuma oli lähes yksinomaan leville välittömästi käyttö kelpoista fosfaattifosforia (taulukko 4). Maassa liukoisena oleva fosfaattifosfori muodostaa vaikealiukoisia yhdisteitä alumiini- ja rautaoksidien tai -hydroksidien kanssa, eikä fosforia yleensä huuhtoudu merkittävästi turpeista, joissa on paljon alumiinia tai rautaa (Cuttle 1983, Nieminen ja Jarva 1996). Alhaiset maan alumiini ja rautapitoisuudet (taulukko 2) ovat siten todennäköinen syy huomattavasti lisään tyneisiin fosforihuuhtoutumiin Vilppulan alueilta I, Ilja 111. Kun otetaan huomioon avohakkuun jälkeen lisääntyvä valunta, saattaa tässä työssä Vilppulan karuilta uu distamisaloilta havaittu fosforihuuhtoutuma (laskettaessa fosforikuormituksena=kg P ha' 1 ) olla jopa suurempi kuin lannoitettaessa hidasliukoisella apatiitilla (Saura, esitelmä Nurmeksessa). Vesiensuojelun kannalta lisääntyneen fosfaattikuormituksen tekee erityisen ongelmalliseksi se, että laskeutusaltaat tai pintavalutuskentät eivät pidätä tehokkaasti veteen liuenneita ravinteita. Kaliumin huuhtoutuminen lisääntyi tilastollisesti merkitsevästi kaikilta muilta alueilta paitsi Vilppulan valuma-alueelta I. Lisääntynyt kaliumin huuhtoutuminen ei ole ongelmallista vesiensuojelun kannalta. Huomioon ottaen ojitusalueiden usein melko vähäiset kaliumvarastot (Laiho 1997) metsänuudistamisen aiheuttama huuh toutumahävikki saattaa kuitenkin merkittävästi lisätä kaliumlannoituksen tarvetta toisen puusukupolven ojitusaluemetsissä. Sen sijaan vesiensuojelun näkökulmasta haitallisimmat tässä työssä havaitut muutokset lienevät huomattava kiintoaineen huuhtoutumalisäys ohutturpeiselta ojitusmätästysalueelta ja suuret fosfaattifosforin huuhtoutumat alumiini- ja rautaköyhiltä ojitusalueilta. Kirjallisuus Cuttle, S.P. 1983. Chemical properties of upland peats influencing the retention of phosphate and potassium ions. J. Soil Sci. 34: 75—82. Jarva, M. & Tervahauta, A. 1993. Vesinäytteiden anlyysiohjeet. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 477. 171 s. Joensuu, S., Ahti, E. & Vuollekoski, M. 1998. The effect of peatland forest ditch maintenance on suspended solids in runoff. Boreal Env. Res. (painossa). Laiho, R. 1997. Plant biomass dynamics in drained pine mires in southern Finland. Implications for carbon and nutrient balance. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 631: 54+ 52 s. Nieminen, M. 1998. Changes in nitrogen cycling following the clearcutting of drained peatland forests in southern Finland. Boreal Env. Res. 3: 9 —21. Nieminen, M. & Jarva, M. 1996. Phosphorus adsorption by peat from drained mires in southern Finland. Scand. J. For. Res. 11: 321 —326. 115 Metsätalouden fosfori- ja typpikuormitus vesistöihin vuosina 1 977 1 996 ja arvio kuormituksen kehittymisestä vuoteen 2005 erityisesti Oulujärven vesistöalueella Kaarle Kenttämies ja Oili Vilhunen 1 Johdanto Metsätalouden toimenpiteistä johtuva kasvinravinnekuormitus vesistöihin on tyypil listä hajakuormitusta, jonka suuruuden määrittämiseen liittyy aina suuria epävar muustekijöitä. Vesi- ja ympäristöhallinnon ylläpitämät hajakuormituksen tutkimus alueet, ns. pienet valuma-alueet, ovat tuottaneet tietoa maa- ja metsätalousalueiden ravinnehuuhtoutumista. Tuloksista on kuitenkin ollut vaikea erotella eri maankäyt tömuotojen ja esimerkiksi metsätalouden erilaisten toimenpiteiden vaikutuksia (Saukkonen ja Kortelainen 1995). Intensiivisesti tutkituilta pieniltä, vain metsäta louskäytössä olevilta valuma-alueilta on 1970-luvulta lähtien kertynyt tietoa typen ja fosforin huuhtoutumisesta erityisesti ojituksen ja lannoituksen, 1980-luvun lopul ta alkaen myös hakkuun yhteydessä (vrt. Kenttämies ja Saukkonen 1996). Ulkomai sista tutkimustuloksista taas Ruotsissa tehdyt lienevät ainoita joissa olosuhteet ovat siinä määrin yhtäläisiä Suomen kanssa, että tulosten soveltaminen on järkevää (esim. Wiklander 1977, Grip, 1982, Bergquist ym., 1984, Lundin ja Bergquist 1985). Erilaiset maaperä-, maasto- ja metsätyypit sekä metsätalouden lukuiset erilaiset toimenpiteet ja niiden kertaluonne pitkässä aikaskaalassa tekevät metsätalouden kuormitusarvioiden teon monimutkaiseksi. Vaikutusten pitkäkestoisuudesta johtuen tulisi valuma-alueen toimenpidehistoria tuntea jopa useiden vuosikymmenien ajalta. Tällaista tietoa on kuitenkin vaikea saada, koska viralliset metsätalouden tilastot kerätään vain hallinnollisiin aluejakoihin perustuvina ilman tarkempia paikannus tietoja, eivätkä kaikki huuhtoutumiin merkittävästikin vaikuttavat toimenpiteet kuu lu tilastoinnin piiriin. Satelliittikuvatulkintaan perustuvat maastotyyppijaottelut antavat tietoa myös metsätalouden toimenpiteistä, mutta eivät anna aikasarjoja eivätkä lannoitus- ja ojitustietoa. Ympäristötutkimuksessa käsitteen ympäristökuormitus tulee sisältää kuorman suuruuden ja tiedon siitä mitä kuormitetaan, so. minkälaiseen ja minkäsuuruiseen kuormitus kohdistuu tai ajatellaan kohdistettavaksi. Vasta esimerkiksi jonkin haitta aineen päästömäärän suhteuttaminen vastaanottavan ekosysteemin ominaisuuksiin tekee mahdolliseksi niin eri päästöjen kuin niiden aiheuttamien ympäristövaiku tusten vertailun. Vesiensuojelussa tämä merkitsee sitä että päästöjä tarkastellaan vesistöaluekohtaisesti päätyen tarvittaessa hyvinkin pieniin osa-alueisiin jotta vertailumahdollisuus vesistön tilaan säilyisi. Kuormitus voidaan tällöin suhteuttaa hydrologiaan ilmoittamalla se absoluuttisen määrän ohella vesistön pinta-ala tai tila vuuskuormana, joihin vaikutukset perustuvat. Se että ympäristöpoliittisissa oh 116 jelmajulistuksissa operoidaan epämääräisillä "koko valtakunnan" käsitteillä, johtuu lähinnä politiikan ja median omista pelisäännöistä. 2 Tutkimuksen tarkoitus Ihmistoimintojen aiheuttamien haitallisten vesistömuutosten, kuten rehevöitymisen, hapenkadon, happamoitumisen ja myrkyttymisen vähentämisessä on haitallisen ve sistökuormituksen hallitseminen yleensä tärkein ympäristöpoliittinen keino. Tällöin pitää tuntea vesistöjen ja merialueiden kokonaiskuormitus niin pistemäisistä kuin huuhtoutumaperäisistäkin kuormituslähteistä. Tutkimuksen tarkoituksena oli kokeil la metsätalouden vesistöaluekohtaisen kuormituksen laskentamahdollisuuksia ja antaa alustavia suuruusluokka-arvioita kokonaisfosforin ja kokonaistypen kuormi tuksesta. Tässä tutkimuksessa pyrittiin laskemaan esimerkinomaisesti metsätalou den osuus Oulujärven vesistöalueen typpi-ja fosforikuormituksesta. 3 Aineisto ja menetelmät Tutkimuksen perusaineistona käytettiin Metsätilastollisen vuosikirjan ja Metsätilas totiedotteen tietoja 1968—1996 (Sevola ym. 1997, Västilä ym. 1997), sekä eri tutki muksista saatuja metsätalouden toimenpiteiden ominaishuuhtoutuma-arvoja. Met sänlannoitustietoja saatiin myös Metsäntutkimuslaitokselta (tutkija Mikko Kukkola, käsikirjoitus). Tulevan kuormituskehityksen arvioinnissa käytettiin kahta metsä talouden volyymin ennustetta. Skenaario lissä oletettiin vuosien 1994—1996 keskimääräisen tason (arimeettinen keskiarvo 1994—1996) jatkuvan. Koska uudis ojitus piti metsätalouden ympäristöohjelman mukaisesti lopettaa vuoteen 1996, ole tettiin koko ojituskapasiteetin keskittyvän kunnostusojitukseen, joka jatkuisi siis vuosien 1994—1996 keskimääräisen uudis- + kunnostusojituksen tasolla. Skenaario 2 oli maa- ja metsätalousministeriön kesäkuussa 1998 metsäkeskuksilta keräämien alueellisten tavoiteohjelmien tiivistelmän mukainen (Suonheimo 1998). Koska alueellisissa tavoiteohjelmissa ei ollut lannoituksen tavoitteita, oletettiin ne Skenaa rio l:n kanssa samanlaisiksi, ja ne vastasivat vuosien 1994—1996 keskimääräistä toteutumaa. Metsälautakunnittain (metsäkeskuksittain) ilmoitetut metsätilastotiedot muunnet tiin koskemaan kuutta päävesistöaluetta (Tornionjoen vesistöalue, Kemijoen va., Oulujoen va. Oulujärven luusuaan asti, Kokemäenjoen va., Kymijoen va. ja Vuok sen va.). Lähinnä merialueiden kuormitusta varten muodostettiin myös valuma alueryhmät Jäämereen, Perämereen, Selkämereen, Saaristomereen, Suomenlahteen sekä Vienanmereen laskevista vesistöalueista, joille arvioitiin omat metsätalouden toimenpidemäärät. Metsätalouden toimenpiteiden määrien oletettiin jakautuvan ta saisesti koko lautakunnan maapinta-alalle. Näin esimerkiksi Oulujärven vesistö alueen (va. 59,3 59,9) vuotuiset metsätaloustoimenpiteet saatiin laskemalla yh teen 83 % Kainuun metsäkeskuksen ja 2 % Pohjois-Pohjanmaan metsäkeskuksen alueiden toimenpiteistä. Eräissä erityistapauksissa, kuten vuonna 1996 perustetusta Rannikon metsäkeskuksesta (Kustens skogscentral), jonka aluetta on Suomenlah den, Saaristomerem ja Perämeren vesistöalueilla, saatiin myös kuntakohtaisia tie toja, mitkä tekivät mahdolliseksi toimenpiteiden osituksen kolmelle merialueelle (Kustens skogscentral 1997). 117 Kuormituslaskelmat tehtiin erikseen ojituksen, kunnostusojituksen, raskaasti muo kattujen (auraus, mätästys) uudistushakkuiden, kevyemmin muokattujen (äestys, laikutus) uudistushakkuiden, kivennäismaiden typpilannoituksen ja turvemaiden fosforilannoituksen fosfori- ja typpihuuhtoutumista. Vaikka myös muista toimen piteistä, kuten esimerkiksi muokkaamattomista uudistushakkuista ja metsäteiden teosta, voi tulla kuormitusta, on se suoritemäärän pienuuden johdosta vähä merkityksellistä vesistöaluemittakaavan laskelmissa. Samoin harvennushakkuiden kuormitus jätettiin arvioimatta. Harvennushakkuiden vaikutuksista ei ole koetulok sia, ja tässä tutkimuksissa oletettiin että niiden vaikutus on vähäinen. Metsätalouden ympäristöohjelman vaikutuksesta oletettiin raskaasti muokattavien päätehakkuiden ominaiskuormituksen pienenevän laajasti käyttöönotettavien suojavyöhykkeiden ja kivennäismaiden aurauksien loppumisen ansiosta merkittävästi vuodesta 1997 al kaen. Hakkuun kuormituksen oletettiin alkavan vuotta ennen muokkausta. Vain eri asteisen uudistusalan valmistuksen kohteet otettiin siis hakkuun kuormitusarvioin tiin. Näin vältettiin saman kohteen kaksinkertainen mukaan otto. Kunnostusojituk sen kuormituksessa ei oletettu tapahtuvan muutoksia enää metsätalouden ympäristö ohjelman vaikutuksesta. Ojituksen ominaiskuormitus perustui koko tarkastelujakson ajan suotautumisalueella varustetun, Nurmes- tutkimukseen kuuluvan Suopuron kuormitusarvoihin (Ahtiainen ja Huttunen 1995). Ominaiskuormitusarvojen perustana käytettiin eri tutkimuksista peräisin olevia vuotuisia, eri toimenpiteiden aiheuttamia huuhtoutuman lisäyksiä (taulukot 1 ja 2, kts. myös taulukkoteksteissä ilmoitetut viitteet). Taulukko 1. Metsätalouden toimenpiteen aiheuttama kokonaisfosforin huuhtoutuman lisäys (kokon.huuhtoutuma - perushuuhtoutuma, ns. toimenpiteen ominaiskuormitus). I. Raskaasti muokattu hakkuu Murtopuron mukaan (Ahtiainen ja Huttunen 1995). 2. Raskaasti muokattu hakkuu Kivipuron mukaan (Ahtiainen ja Huttunen op.cit.), 3. Kevyesti muokattu hakkuu Yli-Knuutilan mukaan (Lepistö A. ym. 1995). 4. Ojitus ja kunnostusojitus Suopuron mukaan (Ahtiainen ja Huttunen op.cit.). 5.—7. Fosforilannoitus turvemaille Ahti ja Paarlahti (1988) ja Saura ym. (1995) mukaan. Vuosi Kokonaisfosforihuuhtoutuma 1. 2. 3. 4. 5. 6. 7. Ras.muok. Ras.muok. Kev.muok. Ojitus ja P-lann.en- P-lann.vv. P-lannoit. hakkuu 1. hakkuu 2. hakkuu kunn.ojit. nen 1978 1978—88 1989 alk. kg ha' 1 a' 1 kg ha' a' 1 kg ha 1 a 1 kg ha' a' 1 % levitet. % levitet. % levitet. 1. 0,8 0,05 0,1 0,4 1,0 5,7 0,1 2. 0,85 0,03 0,1 0,48 1,0 4,5 0,5 3. 0,95 0,02 0,1 0,19 1,0 3,5 2,0 4. 1,0 0,01 - 0,14 1,0 2,8 2,0 5. 1,05 0,01 - 0,12 1,0 2,1 0,5 6. 0,5 0,01 0,08 - 1,7 - 7. 0,25 0,01 - 0,05 - 1,4 8. 0,15 0,01 0,05 - 1,1 - 9. 0,1 0,01 0,05 - 0,8 - 10. 0,1 0,001 - 0,05 - 0,7 - l.-10.yht 5,75 0,161 0,3 1,61 5,0% 24,3 % 5,1 % 118 Taulukko 2. Metsätalouden toimenpiteiden aiheuttama kokonaistypen huuhtoutuman lisä/s (kokonaishuuhtoutuma - perushuuhtoutuma, ns. toimenpiteen ominaiskuormitus). I .— 4. Ks. selite taul. 1., S. Sauran ym. (1995) mukaan. Yksittäisen kuormittavan tapahtuman vaikutuksen oletettiin kestävän 10 vuotta niissäkin tapauksissa joissa koetuloksia on pidemmältä jaksolta. Kymmenen vuoden kuormitusjakson käyttäminen merkitsee sitä, että vasta vuodesta 1977 alkaen vii meisen arvoimattoman vuoden (1967) vaikutus on päättynyt, ja kuormitusta voidaan pitää tältä osin laskennallisesti oikeana. Lyhyempiä vaikutusaikoja käytettiin kevyesti muokatun uudistusalan, typpilannoituksen ja niukkaliukoisen fosforilan noituksen aiheuttamien kuormituksien laskennassa. Useassa tapauksessa alkuperäi sen kokeen lukusarjaa muunnettiin korvaamalla se liukuvan keskiarvon menetelmäl lä saadulla uudella sarjalla. Tällä vähennettiin huuhtoutumakokeissa esiintynyttä suurta vuosivaihtelua, joka saattoi johtua mm. vuosien hydrologisista eroista tai kokeen erityisolosuhteista. Tietyn toimenpiteen, esimerkiksi hakkuun, vuosikuormitus valuma-alueella oli alueen eri-ikäisten (1... 10 vuotta) hakkuiden sen vuoden vuosikuormituksien summa. Alueen metsätalouden kokonaiskuormitus tiettynä vuotena taas määräytyi eri toimenpiteiden (hakkuut, ojitukset ja kunnostusojitukset sekä lannoitukset) vuosi kuormituksien summana. 2 k A i i=l Vuosi Kokonaistyppihuuhtoutuma 1. 2. 3. 4. 5. Raskas muok. Raskas muok. Kevyt muok. Ojitus ja kun- Kivennäis- Hakkuu 1. Hakkuu 2. Hakkuu nostusojitus maiden N- kg ha' a' 1 kg ha' 1 a' 1 kg ha' 1 a' 1 kg ha'1 a"' lannoit. % levitetystä 1. 2,5 1 1,5 3,2 8 2. 2,5 0,5 5,5 3,2 2 3. 5,9 0,5 0,5 3,7 - 4. 7,7 0,5 - 4 - 5. 6,2 0,4 - 2 - 6. 4,3 0,4 - 1 - 7. 1,6 0,4 - 1 8. 1,5 0,4 1.0 - 9. 1,5 0,4 1.0 - 10. 1,5 0,3 - 1.0 1.-10. yht. 35,2 4,8 7,5 21,1 10 = 1...1 -vuotiaiden (esim. 1..10 vuotta) hakkuiden yh iteis] uormitus tarl :astel lu- vuonna x A, = hakkuupinta-ala vuonna i k. = /-vuoden ikäisen hakkuun ominaiskuormitus / = yksittäisen toimenpiteen kuormituksen kesto vuosina 119 Kuva 1. Vesistöjen ravinnekuormituksessa merkittävien metsätalouden toimenpiteiden kehitys 1 968— 1996 Oulujärven vesistöalueella, sekä skenaariot I. (kuva la) ja 2. (kuva 1b) vuosille 1997—2005. 4 Tulokset 4. 1 Metsätalous Oulujärven vesistöalueen typpi- ja fosforikuormittajana Kuvassa 1 on yleissilmäys metsätalouden toimenpiteiden määristä Oulujärven valu ma-alueella vuosina 1968—1996 sekä ojituksen ja uudistushakkuiden ennusteet 1. ja 2. vuoteen 2005. Oulujärven vesistöalueelle olivat tyypillisiä laajat metsäojitukset ja turvemaiden fosforilannoitukset 1970-luvulla. Skenaario 2. nostaisi lievästi kunnostusojitusten määrääjä kevyesti muokattuja uudistushakkuita. Sen sijaan aurattavien uudistushak kuiden määrä jäisi selvästi esimerkiksi 1980-luvulla toteutuneen tason alapuolelle. Metsätaloudesta tuleva typpikuormitus oli suurimmillaan 1970-luvulla, jonka jäl keen se on tasaisesti laskenut (kuva 2). Kummassakin skenaariossa lasku jatkuu edelleen, joskin ilman toteutuvaksi oletettuja hakkuiden vesiensuojelutoimia päädyttäisiin skenaario 2:ssa uudelleen kuormituksen nousuun. 120 Kuva 2. Metsätalouden aiheuttama kokonaistypen kuormitus Oulujärven vesistöalueelle vuosina 1977— 1996 toteutuneiden toimenpiteiden perusteella arvioituna, sekä skenaariot I. ja 2. vuosille 1 997—2005. Yksittäisten toimenpiteiden aiheuttamista typen huuhtoutumista uudisojitus oli hallitseva typen lähde 1970-luvulla ja kunnostusojitus nousi suurimmaksi 1990- luvulla (kuva 3). Lyhyen 1980-luvun loppupuolen jakson aikana raskaasti muokatut uudistushakkuut olivat suurin typpikuormittaja. Metsätaloudesta peräisin oleva fosforikuormitus oli maksimissaan 1980-luvun puolivälissä, mutta on sen jälkeen laskenut voimakkaasti (kuva 4). Kuormituksen lasku hidastuu ja pysähtyy skenaario 2:ssa vuosituhannen vaihteessa. Kuva 3. Eri metsätalouden toimenpiteiden aiheuttama kokonaistypen kuormitus Oulujärven vesistöalueelle vuosina 1977— 1996, sekä skenaarion I. ( 1 99-4— 1996 keskiarvo) mukaisen toimenpidetason aikaansaama kehitys 1997—2005. 121 Kuva 4. Metsätalouden toimenpiteiden aiheuttama kokonaisfosforin kuormitus Oulujärven vesistöalueelle vuosina 1977—1996 toteutuneiden toimenpiteiden perusteella arvioituna, sekä skenaariot I. ja 2. vuosille 1997—2005. Fosforin kuormittajista tärkein yksittäinen toimenpide oli 1970- ja 1980-luvuilla turvemaiden fosforilannoitus (kuva 5). Lannoituksien lähes loppuessa 1990-luvulle tultaessa ovat ensin raskaasti muokatut uudistushakkuut ja sitten, vuodesta 1997 alkaen, kunnostusojitukset siirtyneet suurimmiksi fosforikuormittajiksi. Kunnostus ojituksen ominaiskuormituksen ei ole oletettu enään pienentyvän metsätalouden ympäristöohjelman vaikutuksesta. Lannoituksen loppumisen ohella metsätalouden ympäristöohjelman mukainen tehokas uudistushakkuiden vesiensuojelu, jonka tässä tarkastelussa on oletettu toteutuvan kattavasti, pienentää fosforikuormitusta. Kuva 5. Eri metsätalouden toimenpiteiden aiheuttama kokonaisfosforin kuormitus Oulujärven vesistöalueelle vuosina 1977—1996, sekä skenaarion I. (1994—1996 keskiarvo) mukaisen toimenpidetason aikaansaama kehitys 1997—2005. 122 Taulukko 3. Metsätalouden toimenpiteiden aihettama potentiaalinen kokonaisfosforin huuhtoutuma eräillä päävesistöalueilla (vain Suomen valtion alue) vuosina 1986 ja 1996, metsätaloden fosforikuormitus vesistön pinta-alayksikköä (g m 2 a-' ) kohden laskettuna ja huuhtoutuma metsätalousmaalta (g ha' 1 a 1). (Metsätalousmaa tässä = metsämaa + kitumaa + joutomaa). 