Suomen metsien kunto Suomen metsien kunto ISBN 951-401394-8 Suomen metsien kunto Metsien terveydentilan tutkimusohjelman väliraportti Toimittajat: Eino Mälkönen Hannu Sivula Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 527, Helsinki 1994 6 Suomen metsien kunto Sisältö Metsiemme elinvoima 1985-1993. Martti Lindgren ja Maija Salemaa 11 Kangasmetsien ravinnetila neulasanalyysin valossa. Hannu Raitio 25 Abioottisten ja bioottisten tuhojen vaikutus metsien elinvoimaan. Seppo Nevalainen ja Hannu Yli-Kojola 35 Havupuiden epifyyttijäkälät ympäristöindikaattoreina. Eeva-Liisa Jukola-Sulonen ja Jari Kleemola 54 Metsä- ja suokasvillisuuden muutokset raskasmetallien kuormitta massa ympäristössä. Maija Salemaa, Ilkka Vanha-Majamaa, Antti Reinikainen ja Hannu Nousiainen 72 Metsämaiden viljavuus ja happamuus. Pekka Tamminen ja Michael Starr 85 Metsämaiden podsoloituminen. Michael Starr ja Pekka Tamminen 98 Sammal, jäkälä ja kaarna raskasmetallilaskeuman indikaattoreina. Eero Kuhin, Jarmo Poikolainen ja Harri Lippo 109 Kuolan teollisuuspäästöjen vaikutus pohjoiseen metsäluontoon. Eero Tikkanen 116 Satakunnan happamoitumiselle herkkien männiköiden terveydentila ja siihen vaikuttavat tekijät. Hannu Raitio, Ilkka Jussila, RaimoKartastenpää, Martti Lindgren, Jarmo Poikolainen ja Maija Salemaa 122 Merenkurkun rannikon ja saariston kuusikoiden terveydentila ja siihen vaikuttavat tekijät. Hannu Raitio, Kristian Karlsson, Martti Lindgren, Päivi Merilä, Jarmo Osmo, Maija Salemaa, Sirkka Sutinen ja Hannu Yli-Kojola 137 Ilman epäpuhtauksien laskeuma ja puuston terveydentila Karjalan männiköissä. Ilari Lumme, Jarmo Poikolainen, Seppo Nevalainen, Pekka Niemelä, Vladimir Arkhipov ja Natalia Fedorets 147 Metsikön ravinnekierto ilman epäpuhtauksien aiheuttaman kuormi tuksen osoittajana. Heljä-Sisko Helmisaari, John Derome, Teuvo Levula, Tiina Nieminen, Kristina Palmgren, Maija Salemaa, Ilkka Vanha-Majamaa, Pia Reponen ja Orlando Rutter 156 Männyn neulasten rakenteen ja ravinnepitoisuuksien vuodenaikais vaihtelu. Hannu Raitio ja Sirkka Sutinen 175 Hienojuuret ja maaperän eliöstö raskasmetallien kuormittamassa maassa. Hannu Fritze, Jari Haimi, Heljä-Sisko Helmisaari, Anne Siira-Pietikäinen, Aino Smolander ja Pekka Vanhala 185 Soluvaurioiden diagnostiikka - kirjallisuuskatsaus. Sirkka Sutinen ja Leena Koivisto 195 Märkälaskeumatypen ottoja allokaatio kuusen (Picea Abies Karst.) taimissa. Ilari Lumme 206 Metsäntutkimuslaitos 7 Kasvihuonekaasujen päästöt turkistarhojen lähimetsissä. Pertti J. Martikainen, Hannu Nykänen, Kristiina Läng ja Ari Ferm (t) 212 Typen sitoutuminen ja mineralisaatio typellä kuormitetuissa kuusi koissa. Aino Smolander, Eino Mälkönen, Heljä-Sisko Helmisaari, Veikko Kitunen, Mikko Kukkola, Pertti J. Martikainen ja Outi Priha 224 Puiden ravinteiden saannin parantaminen hidasvaikutteisilla lannoit teilla. John Derome, Teuvo Levula ja Eino Mälkönen 233 Lannoituksen vaikutus havupuiden tuhoresistenssiin. Maarit Kytö, Pekka Niemelä, Tuula Piri, Martti Vuorinen, Erkki Anni la ja Risto Hiukka 243 Maa- ja neulasanalyysi suometsien ravinne- ja laskeumatilanteen määrityksessä Harjavallan ympäristössä. Heikki Veijalainen 256 Metsikkösadannan ja maaveden laatu ympäristön yhdennetyn seu rannan valuma-alueilla. Michael Starr ja Liisa Ukonmaanalio.. 