4.2 Metsätalouden potentiaalinen fosforin pintakuormitus päävesistöalueilla Vesistöjen kasvinravinnekuormituksen haitallisuus johtuu erityisesti fosforin ai heuttamasta perustuotannon kasvusta, joka jo varsin vähäisenäkin heikentää ha jotessaan järvien happitilannetta pohjasedimentissä, syvänteissä ja yleisestikin tal vella. Metsätalous on yksi monista vesistöjen fosforikuormittajista, joka on mer kittävä yleensä vain muuten vähäisen ihmisvaikutuksen piirissä olevissa vesistöissä. Suuria päävesistöjä metsätalous kuormittaa hyvinkin vaihtelevassa määrin (taulukko 3). Järvien pinta-alayksikköä kohti laskien potentiaalinen fosforikuormitus oli vuonna 1986 suurinta Kemijoen ja Oulujärven vesistöalueilla. Kymijoen ve sistöalueella fosforikuorma oli vain viidesosa tästä. Vuoteen 1996 mennessä kuor mitus oli laskenut yleensä alle puoleen tästä. Suurin suhteellinen, noin 70 % lasku kymmenessä vuodessa oli Oulujärven vesistöalueella. Vuonna 1996 suurin fosfori kuorma oli Kemijoen vesistöalueella joka on vähäjärvisin (järviprosentti 3,7 %) tarkastelluista vesistöalueista. 4.3 Metsätaloudelle ominainen fosforihuuhtoutuma vesistöalueittain Metsätalouden toimenpiteistä johtuva, metsähehtaaria kohden laskettu fosforihuuh toutuma vesistöalueella vaihteli huomattavasti siten, että vuonna 1986 Oulujärven vesistöalueen metsätalouden fosforikuormitus oli lähes kuusinkertainen Tornionjoen vesistöalueeseen verrattuna (taulukko 3). Vuoteen 1996 mennessä taso laskija erot pienenivät kuitenkin selvästi siten, että kaikilla päävesistöalueilla etelästä Oulujärven vesistöalueelle saakka metsähehtaaria kohti laskettu vuotuinen metsä talouden fosforihuuhtoutuma oli likimäärin sama, hieman alle 20 g. Kemijoen ja Tornionjoen vesistöalueilla huuhtoutuma oli vielä tätä huomattavasti pienempi. 5 Tulosten tarkastelu Metsätalouden toimenpiteiden aiheuttamaa vesistökuormitusta on selvitetty aikai semmin jonkin verran myös vesistöaluemittakaavassa ja koko maan arvioituna kuor mituksena. Vesihallinnossa ja myöhemmin vesi-ja ympäristöhallinnossa on laadittu Tot.P huuhtoutuma 1986 1996 Vesistöalue ta" 1 -2 -I gm a g ha" 1 a" 1 t a" 1 -2 -1 g m a g ha"' a" 1 Torniojoen 16,7 0,03 12,3 7,2 0,013 5,3 Kemijoen 101,3 0,054 21,5 49 0,026 Oulujärven 119,1 0,046 69 33,1 0,013 19,2 Kokemäenj. 42,7 0,014 26 28,9 0,009 17,6 Kymijoen 71,1 0,01 29,1 45,4 0,006 18,6 Vuoksen 177 0,016 48,6 67,8 0,006 18,6 123 alueellisia kuormitusselvityksiä, joista monet ovat sisältäneet myös arvioita metsätalouden kuormituksesta, (esim. Vesihallitus 1984, Pääkkölä 1987, Hynninen 1988, Jokela ja Saastamoinen 1988, Lakso ja Viitasaari 1990, Oulujoen vesiensuo jelun yleissuunnittelun suunnitteluryhmä 1990, Pohjois-Suomen vesitutkimustoi misto 1990, Tossavainen 1991, Hynninen 1988, Granberg ja Sundell 1992, Kuopion vesi-ja ympäristöpiiri 1992, Mononen 1993, Bilaletdin ym. 1992, Leinonen 1992, Markkanen ym. 1993, Viikinkoski ja Hynninen 1995). Metsätalouden kuormi tuslaskelmat on tehty eri tutkimuksista peräisin olevien, metsätalouden eri toimen piteiden ominaiskuormitusarvojen ja toimenpiteiden pinta-alojen perusteella. Tärkeimmät ominaiskuormitustiedon lähteet ovat olleet Nurmes-tutkimus (esim. Ahtiainen ja Huttunen 1995) hakkuun ja ojituksen osalta, Lylyn, Kivisuon ja Kal liojärven lannoitustutkimukset (Kenttämies 1981, Ahti ja Paarlahti 1988, Saura ym. 1995) turvemaiden PK-lannoituksessa ja Ruotsissa ja Kalliojärvellä tehdyt typpilannoituksen huuhtoutumatutkimukset (Wiklander 1977, Saura ym. 1995). Tässä tutkimuksessa voitiin hyödyntää METVE- projektissa saatua lisätietoa, mutta edelleen ominaiskuormitustiedot ovat alueellisen kuormitusarvioinnin heikko lenk ki. Mitään "oikeita" tietoja tuskin voidaan koskaan tuottaakaan. Vesihallitus (1984) ja Lakso ja Viitasaari (1990) ovat käyttäneet tämän tutki muksen tapaan vuotuisia toimenpidealoja kertoimina ja ottaneet huomioon yksit täisen toimenpiteen monivuotisen vaikutuksen. Tällöin laskelma ottaa huomioon metsätalouden toimenpiteiden vuosivaihtelun. Sen sijaan muissa edellämainituissa tutkimuksissa on käytetty eripituisten jaksojen keskiarvoja. Mikäli vuotuisten toi menpiteiden määrässä ei tapahdu muutoksia, saataisiin tällä yksinkertaisemmalla laskutavalla yhtä lailla oikea tulos. Metsätaloudessa on kuitenkin tapahtunut suuria muutoksia (vrt. kuva 1). Tällöin keskiarvon käyttö vääristää kuormituslaskelman tasoittamalla ääritilanteita. Metsätalouden toimenpiteet vaikuttavat jopa yli 10 vuotta. Koska vesistöalueen toimenpidehistoria on selvitettävä koko vaikutusajan pituiselta ajanjaksolta, on teh tävä joissain tutkimuksissa katsottu liian työlääksi, ja ilmoitettu saatu kuormitus jon kinlaiseksi minimiarvoksi. Tässäkin tutkimuksessa ojituksen ja raskaasti muokatun päätehakkuun kuormitus jatkui esimerkkikohteissa, Nurmes-tutkimuksen Mur topuron ja Suopuron alueilla, "luonnontilaista" kontrollitasoa korkeampana vielä 10 havaintovuoden jälkeenkin toimenpiteestä. Käytetty 10 vuoden vaikutusaikaan perustuva laskelma aliarvioi ravinnekuormitusta 1970-luvun lopulla ja 80-luvun alussa. On myös mahdollista ettei ojitusta edeltävää huuhtoutumatasoa saavuteta enää koskaan, jos ojasto pidetään toistuvin perkauksin kunnossa. Suo muuttuu ojituksen ansiosta mm. alkali- ja maa-alkalimetallien pidättäjästä niiden lähteeksi (Sallantaus 1995). Metsätalouden toimenpiteistä johtuva fosforin vuosihuuhtoutuma oli koko Oulu järven vesistöalueen metsäalaa kohti laskettuna maksimissaan vain 69 g ha'a' vaikka esim. raskaasti muokattujen avohakkuualojen ominaiskuormitus on suurim millaan yli 1 kg ha "a" 1 ja ojitustenkin lähes 0,5 kg ha'a" 1 . Metsätalouden luonteeseen kuuluu kuitenkin, että vuosittain käsitellään vesistöalueesta vain I—2 %, ja yksittäisillä metsäkuvioilla on monikymmenvuotisia jaksoja, jolloin mitään merkit tävämpää lisäkuormitusta ei ole odotettavissa. Vuoteen 1996 mennessä metsätalou den fosforikuormitus oli laskenut kaikilla päävesistöalueilla alle 20 gha 'a' 1 . Pienten metsäisten, luonnontilaisten valuma-alueiden vuotuinen fosforihuuhtoutuma vaihtelee eri tutkimuksissa 30 g ha a" 1 - 150 g ha a"', (n = 22), (Kenttämies 1998). 124 Tavanomaisessa metsätalouskäytössä olleiden pienten valuma-alueiden fosfori huuhtoutuma oli vuosina 1981—85 keskimäärin eri alueilla 110—160 gha a' 1 , (n = 6), (Rekolainen 1989). Huuhtoutumat olivat kasvaneet keskimäärin 15 % jakson 1965—74 huuhtoutumista, kuitenkin niin että jo ennen seurannan alkua 1960-luvun alussa juuri ojitetun Huhtisuonojan fosforikuormitus oli vähentynyt kolmanneksella 1980-luvulle tultaessa. Saukkosen ja Kortelaisen (1995) mukaan tavanomaisessa metsätalouskäytössä olevien pienten valuma-alueiden forforihuuhtoutuma (aineisto vuosilta 1962—1992) oli Pohjois-Suomessa 105 g haa"', (n = 10). Pohjois-Ruotsin metsämaiden kokonaisfosforin huuhtoutuma oli vuosina 1969—1987 keskimäärin 102 g ha'a' (Löfgren ja Olsson 1990). Luontaisen huuhtoutuman suuri hajonta tekee vain yhden luonnontilaisuuden tunnusluvun (esim. aritmeettinen keskiarvo tai mediaani) käytön kyseenalaiseksi, eritoten koska kyseessä eivät ole otantoihin pe rustuva aineistot. Paras estimaatti saataneen käyttämällä vesistöaluekohtaisia luon nonhuuhtoutuman tasoja. Sellaisten toistaiseksi puuttuessa voitaneen vain todeta, että tässä laskelmassa saatu metsätalouden aiheuttama fosforihuuhtoutuma on luon nollisesti pienempi kuin muissa tutkimuksissa saatu metsäisten valuma-alueiden kokonaishuuhtoutuma. Oulujärven ja Vuoksen vesistöalueilla metsätalouden osuus olisi kuitenkin ollut varsin huomattava, kun taas Tornionjoen vesistöalueella metsä talouden merkitys on vähäinen (taulukko 3). Metsätalouden fosforin huuhtoutumia lisäävä vaikutus on yleensä varmana todettu yksittäisten, pienten valuma-alueiden aikasarjoissa, mutta jo tässä mittakaavassa on vaikea huuhtoutumasarjoista kvantifioida yksittäisiä toimenpiteitä (Saukkonen ja Kortalainen op.cit.). Vasta kun toimenpiteiden pinta-ala nousee selvästi alueellisia, muutaman prosentin keski arvoja suuremmaksi, voidaan niiden vaikutus havaita tavanomaisista pienten va luma-alueiden huuhtoutuman aikasarjasta (vrt. Lepistöjä Kenttämies 1998). Kasvinravinteiden huuhtoutumisarvioita tehdään siksi että fosfori ja typpi aiheut tavat haitallista ylirehevöitymistä vesistöissä ja toisaalta ovat hävikkiä terrestrisistä ekosysteemeistä. Laskennallinen fosforikuormitus (taulukko 3) järven pinta alayksikköä kohti laskettuna antaa suhteellisen käsityksen metsätalouden merki tyksestä eri vesistöalueiden rehevöitymisessä. Sen sijaan todelliset metsätaloustoi mien aiheuttamat rehevöitymisongelmat esiintyvät vesistöjen latvojen pikkujärvissä (Kenttämies ym. 1995, Lepistö ja Saura 1995). Vähäjärvisiin Kemijoen ja Tor nionjoen vesistöihin tarkastelu soveltuu huonoimmin. Suurista, järvirikkaista vesis töalueista metsätalous kuormitti Oulujärven vesistöaluetta vuonna 1986 2—3 kertaa enemmän kuin muita alueita. Ero likimäärin yhtä järvirikkaan Kokemäenjoen ve sistön kuormitukseen oli kolminkertainen. Vuoteen 1996 mennessä kuormitus on toisaalta laskenut suhteellisesti eniten Oulujärven vesistöalueella siten, että ero esim. Kokemäenjoen vesistöön oli tällöin vain noin 44 %. Kirjallisuus Ahti, E. & Paarlahti, K. 1988. Ravinteiden huuhtoutuminen talvella lannoitetulta metsäojitusalueelta. Suo 39:19-—25. Ahtiainen, M. & Huttunen, P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden pitkäaikais-vaikutukset purovesien laatuun ja kuormaan. Julkaisussa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2:33—50. Bilaletdin, Ä., Frisk, T., Koskinen, K. & Wirola, H. 1992. Längelmäveden reitin vesiensuo jelututkimus. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja Nro 348, 70 p. 125 Granberg, K. & Sundell, P, 1992. Kuivajoen vesistöä muuttava toiminta ja vesistön kuormitus. Ympäristöntutkimuskeskus, Jyväskylän yliopisto, 66 p. Grip, H. 1982. Water chemistry and runoff in forest streams at Kloten. Uppsala University, Department Physical Geograpry, UNGI Rapport nr.sB, 144 p. Bergquist, 8., Lundin, L. and Andersson, A. 1984. Hydrologiska och limnologiska konsekven ser av skogs- och myrdikning Sikssjöbäckomrädet. Forskningsrapport Nr. 9. Limnologiska Inst. Uppsala 1984: 84, 1—27. Hynninen, P. 1988. Veden laadun kehityksestä Kiiminkijoessa vuosina 1971 1985. Vesi-ja ympäristöhallituksen julkaisuja - sarja A no. 25, 73 p. Jokela, S. & Saastamoinen, V-L. 1988. Lestijoen luonnontaloudellinen kehittämissuunnitelma. Vesi-ja ympäristöhallituksen monistesarja Nro 83, 90 p. Kenttämies, K., 1981. The effects on water quality of forest drainage and fertilization in peatlands. Publ. of the Water Research Institute 43:24—31. Kenttämies, K., Lepistö, L. & Vilhunen, O. 1995. Metsätalouden osuus Suomessa todetuista vesistöjen levähaitoista. Julkaisussa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsä talouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2:229—240. Kenttämies, K. 1998. The effects of modern boreal forestry practices on waters. In: Kajander, J. (Edit.) XX Nordic Hydrological Conference. Nordic Association for Hydrology, Helsinki, Finland 10 13 August 1998. NHP Report no. 44: 142—162. Kenttämies, K. & Saukkonen, S. 1996. Metsätalous ja vesistöt. Yhteistutkimusprojektin "Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta" (METVE) yhteenveto. MMM:n julkaisuja 4/1996, Kukkola, M. 1996. Lannoitetun metsäalan jakautuminen kivennäis- ja turvemaille. Metsän tutkimuslaitos. Käsikirjoitus. Kuopion vesi- ja ympäristöpiiri 1992. Rautalammin reitti kansallisvesi, Kehittämissuunni telma. Vesi-ja ympäristöhallinnon julkaisuja - sarja A, 284 p. Helsinki 1992. Kustens skogscentral 1997. Verksamhetsberättelse 1996. Vasa 1997. Lakso, E. & Viitasaari, S. 1990. Kauhajärven vesiensuojelusuunnitelma. Vesi- ja ympäristö hallituksen monistesarja Nro 241, 65 p. Leinonen, A. 1992. Vedenlaatuja ravinteiden hajakuormitus Tourijoen vesistöalueella v. 1989 1991. Vesi-ja ympäristöhallituksen monistesarja Nro 379, 146 p. Lepistö, A., Seuna, P., Saukkonen, S. & Kortelainen, P. 1995. Hakkuun vaikutus hydrologiaan ja ravinteiden huuhtoutumiseen rehevältä metsävaluma-alueelta Etelä-Suomessa. Julkaisussa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2:73—84. Lepistö, L. & Saura, M. 1995. Metsänlannoituksen vaikutukset Kalliojärven kasviplanktonin määrään ja koostumukseen. Julkaisussa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2:199—212. Lepistö, A. & Kenttämies, K. 1998. Towards the use of satellite-based forest change data in large-scale N leaching models testing and modeling in a catchment scale. In: Kajander, J. (Edit.) XX Nordic Hydrological Conference. Nordic Association for Hydrology, Helsinki, Finland 10 13 August 1998. NHP Report no. 44: 210—224. Lundin, L. & Bergquist, B. 1985. Peatland fertilization. Shortterm chemical effects on runoff water. Swedish University of Agricultural Sciences, Faculty of Forestry, Studia Forestalia Suecica, no. 171. 17 p. Löfgren, S. & Olsson, H. 1990. Tillförsel av kväve och fosfor till vattendrag i Sveriges inland. Naturvärsverket rapport 3692. Markkanen, S-L., Saastamoinen, J. & Heikkinen, O. (toim.) 1993. Oulujärven vesiensuojelun yleissuunnitelma. Vesi-ja ympäristöhallinnon julkaisuja - sarja A, 131 p. Mononen, P. 1993. Onkamoiden vesiensuojelusuunnitelma. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja Nro 468, 80 p. 126 Pääkkölä, J. 1987. Perhonjoen vesistöalueen hajakuormitus. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja n 0.41, 95 p. Rekolainen, S. 1989. Phosphorus and nitrogen load from forest and agricultural areas in Finland. Aqua Fennica 19,2: 95—107. Sallantaus, T. 1995. Huuhtoutuminen metsäojitusalueiden ainekierroissa. Julkaisussa: Sauk konen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2:131 —138. Saukkonen, S. ja Kortelainen, P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden vaikutus ravinteiden ja orgaanisen hiilen huuhtoutumiseen. Julkaisussa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2:15—32 Saura, M., Sallantaus, T., Bilaletdin, Ä. & Frisk, T. 1995. Metsänlannoitteiden huuhtoutu minen Kalliojärven valuma-alueelta. Julkaisussa: Saukkonen, S. & Kenttämies, K. (toim.). Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2:87—104. Sevola, Y. (toim) 1997. Metsätilastollinen vuosikirja 1997. Suomen virallinen tilasto, Maa-ja metsätalous 1997:4. , 348 p., Jyväskylä 1997. Tossavainen, T. 1991. Metsänlannoituksen ja metsäojituksen vaikutukset eräiden järvien fosforikuormitukseen sekä puroveden laatuun ja ainehuuhtoutumiin Itä-Suomessa. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja Nro 310, 112 p. Suoheimo, J, 1998. Metsätalouden alueellisten tavoiteohjelmien tiivistelmä. MMM/ MEO. Käsikirjoitus 4.5.1998., 6 p. + liitteet. Vesihallitus 1984. Hajakuormitusselvitys, Vesiensuojelun tavoiteohjelmaprojekti, Osaraportti n:o 10. Vesihallituksen monistesarja 1983:197, 72 p. Viikinkoski, K. & Hynninen, P. 1995. Liminganlahden vesistöalueen vesiensuojelusuunni telma. Vesi-ja ympäristöhallinnon julkaisuja - sarja A, Nro 151, 132 p. Wiklander, G. 1977. Skogsgödslingens inverkan pä mark och vatten. Sveriges Skogsvärdsförbunds Tidskrift 75.2—3:179—188. Västilä, S., Herrala-Ylinen, H. & Kulju, I. (toim.) 1997. Metsätilastotiedote 392, Metsänhoito ja perusparannustyöt vuosi 1995., Metsäntutkimuslaitos, 31 p. 127 Metsätalouden ja typpilaskeuman aiheuttama kuormitus vesiin valuma-alueilta vesistöaluemittakaavaan Ahti Lepistö 1 Johdanto Voimakkaat ja pitkäkestoiset leväkukinnat merialueillamme ja sisävesissä kertovat, että ravinnekuormitus on liian suuri. Metsätalouden hakkuut, ojitukset, lannoi tukset osuus vesistöjen kuormittajana on valtakunnallisesti vähäinen mutta saattaa paikallisesti olla hyvinkin merkittävä erityisesti maamme itä- ja pohjois osissa, kuormittaen muuten puhtaina säilyneitä vesistöjä. Esimerkiksi Simojoen vesistöalueella metsätalouden osuus typpikuormituksesta on n. 35 % ja fosfori kuormituksesta n. 45 % (Marttunen 1998). On arvioitu, että noin 7 % ympäristö hallinnon rekistereihin kirjatuista haitallisista sinileväkukinnoista järvissä johtuu valuma-alueiden metsätaloustoimenpiteistä (Kenttämies ja Saukkonen 1996). Valta kunnallisessa leväseurannassa kesällä 1998 leväkukinnoissa on havaittu painottu mista toisaalta Etelä-Suomeen; toisaalta Kainuun-Pohjois-Pohjanmaan alueelle, jossa metsätalous on ollut voimaperäistä. Ilman kautta tulevan typpilaskeuman Suomen sisävesistöihin on arvioitu olevan keskimäärin noin 10 % kokonaiskuormi tuksesta (Happamoitumistoimikunnan mietintö 1998). Osa kuormituksesta kulkeu tuu edelleen Pohjanlahteen ja Suomenlahteen, missä se ruokkii merialueiden levätuotantoa. Eri kuormituslähteiden alueellisissa arvioissa tarvitaan yksinkertaisia, helppo käyttöisiä kuormituksen arviointimalleja, joissa kuitenkin on eri kuormituslähteet ja tärkeimmät niiden alueelliseen ja ajalliseen vaihteluun liittyvät tekijät mukana. Vesistöaluekohtaista tietoa tarvitaan yhä enemmän pyrittäessä vähentämään haja kuormitusta valtioneuvoston periaatepäätöksen "Vesiensuojelun tavoitteet vuoteen 2005" mukaisesti. Mallinnettaessa ravinteiden huuhtoutumista laajoilla alueilla, on tällä hetkellä hyvin hankalaa hyödyntää vuosittaisia metsätoimenpiteiden kuvio tietoja johtuen mm. vaihtelusta eri organisaatioiden paikkatietojärjestelmissä, ja siitä että osa tiedosta on edelleen pelkästään manuaalista. Tässä suhteessa laajapohjaisen yhteistyön tarve on ilmeinen. Eräs mahdollisuus on hyödyntää maanmittauslaitok sen satelliittipohjaista maankäyttö- ja puustotulkintaa mallinnuksessa (Vuorela 1997). Maankäyttö- ja puustotulkinta on koko Suomen kattava numeerinen, ras teripohjainen (25*25 m) maanpinnan inventointiaineisto, joka sisältää n. 50 puusto ja maankäyttöluokkaa. Uusimmassa, vuonna 1997 valmistuneessa tulkinnassa (versio 3) metsiä koskevat tiedot on tulkittu yhteistyössä Metlan kanssa VMl inventoinnin koealoihin perustuen. Eräs kysymys on valuma-alueilta mitatun tiedon, ominaiskuormitusarvojen, alueellistaminen. Lukuisissa empiirisissä tutkimuksissa on mitattu eri metsätalouden toimenpiteiden vaikutuksia. Mitkä arvot kuvaavat parhaiten tilannetta isoilla 128 alueilla? Mikä on toimenpiteiden vaikutusten kesto? Miten tarkastella vuosien välistä hydrologista vaihtelua? Nurmes-tutkimuksesssa (Ahtiainen ja Huttunen 1995) hakkuut kivennäismaavaltaisella valuma-alueella, jossa hakkuualueiden ja uomien välissä oli suojavyöhyke, aiheuttivat 12 vuoden aikana kuormituksen, joka oli vain 13 % verrattuna hakkuisiin turvemaavaltäisellä alueella. Miten eroon vaikutti suojavyöhyke ja miten ero maaperässä? Tässä katsauksessa tarkastellaan aluksi mallinnusta valuma-alueen mittakaa vassa; ja arvioidaan ns. testivaluma-alueella yksittäisissä tutkimuksissa mitattujen kuormitusarvojen yleistämiskelpoisuutta. Tätä tarkoitusta varten mallinnetaan testi valuma-alueella typpihuuhtoutumien 25 vuoden aikasarjat, verrataan niitä mitattui hin, ja ositetaan kuormitus eri lähteisiin - avohakkuut, ojitukset, lannoitukset, las keuma, luonnonhuuhtoutuma. Lisäksi tarkastellaan typpikuormituksen vesistöalue mittakaavan GIS-arviointijärjestelmän kehitysvaihetta ja -suunnitelmia. 