271 Yhteenveto. Eino Mälkönen, Heljä-Sisko Helmisaari, Eeva-Liisa Jukola-Sulonen, Pekka Niemelä, Hannu Raitio ja Erkki Tomppo 285 8 Suomen metsien kunto Artikkelien kirjoittajat Erkki Annila, prof., METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Vladimir Arkhipov, Osastopäällikkö, Metsätalouden suunnitteluyritys "Lesprojekt" Koli Tomchaka 16, RU 196084, Pietari, Venäjä John Derome, MML, METLA, Rovaniemen tutkimusasema, PL 16,96301 Rovaniemi Natalia Fedorets, Laboratorion päällikkö, Venäjän tiedeakatemia, Karjalan tiedekes kuksen Metsäinstituutti, Pushkinskaja 11, RU 185610 Petroskoi, Venäjä Ari Ferm (t), MMT, METLA Hannu Fritze, FT, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Jari Haimi, FT, Jyväskylän yliopisto, Biologian laitos PL 35, 40351 Jyväskylä Heljä-Sisko Helmisaari, MMT, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18,01301 Vantaa Risto Hiukka, FM, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Eeva-Liisa Jukola-Sulonen, FL METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18 01301 Vantaa Ilkka Jussila, Satakunnan ympäristötutkimuskeskus, Konttorinkatu 1, 28900 Pori Kristian Karlsson, MMK, METLA, Kannuksen tutkimusasema, PL 44, 69101 Kannus Raimo Kartastenpää, FK, Ilmatieteen laitos, Ilmanlaatuosasto, Sahaajankatu 22 E, 00810 Helsinki Jari Kleemola, yo., METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Leena Koivisto, maat.-metsät. yo., METLA, Suonenjoen tutkimusasema, 77600 Suo nenjoki Eero Kubin, FT, METLA, Muhoksen tutkimusasema, Kirkkosaarenne, 91500 Muhos Mikko Kukkola, MII, METLA, Metsänkasvatuksen tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Maarit Kytö, MML, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Teuvo Levula, MTI, METLA, Parkanon tutkimusasema, Kaironniementie 54, 39700 Parkano Martti Lindgren, FK, METLA, Metsäekologiini tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Harri Lippo, FM, METLA, Muhoksen tutkimusasema, Kirkkosaarentie, 91500 Muhos Ilari Lumme, FT, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Kristiina Läng, FK, Kansanterveyslaitos, Ympäristömikrobiologian osasto, PL 95, 70701 Kuopio Pertti Martikainen, dos., Kansanterveyslaitos, Ympäristömikrobiologian osasto, PL 95, 70701 Kuopio Päivi Merilä, MMK, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Eino Mälkönen, prof., METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Seppo Nevalainen, Mli, METLA, Joensuun tutkimusasema, PL 68, 80101 Joensuu Pekka Niemelä, FT, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Tiina Nieminen, MML, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18,01301 Vantaa Hannu Nousiainen, FM, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18,01301 Vantaa Hannu Nykänen, FK, Kansanterveyslaitos, Ympäristömikrobiologian osasto, PL 95, 70701 Kuopio Jarmo Osmo, FK, Vaasan kaupunki, Ympäristönsuojeluosasto, PL 3, 65101 Vaasa Metsäntutkimuslaitos 9 Kristina Palmgren, MMK, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Tuula Piri, Dipl. Forstw., METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Jarmo Poikolainen, FM, METLA, Muhoksen tutkimusasema, Kirkkosaarenne, 91500 Muhos Outi Priha, MMK, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Hannu Raitio, FT, METLA, Parkanon tutkimusasema, Kaironiementie 54, 39700 Parkano Antti Reinikainen, FL, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18,01301 Vantaa Pia Reponen, fil.yo., Helsingin yliopisto, Kasvitieteen laitos, PL 47, 00014 Helsingin yliopisto Orlando Rutter, M. Sc., WYE College, Department of Biological Sciences, University of London, WYE Ashford Kent, TN2S SAH, England Maija Salemaa, FL, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Anne Siira-Piet ikäinen, maat.