2 Testivaluma-alue Myllypuro Myllypuron valuma-alue (9,9 km 2 ) (kuva 1) sijaitsee Hyrynsalmen kunnassa Kai nuussa (N 64°42', E 28°37'). Alue on kuulunut 1960-luvun alusta asti vesi/ympä ristöhallinnon pienten valuma-alueiden seurantaohjelmaan. Valuma-alueen maaperä koostuu hiekka- (49 %) ja hietamoreeneista (24 %), turvemaiden ollessa rämeitä (15 %) ja nevoja (10 %) (Mustonen 1965). Valunta mitataan jatkuvatoimisella limnigrafilla mittapadolla, keskimäärin vuosivalunta on ollut 365 mm jaksolla 1958—77 (Seuna 1982). Kuva 1. Myllypuron tutkimusvaluma-alue (9.9 km 2) Hyrynsalmella. Kuvassa näkyy uomaver kosto ja hakkuukuviot vuosijaksolla 1 96-4— 1 990. 129 Näytteenotto mittapadolla on painottunut kevään ja syksyn ylivaluraakausiin, ollen keskimäärin 10—12 näytettä vuodessa. Kokonaistyppeä on mitattu vuodesta 1966 lähtien, nitraatti- ja ammoniumtypen analyysimenetelmät katsotaan luotettaviksi vuodesta 1972 lähtien. Näytteet on analysoitu vesi/ympäristöhallinnossa käytössä olevin menetelmin (Vesihallitus 1981). Epäorgaanisen typen depositio on mitattu kansallisen havaintoverkon asemalla Kuhmo ( N 64°16' E 29° 50'), tässä on käytetty vuosijaksoa 1971—1990 (Järvinen ja Vänni 1990). Metsätalouden toimenpiteistä alueella on olemassa tarkat tiedot. Vuotuiset ku viotiedot toimenpiteistä - hakkuut, ojitukset, lannoitukset - vuosina 1964—1990 va luma-alueella, sekä lannoitusmäärät on saatu METVE-projektin yhteydessä paikalli selta metsäviranomaiselta (Saukkonen ja Kortelainen, julkaisematon aineisto). Hakkuukuviot digitoitiin Arclnfoon ja nähdään kuvassa 1. Toisaalta alueesta han kittiin maankäyttö- ja puustotulkinnan toinen, ja uusin, kolmas versio (Vuorela 1997). 3 Typpihuuhtoutuman mallinnus testivaluma-alueella 3.1 Maankäyttö- ja puustotulkinnan ja kuviotietojen vertailu Aluksi tarkasteltiin hakkuukuviotietojen ja satelliittipohjaisen maankäyttö- ja puus totulkinnan hakkuualueiden yhteyksiä ja eroja. Valuma-alue jaettiin 25x25 m pik seleihin, jotka jaettiin neljään luokkaan: 1) pikseli on hakkuualue sekä kuviodatan (M) että satelliittipohjaisen tulkinnan (S) mukaan 2) ei ole hakkuualue kummankaan aineiston mukaan, sekä 3) ja 4) toisen aineiston mukaan on, toisen ei. Jaksolla 1981—90, tarkasteltaessa uusinta maankäyttö- ja puustotulkintaa (versio 3), 93 % valuma-alueen pikseleistä oli tulkittu oikein. Tarkastelu tehtiin myös edelliselle tul kinnalle (versio 2), sekä pidemmälle jaksolle 1964—1990, jolloin mukana tarkas telussa oli myös maankäyttöjä puustotulkinnan taimikkoluokat (ks. Lepistöjä Kent tämies 1998). 3.2 Toimenpiteet, valunta ja mitatut huuhtoutumat Hakkuut, ojitukset ja lannoitukset, lannoitusmäärät, vuosivalunta, ja mitatut typpi huuhtoutumat Myllypuron alueella vuosijaksolla 1964—1990 nähdään kuvassa 2. Metsätalous alueella on ollut intensiivistä: suurimmat ojitukset ovat olleet vuosina 1972—1973, jolloin 16,5 % alueesta ojitettiin, ja suurimmat hakkuut vuosina 1980—1982 jolloin 8,5 % avohakattiin. Typpilannoituksia (6600—7400 kg) on tehty neljä kertaa jakson aikana 44—68 ha alueelle (kuva 2). 3.3 Ominaiskuormitusmalli 3.3. 1 Mallin rakenne ja syöttötiedot Mallissa voidaan antaa parametrina toimenpiteen vaikutuksen kesto. Toisaalta mal liin voidaan syöttää ominaiskuormitusarvoja eri tutkimuksista, arvioida niiden yleis tettävyyttä, sekä tarkastella eri toimenpiteiden yhteisvaikutusta. 130 Kuva 2. Toimenpide-% (lannoitukset, ojitukset, hakkuut), lannoitemäärä (kg), vuosivalunta (mm) ja typen eri fraktioiden huuhtoutuma (kg knT 2 a') Myllypuron testivaluma-alueella. Koko tarkastelujakso on 1964—1990 (epäorgaanisen typen fraktiot 1972—1990). Kokonaistyppihuuhtoutuman oletettiin koostuvan viidestä lähteestä; ja typpi huuhtoutuma vuonna n mallinnettiin yhtälön (1) mukaan, jossa vuoden vetisyyttä kuvaava valuntakerroin saadaan yksinkertaisesti jakamalla vuosivalunta pitemmän jakson (tässä tapauksessa vuosijakso 1964—1990) keskivalunnalla: 131 jossa a,b,c,d ja e ovat mallinnettuja osuuksia kokonaishuuhtoutumasta seuraavasti: a avohakkuu ja maanmuokkaus, b lannoitus, c ojitus, d typpidepositio, ja e luonnonhuuhtoutuma. a Avohakkuu ja maanmuokkaus Efektiivinen hakkuu-%, jossa on huomioitu kymmenen edellisen vuoden hakkuut, kerrotaan valuma-alueen pinta-alalla, ja yksit täisestä hakkuusta 10 vuoden aikana aiheutuvalla ominaiskuormitusluvulla toi menpidehehtaaria kohti (A 10 ) (yhtälö 2). 10 vuoden kuormitusaika on muutettavissa oleva oletus, mallin parametri. Arvoksi parametrille A 10 annettiin 40 kg ha' a' 1 Nurmes-tutkimuksen Murtopuron tulosten mukaan (Ahtiainen ja Huttunen 1995, 1999). Jokaisen hakkuun vaikutus vähenee 10 vuoden aikana kuvan 3a mukaan, jossa vuotuisten osuuksien summa on 1. b Lannoitus Mallissa oletettiin, että 5 % lannoitteen typestä huuhtoutuu kolmen vuoden kuluessa kuvan 3c mukaan. Tähän päädyttiin Kalliojärvi-projektin valuma alueiden havaintojen perusteella (Saura ym. 1995). c Ojitukset Ojitusten vaikutus laskettiin samalla periaatteella kuin hakkuiden (yhtälö 3). Oletuksena käytettiin pidempää vaikutusaikaa, 15 vuotta; vaikutuksen oletettiin vähenevän kuvan 3b mukaan. Arvoksi parametrille C l 5 annettiin 37,5 kg ha ' a 1 Nurmes-tutkimuksen Suopuron ja Koivupuron valuma-alueiden tulosten mukaan, mutta olettaen vaikutusajaksi 15 vuotta. Alueista 13—27 % ojitettiin vuonna 1983, mikä aiheutti yhteensä 27—34 kg ha 1 ominaiskuormituksen lisäyksen vuosina 1983—1994, eli kahdentoista vuoden aikana (Ahtiainen ja Huttunen 1999). d+e Luonnonhuuhtoutuma (sisältää N-deposition vaikutuksen) Tarkastelussa on mukana 17 valuma-aluetta (Nurmes-projektin vertailualueet ja kalibrointivuodet toimenpidealueilta, Ahtiainen ja Huttunen 1995; VALU-projektin alueet, Finer ym. 1995; Oijusluoman alueet, Alasaarela ym. 1995 sekä kaksi aluetta Keski-Ruotsista kalibrointikaudelta, ennen toimenpiteitä (Rosen 1982). Kuvassa 4 nähdään näiden alueiden keskimääräinen luonnonhuuhtoutuma valuma-alueiden turvemaiden osuuden funktiona. q„ = * [a+b+C+d+e] (1) S(hakkuu-%„ + hakkuu-% n., + ...+hakkuu-% n, 10 ) a = * pinta-ala *A )0 (kg ha 'a" 1) (2) 100 S(ojitus-%„ + ojitus-%„_,+ ... + ojitus-% n. 15) c= * pinta-ala * C 15 (kg ha' 1 a') (3) 100 132 Kuva 3. Mallissa oletettu eri toimenpiteiden (hakkuu, ojitus, lannoitus) aiheuttaman kuor mituksen kesto ja kuormituksen väheneminen ajan funktiona. Fraktioiden yhteenlaskettu summa on I kussakin tapauksessa. On huomattava, että mitattu luonnonhuuhtoutuma sisältää sekä maaperän läpi huuhtoutuneen osuuden epäorgaanisen typen laskeumasta että varsinaisen luonnon huuhtoutuman. Turvemaiden osuus Myllypuron valuma-alueella on 27 %, jonka pe rusteella kuvasta 4 arvioitiin luonnonhuuhtoutumaksi 1.1 kg ha' 1 a' 1 keskimääräisenä hydrologisena vuotena. d Typpidepositio Se osuus depositiosta, joka kulkeutuu valuma-alueen maaker rosten läpi vesiuomiin, arvioitiin vuosittain empiirisen yhtälön 4 mukaan, jossa nitraattitypen huuhtoutuman kaksi tärkeintä selittäjää olivat (+) epäorgaanisen typen depositio ja (-) valuma-alueiden turvemaiden osuus. Yhtälö perustuu 20 metsä valuma-alueen aineistoon Suomessa ja Ruotsissa (Lepistö ym. 1995). e Luonnonhuuhtoutuma laskettiin vähentämällä d+e:stä d. 3.3.2 Alustavat mallitulokset ja niiden tarkastelu Kuvassa 5 on esitetty mallinnettu typpihuuhtoutuma vuosijaksolla 1964—1990 sekä mitatut huuhtoutumat. Tuloksia tarkastellaan vastaavasti kuin osassa 3.3.1 ensin hakkuiden vaikutus. N0 3 -N export (kg km" Y) = -1.7+0.09 N_DEP - 0.53 ORGSOIL (%) (4) 133 Kuva 4. Kokonaistypen huuhtoutuma turvemaiden osuuden funktiona 18 luonnontilaisella valuma-alueella. Alueet ja viitteet; katso teksti. Avohakkuu ja maanmuokkaus Hakkuut vuosina 1980—1982 käsittivät 8,5 % valuma-alueen pinta-alasta. Hakkuiden vaikutus voidaan nähdä selvästi mitatusta aikasarjasta; taso nousi 1,0—l,2:sta yli 3,o:een kg ha" 1 a" 1 . Mallilla simuloitiin aika hyvin vaikutuksen suuruusluokka (kuva 5), mutta tarkka ajoitus mallinnuksessa on hankalaa, esim. osa vuoden 1980 hakkuista tehtiin kokonaan vuoden 1980 aikana, osa vuosina 1980—1981. Koko jaksolla 1964—1990 avohakkuita tehtiin kuvioilla, joiden yhteispinta-ala oli 13,6 % valuma-alueesta. Tämä tarkoittaa 0,5 % pinta-ala" 1 vuosi" 1 , joka on samaa luokkaa kuin hakkuut keskimäärin suurilla alueilla (Metsä tilastollinen vuosikirja 1997). Huomattavaa nitrifikaatiota voi esiintyä avohakkuun jälkeen; avohakkuun nitrifikaatiota lisäävä vaikutus perustuu pH:n ja maankosteu den kohoamiseen sekä ammoniumin saatavuuden lisääntymiseen. Toisaalta ravin teidenotto vähenee, mikä myös lisää mahdollisuuksia huuhtoutumiseen. Myllypu rolla korkein mitattu nitraattitypen huuhtoutuma vuonna 1982 hakkuiden yhteydessä oli vain 0,13 kg ha" 1 a' 1 . Valtaosa huuhtoutumasta yleensä, sekä hakkuun vaiku tuksesta, on orgaanista typpeä. Tällöin tärkein selittävä tekijä on todennäköisesti lisääntyvä valunta ja eroosio (vrt. Lepistö ym. 1995). Ojitus Suurimmat ojitukset jaksolla olivat vuosina 1972—1973, painottuen jäl kimmäiseen vuoteen. Tällöin 16,5 % valuma-alueen alasta ojitettiin. Ojitusten vai kutus voidaan nähdä aikasarjassa, erityisen voimakkaana heti vuonna 1974 (kuva 5). Mallinnettu vaikutuksen ajoitus on aika hyvin kohdallaan, mutta määrä on jon kinverran yliarvioitu. Nurmes-tutkimuksessa on osoitettu että orgaanisen typen pi toisuudet ja huuhtoutumamäärät lisääntyivät huomattavasti ojitusten jälkeen (Ahti ainen 1992). Myös Myllypurolla mitatuista aikasarjoista nähdään, että ojituksella oli selvä vaikutus orgaanisen typen huuhtoutumiseen, mutta ei juuri mitään vaikutusta epäorgaanisiin typen fraktioihin. Pitkä 15 vuoden vaikutusaika on perusteltu, koska Nurmes-tutkimuksen ojitetuilla valuma-alueilla (Koivupuro ja Suopuro) ominais kuormitus ei ollut palautunut vielä toimenpidettä edeltäneeseen tilaan kahdentoista vuoden seurantajakson (1983—1994) viimeisinä vuosina (Ahtiainen ja Huttunen 1999). Lannoitus Myllypurolla on havaintojakson aikana toteutettu neljä lannoitusta, alkaen vuonna 1967 ja jatkuen 6—B vuoden välein (kuva 2). Lannoitemäärät ovat olleet 100—170 kg ha"' lannoitetun alueen vaihdellessa välillä 4—7 % valuma 134 alueen pinta-alasta. Merkittävää epäorgaanisen typen huuhtoutumista ei havaittu. Kalliojärvi-projektissa havaittiin, että huuhtoutunut kokonaistypen määrä oli 4—5 % lannoitteen määrästä kolmella valuma-alueella ja 10 % yhdellä, puhtaasti kiven näismaa-alueella (Saura ym. 1995). Mallissa käytetty, keskimäärin 5 % huuhtoutu misosuus, ja voimakas painottuminen heti lannoituksen jälkeiseen vuoteen vaikuttaa realistiselta myös Gripin (1982) tulosten perusteella. Laskeuma Se osuus laskeumasta (yhtälö 4, Lepistö 1996), jonka estimoitiin huuhtoutu van valuma-alueen maakerrosten läpi uomiin, oli 5,5 % keskiarvona vuosijaksolla 1971—1990. Osuus on todennäköisesti jonkin verran yliarvioitu Myllypuron testi alueella, jossa epäorgaanisen typen huuhtoutuma metsäalueeksikin on poikkeuksellisen pieni. Epäorgaanisen typen laskeuma pidättyi keskimäärin tehokkaasti tutkimusvaluma alueiden maaperään tai biomassaan (20 alueen aineisto Suomessa ja Ruotsissa), keskimääräinen nitraatin pidättymis-% oli 93, eli 7 % huuhtoutui. Etelä-Suomessa kahdella tutkimusvaluma-alueella (OMT ja MT) 1980-luvulla huuhtoutui kuitenkin enemmän, keskimäärin 15—25 % epäorgaanisen typen depositiosta (Lepistö 1996). Kuva 5. Mallinnettu kokonaistypen huuhtoutuma (kg km' 2 a-') ositettuna viiteen eri lähteeseen (a hakkuut, b lannoitukset, c ojitukset, d typpilaskeuma, e luonnonhuuhtoutuma), sekä mitattu typpihuuhtoutuma jaksolla 1966— 1 990. 135 Kuva 6. Mallinnettu vs. mitattu kokonaistypen vuosihuuhtoutuma vuosijaksolla 1 966 1 990. 3.3.3 Johtopäätöksiä testivaluma-alueen mallinnuksesta Kuvassa 6 vertaillaan Myllypurolla mitattuja ja mallinnettuja kokonaistypen vuosi huuhtoutuma-arvoja, R 2 =0.42. Keskimäärin mallinnettu vuosihuuhtoutuma (158 kg km" 2 a" 1) on lähes sama kuin mitattu (147 kg km'V). Mallin mukaan vuosijaksolla 1966—1990 kuormitus jakautuu eri lähteisiin seuraavasti: hakkuut 13 %, lannoituk set 4 %, ojitukset 14 %, laskeuma 14 % ja luonnonhuuhtoutuma 55 %. Hakkuun vaikutusten simulointi vaikutti realistiselta ja Nurmes-tutkimuksen Murtopuron ominaiskuormitusarvot alueellistamiskelpoisilta nimenomaan typen suhteen. Sensijaan esim. Kivipuron tulosten käyttö laajoilla alueilla aliarvioi hakkuun vaikutuksia (ks. tarkemmin malli II; Lepistö ja Kenttämies 1998). Mallilla todennäköisesti hiukan yliarvioidaan typpilannoituksen vaikutuksia, toisaalta Myllypurolla mitatut epäorgaanisen typen huuhtoutumat ovat poik keuksellisen pieniä. Myös ojitusten vaikutuksen simulointi vaikutti olevan realistinen. Nurmes tutkimuksen Suopuron ja Koivupuron tulokset ovat tämän testauksen mukaan alueellistamiskelpoisia. Lukuisten tehtyjen empiiristen tulosten arviointi ja testaus tämäntyyppisillä testivaluma-alueilla ja ominaiskuormitusmalleilla nähdään tärkeänä. Toimenpiteiden vaikutusten kestosta ja vaikutusten vähenemisestä (lineaari nen/epälineaarinen, käyrän muoto) ajan funktiona tarvitaan lisätietoa, mutta sitä on saatavissa myös tarkastelemalla uudelleen olemassaolevia aineistoja. 136 Kuva 7. DAIQUIRI-mallilla (5x5 km rasterit) estimoitu epäorgaanisen typen laskeuma (kg ha-'a-') Oulujoen vesistöalueella. 4 GIS-mallin kehitystyö alueellisen typpihuuhtoutuman arvioimiseksi Eri metsätaloustoimenpiteiden vaikutusten kesto riippuu toimenpidealueen laa juudesta, toimenpiteen intensiteetistä ja käytetystä menetelmästä, vuosien välisestä hydrologisesta vaihtelusta, alueen maaperästä ja topografiasta sekä metsikön ke hittymisestä toimenpiteen jälkeen. Jos toimenpiteiden ala on pieni tarkasteltavaan valuma-alueeseen verrattuna, vaikutuksia on hankala erottaa muusta huuhtoutu masta. Vaikutukset korostuvat vesistöalueilla latvoille päin mentäessä. Hankkeessa kehitetään GIS-arviointimalli, jolla voidaan arvioida metsätalouden toimenpiteiden ja laskeuman aiheuttamia vaikutuksia ravinnehuuhtoumiin, sekä kvantifioida huuhtoutumia alueellisesti. Mallissa voidaan huomioida myös maata louden, haja-asutuksen ja turvetuotantoalueiden aiheuttama kuormitus. Mallilla esti moidaan aluksi typen bruttohuuhtoutumaa maaperästä veteen. Mallin kehityksessä käytetään rasteripohjaista GIS-ohjelmistoa. Maankäyttöluokkina huomioidaan: hakkuu- ja taimikkoalueet, metsät kivennäis mailla, avosuot, korvet, rämeet, turvetuotantoalueet, pellot, haja-asutusalueet ja ve det. Nämä aggregoidaan maankäyttö- ja puustotulkinta-aineistosta prosenttiosuuk siksi tarkasteltavasta lxl km rasterista. Malliin voidaan syöttää empiirisistä tut kimuksista em. luokkia vastaavia ominaiskuormitusarvoja testivaluma-alueilla teh dyn evaluoinnin jälkeen (ks. ed. luku 3.3). Alueellinen typpilaskeuma estimoidaan DAIQUIRI-mallilla 5x5 km rastereille (kuva 7); mallilla huomioidaan sekä kauko 137 kulkeumana tulleet että paikalliset emissiot (Syri ym. 1998). Ojitusten suhteen käy tetään ainakin aluksi alueellisia, metsälautakunnittaisia tietoja Metlan tietokannoista. Kuvioittaisten ojitusaluetietojen (perus- ja kunnostusojitukset) saatavuus ja käyttö mahdollistaisi osaltaan alueellisen vaihtelun tarkemman mallinnuksen. Valunnan alueellinen vaihtelu lasketaan konseptuaalisella vesistöaluemallilla (ks. Vehviläinen 1992). Mallilla lasketaan eri kuormituslähteiden aiheuttama kuormitus sekä niiden yh teisvaikutus halutulla vesistöalueen osa-alueella, ensiksi mallia testataan Oulujoen vesistöalueella. Mallitulosten verifiointiin käytetään vedenlaadun ja hydrologian seuranta-aikasarjoja ympäristöhallinnon tietokannoista. Kirjallisuus Ahtiainen, M. 1992. The effects of forest clear-cutting and scarification on the water quality of small brooks. Hydrobiologia 243/244: 465—473. Ahtiainen, M. & Huttunen, P. 1995. Metsätaloustoimenpiteiden pitkäaikaisvaikutukset purovesien laatuun ja kuormaan. In: Saukkonen, S. ja Kenttämies, K. (eds.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2. p. 33—50. Ahtiainen, M. & Huttunen, P. 1999. Long-term effects of forestry managements on water quality and loading in brooks. Boreal Environment Research 4:101—114. Alasaarela, E., Kubin, E., Seuna, P., Ylitolonen, A. & Välitalo, J. 1995. Päätehakkuun ja maan muokkauksen vesistövaikutukset: kalibrointiajan tuloksia.ln: Saukkonen, S. ja Kenttämies, K. (eds.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2. p. 399—411. Finer, L., Ahtiainen, M., Höytämö, J., Mannerkoski, H., Piirainen, S., Seuna, P., Starr, M. & Store, R. 1995. Kangasmaan päätehakkuun ja maanmuokkauksen vaikutus veden ja ravinteiden kiertoon: kalibrointijakson tuloksia. In: Saukkonen, S. ja Kenttämies, K. (eds.) Metsätalouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2. p. 383—398. Grip, H. 1982. Water chemistry and runoff in forest streams at Kloten.Uppsala University, UNGI Repost Nr 58. 144 p. Happamoitumistoimikunnan mietintö 1998. Suomen ympäristö no. 219. Ympäristöministeriö, Helsinki. 182 s. Järvinen, O. & Vänni, T. 1990. Bulk deposition chemistry in Finland. In: Kauppi, P., Kent tämies, K. & Anttila, P. (eds.) Acidification in Finland. Springer, Berlin, p. 151 —165. Kenttämies, K. & Saukkonen, S. (eds.) 1996. Metsätalous ja vesistöt. Yhteistutkimusprojektin "Metsätalouden vesistöhaitat ja niiden torjunta" (METVE) yhteenveto. MMM:n julkaisuja 4/1996. 101 p. Lepistö, A., Andersson, L., Arheimer, B. & Sundblad, K. 1995. Influence of catchment characteristics, forestry activities and deposition on nitrogen export from small forested catchments. Water, Air, and Soil Pollution 84: 81—102. Lepistö, A. 1996. Hydrological processes contributing to nitrogen leaching from forested catchments in Nordic conditions. Monographs of the Boreal Environment Research No. 1. 72 p. Lepistö, A. & Kenttämies, K. 1998. Towards the use of satellite-based forest change data in large-scale N leaching models testing and modeling in a catchment scale. The Nordic Coordinating Committee for Hydrology (KOHYNO), Helsinki. NHP Report 44:210—224. Marttunen, M. (toim.) 1998. Vesiensuojelun tavoitteet vuoteen 2005. Vaihtoehtoisten kuormitustasojen vaikutukset sisävesissä. Suomen ympäristö no. 160. 138 Metsätilastollinen vuosikirja. 1997. Metsäntutkimuslaitos. Helsinki. Gummerus Kirjapaino Oy, Jyväskylä. 348 s. Mustonen, S. 1965. Maataloushallituksen hydrologiset tutkimukset vuosina 1957...1964. Maa ja vesiteknillisiä tutkimuksia no. 11. Helsinki. 144 p. Rosen, K. 1982, Supply, loss and distribution of nutrients in three coniferous forest watersheds in Central Sweden. Reports in Forest Ecology and Forest Soils 41. Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala, Sweden. Saura, M., Sallantaus, T., Bilaletdin, Ä. & Frisk, T. 1995. Metsänlannoitteiden huuhtou tuminen Kalliojärven valuma-alueelta. In: Saukkonen, S. ja Kenttämies, K. (eds.) Metsä talouden vesistövaikutukset ja niiden torjunta. METVE-projektin loppuraportti. Suomen ympäristö 2. p. 87—104. Seuna, P. 1982. Frequency analysis of runoff of small basins. National Board of Water, Helsinki. Publications of the Water Research Institute 48. 77 p. Syri, S., Johansson, M. & Kangas, L. 1998. Application of nitrogen transfer matrices for integrated assessment. Atmospheric Environment 32: 409—413. Vehviläinen, B. 1992. Snow cover models in operational watershed forecasting. Publ. of Water and Environment Institute no. 11. Helsinki. 112 p, Vesihallitus 1981. Vesihallinnon analyysimenetelmät. Vesihallituksen tiedotus, No. 213. Vuorela, A. 1997. Satellite image based land cover and forest classification of Finland. Reports of the Finnish Geodetic Institute 97:2, pp. 42—52. 139 Metsätyössä käytettävien öljyjen biohajoavuus Risto Lauhanen, Reetta Kolppanen, Toivo Kuokkanen ja Simo Sarpola 1 Johdanto Voimassa olevat kansainväliset sopimukset, yleinen mielipide sekä ympäristö liikkeet edellyttävät, että myös metsätalous panostaa ympäristönsuojeluun ja luon non monimuotoisuuden vaalimiseen entistä ponnekkaammin. Suomen metsätalou den ympäristö- ja monimuotoisuuusohjelmat sekä niitä tukevat metsänhoitosuosi tukset valmistuivat viitisen vuotta sitten (mm. Luonnonläheinen... 1994). Myös metsätyössä käytettävien öljyjen biohajoavuudesta ja ympäristöystäväl lisyydestä on keskusteltu. Öljyn biohajoavuudella tarkoitetaan sitä, millä nopeudella biologiset (bakteerit ja muut elävät organismit), kemialliset (esim. maan ravinteet ja pH) sekä fysikaaliset (lämpötila, valo, kosteus, tuuli) tekijät hajottavat aineen reak tiotuotteiksi. Biohajoavia, kasvipohjaisia öljyjä pidetään perinteisiä mineraaliöljyjä luontoystävällisempinä. Biohajoavien öljyjen vaikutuksia metsäluontoon ei tietääksemme ole tutkittu maassamme tätä projektia aikaisemmin. Öljytutkimukset ovatkin painottuneet suurimmaksi osaksi merten saastumisen (Castren 1993) sekä öljyisten tehdas- tai huoltamoalueiden tilan selvittämiseen ja kunnostamiseen (Mroueh ym. 1996). Tämän tutkimuksen tavoitteena oli selvittää metsätyössä käytettävien öljyjen biohajoavuutta maaperässä sekä tarkastella biohajoavuuskäsitettä osana öljyjen ympäristöystävällisyyttä ja öljyjen valintaa. Lisäksi öljypitoisuuksia määritettiin kesä- ja talviolosuhteissa sahatusta tuoreesta purusta. Tutkimuksessa keskityttiin mineraali-, rypsi- ja mäntyöljypohjaisiin tuotteisiin, joiden biohajoavuutta selvi tettiin kasvihuone- ja maastokokein. Tutkimus on Metsäntutkimuslaitoksen ja Oulun yliopiston kemian laitoksen yh teistyötä. Tutkimusta ovat rahoittaneet Metsämiesten Säätiö sekä Ekokem Oy:n Sää tiö. Ekopine Oy:lle kiitokset yhteistyöstä liittyen biohajoavuuskokeisiin sekä mui den teräketjuöljyjen ympäristövaikutuksia koskevien menetelmien soveltamiseen. 2 Aineisto- ja menetelmät 2. 1 Koejärjestelyt Kasvihuonekoe perustettiin Metsäntutkimuslaitoksen Kannuksen tutkimusaseman kasvihuoneessa 17.5.1996, jolloin männyn kaksivuotiaita paakkutaimia istutettiin multamaahan kasvatuslaatikoihin. Taimet altistettiin mineraali-, mänty- ja rypsi pohjaisille teräketjuöljyille sekä eräälle ns. "valkoiselle hydrauliikkaöljylle". Lisäksi mukana oli öljytön vertailuvaihtoehto. Öljyaltistus oli 32 t/ha ja taimet altistettiin öljyille maan kautta. Kustakin öljykäsittelystä oli kolme toistoa. 140 Kuva 1. Yleiskuva kaatopaikan metsityskohteen koejärjestelystä. Selitykset: 0 = öljytön vertailu, R = rypsiöljy, M = mineraaliöljy ja P = mäntyöljy, tn = öljyaltistus 5 t/ha ja ext = öljyä 20 t/ha. Koeruudut (ä 0,25 m 2) numeroitu juoksevasti. Samoja männyntaimia istutettiin puutarhajyrsimellä muokattuun hiesu-savi -maahan Kannuksen kaatopaikalla 28.6.1996. Taimet altistettiin maan kautta mineraali-, mänty- ja rypsipohjaisille teräketjuöljyille. Öljymäärät olivat 5 t/ha ja 20 t/ha. Lisäksi olivat öljyttömät koeruudut. Yksittäisen koeruudun koko oli 0,25 m 2 (50 cm x 50 cm). Kustakin öljykäsittelystä oli neljä toistoa (kuva 1). Metsäntutkimuslaitoksen Kannuksen tutkimusaseman Lehtorannan palstalla si jaitsevan kangassoistuman osa altistettiin rypsi- ja mäntyöljypohjaisille teräketju öljyille 6.6.1997. Kohteen maalaji oli moreeni. Maahan tasaisesti kaadettu öljy määrä oli 20 t/ha. Lisäksi mukana oli öljytön vertailuvaihtoehto. Koeruudun koko oli 1,0 m 2, ja kustakin käsittelystä oli kolme toistoa (kuva 2). Kokeet perustettiin ja hoidettiin Keski-Pohjanmaan ympäristökeskuksen anta mien ohjeiden mukaan. Muun muassa kaatopaikan metsityskoe eristettiin muusta ympäristöstä kaivamalla oja kokeen alapuolelle mahdollisia öljyvalumia keräämään. Ensimmäinen koesahaus tehtiin Lehtorannan tutkimusmetsässä 8.8.1997. Ilman lämpötila oli + 25 C ja sää oli aurinkoinen. Toinen koesahaus tehtiin 20.11.1997. Sää oli pilvetön ja pakkasta oli -1 C. 2.2 Näytteenotto Toukokuussa 1996 kasvihuonekokeessa otettiin maanäytteitä viikon välein, kesä kuussa 1996 kahden viikon välein ja kesäkuun lopun jälkeen kuukauden välein aina syyskuun loppuun saakka. Vuoden kuluttua kokeen perustamisen jälkeen näytteen otto jatkui kuukauden välein joulukuulle 1997 asti, jolloin näytteenotto lopetettiin. Kaatopaikan metsityskokeen ja Lehtorannan tutkimusmetsän maanäytteet otettiin sulan maan aikana kuukauden välein kokeen perustamishetkestä lähtien. Viimeiset näytteet otettiin heinäkuussa 1998. Kaikilla kokeilla maanäytteet otettiin 20 cm korkuisina lieriöinä, koska o—2o cm:n pintakerroksessa on suurin osa taimien ja puiden juurista sekä niiden tarvit semista ravinteista. Osalla kasvihuonelaatikoista otettiin useampi näyte samaan ai kaan tutkittaessa öljyn imeytymistä laatikoissa. Koeruutukohtaiset näytteet yhdis tettiin koostenäytteiksi. Sekä maanäytteet että tuoreet purunäytteet sekä säilytettiin että kuljetettiin pimeässä ja kylmässä pakastettuina. 141 Kuva 2. Lehtorannan tutkimusmetsän koejärjestely. Koeruudun koko 1,0 m 2, ja selitykset samat kuin kuvassa I . Öljyaltistus 20 t/ha. 2.3 Biohajoavuusanalyysit Maa- ja purunäytteiden öljypitoisuudet mitattiin IR-spektrofotometrisesti Oulun yliopiston kemian laitoksella vesianalyysistandardin SFS-3010 pohjalta kehitetyllä menetelmällä (Sarpola ja Kuokkanen 1991). Mittaukset suoritettiin joko tavanomai sella IR:llä (Perkin Elmer 457) tai FTIR:IIä (Bruker IFS-66). Käytetyllä laitteistolla ei ollut vaikutusta tuloksiin, jotka ilmoitettiin öljygrammoina kuiva-ainekiloa maata kohti (g/kg). 3 Tulokset Kaatopaikan metsityskokeella (öljyä 20 t/ha) maan mineraaliöljypitoisuus oli altistushetkellä 7,4 g/kg, rypsiöljypitoisuus 5,3 g/kg ja mäntyöljypitoisuus 11,3 g/kg. Öljyttömän vertailuvaihtoehdon hiilivetypitoisuus oli 0,04—0,1 g/kg. Rypsi öljystä (20 t/ha) oli vuoden kuluttua jäljellä noin 25 % alkuperäisestä pitoisuudesta, mäntyöljystä noin 2 %ja mineraaliteräketjuöljystä noin 74 % (kuva 3). Kahden vuoden kuluttua mineraaliöljystä oli jäljellä vielä noin 30 %, kun mänty- ja rypsiöljypitoisuudet olivat käytännössä samat kuin öljyttömässä vertailumaassa. Öljyaltistuksella 5 t/ha maan rypsiöljypitoisuus oli altistushetkellä 2,4 g/kg, mineraaliöljypitoisuus 3,6 g/kg ja mäntyöljypitoisuus 1,8 g/kg. Rypsi- ja mänty öljystä oli vuoden kuluttua jäljellä 4—6 % ja mineraaliöljystä 56 % (kuva 3). Mineraaliöljystä oli kahden vuoden ja kuukauden (105 viikon) kuluttua öljyaltis tuksesta jäljellä vielä 14 %, kun taas rypsiöljy- ja mäntyöljypitoisuudet vastasivat öljytöntä vertailutasoa. 142 Kuva 3. Teräketjuöljyn suhteellinen pitoisuus lähtötilanteeseen verrattuna kaatopaikan metsityskokeella ajan funktiona. Öljyaltistukset 5 t/ha ja 20 t/ha. Kun Lehtorannan öljyaltistus oli 20 t/ha, maan rypsiöljypitoisuus oli altistushetkellä 43 g/kg ja mäntyöljypitoisuus 36 g/kg. Lehtorannan metsäpalstalla mäntyöljy pohjainen tuote hajosi rypsiöljypohjaista tuotetta nopeammin. Metsämaan rypsiöljypitoisuus oli 12 % lähtötasosta ja mäntyöljystä 6 %, kun yksi vuosi altis tuksesta oli kulunut (kuva 4). Rypsiöljypitoisuus kohosi hieman viikon kuluessa öljyaltistuksesta, mikä kuvastaa öljyn imeytymistä ja rikastumista metsämaahan. Kasvihuonekokeissa (öljyaltistus 32 t/ha) rypsiöljypitoisuus oli altistushetkellä 110 g/kg. Mäntyöljypitoisuus oli vastaavasti 70 g/kg, mineraaliöljypitoisuus 73 g/kg ja hydrauliikkaöljypitoisuus 64 g/kg. Rypsi- ja mäntyöljypohjaiset tuotteet hajosivat mineraaliöljyjä selvästi nopeammin. Syyskuun lopulla eli ensimmäisen kesän jälkeen rypsiöljystä oli jäljellä 18 %, mäntyöljystä 20 %, mineraaliteräketjuöljystä 58 % ja valkoisesta hydrauliikkaöljystä 44 %. Noin vuoden kuluttua altistuksesta rypsiöljystä oli kasvihuoneessa jäljellä 5 %, mäntyöljystä 6 %, mineraali teräketjuöljystä 42 % ja valkoisesta hydrauliikkaöljystä 48 %. 143 Kuva 4. Teräketjuöljyn suhteellinen pitoisuus lähtötilanteeseen verrattuna Lehtorannan tutkimusmetsässä ajan funktiona. Öljyaltistus 20 t/ha. Kesällä 1997 otettujen sahanpurunäytteiden öljypitoisuudet (g/purukilo kuiva-ai netta) olivat alhaiset, koska sahaushetkellä vallitsi hellesää, ja kesä oli muutenkin lämmin. Sen sijaan marraskuussa 1997 sahatussa purussa havaittiin kohonneita hii livetypitoisuuksia erityisesti mineraaliöljyn osalta. Mineraaliöljyn kokonaishiili vetypitoisuus oli 35 g/kg, rypsiöljyn 25 g/kg ja mäntyöljyn 21 g/kg. Käsisahalla sahattujen purunäytteiden kokonaishiilivetypitoisuus oli 16—22 g/kg. 4 Tarkastelu Luonnossa mäntyöljypohjainen teräketjuöljy hajosi rypsiöljypohjaista tuotetta no peammin, ja mineraaliöljypohjainen tuote hajosi kaikkein hitaimmin. Myös kasvi huonekokeen tulokset olivat samansuuntaiset kuin maastossa. Kasvihuoneessa öljy oli kuitenkin suljetussa systeemissä. Luonnonoloihin verrattuna kasvihuoneolot eivät olleet realistiset, koska talvella kasvihuoneen minimilämpötila oli + 3 C. Kahden vuoden kuluttua altistuksesta mineraaliöljystä (20 t/ha) oli maastossa jäl jellä vielä noin 30 %. Pirhosen ja Huhdan (1984) kokeissa polttoöljystä (62,5 t/ha) oli kahden kesän kuluttua jäljellä metsämaassa 22 % ja mineraaliöljypohjaisesta hydrauliikkaöljystä 47 %. Nevalan (1995) mukaan mineraaliöljyt hajoavat maaperässä, jos maaperän öljy altistus ei ole liian voimakas. Tutkimuskompostin öljypitoisuus väheni yli 50 % 110 vuorokauden aikana, kun lähtötilanteessa mineraaliöljyä oli 22 grammaa maa kiloa kohti. Sen sijaan ylisuuret öljyjäämät voivat johtaa maaperän totaaliseen kuolemiseen (Nevala 1995). Entisen Neuvostoliiton alueella sattuneen öljyonnetto muuden jälkeen öljy on säilynyt ja vaikuttanut turvemaassa 30 vuotta (Bleuten ym. 1998). 144 On korostettava, että nyt saadut tulokset pätevät tarkasti ottaen vain käytetyllä menetelmällä ja näissä nimenomaisissa tutkimusolosuhteissa. Koska biohajoavuus standardeja on olemassa lukuisia, tietty öljy saattaa antaa erilaisia tuloksia tutki musmenetelmästä ja olosuhteista riippuen. Öljyjen biohajoavuutta olisikin ollut tar peen tutkia eri analyysimenetelmillä, jos resurssit olisivat sallineet. Toisaalta yhden standardin käyttö esimerkiksi EU:n alueella selkeyttäisi sekä tutkimusta että tulosten tulkintaa. Maaperän eloperäiset organismit hajottavat öljyä luonnossa. Lämpötila, kosteus, ilmavirtaukset ja valo vaikuttavat eri hajottajaorganismien toimintaan maaperässä (Nevala 1995). Käytännössä metsäkokeen varvuston tai kaatopaikan metsityskokeen heinikon sisällä säteily- ja lämpöolot vaihtelivat (ks. Sliva 1998), mikä osaltaan vaikutti tuloksiin yksittäisen koeruudun näytteenottokohdan osalta. Koska samasta paikasta ei voinut ottaa kuin kertaalleen yhden näytteen, niin koostenäytteitä keräämällä luonnon omaa hajontaa pyrittiin vähentämään. Myös maalaji tai sen vaihtelu kokeen sisällä vaikutti öljyn imeytymiseen. Varsinkin mineraaliöljy pitoisuudet kohosivat ensimmäisten altistusviikkojen aikana. Toisaalta esim. kivi saattoi estää kokonaan näytteenoton tietyltä kohtaa koeruutua. Vaikka tutkimus keskittyi eri öljyjen biohajoavuuteen, antoi tutkimus tietoa myös öljyjen ympäristövaikutuksista: esimerkiksi tämän kasvihuonekokeen männyt näyttivät kasvuisilta ja elinvoimaisilta runsaan kahden vuoden kuluttua öljyaltis tuksesta mineraaliöljykäsittelyä lukuunottamatta. Sama tilanne vallitsi myös kaato paikan metsityskokeella (Lauhanen ym. 1998 a). Biohajoavuus on kuitenkin vain yksi öljyn luontoystävällisyyttä kuvaava suure. Öljyn hiilivetyjen täydellisessä hajoamisessa mikrobiologisen prosessin kautta syn tyy lopputuotteina hiilidioksidia ja vettä. Useinkaan tämä hajoaminen ei ole täy dellistä, vaan vain osa öljystä hajoaa vedeksi ja hiilidioksidiksi loppuosan jäädessä eri asteisiksi hapettumisen välituotteiksi, kuten aldehydeiksi, ketoneiksi, alkoho leiksi ja karboksyylihapoiksi (Nevala 1995). Myrkyllisten hajoamisen sivutuottei den lisäksi mänty- tai rypsiöljyn välttämättömät, omat lisäaineet saattavat olla elä ville organismeille vaarallisen myrkyllisiä. Jatkossa onkin tarpeen kehittää mah dollisimman vähätoksisia öljyjä (Davner 1998). Öljyn biohajoavuuskokeiden rinnalle tulisi kehittää myös öljyn toksisuuskokeita. Männyn siementen itävyyskoe tai raiheinän kasvatuskoe antavat nopeasti tietoa eri öljyjen myrkyllisyydestä. Kolmen viikon (21 vrk) itävyyskokeen perusteella mineraaliöljypohjainen teräketjuöljy (altistustaso 20 l/ha) alensi männyn siementen itävyyttä 7—B prosenttia rypsi- ja mäntyöljypohjaisiin tuotteisiin sekä kontrolliin verrattuna. Kun altistustaso oli 32 t/ha, siemenet tuhoutuivat. Toisaalta moottori sahan terälaitteesta luontoon kulkeutuva öljyaltistustaso 20 l/ha ei alentanut rai heinän biomassatuotosta merkitsevästi öljyttömään vaihtoehtoon verrattuna kahden viikon kasvatusjakson aikana (Lauhanen ja Kolppanen 1996). Öljyn biohajovuus on siis vain yksi tärkeä näkökohta öljyjä valittaessa. Käy tännössä öljyjen toimivuus koneissa ja laitteissa, öljyjen vaikutukset työntekijöihin sekä öljyjen käyttökustannukset ovat myös tärkeitä seikkoja (Taulukko 1). Näistä te kijöistä johtuen biohajoavien, kasvipohjaisten teräketju- ja hydrauliikkaöljyjen markkinaosuus oli vuosina 1996—1997 vain noin 10—15 % (Castren 1997, Lauha nen 1997). 