-metsät. yo., Helsingin yliopisto, Limnologian ja ympäris tönsuojelun laitos, PL 27, 00014 Helsingin yliopisto Michael Starr, Ph.D., METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Sirkka Sutinen, FT, METLA, Suonenjoen tutkimusasema, 77600 Suonenjoki Pekka Tamminen, MMT, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Eero Tikkanen, FL, METLA, Rovaniemen tutkimusasema, PL 16, 96301 Rovaniemi Erkki Tomppo, prof., METLA, Metsien käytön tutkimusosasto, Unioninkatu 40 A, 00170 Helsinki Liisa Ukonmaanaho, FK, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Ilkka Vanha-Majamaa, FK, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Pekka Vanluila, MMK, Vesi-ja ympäristöhallitus, PL 250, 00101 Helsinki Heikki Veijalainen, LuK, METLA, Metsäekologian tutkimusosasto, PL 18, 01301 Vantaa Martti Vuorinen, FK, METLA, Suonenjoen tutkimusasema, 77600 Suonenjoki Hannu Yli-Kojola, MMK, METLA, Metsien käytiin tutkimusosasto, Unioninkatu 40 A, 00170 Helsinki 10 Suomen metsien kunto Lukijalle Viime vuosikymmenen puolivälistä lähtien Metsäntutkimuslaitoksen tutkimus toiminnan yhtenä painoalana on ollut metsien terveydentil an sekä sitä uhkaavien tekijöiden vaikutustapojenja torjuntamahdollisuuksien tutkiminen. Tämän poik keuksellisen laajan ongelmakokonaisuuden tutkimus järjestettiin vuonna 1992 metsien terveydentilan tutkimusohjelmaksi (1992-1996). Sen keskeisimpiä tavoitteita ovat: 1) tuottaa tietoa metsien elinvoimaisuuden ajallisesta ja paikal lisesta vaihtelusta, 2) tutkia ilman epäpuhtauksien ja muiden ympäristötekijöi den vaikutustapoja metsäekosysteemissä ja 3) selvittää mahdollisuuksia metsi en elinvoimaisuuden parantamiseksi. Tutkimusohjelma koostuu vastuututkijoiden johtamista monitieteellisistä tutkimushankkeista, jotka on ryhmitelty tavoitteidensa tai lähestymistapansa mukaan seuraavasti: 1. Valtakunnalliset hankkeet Metsien elinvoimaisuus Metsäkasvillisuus ja metsikkökarike ympäristöindikaattoreina Metsämaiden viljavuus ja happamoituminen Raskasmetallikartoitukset bioindikaattorien avulla 2. Alueelliset hankkeet Itä-Lapin metsävaurioprojekti Länsi-Suomen metsien terveydentila Karjalan metsien terveydentila 3. Ekosysteemitutkimukset Ilman epäpuhtauksien vaikutus metsäekosysteemin toimintaan Soluvaurioiden diagnostiikka - kokeelliset altistukset Metsäekosysteemin typensietokyky Metsän terveyslannoitus Ympäristön yhdennetty seuranta Tässä väliraportissa esitellään tutkimushankkeiden edistymistä ja tähän men nessä saavutettuja tuloksia edellä esitettyä hankerakennetta noudattaen. Eräät hankkeet ovat jatkoa jo aiemmin aloitetuille tutkimusaiheille, jotkut hankkeet aloitettiin uusina tutkimuksina tutkimusohjelman perustamisen yhteydessä. Tämän vuoksi hankkeiden edistymisessä ilmenee vielä huomattavaa vaihtelua. Vaikka esitettävät tulokset ovat monilta osin vasta alustavia, toivomme raportin välittävän lukijoilleen uusinta tietoa metsien kunnosta ja siihen vaikuttavista tekijöistä. Eino Mälkönen Eeva-Liisa Jukola-Sulonen Hantin Raitio Heljä-Sisko Helmisaari Pekka Niemelä Erkki Tomppo Metsäntutkimuslaitos 11 Metsiemme elinvoima 1986- 1993 Martti Lindgren ja Maija Salemaa Johdanto Useissa Euroopan maissa aloitettiin 1980-luvulla