145 Taulukko 1. Öljyjen eri ominaisuuksien arvostelu oikein huonosta oikein hyvään asteikolla .......o. (Lauhanen ym. 1998 b). Metsätyöntekijöiden terveys on tärkeä huomioitava asia. Moottorisahan öljysumu mittausten mukaan biohajoavat kasvipohjaiset öljyt olivat työntekijän terveydelle vähemmän haitallisia kuin perinteiset mineraaliöljypohjaiset tuotteet (Nilsson ym. 1986). Koneyrittäjille suunnatun kyselytutkimuksen mukaan mineraaliöljypohjaiset hydrauliikkaöljyt olivat aiheuttaneet jonkin verran terveyshaittoja, kun biohajoavista tuotteista ei ollut haittaa (Lauhanen 1997). Kasvipohjaiset biohajoavat teräketjuöljyt toimivat moottorisahan ja hakkuuko neen terälaitteiden voitelussa mineraaliöljyjä paremmin (Takalo 1981, 1995, Raja mäki ja Vuollet 1994). Metsäkoneiden hydrauliikan osalta mahdolliset tekniset ongelmat tulisi ratkaista tuotekehityksen keinoin tai korvaamalla koneyrittäjille sel västi öljyistä aiheutuneet kone- ja laiterikot. On kuitenkin korostettava, että osalla koneyrittäjistä kasvipohjaiset öljyt toimivat metsänparannuskoneissa moitteetto masti ilman teknisiä ongelmia (Lauhanen 1997). Kone-ja laiteteknisten ongelmien takia Ruotsissa ollaankin parhaillaan siirtymässä vähätoksisiin mineraaliöljyihin, jotka täyttävät FSC-metsäsertifioinnin kriteerit (Davner 1998). Biohajoavien kasviöljyjen kalleus on myös ollut ongelmana ja käyttöä rajoittava na tekijänä (Rajamäki 1993). Kasvipohjaisen teräketjuöljyn litrahinta on ollut viime vuosina noin 2—3 kertaa mineraaliöljyn hintaa kalliimpi. Jos metsäkoneiden hyd rauliikkaongelmat ratkaistaan tuotekehitystyön turvin ja bioöljyjen käyttömäärät kasvavat, öljyjen hintataso laskee kuten on tapahtunut esimerkiksi matkapuhelinten hintakehitykselle viime vuosina (Lauhanen ym. 1998 b). Jatkossa tarvitaan tuotekehitystyötä ja tutkimusta tarvitaan entistä ympäristöystä vällisempien öljyjen ja niiden lisäaineiden kehittämiseksi. Tutkimuksessa ei mitattu öljyn haihtumista ilmaan tai valumista alempiin maakerroksiin. Tätä taustaa vasten jatkossa tarvitaan tietoa öljyjen biohajoavuudesta pohjavesissä. Biohajoavat öljyt Mineraaliöljyt Työntekijän terveys - — Öljyn hinta — - Koneiden hydrauliikkaongelmat - 0 Terälaitteen voitelu +++ + Biohajoavuus (nopeus) ++ - Maaperäeläimet öljyvahingoissa 0 0- Toksisuus luonnolle (koska lisäaineita) - — Puuntaimet (normaalit öljypäästöt) 0- 0- Puuntaimet (öljyvahingot) - — 146 Kirjallisuus Bleuten, W., Wiersma, E., Lapshina, E., Shinkarenko, V. & Ivens, W. 1998. Natural remediation processes in peat bog ecosystems after oil spills in West-Siberia. Teoksessa: Sopo, R. (toim.): Proceedings of the International Peat Symposium The Spirit of Peatlands —3O Years of the International Peat Society', Jyväskylä, Finland, 7—9 September, 1998. ss. 41—42. Castren, M. 1993. Öljyjen ympäristö-ja terveysvaikutukset puunkorjuutyössä. Työtehoseuran metsätiedote 12. 4 s. Castren, M. 1997. Metsänomistajien puunkorjuutyössä käyttämät öljyt. Työtehoseuran mo nisteita 58. 40 s. Davner, L. 1998. Vegoljorna pä väg ut? Skogen 8: 50—51. Lauhanen, R. 1997. Biohajaovista öljyistä saatava korvaus. Koneyrittäjä 6: 42—43. Lauhanen, R. & Kolppanen, R. 1996. Metsätaloudessa käytettävien öljyjen luontovaikutukset. Julkaisussa: Finer, L., Ilvesniemi, H., Kortelainen, P. & Karvinen, L. (toim.). Metsätalouden ympäristökuormitus tutkijaseminaari Vääksyssä Päijänne-luontokes kuksessa 20—21.5.1996. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 607: 29—33. Lauhanen, R., Kolppanen, R., Kuokkanen, T., Sarpola, S. & Lehtinen, M. 1998 a. Biodegradable oils in peatland forestry work. In: Sopo, R. Proceedings of the International Peat Symposium 'The Spirit of Peatlands 30 Years of the International Peat Society', Jyväskylä, Finland, 7—9 September, 1998. ss. 97—98. Lauhanen, R., Kolppanen, R., Kuokkanen, T., Sarpola, S. & Lehtinen, M. 1998 b. Metsätyössä käytettävien öljyjen ympäristövaikutukset. The environmental effects of oils used in forest operations. Teho 4: 32—34. Luonnonläheinen metsänhoito. 1994. Metsänhoitosuositukset. Metsäkeskus Tapion julkaisuja 6. 72 s. Mroueh, U.-M., Järvinen, H.-L. & Lehto, O. 1996. Saastuneiden maiden tutkiminen ja kun nostus. TEKES. Teknologiakatsaus 47. 194 s. Nilsson, C.-A., Larson, K., Lindahl, R. & Nygren, O. 1986. Provtagning och analys av motorsägavgaser. IV. Exponering för oljedimma vid arbete med motorsäg. Arbete och hälsa. Arbetarskyddsverket, Vetenskaplig skriftserie 42. 21 s. Nevala, K. 1995. Öljyllä saastuneen maan puhdistaminen mikrobiologisilla menetelmillä. Fysikaalisen kemian tutkielma ja erikoistyö. Oulun yliopisto, kemian laitos. Moniste. 72 s. Pirhonen, R. and Huhta, V. 1984. Petroleum fractions in soil: effects on populations of Nematoda, Enchytraeidae and microarthropoda. Soil Biol. Biochem. 16 (4): 347—350. Rajamäki, J. 1993. Ympäristöystävälliset öljyt metsätöissä. Metsätehon katsaus 8. 8 s. Rajamäki, J. & Vuollet, E. 1994. Kasviöljyjen käyttö moottorisahojen teräketjun voitelussa. Metsätehon katsaus 13. 4 s. Sarpola, S. & Kuokkanen, T. 1991. Haihtumattoman öljyn ja rasvan kokonaispitoisuuden määritys infrapunaspektrometrisesti maa- ja vesinäytteistä. Oulun yliopiston Ongelma jätehuolto. Tutkimusraportti. 6 s. Sliva, J. 1998. The effect of secondary plant cover on microclimate of post-harvested bogs. Teoksessa: Sopo, R. (toim.): Proceedings of the International Peat Symposium 'The Spirit of Peatlands 30 Years of the International Peat Society', Jyväskylä, Finland, 7—9 September, 1998. ss. 179—181. Takalo, S. 1981. Rypsi-ja mäntyöljyn käyttö moottorisahassa. Koneviesti 17. 26 s. Takalo, S. 1995. Mäntyöljyn käyttömahdollisuudet poltto-ja voiteluaineena. Metsäntutkimus laitoksen tiedonantoja 545. 17 s. +3 liitettä. 147 Teräketjuöljyjen vaikutus maaperän sukkulamatoihin (Nematoda) ja änkyrimatoihin (Enchytraeidae) Markku Lehtinen, Risto Lauhanen ja Reetta Kolppanen 1 Johdanto Hakkuutyössä moottorisahan teräketjuöljyä kulkeutuu metsäluontoon keskimäärin noin 20 litraa hehtaarille (Lauhanen ym. 1996). Eri teräketjuöljyjen mahdollisista haitoista metsäluonnolle ei kuitenkaan ole olemassa riittävää tietoa. Öljypitoisuuksien tiedetään maa-aineksissa vähenevän ensimmäisten kuukausien aikana, sillä öljy koostuu osin helposti haihtuvista yhdisteistä ja toisaalta maaperän mikrobisto hajottaa sille sopivia öljyn ainesosia (Francke ja Clark 1974, Llanos ja Kjöller 1976, Neuhauser 1989, Helsinki Vesi- ja ympäristöhallitus 1995). Yhdys kuntien tai teollisuuslaitosten öljyyntyneitä maa-aineksia pyritäänkin puhdistamaan menetelmillä, joissa maan omien mikrobien hajoitustoimintaa edesautetaan (Raymond ym. 1976, Westlake ym. 1978, Helsinki Vesi- ja Ympäristöhallitus 1995). Osa öljyn sisältämistä hiilivetymolekyyleistä on suurikokoisia ja vaikeasti hajoavia. Nämä yhdisteet, joukossaan raskasmetalleja, jäävät maaperään kuukau sienkin jälkeen (Llanos ja Kjöller 1976, Raymond ym. 1976, Neuhauser ym. 1989, Helsinki Vesi- ja Ympäristöhallitus 1995) tai ne huuhtoutuvat mahdollisesti pohjavesiin (Heinonsalo 1997). Tämän tutkimuksen tavoitteena oli selvittää maahan joutuneen teräketjuöljyn vä littömiä ja pitkän aikavälin vaikutuksia maaperäfaunaan. Tutkittavaksi eläinryhmäk si ja öljyjen vaikutusten indikaattoriksi valittiin erityisesti sukkulamadot (Nematoda), mutta myös änkyrimatojen (Enchytraeidae) kokonaislukumäärää arvioitiin. 2 Aineisto ja menetelmät Tutkimus tehtiin kahtena kenttäkokeena Kannuksessa, Keski-Pohjanmaalla. Koe järjestelyt on kuvattu Lauhasen ym. (1998) artikkelissa tässä samassa julkaisussa sivuilla 134—136. Ensimmäisessä, Kannuksen kaatopaikan metsityskokeessa (Pinus sylvestris L. istutettu 1996), seurattiin mineraali-, mäntyöljy-ja rypsiöljypohjaisen teräketjuöljyn vaikutusta eläinryhmiin kesäkuusta 1996 elokuuhun 1997. Alue on maitohorsmaa (Epilobium angustifolium) ja pajua (Salix spp.) kasvavaa täytemaata, maalajiltaan osin savista hiesuista hiekkaa. Noin 50 m2:n tutkimusalalla käsittelyt ja kontrolli sijaitsivat toisistaan erillään olevissa 0,25 m 2 :n ruuduissa. Jokaista käsittelyä varten oli neljä ruutua. Öljymäärät olivat 0 (kontrolli), 5 ja 20 tonnia hehtaarilla. Maaperä eläinnäytteet otettiin 1, 2, 13 ja 14 kuukauden kuluttua öljyaltistuksesta. Kunakin ajankohtana jokaisesta käsittelystä kairattiin kolmesta osanäytteestä koostunut 0,1 litran näyte neljänä toistona. Kairaussyvyys oli 5 cm maanpinnasta. 148 Toisessa kokeessa Metsäntutkimuslaitoksen Lehtorannan tutkimusmetsässä seurat tiin mäntyöljy- ja rypsiöljypohjaisen teräketjuöljyn vaikutusta kesäkuusta 1997 kesäkuuhun 1998. Noin 30 m 2 :n tutkimusalue sijaitsi mäntyvaltaisessa kangassoistu massa. Pohjakerroksessa kasvoi kerrossammalta (Hylocomium sp.) ja seinäsammalta (.Pleurozium sp.). Kenttäkerroksen valtalajeja olivat suopursu (Ledum palustre) ja puolukka (Vaccinium vitis-idaea). Öljymääränä oli 0 (kontrolli) ja 20 tonnia hehtaarilla. Käsittelyalueet ja kontrolli muodostuivat jälleen satunnaisesti toisiinsa nähden sijoittuneista, arvotuista ruuduista. Yhden koeruudun koko oli 1,0 m 2, ja niitä oli kolme kappaletta kutakin öljykäsittelyä ja kontrollia kohti. Kaikkiaan koeruutuja oli siis yhdeksän kappaletta. Maanäytteet kairattiin 1, 2 ja 12 kuukauden kuluttua öljyaltistuksesta. Kairaussyvyys oli 5 cm maan pinnasta. Ku nakin näytteenottoajankohtana jokaisesta käsittelystä otettiin kolmesta osanäytteestä koostunut 0,1 litran näyte kolmena toistona. Molemmissa kenttäkokeissa maasta kairattujen näytteiden kanssa meneteltiin samalla tavalla. Kutakin 0,1 litran kokoista maanäytettä sekoitettiin varovasti, jonka jälkeen siitä otettiin 10 g:n näyte sukkulamatojen erottelua varten ja noin 30 g:n näyte änkyrimatojen erottelua varten. Loppuosaa näytteestä käytettiin maan kuiva-aineosuuden määritystä varten. Eläinten erottelu maanäytteistä tapahtui märkäsuppilomenetelmillä (Ostenbrink 1960, O'Connor 1962). Änkyrimadoille laskettiin kokonaistiheys (yksilöä/100 kui vapaino grammaa) ja sukkulamadoille määritettiin kokonaistiheyden (yksilöä/kuiva painogramma) lisäksi eri sukujen tai heimojen suhteellinen osuus (p;) näytteessä. P, saatiin jakamalla taksoniin kuuluvien yksilöiden lukumäärä kaikkien näytteestä määritettyjen yksilöiden lukumäärällä. Yhdestä näytteestä taksoniinsa määritettyjen yksilöiden lukumäärä oli keskimäärin 50 (min 40, max 100). Eri taksonien (i) suhteellisten osuuksien fo) pohjalta kunkin näytteen sukkulama toyhteisölle määritettiin diversiteetti-indeksi (H 2 )=-lnZp 2 (Pielou 1975) ja maturi teetti-indeksi (Ml)= Zvip i (Bongers 1990). Maturiteetti-indeksin parametri von tak sonin (i) ekologisiin ominaisuuksiin liittyvä kerroin ja MI suureen arvon pienenemi nen ilmaisee ympäristötekijöille herkkien lajien suhteellisten osuuksien vähenemistä. Sukkulamatojen kokonaistiheyden tilastollinen testaus suoritettiin varianssiana lyyseihin kuuluvalla faktorikokeella (Ranta ym. 1989). Näin tehtiin myös maturi teetti-indeksiaineistolle logaritmimuunnoksen jälkeen. Mikäli faktorikoe osoitti käsittelyjen välillä olevan eroja, testattiin H o :n (= käsittelyt eivät eroa kontrollista) paikkansapitävyyttä varianssianalyyseihin kuuluvalla Dunnett'n testillä (Zar 1984, Ranta ym. 1989). Diversiteetti-indeksi aineiston ja änkyrimatojen kokonaistiheys aineiston tilastollinen testaus suoritettiin varianssien heteroskedastisuuden takia faktorikokeen ei-parametrisellä analysoinnilla ja Kruskal-Wallisin 1-suuntaisella varianssianalyysillä (Ranta ym. 1989). 3 Tulokset 3.1 Änkyrimadot Kaatopaikalla öljyjen vaikutuksia änkyrimatojen kokonaistiheyksiin arvioitiin koko tutkimusjakson kuluessa (VII 1996 VIII 1997) kertyneen aineiston pohjalta. Lehtorannassa tarkasteltiin erikseen ensimmäisten kuukausien (VII ja VIII 1997) ja vuoden kestäneen (VI 1998) altistumisen seurauksia. Missään näistä tapauksista öljyillä ei voinut todeta olevan vaikutusta änkyrimatojen runsauksiin (taulukko 1). 149 3.2 Sukkulamadot Öljyjen vaikutuksia sukkulamatoihin arvioitiin sekä kokonaistiheyksien että yh teisörakenteeseen liittyvien diversiteetti-indeksien (H 2 ) ja maturiteetti-indeksien (MI) pohjalta (taulukko 2). Taulukko 1. Tilastollisten testien tulokset teräketjuöljyjen vaikutuksista änkyrimatojen kokonaistiheyksiin. Taulukko 2. Sukkulamatojen kokonaistiheydet X (yks./kp.g), diversiteetti-indeksit Hz ja maturiteetti-indeksit Ml eri ajankohtina käsittelykohtaisina keskiarvoina kaatopaikan ja Lehtorannan tutkimusaloilla. (O = kontrolli, R2O = rypsi 20 t/ha, R 5 = rypsi 5 t/ha, P2O = mänty 20 t/ha, P 5 = mänty 5 t/ha, M2O = mineraali 20 t/ha ja M 5 = mineraali st/ha). Kaatopaikka Lehtoranta Aineisto VII 96 - VIII 97 Aineisto VII 97 - VIII 97 (1 ja 2 kuukautta käsittelyistä) Faktorikokeen ei-parametrinen Faktorikokeen ei-parametrinen analysointi analysointi merkitsevyys merkitsevyys H öljy = 3,452 df= 6 H öljy = 0,125 df=2 H aika = 47,834 df= 3 *** H aika = 2,186 df=l H öljy x aika = 8,993 df= 18 H öljy x aika = 0,242 df=2 *** = phav< 0,001 Aineisto VI 98 ** =phav<0,01 (12 kuukautta käsittelyistä) * = phav < 0,05 Kruskalin-Wallisin 1-suuntainen varianssianalyysi -- = ei merkitsevyyttä testiarvo vert.arvo merkitsevyys He = 1,77 Hc(0.05)=5.6 Kaatopaikka VII96 VIII96 VII97 VIII97 Lehtoranta VII97 VIII97 VI98 0 X 34,1 35,8 58,8 43,9 194,4 101,5 80,3 H; 1,76 1,82 1,90 1,65 1,20 1,64 1,57 MI 2,34 2,45 2,39 2,36 2,74 2,60 2,37 R20 X 31,5 31,1 45,3 63,7 373,2 470,8 138,3 H 2 1,71 1,66 1,30 1,47 1,06 1,30 1,19 MI 2,40 2,28 2,14 2,11 2,37 2,25 2,43 P20 X 26,1 30,2 52,2 118,8 423,4 708,9 86,9 H: 1,60 1,65 1,35 1,28 1,25 1,13 1,53 MI 2,64 2,37 2,12 2,06 2,42 2,26 2,56 M20 X 53,2 54,1 22,0 43,6 H, 1,87 1,56 1,44 1,73 MI 2,38 2,02 2,06 2,07 R5 X 33,6 29,3 40,0 46,8 H, 1,69 1,77 1,81 1,91 MI 2,12 2,32 2,26 2,22 P5 X 48,4 36,8 55,8 57,8 H 2 1,61 1,63 1,88 1,60 MI 2,48 2,37 2,20 2,17 M5 X 37,3 40,9 36,9 59,1 H 2 1,62 1,91 1,69 1,70 MI 2.34 2.35 2.11 2.15 150 Niin kaatopaikan metsityskoealalla kuin Lehtorannan kangassoistumalla terä ketjuöljy käsittelyillä oli tilastollisesti merkitsevää vaikutusta ainoastaan MI suureen arvoihin. Kaatopaikalla vaikutus näkyi vuoden altistumisen jälkeen kaikissa muissa paitsi R5-käsittelyssä (taulukko 3). Lehtorannan tutkimusalalla vaikutukset olivat puolestaan nopeita, mutta lyhytkestoisia näkyen molemmissa käsittelyissä (R2O ja P2O) vain ensimmäisenä kesänä (taulukko 4). Mäntyöljypohjaisen teräketjuöljyn (P 5 ja P2O) vaikutus sukkulamato-yhteisölle oli samalla tavalla haitallinen kuin kahden muunkin tutkitun öljyn huolimatta sen nopeasta hajoamisesta maaperässä (Lauhanen ym. 1998 a, b). Taulukko 3. Tilastollisten testien tulokset teräketjuöljyjen vaikutuksista sukkulamatojen maturiteetti-indeksin (Ml) arvoihin kaatopaikan tutkimusalalla. Taulukko 4. Tilastollisten testien tulokset teräketjuöljyjen vaikutuksista sukkulamatojen maturiteetti-indeksin (Ml) arvoihin Lehtorannan tutkimusalalla. 