laajoja metsien tervey dentilan kartoituksia, joissa havain noitiin erityisesti ns. uudentyyppisiä metsätuhoja indikoivia puuston oirei ta (Manual 0n... 1986). Kartoitustutki muksien syynä olivat 1970-80 -luku jen vaihteessa Keski-Euroopassa voi mistuneet metsätuhot (Krause ym. 1986). Kaukanapäästölähteistäja puh taina pidetyillä alueilla ilmenneitä metsävaurioita alettiin kutsua "uuden tyyppisiksi" erotukseksi perinteisistä sienitautienjahyönteisten aiheuttamis ta tuhoista tai teollisuusalueilla jo pit kään tunnetuista "savukaasuvauriois ta". Uudentyyppisten metsätuhojen oireet vaihtelivat yksityiskohdissaan eri alueilla, mutta tyypillisiä ulkoisia merkkejä olivat puiden lehtimassan vähentyminen eli harsuuntuminen ja sitä edeltävät latvuksen värioireet. Kaukokulkeutuneet ilman epäpuhtau det yhdistettiin usein oireiden syntyyn (Hinrichsen 1986, Fiihrer 1990, Sc hulze ja Freer-Smith 1991). Vaikka uusimpien raporttien mukaan Euroo pan metsätuhot ovat rajoittuneet huo mattavasti pienemmille pinta-aloille kuin aikaisemmin pelättiin (Innes 1993), puiden harsuuntuminen ja väri oireet ovat edelleen yleisiä monissa maissa (Forest condition... 1993). Uu dentyyppisten ja perinteisten metsä vaurioiden erottaminen toisistaan on osoittautunut vaikeaksi tehtäväksi ja useat tutkijat korostavatkin vaurioi den syiden vaihtelevan tapauskohtai sesti japuulajistariippuen(lnnes 1993). Tässä raportissa esitetään Suomen metsien elinvoiman vuotuisen kartoi tuksen keskeisimpiä tuloksia jaksolla 1986-1993. Metsäntutkimuslaitos on osallistunut YK-ECE:n metsävaurio ohjelmaan vuodesta 1985, jolloin met sien terveydentilan valtakunnallinen seuranta aloitettiin ILME-projektin yhteydessä (Jukola-Sulonen ym. 1987). Metsien vuotuinen elinvoima kartoitus aloitettiin Suomessa v. 1986. Kahdeksan vuoden seuranta-aineisto on kerätty noin 400:lta kangasmaiden pysyvältä näytealalta noin 4 500:sta puusta. Tutkimushankkeen tavoittee na on 1) tuottaa tietoa metsien elinvoi maisuuden alueellisesta ja ajallisesta vaihtelusta valtakunnallisella tasolla, 2) selvittää ilmansaasteiden ja muiden ympäristötekijöiden osuutta havaittui hin muutoksiin ja vaurioihin sekä 3) kehittää metsien elinvoimaisuuden seurantamenetelmiä ja niissä käytettä viä elinvoimaisuuden indikaattoreita. 12 Suomen metsien kunto Aineistoja menetelmät Näytealaverkko Näytealaverkko on otos valtakunnan metsien 8. inventoinnin pysyvistä näy tealoista, joita perustettiin v. 1985 1986 yhteensä 3 009 kpl. Ympyrän muotoiset näytealat (300 m 2) ovat Ete lä-Suomessa neljän näytealan lohkoi na 16 x 16 km:n hilassa ja Pohjois suomessa vastaavasti kolmen näyte alan lohkoina 24 x 32 km:n hilassa. Tästä perusjoukosta otostettiin metsi en elinvoiman ns. ekstensiivitutkimuk seen noin 400 vuosittain inventoitavaa kangasmaiden näytealaa (kuva 1). Vuonna 1992 verkkoa täydennettiin 52 näytealalla. Arvioitujen puiden ko konaismäärä on vaihdellut jonkin ver ran eri vuosina (taulukko 1). Vuonna 1993 puiden lukumäärä näytealaa koh den vaihteli metsikön tiheydestä riip puen 3 - 38, keskiarvon ollessa 9 puu ta. Näytealojen jakautuminen eri met sätyyppeihin ja ikäluokkiin Etelä- ja Pohjois-Suomessa esitetään taulukos sa 2. Jaksolla 1986-1991 samat neljä ar vioijaa tarkastivat vuosittain samat puut suurinpiirtein samoina ajankohtina. Näytealaverkon täydentämisen yhtey dessä v. 1992 arvioijien määrää lisät tiin yhdellä ja kaksi