4 Tarkastelu Öljyastian kaatumista vastaava määrä teräketjuöljyä ei kahdella tutkitulla koealalla aiheuttanut vakavaa uhkaa maaperän änkyri- ja sukkulamadoille. Sukkulamatoyhtei sön rakenteen muutoksen perusteella tosin pystyi osoittamaan bioöljyjen aiheut taneen Lehtorannan kangasmetsän maaperään lyhytaikaisen häiriötilan ja kaato Aineisto VII 96 - VIII 96 Aineisto VII 97 - VIII 97 (1 ja 2 kuukautta käsittelyistä) (13 ja 14 kuukautta käsittelyistä) Faktorikoe Faktorikoe df merkitsevyys df merkitsevyys F öljy (6,42) = 0,707 F öljy (6,42) = 2,596 * F aika (1,42) = 0,567 F aika (1,42) = 0,152 F öljy x aika (6,42) = 0,642 F öljy x aika (6,42) = 0,066 Dunnett'n testi (1-suuntainen) vertailut merkitsevyys *** = phav < 0,001 0/R5 ** = phav <0,01 0/P5 * * = phav < 0,05 0/M5 ** — = ei merkitsevyyttä 0 / R20 ** O/P20 ** O/M20 ** Aineisto VII 97 - VIII 97 Aineisto VI98 (1 ja 2 kuukautta käsittelyistä) (12 kuukautta käsittelyistä) Faktorikoe Dunnett'n testi (1-suuntainen) df merkitsevyys vertailut merkitsevyys F öljy (2,12)= 10,388 ** 0 / R20 F aika (1,12)= 3,942 -- 0 / P20 F öljy x aika (2,12) = 0,025 -- Dunnett'n testi (1-suuntainen) *** = phav < 0,001 vertailut merkitsevyys ** = phav <0,01 O/R20 ** * = phav < 0,05 O/P20 * * — = ei merkitsevyyttä 151 paikan hiesuiseen täytemaahan, kuten mineraaliöljynkin, vuoden viiveellä havaitun häiriön. Mäntyöljypohjainen teräketjuöljy vaikutti muiden öljyjen tavoin huolimatta sen nopeasta hajoamisesta maaperässä. Öljyn lisäksi myös vaihtelevat sääolot helle kausista runsaisiin sateisiin vaikuttivat osaltaan tuloksiin. Runsaina määrinä maahan joutuneen öljyn tai muun öljyyntyneen jätteen vaikutus maaperän eläimistöön on osoitettu olleen useassa tapauksessa haitallinen. Punkki (Acari) ja hyppyhäntäis- (Collembola) populaatioiden on todettu pian altistumisen jälkeen häviävän miltei täydellisesti (Pirhonen ja Huhta 1984, Neuhauser ym. 1989). Harvasukamadot (Annelida) ovat olleet vastustuskykyisempiä kuin mikro niveljalkaiset, mutta nekin ovat toisinaan kadonneet miltei kokonaan (Pirhonen ja Huhta 1984, Neuhauser ym. 1989). Sukkulamadot ja alkueläimet {Protozoa), ka pillaariveden sisässä suojassa eläen, näyttäisivät pystyvän säilyttämään runsaan ja monilajisenkin yhteisön (Rogerson ja Berger 1981, Pirhonen ja Huhta 1984). Jonkin verran vastoin tämänkin tutkimuksen tuloksia öljyjen tiedetään tosin olleen selvästi haitallista myös sukkulamadoille (Raymond ym. 1976). Maaperän mikrobiyhteisössä runsas öljymäärä johtaa alkuvaiheessa hiilivetyjä hyödyntävien mikrobien runsastumiseen (Kincannon 1972, Jensen 1975, Llanos ja Kjöller 1976, Raymond ym. 1976, Sexstone ja Attes 1977, Pinholt ym. 1979). Bio massan kasvusta huolimatta mikrobisto köyhtyy ainakin sienien osalta lajistollisesti (Llanos ja Kjöller 1976). Myöhemmin, öljyn oltua maaperässä kuukausia ja sen jo osittain hajottua, palautuu lajistoltaan köyhtyneen mikrobiston kokonaisbiomassa hieman lähemmäksi saastumattoman maan tasoa (Lanos ja Kjöller 1976, Raymond ym. 1976). Mikroniveljaikaisiin ja harvasukamatoihin kohdistuneet vaikutukset jatkuvat, ja tilanteen palautuminen ennalleen kestää jopa vuosia (Pirhonen ja Huhta 1984, Neuhauser ym. 1989). Sukkulamadot ovat monestakin syystä erinomainen eliöryhmä mittaamaan öljyn vaikutuksia maaperässä. Kapillaarivesi suojaa sukkulamatoja öljyn siltä välittömältä vaikutukselta, mikä helposti tuhoaa punkit ja hyppyhäntäiset. Mikronivelj aikaiset olisivat vaste-eliöryhminä herkkiä, mutta kapea-asteikkoisia ympäristövaikutusten mittareita. Herkimpien sukkulamatolajien elämää uhkaavat, kapillaariveteen liuenneet, öljyn ainesosaset ovat lisäksi samoja, jotka ovat välittömästi myös kasvien ulottuvilla. Sukkulamadot ovat myös perusteellisesti tutkittu eliöryhmä, jotka on helppo erotella näytteestä ja tunnistaa, toisin kuin maaperän sienet ja bak teerit. Käsittelyjen vertailu tunnuslukujen ja indeksien pohjalta on tällöin paitsi vähätöistä niin myös kohtuullisen luotettavaa. Erinomaista sukkulamatoyhteisössä on myös sen trofia-rakenteen monipuolisuus. Bakteereja tai sieniä ravintonaan käyt tävien lajien runsaus indikoi mikrobitoiminnan vilkkautta ja juuria syövien suk kulamatojen runsaus kertoo kasvien elinvoimaisuudesta. Tutkimuksessa käytetyt kaksi indeksiä määrittivät öljyjen vaikutuksia sukkula matoyhteisön rakenteeseen toisistaan riippumattomista näkökulmista. Diversiteetti indeksiä (H 2) voisi kutsua "dominanssi"-diversiteetti-indeksiksi, sillä se mittaa tasavahvasti yhteisöä dominoivien taksonien lukumäärää. Suure on käyttökelpoinen yhteisörakenteen määrällisten ominaisuuksien tarkasteluun. Maturiteetti-indeksi (MI) on taasen ekologinen suure, joka mittasi öljyjen vaikutuksia sukkulamato yhteisön laadulliseen puoleen. Tämä indeksi mahdollisti öljyjen vaikutusten arvioin nin biodiversiteettinäkökulmaa tarkemmin. MI suureen avulla saattoi osoittaa teräketjuöljyjen turmelleen sukkulamato-yhteisöä, vaikka yhteisö säilyttikin, bak 152 teerin-, juuren- ja sienensyöjineen, lajistollisen monipuolisuuden. Metsätalouden ympäristövaikutusten arvioinnissa ja luonnon monimuotoisuuteen liittyvissä tutki muksissa käytettävät indeksit onkin valittava huolella puolueettomien ja asiallisten tulosten aikaan saamiseksi. Tutkimuksen tulokset ovat lohdullisia maaperän ravinnetaloutta ja tutkittuja lajeja ajatellen. Tulokset herättävät kuitenkin huolestuneisuutta siitä, miten öljyyn tyneet maa-alueet mahdollisesti pilaavat pohjavesiä. Kirjallisuus Bongers, T. 1990. The maturity index: an ecological measure of environmental disturbance based on nematode species composition. Oecologia 83: 14—19. Francke, H.C. and Clark, F.E. 1974. Disposal of oil wastes by microbial assimilation. U.S Atomic Energy Comission, Report Y-1934, Washington, D.C. Heinonsalo, J. 1997. Analysis of Scots pine (Pinus sylvestris L.) growth, mycorrhiza development and associated soil bacterial activities in natural forest humus and oil contaminated soil. Master's thesis. University of Helsinki. Helsinki Vesi- ja ympäristöhallitus 1995. Bioremediation of oil contaminated soil from service stations: evaluation of biological treatment. A-sarja, N0:504. Jensen, V. 1975. Bacterial flora of soil after application of oily waste. Oikos 26: 152—158. Kincannon, C.B. 1972. Oily waste disposal by soil cultivation process. U.S. Environmental Protection Agency, Report EPA-R2-72-1 10, Washington, D.C. Lauhanen, R., Kolppanen, R. ja Lehtinen, M. 1996. Metsätaloudessa käytettävien öljyjen ympäristö- ja terveysvaikutukset katsaus ja ennakkotuloksia. Teoksessa (toim. Kangas, J. & Heino, E.) Metsätalouden ympäristövaikutukset ja niiden arviointi. Metsäntutkimuspäivä Perhossa 1996. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 611: 45 —51. Lauhanen, R., Kolppanen, R., Kuokkanen, T., Sarpola, S. & Lehtinen, M. 1998 a. Biodegradable oils in peatland forestry work. In: Sopo, R. Proceedings of the International Peat Symposium 'The Spirit of Peatlands 30 Years of the International Peat Society', Jyväskylä, Finland, 7—9 September, 1998. ss. 97—98. Lauhanen, R., Kolppanen, R., Kuokkanen, T., Sarpola, S. & Lehtinen, M. 1998 b. Metsätyössä käytettävien öljyjen ympäristövaikutukset. The environmental effects of oils used in forest operations. Teho 4: 32—34. Llanos, C. and Kjöller, A. 1976. Changes in the flora of soil fungi following oil waste application. Oikos 27: 377—382. Neuhauser, E.F., Norton, R.A., Loehr, R.C. and Sillman, D.Y. 1989. Earthworm and soil microarthropod responses to oily waste application. Soil Biol.Biochem. 21 (2): 275—281. Pielou, E.C. 1975. Ecological diversity. New York, John Wiley, 165 p. Pinholt, Y., Struwe, S. and Kjöller, A. 1979. Microbial changes during oil decomposition in soil. Holarctic Ecology 2: 195—200. Pirhonen, R. and Huhta, V. 1984. Petroleum fractions in soil: effects on populations of Nematoda, Enchytraeidae and microarthropoda. Soil Biol.Biochem. 16 (4): 347—350. Ranta, E., Rita, H. ja Kouki, J. 1989. Biometria. Helsinki, Yliopistopaino, toinen korjattu painos. Raymond, R.L., Hudson, J.O. and Jamison, V.W. 1976. Oil degradiation in soil. Applied and Environmental Microbiology 31 (4): 522—535. Rogerson, A. and Berger, J. 1981. The effects of cold temperatures and crude oil on the abundance and activity of Protozoa in a garden soil. Canadian Journal of Zoology 59: 1554—1575. Sexstone, A.J. and Attes, R.M. 1977. Response of microbial populations in Arctic tundra soils to crude oil. Canadian Journal of Microbiology 23: 1327—1333. Westlake, D.W.S., Jobson, A.M. and Cook, F.D. 1978. In situ degradiation of oil in soil of the boreal region of the Northwest Territories. Canadien Journal of microbiology 24: 254—260. Zar, J.H. 1984. Biostatistical analysis. Prentice-Hall, Inc., Englewood Cliffs, New Jersey, 2nd ed. 153 Ennakkotuloksia metsätyössä käytettävien öljyjen vaikutuksesta männyn ja hieskoivun taimien kasvuun, kuolemiseen sekä neulas ja lehtivaurioihin Risto Lauhanen, Sirkka Sutinen, Minna Mäenpää ja Reetta Kolppanen 1 Johdanto Perinteisten mineraaliöljyjen rinnalla metsätyössä on alettu käyttää biohajoavia, kasviöljypohjaisia tuotteita 1980-luvun puolivälistä lähtien (Takalo 1995). Terälait teiden voiteluun kasviöljypohjaiset tuotteet sopivat mineraaliöljyjä paremmin (Rajamäki ja Vuollet 1994, Takalo 1995), mutta metsäkoneiden hydrauliikassa on ilmennyt kasviöljypohjaisten tuotteiden aiheuttamia ongelmia sekä Suomessa ja Ruotsissa (Lauhanen 1997, Davner 1998). Lisäksi kasviöljyt ovat pääsääntöisesti ol leet mineraaliöljyjä kalliimpia (Rajamäki 1993, Lauhanen 1997). Metsätyössä käytettävien biohajoavien, kasvipohjaisten öljyjen ympäristöystä vällisyys ja ylivertaisuus perinteisiin mineraaliöljypohjaisiin tuotteisiin verrattuna on tuotu esille osana ympäristönsuojelua ja metsäluonnon monimuotoisuutta kos kevaa keskustelua. Eri öljyjen vaikutuksia metsäpuiden taimiin ei tietääksemme ole tutkittu maassamme tätä projektia aikaisemmin, vaan tutkimukset ovat keskittyneet suurimmaksi osaksi merten saastumisen sekä öljyisten tehdas- ja huoltamomaiden laadun selvittämiseen (Castren 1993, Lauhanen ja Kolppanen 1996, Mroueh ym. 1996, Bleuten ym. 1998). Uudella tutkimustiedolla on itseisarvo sinänsä, mutta öljyjen valinnan ja käy tännön päätöksenteon tueksi on tarpeen selvittää metsätyössä käytettävien öljyjen ympäristövaikutuksia. Tämän tutkimuksen tavoitteena oli selvittää eri teräketju- ja hydrauliikkaöljyjen vaikutuksia männyn ja hieskoivun taimien kasvuun, kuole miseen sekä mikroskooppitason lehti- ja neulasvaurioihin. Ennakkotulokset perus tuvat Sutisen ym. (1998) laatimaan käsikirjoitukseen. 2 Aineisto ja menetelmät 2.1 Taimikokeet Metsäntutkimuslaitoksen Kannuksen tutkimusaseman kasvihuoneessa perustettiin männyn (Pinus sylvestris L.) ja hieskoivun (Betula pubescens Enhr.) taimien kasva tuskoe 18.5.1996. Kaksi vuotta vanhat paakkutaimet olivat peräisin Kannuksen tai mitarhalta, koska samaa taimierää istutettiin myös Kannuksessa olleisiin maasto kokeisiin. Kaikkiaan kasvatusruukkuihin istutettiin 174 männyntainta ja 174 hies koivun tainta. Puolet taimista istutettiin multamaahan ja puolet turvemaahan. Tai mia kasteltiin säännöllisesti. Heinäkuun alussa taimet ruiskutettiin Ripcord-merkki sellä (0,5 %) torjunta-aineella, mikä oli kuivan ja helteisen kesän takia välttämätön toimenpide. Kasvihuoneen keskilämpötila oli päivällä + 28 C ja yöllä +l5 C. Ilman suhteellinen kosteus kasvihuoneessa oli 60—90 %. 154 Taimien sopeuduttua kasvihuoneympäristöön ne altistettiin viikon kuluttua (25.5.1996) teräketjuöljyille ja hydrauliikkaöljyille. Tutkimuksessa oli mukana kau pallisia mineraali-, rypsi-ja mäntyöljypohjaisia tuotteita. Hydrauliikkaöljyistä oli mu kana lisäksi eräs vähätoksinen mineraaliöljy (white mineral oil). Öljymäärät olivat 0 l/ha , 20 l/haja 32 t/ha eli ne olivat suhteutetut kasvatusruukun pinta-alaa kohti. Öljyttö män vertailun lisäksi mukana olivat siis tavanomainen, moottorisahan terälaitteesta luontoon kulkeutuva voiteluöljymäärä sekä koneen hydrauliletkun katkeamista tai öljyastian kaatumista jäljittelevä öljymäärä (Lauhanen ja Kolppanen 1996). Taimet altis tettiin öljyille yhden kerran ilmasta lehvästön kautta tai maan kautta. Öljyjen annettiin asettua taimiin viikon ajan, jonka jälkeen taimet arvottiin kolmeen eri kasvatuslohkoon. Taimien pituudet mitattiin viikon välein (mm) istutushetkestä lukien. Lisäksi taimien ilmiasut ja kuolleisuus kirjattiin ylös. Taimien neulas- ja lehtinäytteet otettiin 2.8.1996, jolloin koe lopetettiin. Koska osa neulasista oli öljyn takia kuollut ja koska taimien neulas- tai lehtimassa eivät riittäneet tavanomaiseen analyysiin, kunkin käsittelyn osalta oli tehtävä koostenäyte. Ravinneanalyysit tehtiin Metlan Kannuksen tutkimusaseman laboratoriossa (Halonen ym. 1983). Neulasten typpi pitoisuus analysoitiin Kjeldahl-menetelmällä, fosforipitoisuus spektrofotometrisesti sekä kalium-, magnesium-, magnaani-, rauta- ja sinkkipitoisuudet atomiabsorbtio spektrofotometrisesti (Varian SpectrAA 300). 2.2 Analyysit Elektronimikroskopiaa varten joka taimesta otettiin neulanen tai lehti vuosikasvun 1996 ylimmästä kolmanneksesta. Näytteet säilytettiin ja esikäsiteltiin Soikkelin (1980) esittämällä tavalla. Elektronimikroskooppikuvista (8000 x) tutkittiin soluli man, viherhiukkasten ja mitokondrioiden kunto sekä mitattiin tärkkelysjyvästen koko. 2.3 Tilastolaskenta Taimien lähtöpituuden vaikutus kasvuun selvitettiin kovarianssianalyysilla. Va rianssianalyysilla tutkittiin kasvatuslohkon sekä eri öljyjen vaikutusta taimien kas vuun. Eri öljykäsittelyjen väliset kasvuerot tutkittiin Tukey'n testillä. Korrelaatio analyysiä sovellettiin kasvun, tärkkelysjyvästen koon sekä ravinnepitoisuuksien välisten vuorosuhteiden analysoinnissa. 3 Tulokset Hakkuutyössä luontoon joutuva tavanomainen teräketjuöljymäärä (20 l/ha) ei käy tännössä vaikuttanut männyn eikä hieskoivun taimien kasvuun (kuva 1). Öljy altistettujen taimien keskikasvu oli osalla käsittelyistä jopa suurempi kuin öljyttö mässä vaihtoehdossa. Mineraali- ja mäntyöljykäsittelyt (teräketjuöljyä 20 l/ha maan kautta altistettuna) alensivat männyntaimien kasvua kontrolliin verrattuna (p<0,05), mutta kesäajan keskimääräinen kasvutappio oli vain 2,0—2,1 cm. Hydrauliikka öljyillä (20 l/ha) ei ollut tilastollista vaikutusta taimien kasvuun, tapahtui altistus sitten maan tai ilman kautta. Kaikki teräketjuöljyt (32 t/ha) alensivat hieskoivun taimien kasvua (p<0,05), kun öljyaltistus oli tapahtunut maan kautta. Hydrauliikkaöljyaltistus (32 t/ha) alensi hieskoivujen kasvua suuntaa antavasti, mutta mäntyjen keskikasvu jopa parani osal la käsittelyjä, kun öljyaltistus tapahtui maan kautta. 155 Kuva 1. Eri öljyjen vaikutus kasvihuonetaimien kasvuun. Kuvassa keskiarvot (mm). Selitykset: D = kaikki taimet kuolleet, kasvuerojen merkitsevyys kontrolliin verrattuna; * = p< 0,05, **=p<0,01, ***= p<0,001. Ilman ja lehvästön kautta tapahtunut öljyaltistus (32 t/ha) alensi selvästi taimien kasvua ja lisäsi niiden kuolemista (kuva 2). Tällöin hydrauliikkaöljyt olivat taimille teräketjuöljyjä haitallisempia. Ne tappoivat 50 % hieskoivun taimista ja 79 % männyntaimista, kun taimet altistettiin ilmasta öljymäärällä 32 t/ha. Vastaavalla altistuksella teräketjuöljyt tappoivat 11 % sekä hieskoivun että männyn taimista. Hieskoivuilla oli kuitenkin taipumus vesoa henkiin. Öljymäärä 20 l/ha teräketju- tai hydrauliikkaöljyä ei vaikuttanut olennaisesti taimien neulasten tai lehtien pää-ja hivenravinnepitoisuuksiin. Sen sijaan öljymäärä 32 t/ha kohotti neulasten ja lehtien sinkki-ja rautapitoisuuksia. Tavanomainen öljymäärä (20 l/ha) ei näkynyt selvästi neulasissa tai lehdissä, vaan tällä öljyaltistustasolla kuuman kesän aiheuttama kuivuusstressi vaikutti neu lasten tai lehtien rakenteeseen. Sen sijaan öljyaltistus 32 t/ha näkyi männyn neu 156 lasrakenteissa tärkkelysjyvästen suurentumisena. Teräketju- ja hydrauliikkaöljyjen välillä ei ollut eroa neulasten tai lehtien rakenteessa. 4 Tarkastelu Tämän tutkimuksen tuloksia on pidettävä pioneerityönä eikä niiden vertailu ole mahdollista muiden tutkimusten kanssa. Tulosten mukaan tavanomainen luontoon joutuva teräketjuöljymäärä ei käytännössä haitannut männyn ja hieskoivun taimien kasvua. Sen sijaan öljyastian kaatumista jäljittelevä öljytaso haittasi taimien kasvua selvästi ja lisäsi niiden kuolemista. Ilman kautta lehvästöön annettu öljyaltistus näkyi taimien ilmiasussa, kuolemisessa sekä mikroskooppitason neulas- ja lehti vaurioissa selvemmin kuin maaperän kautta tapahtunut altistus. Sekä neulasten että lehtien sinkki- ja rautapitoisuuksien kohosivat, kun öljyaltis tus oli 32 t/ha. Neulas- ja lehtianalyysien tuloksia on pidettävä kuitenkin viitteel lisinä, koska kustakin käsittelystä oli vain yksi toisto. Toisaalta neulas- ja lehtivau rioita havaittiin selvästi öljymäärällä 32 t/ha. Nopeasti biohajoavat mänty-ja rypsiöljypohjaiset öljytkin olivat suurina määrinä taimille haitallisia öljyille välttämättömien mutta toksisten lisäaineiden takia. Vaik ka perusöljy onkin luontoystävällistä, ympäristöystävällisten lisäaineiden kehittämi nen öljyihin on jatkossa tarpeen. Toisaalta maahan joutuessaan kasviöljypohjaisista tuot teista syntyy bakteeritoiminnan kautta toksisia hajoamistuotteita, kuten aldehydejä, ketoneja tai alkoholeja, jotka ovat eläville organismeille haitallisia (Nevala 1995). Kuva 2. Öljyt tappoivat hieskoivun taimia. Öljyaltistus 32 t/ha lehvästön kautta. 157 Hartwegin ja Keilenin (1988) mukaan erään puutarhakrassin biomassatuotos parani, kun maan ravinnetalous parani tehostuneen bakteeritoiminnan kautta. Suuret öljyjäämät olivat sitten jo selvästi vahingollisia krassin kasvulle ja kehitykselle (Hartweg ja Keilen 1988). Käytännössä öljyjen ja taimien välistä vuorovaikutusta tapahtuu siemenpuu- ja suojuspuuhakkuissa eli vain osassa metsien käsittelyä. Tutkimustulosten perusteella on todettava, että teräketju- tai hydrauliikkaöljyn valinnassa kone- ja laitetekniset tekijät merkitsevät paljon enemmän (Lauhanen 1997) kuin öljyjen vaikutukset män nyn tai hieskoivun taimiin. Kirjallisuus Bleuten, W., Wiersma, E., Lapshina, E., Shinkarenko, V. & Ivens, W. 1998. Natural remediation processes in peat bog ecosystems after oil spills in West-Siberia. Teoksessa: Sopo, R. (toim.): Proceedings of the International Peat Symposium "The Spirit of Peatlands —3O Years of the International Peat Society", Jyväskylä, Finland, 7—9 September, 1998. ss. 41—42. Castren, M. 1993. Öljyjen ympäristö-ja terveysvaikutukset puunkorjuutyössä. Työtehoseuran metsätiedote 12. 4 s. Davner, L. 1998. Vegoljorna pä väg ut? Skogen 8: 50—51. Halonen, 0., Tulkki, H. & Derome, J. 1983. Nutrient analysis methods. Metsäntutkimus laitoksen tiedonantoja 121: I—2B. Hartweg, A. & Keilen, K. 1988. Die Umweltverträglichkeit von Bioölen. Allg. Forst. Jahr. und Zeitschr. 7: 148—150. Lauhanen, R. 1997. Biohajaovista öljyistä saatava korvaus. Koneyrittäjä 6: 42—43. Lauhanen, R. & Kolppanen, R. 1996. Metsätaloudessa käytettävien öljyjen luontovaikutukset. Julkaisussa: Finer, L., Ilvesniemi, H., Kortelainen, P. & Karvinen, L. (toim.). Metsätalouden ympäristökuormitus tutkijaseminaari Vääksyssä Päijänne-luontokeskuk sessa 20—21.5.1996. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 607: 29—33. Lauhanen, R., Kolppanen, R., Kuokkanen, T., Sarpola, S. & Lehtinen, M. 1998. Biodegradable oils in peatland forestry work. In: Sopo, R. Proceedings of the International Peat Symposium 'The Spirit of Peatlands 30 Years of the International Peat Society', Jyväskylä, Finland, 7—9 September, 1998. ss. 97—98. Mroueh, U.-M., Järvinen, H.-L. & Lehto, O. 1996. Saastuneiden maiden tutkiminen ja kunnostus. TEKES. Teknologiakatsaus 47. 194 s. Nevala, K. 1995. Öljyllä saastuneen maan puhdistaminen mikrobiologisilla menetelmillä. Fy sikaalisen kemian tutkielma ja erikoistyö. Oulun yliopisto, kemian laitos. Moniste. 72 s. Rajamäki, J. 1993. Ympäristöystävälliset öljyt metsätöissä. Metsätehon katsaus 8. 8 s. Rajamäki, J. & Vuollet, E. 1994. Kasviöljyjen käyttö moottorisahojen teräketjun voitelussa. Metsätehon katsaus 13. 4 s. Soikkeli, S. 1980. Ultrastructure of the mesophyll in Scots pine and Norway spruce: seasonal variation and molarity of the fixative buffer. Protoplasma 103: 241 —252. Sutinen, S., Lauhanen, R., Mäenpää, M. & Kolppanen, R. 1998. Effects of chain and hydrau lic oils on the foliage structure, nutrient concentrations and growth of Scots pine and Silver birch seedlings. Manuscript. 9 s. Takalo, S. 1995. Mäntyöljyn käyttömahdollisuudet poltto-ja voiteluaineena. Metsäntutkimus laitoksen tiedonantoja 545. 17 s. +3 liitettä. 159 Hakkuukonetyön jälki ja seurauskustannukset Matti Siren 1 Johdanto Harvennusten koneellistamisaste teollisuuden ja Metsähallituksen työmailla vuonna 1997 oli 77 % koneellisten harvennusten osuuden lisäännyttyä 9 % edellisestä vuo desta (Säteri ja Örn 1998). Harvennusten työparin muodostavat myös pääte hakkuisiin soveltuvat hakkuukone ja kuormatraktori. Pienten, ainoastaan harven nuksiin soveltuvien hakkuukoneiden käyttö on lisääntynyt viime vuosina. Pienet hakkuukoneet ovat kilpailukykyisiä isompien koneiden kanssa erityisesti ensihar vennuksissa. Pienten metsäkuljetuskoneiden käyttö sen sijaan on vähäistä. Pieni kuormakoko ja suhteellisen pitkät kuljetusmatkat nostavat niiden kustannukset liian suuriksi. Metsänomistajat tiedostavat korjuujäljen merkityksen. Matilaisen (1995) mukaan hyvä korjuujälki on metsänomistajien mielestä tärkein tulevaisuuden puunkor juukoneelle asetettavista vaatimuksista. Suositukset ajouravälistä muuttuivat 1990- luvun taitteessa ja sallivat koneellisen hakkuun vaatiman 20 m uravälin (Metsänhoi tosuositukset 1989). Muutos lisäsi metsänomistajien huolta harvennusten korjuu jäljestä entisestään. Osasyynä huoleen olivat huonot kokemukset koneellisten har vennusten alkutaipaleelta. Kun miestyöhakkuussa ja sen jälkeisessä metsäkulje tuksessa vaurioprosentti, vauriopuiden osuus jäävän puuston runkoluvusta, oli tyy pillisesti alle kaksi, konehakkuuleimikoissa todettiin 1980-luvun alussa yli 10 % vaurio-osuuksia (Siren 1982, Fröding 1983). Pohjoismaissa todetut vauriomäärät ovat kuitenkin olleet kohtuullisia verrattuna vauriopuiden osuuksiin erilaisia runko menetelmiä käytettäessä. Pohjois-Amerikassa yli 20 % vaurio-osuuksia jäävän puuston runkoluvusta ovat todenneet Ostrofsky ym. (1986) ja Nichols ym. (1994). Meadows (1993) totesi lehtipuumetsikön harvennuksessa vaurioituneen peräti 62 % jäävästä puustosta. Korjuujäljen tutkimus on ollut laaja-alaista. Vuosina 1991—1997 korjuujälkeä tutkittiin 12 Euroopan maassa yhteensä 28 tutkimuslaitoksessa maaperä- ja puusto vaurioiden ollessa yleisin tutkimuskohde (Spinelli 1995). Spinelli (1996) löysi bib liografiaansa yli 2500 viitettä vuoden 1980 jälkeisistä korjuujälkitutkimuksista. Puutteellisesti tutkituksi Spinelli (1996) näki korjuujäljen taloudellisten vaikutusten aihepiirin. Korjuujälkeä on tutkittu jälkikäteen tehtävin mittauksin. Inventoinneissa on yleisimmin käytetty Björhedenin ja Frödingin (1986) esittämää, ympyräkoealoihin perustuvaa mittaustapaa. Myös Pilkerton ym. (1996) totesivat linjoilta mitattavat ympyräkoealat parhaaksi tavaksi tutkia puustovaurioita. Jälkikäteen tehty kor juujälkitutkimus jättää kuitenkin avoimia kysymyksiä. Tutkimusleimikoista tiede tään korjuukone, koneyrittäjä ja korjuuaika. Sen sijaan tieto kuljettajan työtavasta, vaurioiden syistä ja aiheuttajista jää arvailujen varaan. Syyt konehakkuuleimikoissa todetuille puustovauriomäärien suurille vaihteluille ovat jääneet selvittämättä. 160 Inventointitulokset ovat antaneet kuvan eri menetelmien korjuujälkitasoista, mutta työkalut tulosten laajempaan yleistettävyyteen ja korjuujäljen ennustamiseen ovat puuttuneet. 2 Tutkimuksen tavoitteet Tutkimuksen tavoitteeksi asetettiin ajouralta toimivan yksiotehakkuukoneen työskentelyn kokonaisvaltainen tarkastelu. Yhdistämällä työn tuottavuuden, kor juujäljen ja niihin vaikuttavien tekijöiden tutkimus haettiin tietoa työolojen ja kuljettajan työskentelytavan vaikutuksista työtulokseen. Tutkimuksessa selvitettiin erityisesti puustovaurioiden määrään ja laatuun vaikuttavia tekijöitä pyrkien samalla luomaan menetelmät puustovaurioiden ennustamiseen ja korjuujäljen taloudellisten vaikutusten arviointiin. Puustovaurioiden syntymekanismi ja siihen mahdollisesti vaikuttavat tekijät esitetään kuvassa 1. Kuva 1. Puustovaurioiden määrään vaikuttavat tekijät hakkuukonetyössä. 161 3 Tutkimusmenetelmä ja -aineisto 3.1 Kuljettajien kuvaus Metsätyötieteellisen tutkimuksen perusongelma on työntekijän suuri vaikutus työ tulokseen. Hakkuukonetyössä kuljettajan vaikutus näkyy niin työn tuottavuudessa kuin työjäljessäkin. Kuljettajia voidaan kuvata eri tavoin. Harstela (1975) käytti tes tisarjoja työntekijän fyysisten ja psyykkisten ominaisuuksien kuvaamiseen. Käy tännön työssä toimivia ihmisiä tutkittaessa testisarjojen käytöllä saattaa olla ra joituksensa. Kiireiset koneyrittäjät eivät aina suhtaudu myönteisesti testaamiseen. Työn tuottavuustaso antaa käytännönläheisen mahdollisuuden kuljettajan kuvaa miseen, jos työolot ja tutkittava kone vakioidaan. Työn tuottavuutta ja työskentely tapaa käytettiin kuvaamaan kuljettajia käsillä olevassa tutkimuksessa. 3.2 Työntutkimusmenetelmä Työntutkimuksen ensisijaisena tarkoituksena oli puustovaurioiden syntymekanis min selvittäminen. Puustovaurioiden tutkimus tapahtui työn suoritushetkellä, ja puukohtaiset työolot määritettiin mahdollisimman tarkasti. Työn tuottavuuden, puu kohtaisten työolojen ja kosketusten tutkimus perustui kolmen työntutkijan samanaikaiseen työskentelyyn. Yksi työn tutkijoista keräsi hakkuutyön tuottavuutta ja siihen vaikuttavia tekijöitä kuvaavat tiedot. Toinen työntutkija seurasi työoloja. Työtila ja puiden lukumäärä työalueella määritettiin kuvassa 2 esitetyllä tavalla. Kuva 2. Tutkimuksessa käytetty menetelmä työtilan ja työalueella olevien puiden luku määrän/ha määrittämiseksi. 162 Kuva 3. Jälki-inventoinnin koeala. Ajoura sijaitsee keskellä koealaa. Kolmas työntutkija seurasi pystypuihin syntyviä kosketuksia. Kosketustiedot mer kittiin lomakkeelle, jolle kirjattiin myöhemmin kosketuspuiden jälkimittaustiedot. Kosketuksiksi luettiin puiden runkoihin tai juurenniskoihin kohdistuneet kos ketukset. Ainespuumittaa täyttämättömiin puihin samoin kuin urapuihin syntyneitä kosketuksia ei rekisteröity. Kosketuspuihin kiinnitettiin numerolaput, ja tutki musjakson päätyttyä kosketuspuista mitattiin mahdollisesti syntyneet vauriot. 3.3 Jälki-inventointi Jälki-inventointi tehtiin hakkuun jälkeen ennen metsäkuljetusta, joten tuloksiin ei sisälly metsäkuljetuksen aiheuttamia puusto- ja maaperävaurioita. Suorakaiteen muotoiset koealat sijoitettiin urille 30 m tai 40 m välein leimikon koosta riippuen. Koealan rakenne ja siltä tehtävät mittaukset esitetään kuvassa 3. 3.4 Tutkimusaineisto Tutkimusaineistoa kerättiin neljältä kuljettajalta. Hakkuukoneena oli keskikokoinen yksiotehakkuukone. Tutkimusaineistoa kerättiin 15 työmaalta yhteensä 8192 run koa, 1085 m 3. Aineistosta 586 m 3 hakattiin talvella, 288 m 3 keväällä tai syksyllä ja 211 m 3 kesällä. Tutkimusleimikoissa lähtöpuusto oli keskimäärin 1169 runkoa/haja jäävä puusto 634 runkoa/ha. Kuusen osuus tutkimusleimikoiden puustosta oli 70 %. Tutkimusleimikot sijaitsivat helpoissa maastoissa. 4 Tutkimustulokset 4. 1 Työn tuottavuus Tuottavuuden selvittäminen ei ollut tutkimuksen päätavoite; tuottavuutta seurattiin tuottavuuden ja korjuujäljen välisten yhteyksien löytämiseksi ja kuljettajien kuvaa miseksi. Kuljettajien tuottavuustasojen suora vertailu ei ole mahdollista työolojen erilaisuuden vuoksi. Kuljettajan suuri vaikutus työn tuottavuuteen näkyy kuvassa 4, jossa esitetään kuusirungon koon vaikutus runkokohtaiseen tehoaikaan. 163 Kuva 4. Kuusirungon koon vaikutus runkokohtaiseen tehoajanmenekkiin. Hakkuukone käsittelee huomattavan osan puista uran päällä, jolloin uralle ja reuna puiden juurenniskoille saadaan havumatto. Havumatto suojaa maaperää ja juuristoja myös metsäkuljetuksessa. Uran sivulta otettujen puiden tuonti käsiteltäväksi uran päälle, jolloin uralle saadaan lisää havutusta, ei vaikuttanut oleellisesti hakkuutyön ajanmenekkiin. 4.2 Puustovaurioiden määrä ja laatu Puustovauriokuvan kehitys esitetään taulukoissa 1 ja 2. Tutkimusaineiston 8192 rungosta 1579 rungon käsittely aiheutti kosketuksen pystypuuhun. Kosketuksista 95 % luokiteltiin lieviksi. Kosketuksista vajaa kolmannes johti vaurioon. Syntyneistä vaurioista lähes 90 % oli pintavaurioita, joissa kuori on irronnut, mutta itse puuaines on säilynyt vaurioitumattomana. Vaurioiden keskikoko oli 54 cm 2 . Kosketuksen saaneet, työn edetessä poistetut puut luokiteltiin metsänhoidollisiin luokkiin. Poistetuista kosketuspuista lähes 90 % kuului metsänhoidollisesti poistet tavaan jaksoon. Jos puuhun syntyy selvästi näkyvä vaurio työpisteellä työskentelyn alkuvaiheessa, vauriopuulle saattaa olla useita korvaavia, kasvatettavia puita. Täl löin vauriopuu voidaan poistaa puuston tilajärjestystä heikentämättä. Taulukko 1. Pystypuihin syntyneet kosketukset. Työsykli käsittää yhden puun käsittelyn työvaiheet. Kuljettaja Käsiteltyjä Työsyklit, joissa Työsyklit, joissa runkoja kosketus kosketus 2 puuhun kpl % kpl % A 1664 269 16,2 9 0,5 B 2911 740 25,4 75 2,6 C 465 112 24,1 11 2,4 D 3152 458 14,5 25 0,8 Kaikki 8192 1579 19,3 120 1,5 164 Taulukko 2. Vaurioiden synty kosketuksista. Kaadettava puu aiheutti 68 % kosketuksista ja 65 % vaurioista. Toinen merkittävä vaurioiden aiheuttaja oli karsinta-katkontavaihe, jossa syntyi yli 20 % vaurioista. Työntutkimuksen perusteella laskettiin vaurio-osuudet tutkimusleimikoille. Keski määräinen vaurioprosentti, vauriopuiden osuus jäävän puuston runkoluvusta, oli 3,4 kuljettajakohtaisten keskiarvojen ollessa 1,4 6,6. Kuljettaja vaikutti keskeisesti puustovaurioiden määrään hakkuukonetyössä. Mielenkiintoinen, ei tosin yllättävä tulos, oli korkean työn tuottavuuden ja hyvän korjuujäljen selkeä yhteys. Taitava kuljettaja pääsee hyvään tuottavuuteen korjuujäljen siitä kärsimättä. 4.3 Jälki-inventoinnin tulokset Eri etäisyydellä urasta sijaitsevat mittausvyöhykkeet antoivat kuvan harvennuksen onnistumisesta. Jäävän puuston ja poistuman määrä ja rakenne (kuva 5) olivat ohjei den mukaiset paitsi yhdellä kuljettajalla, jonka tekemä harvennus keskittyi voimak kaasti uran läheisyyteen. Kaikki tutkimuskuljettajat tekivät selvästi alaharvennusta. Keskimääräinen ajouraväli tutkimusleimikoissa oli 19,8 m, ajouraleveys 4,8 m (mittaustapa SLU-menetelmä, Björheden ja Fröding 1986) ja painuman syvyys vajaa sentti. Puustovaurioiden määrä ja laatu inventoitiin myös jälkikäteen. Jälkimit taus antoi hieman korkeammat vauriopuiden osuudet kuin työntutkimus. Keski määräinen vauriopuiden osuus koko aineistossa oli 4,6 % kuljettajakohtaisen keski arvon vaihdellessa välillä 1,1 —9,1 %. Erityisesti sulan maan aikana korjatuissa lei mikoissa osa juurenniskavaurioistajäi työntutkimuksessa huomaamatta. Kuva 5. Lähtöpuusto, jäävä, hakattu ja raivattu puusto sekä pohjapinta-ala (ppa) eri vyöhykkeil lä. Vyöhykkeiden etäisyydet uran keskeltä: vyöhyke I: o—3 m, vyöhyke 2: 3—6 m, vyöhyke 3: 6—9 m, vyöhyke 4: 9—12 m. Kuljet- Koske- Poistetut kosketuspuut Vaurio- Vaurioiden laatu taja tuspinta Poistettavat Kasvatettavat puita Pinta Syvä kpl % % A 278 83 6 45 23,8 69 31 B 815 242 39 181 33,9 86 14 C 123 30 9 38 45,2 95 5 D 483 194 19 41 15,2 95 5 Kaikki 1699 549 73 304 28,2 86 14 165 4.4 Puustovaurioiden määrän ennustaminen Puustovaurioiden määrän ennustamiseksi on tunnettava pystypuihin osuvien kos ketusten määrä eri työoloissa ja kosketusten määrään vaikuttavat tekijät. Toisaalta on tunnettava kosketusten seuraukset ja seurauksiin vaikuttavat tekijät. Puustovau rioiden ennustemalli koostuu kahdesta pääosasta, kosketusmallista ja kosketusten seurausmallista. Kosketusmallilla kuvataan kosketusten määrää ja siihen vaikut tavia tekijöitä. Kosketusten seurausmalli kuvaa kosketusten seurauksia. Koska kul jettaja poistaa työskentelyn yhteydessä kosketuksen saaneita puita, joista osa on vaurioituneita, tarvitaan poistomalli ennustamaan poistettavien kosketuspuiden mää rää. Lisäksi tarvitaan kahden kosketuksen ja kahden vaurion malli eliminoimaan tapaukset, joissa samaan puuhun on syntynyt kosketus eri työsykleillä, ja molem mista kosketuksista on seurannut vaurio. Näin vältytään saman puun laskemisesta kahteen kertaan vauriopuuksi. Yhdistämällä edelliset mallit saadaan puustovaurioiden ennustemalli, johon liittyvät lisäksi vaurion laatua ja sijaintia ennustavat mallit. Malli on rakennettu Excel-taulukkolaskentaohjelmistolle. Mallin syöttötietoina ovat käsiteltävän rungon koko, dm 3 , runkoluku/ha työalueella ja hakkuun vuodenaika. Kaaviokuva puusto vaurioiden ennustamisesta esitetään kuvassa 6. Tutkimusaineiston perusteella laadittu kosketusmalli esitetään taulukossa 3 ja kosketusten seurausmalli taulukossa 4. Kosketusten seurausmallin aineiston muo dostavat kaikki pystyyn jääneet kosketuspuut, yhteensä 1049 puuta. Kosketusten seurausten katsottiin olevan kuljettajasta riippumattomia. Kuva 6. Kaaviokuva puustovaurioiden ennustamisesta. 166 Taulukko 3. Ennustemalli sille, että työsyklillä syntyy (I) tai ei synny (0) kosketus. Perustasona kuljettaja D. n(x) Taulukoissa 3 ja 4 esitettävä ristitulosuhde kuvaa vedonlyöntisuhteen, l-7i(x) muutosta muuttujan arvon lisääntyessä yhden yksikön. Ristitulosuhde riippuu pel kästään muuttujan kertoimesta. Esimerkiksi käsiteltävän rungon koon kasvaessa 1 dm 3 :n vedonlyöntisuhde kasvaa e 0 003-kertaiseksi eli 1,003-kertaiseksi. Vastaavasti rungon koon kasvaessa 100 dm 3 vedonlyöntisuhde muuttuu 1,003 lo° eli 1,35- kertaiseksi. Käsiteltävän rungon koko, dm 3 , puiden lukumäärä/ha työalueella ja kuljettaja olivat keskeiset selittäjät kosketuksen synnylle. Valemuuttujista kuljettajien B ja C kertoimet poikkesivat selvästi perustasona olevan kuljettajan D kertoimesta. Sen sijaan kuljettajan A kerroin ei poikennut perustasosta. Kosketuksen aiheuttaneen rungon koko oli tärkein vaurion synnyn selittäjä. Myös vuodenaika vaikutti kosketusten seurauksiin. Kesällä vaurion synnyn vedon lyöntisuhde oli 1,7-kertainen muihin vuodenaikoihin verrattuna. Käsiteltävän run gon koon 100 dm 3 :n kasvu lisäsi vaurion synnyn vedonlyöntisuhdetta 19 %. logit(p) = = a + bx, + cx 2 + d,k, + d,k2 + d3 k 3 (1) missä x,= käsiteltävän rungon koko, dm'. x, = puiden lukumäärä, kpl/ha työalueella. k, = valemuuttuja, =1, jos kuljettaja = A, muulloin 0. k 2 = valemuuttuja, =1, jos kuljettaja = B, muulloin 0. k 3 = valemuuttuja, =1, jos kuljettaja = C, muulloin 0. a = vakio b, c,...,dj = muuttujien kertoimet Havaintoj a Vastemuuttujan jakauma N 7973 1 1548 0 6425 Kerroin Kertoimen Keskivirhe Waldin p-arvo Ristitulo- estimaatti testisuure suhde a -2,921 0,0997 858,475 0,0001 b 0,003 0,0002 259,250 0,0001 1,003 c 0,001 0,0001 112,645 0,0001 1,001 d, -0,008 0,0882 0,007 0,9313 0,992 d 2 0,615 0,0692 79,021 0,0001 1,850 d 3 0,495 0,1267 15,246 0,0001 1,640 Yhteensopivuuden testaus Deviance Df p-arvo 4548,3 4331 0,0106 167 Taulukko 4. Ennustemalli sille, että kosketuksesta syntyy (I) tai ei synny (0) vaurio. Perustaso muu vuodenaika kuin kesä. 4.5 Korjuujäljen seurauskustannukset Tutkimuksessa todetun korjuujäljen seurauskustannuksia tarkasteltiin Kokon ja Sirenin (1996) esittämällä laskentaohjelmalla. Laskentaohjelma ottaa huomioon puustovaurioiden aiheuttamat kasvu- ja laatutappiot sekä ajoura-aukon ja urapainu mien aiheuttamat menetykset. Harvennusvoimakkuuden vaikutuksia ohjelmalla ei voida ennustaa. Esimerkkilaskelmassa etelä-suomalainen MT-kuusikko harvennettiin kiertoaika na kahdesti MELA-mallien (Hynynen 1996) mukaan. Korjuujäljen seurausvaiku tukset laskettiin tutkimuksessa todetun keskimääräisen korjuujäljen mukaisesti. Vauriopuiden osuudeksi annettiin 4,6 %, josta runkovaurioita oli 80 % ja juuren niskavaurioita 20 %. Vaurioiden kokojakaumana käytettiin tutkimuksessa todettua jakaumaa, ajouraväliksi annettiin 19,8 m, uraleveydeksi 4,8 m ja keskimääräiseksi raiteen syvyydeksi 1,0 cm. Esimerkkilaskelmaan lisättiin metsäkuljetuksen vauriot. Metsäkuljetuksessa vauriopuiden osuudeksi arvioitiin 1 %, mikä vastaa Sirenin (1981) ja Lillebergin (1984) toteamaa tasoa. Kuusitukille annettiin hinnaksi 220 mk/m 3 , kuusikuitupuulle 130 mk/m 3 ja mäntykuitupuulle 100 mk/m 3 . Lahoutuneesta kuusesta oletettiin saatavan mäntykuitupuun hinta. Edellä esitetyllä korjuujäljellä Kokon ja Sirenin (1996) esittämä laskentamalli antoi taulukossa 5 esitetyt seurausvaikutukset kieltoaikana. Nykyarvot laskettiin 3 % :n korolla. Korjuussa käytettiin samaa ajouraverkkoa sekä 1. että 2. harvennuksessa, joten ajourien (ajoura-aukon) kustannukset kohdistettiin 1. harvennukselle. Ajourien kustannuksia ei jaoteltu erikseen hakkuuvaiheelle ja metsäkuljetukselle, vaan ne ilmoitetaan yhteisenä molemmille työvaiheille. Sen sijaan raiteenmuodostuksen ja puustovaurioiden seuraukset otettiin huomioon erikseen hakkuuvaiheelle ja metsäkuljetukselle. logit(p) = a + bx, + cv (2) missä x, = käsiteltävän rungon koko, dm 3 . v = valemuuttuja, = 1, jos korjuuaika = kesä, muulloin 0. a = vakio b, c = muuttujien kertoimet Havaintoja Vastemuuttujan jakauma N 1049 1 285 0 764 Kerroin Kertoimen Keskivirhe Waldin p-arvo Ristitulo- estimaatti testisuure suhde a -1,496 0,1242 145,154 0,0001 b 0,002 0,0004 21,236 0,0001 1,002 c 0,562 0,1617 12,072 0,0005 1,754 Yhteensopivuuden testaus Deviance Df p-arvo 196,6 149 0,0055 168 Taulukko 5. Korjuuvaurioiden seurausvaikutukset (m 3/ha ja mk/ha) tutkimuksessa todetun keskimääräisen korjuujäljen mukaisesti. Metsäkuljetuksessa vauriopuiden osuudeksi on annettu I %. Seurauskustannusten nykyarvot on laskettu 3 %:n korolla. Kiertoajan kokonaistappioiden nykyarvoksi saatiin 1157,89 mk/ha. Tätä voitaneen pitää siedettävänä suhteessa harvennuksesta saataviin hyötyihin. Tappioiden jakau tumista tarkasteltaessa huomio kiinnittyy ajourien (ajoura-aukon) yli 60 % osuuteen kokonaistappioista. Kun ajoura-aukon aiheuttamiin menetyksiin lisätään urapainu mien vaikutukset, ajourat kattavat noin 70 % kokonaistappioista. Menetysten loppu osa koostuu puustovaurioiden aiheuttamista kasvu-ja laatutappioista. Lahoutuminen aiheuttaa neljänneksen tappioista kasvutappioiden osuuden ollessa noin 5 % menetysten kokonaismäärästä. 5 Tulosten tarkastelu Tutkimuksessa käytetty työntutkimusmenetelmä osoittautui toimivaksi. Juurennis koihin kohdistuneiden kosketusten havaitseminen oli sulan maan aikana vaikeaa. Tämän vuoksi osa juurenniskavaurioista jäi työntutkimuksessa rekisteröimättä. Jäl kimittausmenetelmä oli verraten työläs, mutta vyöhykkeittäinen mittaus antoi luo tettavaa tietoa poistuman ja jäävän puuston määrästä, laadusta ja jakautumisesta leimikoilla. Keskeinen tutkimustulos oli kuljettajan suuri vaikutus sekä työn tuottavuuteen että korjuujälkeen. Tutkimusaineistossa työn tuottavuudella ja hyvällä korjuujäljellä oli selvä positiivinen korrelaatio. Tutkimuksessa todetut keskimääräiset puusto vaurioiden osuudet olivat lähellä laaja-aineistoisissa inventoinneissa todettua tasoa (Fröding 1992, Hartikainen 1996). Hakkuukonetyössä syntyneet kosketukset olivat pääosin kaadettavan puun aiheut tamia. Jälkikäteen tehtävissä inventoinneissa vaurion syy ja aiheuttaja joudutaan arvioimaan. Fröding (1992) arvioi hakkuukonetyön vaurioista 90 % syntyvän puita käsitellessä ja vain 10 % kaatovaiheessa. Tapahtuma-aikaisen seurannan tulos poikkesi tästä tuloksesta. Tapahtuma-aikaista vauriotutkimusta ovat tehneet Nilsson (1985), Siren (1990) ja Athanassiadis (1997). Nilsson (1985) seurasi metsätraktorin kuormausajossa syn tyviä kosketuksia ja niistä syntyviä vaurioita. Puuston määrä työalueella vaikutti kosketusten määrään. Lähes 80 % kosketuksista aiheutti kuormattava taakka. Tutki muksessa rekisteröitiin 195 kosketusta, joista 16 % johti vaurioon. Hakkuu Metsä- Yhteensä Hakkuu Metsä- Yhteensä kuljetus Tappiot mVha kuljetus Tappioiden nykyarvo, mk/ha Kasvutappiot Ajourat 10,80 711,58 Urapainumat 0,34 1,00 1,34 25,61 76,83 102,44 Puustovauriot 0,51 0,21 0,72 39,55 16,52 56,07 Laatutappiot Lahoutuminen 3,43 1,78 5,21 136,84 150,96 287,80 Yhteensä 18,07 1157,89 169 Siren (1990) seurasi käsillä olevan tutkimuksen tavoin kosketuksia ja niistä syntyviä vaurioita vertaillessaan pieniä hakkuukoneita ensiharvennuskuusikossa. Poistettavat puut oli leimattu etukäteen. Leimattuihin puihin kohdistuneita kosketuksia ei rekisteröity. Kaksiotehakkuukoneella kosketuksen sisältäneiden työsyklien osuus oli 13,8 %, yksiotehakkuukoneella vastaavasti 1,1 %. Tutkimuksessa rekisteröidyistä 74 kosketuksesta 42 % johti vaurioon. Tutkimus tehtiin talvella. Käsiteltävä puu ja kuormain olivat yleisimmät vaurion aiheuttajat. Athanassiadis (1997) seurasi vaurioiden syntyä tapahtuma-aikaisesti. Hakkuuko neena oli maataloustraktori varustettuna yksiotehakkuulaitteella. Kaksi kolmasosaa vaurioista syntyi puuta kaadettaessa ja käsiteltäessä, vajaa viidennes hakkuulaitteen viennissä puulle siirtymisten osuuden ollessa vajaa kymmenes vaurioista. Yli 90 % vaurioista oli runkovaurioita, ja 65 % vaurioista oli pinta-alaltaan alle 50 cm 2 . Tutkimusaineistossa jäävän puuston ja poistuman määrä, laatu ja jakautuminen olivat keskimäärin hyväksyttävät lukuun ottamatta yhden kuljettajan harvennus tulosta. Tämä kuljettaja harvensi voimakkaasti uran reunavyöhykkeitä pyrkien tällä tavoin lisäämään työn tuottavuutta. Tämän tyyppinen työtapa ei ole hyväksyttävä. Ajourat oli sijoitettu oikeaoppisesti verraten vähäpuustoisiin kohtiin. Keskimää räinen ajouraväli oli hieman alle sallitun alarajan ja urat olivat suhteellisen leveitä. Hakkuukoneen raiteenmuodostus oli vähäistä. Hakkuukoneiden vähäisen raiteen muodostuksen ovat todenneet myös Karlson ja Myhrman (1990 a, 1990 b). Hakkuun jäljiltä urilla oli verraten runsas havutus. Havutuksen vaikutuksen maaperä vaurioiden vähentäjänä ovat todenneet Fries (1974), Brunberg ja Nilsson (1988) ja Mcmahon ja Evanson (1994). Tutkimuksessa esitettiin logistisia regressiomalleja kuvaamaan pystypuihin syn tyviä kosketuksia, kosketuksista syntyviä vaurioita ja niihin vaikuttavia tekijöitä. Metsätyötieteellisessä tutkimuksessa logistisia malleja on Suomessa käytetty vähän. Puuteknologisessa tutkimuksessa logistisia malleja on esittänyt Uusitalo (1994). Metsäekonomistisessa tutkimuksessa logistista regressiota on käytetty huomattavasti enemmän. Logistisia malleja ovat esittäneet mm. Kuuluvainen ym. (1983), Ollikainen ja Salonen (1986), Ovaskainen ym. (1994), Hänninen ja Viitala (1994), Pesonen ym. (1995), Karppinen (1995) ja Ripatti (1996). Kosketuksen seurausmallissa näkyi selvästi vuodenajan vaikutus kosketuksen seurauksiin. Todennäköisyys vaurion synnylle kosketuksesta oli kesällä yli 1,5- kertainen muihin vuodenaikoihin verrattuna. Wästerlundin (1986) mukaan männyn ja kuusen juurten kuoren irrottamiseen tarvittava voima oli kesällä 40 N/cm 2 ja syksyllä 60 —BO N/cm 2 . Nämä tutkimustulokset tukevat toisiaan. Pohjois-Amerikassa puustovaurioiden määrät ovat yleensä olleet suurempia kuin Pohjoismaissa. Tällöin yksittäisen puun vaurioitumisen todennäköisyyden ennusta minen on perusteltua. Logistisia malleja puustovaurioiden ennustamiseen ovat käyt täneet Ostrofsky ym (1986), Cline ym. (1991), Bragg ym. (1994) ja Nichols ym. (1994). Ostrofsky ym. (1986) ennustivat puustovaurioiden määrää lehtipuumet siköiden harvennuksessa kaato-kasauskonetta ja pihtijuontokonetta käytettäessä. Vaurioitumista selittivät harvennuskäsittely, puun etäisyys juontourasta, puulaji ja puun läpimitta. Vaurioitumisriski oli pienin kaukana juontourista sijaitsevilla pie nillä puilla. Bragg ym. (1994) esittivät vauriomallin, joka toimii yhdessä korjuutyön tuotta vuutta ennustavan mallin kanssa. Yksittäisen puun vaurioitumista selittivät mallissa 170 korjuumenetelmä, harvennuskäsittely, lähtöpuuston pohjapinta-ala, puulaji, läpimit ta ja etäisyys juontourasta. Braggin ym. (1994) malli ja käsillä olevassa tutkimuk sessa esitetty puustovaurioiden ennustamismalli ovat samantyyppisiä rakenteeltaan. Braggin ym. (1994) mallin samoin kuin muiden Pohjois-Amerikassa esitettyjen vau riomallien aineistona ovat jälkikäteen kerätyt korjuujälkitiedot. Käsillä olevassa tutkimuksessa esitetty puustovaurioiden ennustamismalli pohjautuu tapahtuma-ai kaiseen tietoon ja koko puustovaurioprosessin kuvaamiseen. Tavaralajimenetelmän ja runkomenetelmän vauriokuvat poikkeavat myös olennaisesti toisistaan. Kokon ja Sirenin (1986) korjuuvaurioiden laskentamalli antoi tutkimuksessa todetun korjuujälkitason seurauskustannuksiksi kiertoaikana 1158 mk. Ajourien ja urapainumien osuus kokonaismenetyksistä oli 70 %. Menetykset ovat siedettäviä suhteessa harvennuksista saataviin hyötyihin. Ruotsissa Olsson (1984) on esittänyt korjuuvaurioiden seurausten laskentamallin, jonka rakenne ja tulokset ovat lähellä Kokon ja Sirenin (1996) esittämän mallin tasoa. Tutkimuksessa rakennettu puustovaurioiden ennustamismalli, korjuuvaurioiden laskentamalli, työn tuottavuus- ja kustannusmallit sekä niinikään Metsäntutkimus laitoksessa kehitetty puuston kehityksen simulointimalli (Hynynen ja Ojansuu 1996) antavat tulevaisuudessa mahdollisuuden tarkastella puun tuottamisen ja korjuun taloutta kokonaisvaltaisesti. Kokonaisvaltainen näkökulma on tärkeää eri korjuumenetelmien edullisuutta vertailtaessa. Kirjallisuus Athanassiadis, D. 1997. Residual stand damage following cut-to-length harvesting operations with a farm tractor in two conifer stands. Silva Fennica 3 1(4):461 —467. Björheden, R. & Fröding, A. 1986. Ny rutin för praktisk gallringsuppföljning. A new routine for checking the biological quality of thinning in practice. Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för skogsteknik. Uppsatser och Resultat 48. 14 s. Bragg, W., Ostrofsky, W., & Hoffman, B. 1994. Residual tree damage estimates from partial cutting simulation. Forest Products Journal 44(7/8): 19—22. Brunberg, T. & Nilsson, N. 1988. FMG 0470 Lillebror, beständsgäende engreppsskördare för klena gallringar. Skogsarbeten, Resultat 13. 4 s. Cline, M.L., Hoffman, 8.F., Cyr, M. & Bragg, W. 1991. Stand damage following whole-tree partial cutting in northern forests. Northern Journal of Applied Forestry 8:72—76. Fries, J. 1974. Thinning why and how? Thinning in the forestry of the future. Reprint of the papers from the international conference at Elmia 19. Fröding, A. 1983. Skador och stickvägar vid delmekaniserad gallring. Summary: Status of remaining stand after partly mechanized thinning. Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för skogsteknik. Rapport 152. 34 s. Fröding, A. 1992. Gallringsskador En studie av 403 beständ i Sverige 1988. Summary: Thinning damage A study of 403 stands in Sweden in 1988. Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för skogsteknik. Rapport 193. 45 s. Harstela, P. 1975. Työajan menekkiin ja työntekijän kuormittumiseen vaikuttavat tekijät eräissä metsätyömenetelmissä. Teoreettinen ja empiirinen analyysi. Summary: Factors affecting the consumption of working time and the strain on the worker in some forest work methods. A theoretical and empirical analysis. Communicationes Instituti Forestalis Fenniae 87. 130 s. Hartikainen, S. 1996. Harvennushakkuiden korjuujälki. Tulokset koneellisista harvennuksista 1996. Metsätalouden kehittämiskeskus Tapio. Moniste. Hynynen, J. 1996. Puuston kehityksen ennustaminen MELA-järjestelmässä. Julkaisussa: Hynynen, J. & Ojansuu, R. (toim.). Puuston kehityksen ennustaminen MELA ja vaihto- 171 ehtoja. Tutkimusseminaari Vantaalla 1996. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 612: 21—37. Hynynen, J. & Ojansuu, R. 1996. Puuston kehityksen ennustaminen MELA ja vaihtoehtoja. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 612. 116 s. Hänninen, H. & Viitala, E-J. 1994. Metsänomistuksen rakennemuutos ja metsätalouden edistämistoiminta. Julkaisussa: Ovaskainen, V. & Kuuluvainen, J. (toim.). Yksityismetsän omistuksen rakennemuutos ja metsien käyttö. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 484:75—103. Karlsson, L. & Myhrman, D. 1990 a. Spärdjupsprov, engreppsskördare. Skogsarbeten, Resultat 22.4 s. Karlsson, L. & Myhrman, D. 1990 b. Spärdjupsprov, skotare. Skogsarbeten, Resultat 22. 4 s. Karppinen, H. 1995. Metsänomistajien arvot ja metsätaloudellinen toiminta. Abstract: Forest values, landowner objectives and forestry behaviour of nonindustrial forest owners. Helsingin yliopisto. Kansantaloudellisen metsäekonomian lisensiaattitutkielma. 139 s. Kokko, P. & Siren, M. 1996. Harvennuspuun korjuujälki, korjuujäljen seurausvaikutukset ja niiden arviointi. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 592. 70 s. Kuuluvainen, J., Loikkanen, H. A. & Salo, J. 1983. Yksityismetsänomistajien puuntarjon takäyttäytymisestä. Summary: The timber supply behaviour of the private nonindustrial forest owners in Finland. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 112. 100 s. Lilleberg, R. 1984. Kasvatushakkuiden korjuujälki. Summary: The state of harvested thinning stands. Metsätehon tiedotus 388. 16 s. Matilainen, J. 1995. Tulevaisuuden puunkorjuukoneen suunnitteluvaatimukset. Oulun yliopis to. Prosessitekniikan osasto. Työtieteen jaos. Hanke 93314. Loppuraportti työsuojelu rahastolle. 102 s. Meadows, J.S. 1993. Logging damage to residual trees following partial cutting in a green ash sugarberry stand in the Mississippi delta. In: Gillespie, A.R., Parker, G.R., Pope, P.E. & Rink, G. (eds.). Proceedings of the 9 lh central hardwood forest conference. March B—lo. West Lafayette, IN. Gen. Tech. Rep. NC—161. St. Paul, MN: U.S. Department of Agriculture, Forest Service, North Central Forest Experiment Station:248—260. Metsänhoitosuositukset 1989. Keskusmetsälautakunta Tapio. 55 s. McMahon, S. & Evanson, T. 1994. The effect of slash cover in reducing soil compaction resulting from vehicle passage. LIRO Logging Industry Research Organization Report. Vol. 19(1). 8 s. Nichols, M.T., Lemin Jr.,R.C. & Ostrofsky, W.D. 1994. The impact of two harvesting systems on residual stems in a partially cut stand of northern hardwoods. Canadian Journal of Forest Research. 24:350—357. Nilsson, N. 1985. Skador vid kranarbete i gallring. Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för skogsteknik. Stencil 25. 35 s. Ollikainen, M. & Salonen, H. 1986. The selling frequency of forest owners: A sequential binary analysis. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 238. 33 s. Olsson, P. 1984. Beräkning av tillväxt- och kvalitetsnedsättning orsakad av skador i gallring. Skogsarbeten, Stencil. 16 s. Ostrofsky, W.D., Seymour, R.S. & Lemin, jr., R.C. 1986. Damage to northern hardwoods from thinning using whole-tree harvesting technology. Canadian Journal of Forest Research 16:1238—1244. Ovaskainen, V., Hänninen, E. & Hänninen, H. 1994. Metsänhoidollinen aktiivisuus yksityis tiloilla. Julkaisussa: Ovaskainen, V. & Kuuluvainen, J. (toim.). Yksityismetsänomistuksen rakennemuutos ja metsien käyttö. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 484:60—74. Pesonen, M., Räsänen, P. & Kettunen, A. 1995. Modelling non-industrial private forest landowners' strategic decision making by using logistic regression and neural networks: Case of predicting the choice of forest taxation basis. Silva Fennica 29(2): 171 —lB6. Pilkerton, S.J., Han, H.-S. & Kellogg, L.D. 1996. Quantifying residual stand damage in partial harvest operations. In: Blinn, C.H.& Thompson, M.A. (eds.). Planning and implementing 172 forest operations to achieve sustainable forest. Proceedings of papers presented at the Joint meeting of the Council of Forest Engineering and International Union of Forest Research Organisations. Marguette, Michigan, USA. July 29 — August 1, 1996:62—72. Ripatti, P. 1996. Factors affecting partitioning of private forest holdings in Finland. A logit analysis. Acta Forestalia Fennica 252. 84 s. Siren, M. 1981. Puuston vaurioituminen harvennuspuun korjuussa. Summary: Stand damage in thinning operations. Folia Forestalia 474. 23 s. Siren, M. 1982. Puuston vaurioituminen harvennuspuun korjuussa kuormainprosessorilla. Summary: Stand damage in thinning operations with a grapple loader processor. Folia Forestalia 528. 16 s. Siren, M. 1990. Pienet hakkuukoneet varhaisissa harvennushakkuissa. NSR-tutkimus. Summary: Small multi-function machines in early thinning operations. A joint Nordic NSR-study. Folia Forestalia 743. 29 s. Spinelli, R. 1995. Ongoing research on the environmental consequences of forest harvesting in 14 European countries: how it matches the needs of the forester. In: Kellogg, L. & Milota, G. (eds.). The way ahead with harvesting and transportation technology. Proceedings of lUFRO P3.07 meeting in Tampere, August 6—12, 1995:163—170. Spinelli, R. 1996. The environmental consequences of harvesting operations: A bibliography. A report from Concerted Action "Cost-Effective Early Thinnings" (AIR2-CT93-1538). Publisher: Ministry of Environment and Energy. Danish Forest and Landscape Research Institute. 193 s. Säteri, L. & Örn, J. 1998. Puunkorjuun ja puutavaran kaukokuljetuksen kustannukset vuonna 1997. Summary: Timber harvesting and long-distance timber transportation costs in 1997. Metsätehon katsaus 1.45. Uusitalo, J. 1994. Sahatavaran laadun ennustaminen mäntytukkirungoista. Summary: Predicting lumber quality of pine stems. Helsingin yliopiston metsävarojen käytön laitoksen julkaisuja 3. 53 s. VVästerlund, I. 1986. The strength of bark on Scots pine and Norway spruce trees. Sveriges lantbruksuniversitet, Institutionen för skogsteknik. Rapport 167. 100 s.