inventoijaa vaih tui (taulukko 1). Maastohenkilöstön muuttumisen myötä arvioijien inven tointialueiden rajoja muutettiin jonkin verran. Elinvoimatunnukset Metsäpuiden elinvoimaisuuden vuo tuinen seuranta perustuu näytealojen puuston silmävaraiseen tarkasteluun. Ylis-, valta- ja lisävaltapuista (d, 3 > 4,5 cm) havainnoidaan vuosittain: a) latvuksen lehtimassan määrääjä vaih telua kuvaavia tunnuksia (harsuuntu minen, neulasvuosikerrat), b) latvuk Kuva 1. Kangasmaiden näytealaverk ko, jolla metsien terveydentilaa seura taan vuosittain. Puulajisuhteet vaihte levat eri näytealoilla (vrt. kuva 5a ja b). Etelä- ja Pohjois-Suomen välinen raja noudattaa 65° leveyspiiriä. sen rapistumista (oksatuhot, sekundaa rioksat), c) neulasten ja lehtien värivi koja (keltakärkisyys, kellastuminen ja ruskettuminen), d) fertiilisyyttä (he dekukinta ja käpysato) ja e) abioottisia jabioottisia tuhoja. Pysyviltä näyteok si 11 a havainnoi daan väri vi koj en j a neu - lasellisuuden lisäksi epifyyttijäkäliä ja viherlevän esiintymistä sekä metsik kökuvion tunnuksena nuorten kuusien väriviat ja viherlevän runsaus neula silla. Tunnusten tarkempi kuvaus ja käytetyt asteikot on esitetty kenttämo nisteessa (Lindgren ja Salemaa 1994) sekä julkaisuissa Jukola-Sulonen ym. (1990) ja Salemaa ym. (1991). Metsäntutkimuslaitos 13 Taulukko 1. Tarkastettujen puiden, näytealojen ja arvioijien lukumäärät eri vuosina seurantajakson aikana. Vuonna 1992 näytealojen määrää lisättiin 52:lla. Tilastollinen analyysi Tutkimuksessa käytettiin korrelatiivis ta lähestymistapaa tarkastelemalla elin voimatunnuksien alueellista ja ajallis ta vaihtelua erilaisten ympäristötun nuksien, esimerkiksi ilman epäpuh tauksien suhteen. Tässä raportissa elin voimatunnuksien näytealakohtaisten keskiarvojen ja laskeumatietojen yh teisvaihtelua analysoitiin Spearmanin järjestyskorrelaation avulla. Rikin ja typen laskeumat näytealoilla perustui vat happamoitumisen kokonaismallin (HAKOMA) arvioon, jossa käytettiin vuoden 1990 päästötietoja (Ilmatie teen laitoksen ja VTT:n julkaisematon aineisto). Analyyseissä neulaskatopro senttina käytettiin harsuuntumisluokan luokkakeskipistettä seuraavasti: Harsuuntumisarvion luotetta vuus Puuston kuntoluokituksen keskeisim mät tunnukset kuten harsuuntuminen ja väriviat määritetään silmävaraises ti. Tällainen arviointi on aina subjek tiivistaja ai tistaerilaisille virhelähteil le. Tulokseen voivat vaikuttaa mm. arvioijan kokemus, metsikön tiheys, erilaiset sää- ja valaistusolot (Innes 1988). Esimerkiksi vastavalossa har suuntuminen usein yliarvioidaan. Kos ka seurantatutkimuksen keskeisenä tavoitteena on tuottaa tietoa elinvoi man muutoksista koko valtakunnan alueella, maastohenkilöiden arviointi tason yhdenmukaisuus ja henkilökoh taisen arviointitason säilyminen va kaana on tärkeää. Ennen maastotöiden aloittamista arvioijien taso kalibroi daan viikon kestävillä kursseilla ja harsuuntumisen arvioinnin luotetta vuus tutkitaan. Luotettavuustestissäeri arvioijat määrittävät Tuusulassa sijait sevan testipuuston (1 (X) kuusta ja 100 mäntyä) harsuuntumisasteen toistensa arvioinneistatietämättä. Keväällä 1994 arvioijat luokittelivat 70 % kuusista ja 66 % männyistä täysin yhdenmukai sesti ja noin 1 %:ssa puista arviointi virhe oli suurempi kuin yksi luokka 1986 1987 1988 1989 1990 1991 1992 1993 Samat puut 1986 ja 1993 Puita 4 436 4 342 4 036 4 018 3 872 3 900 4 545 4 430 3 418 Kuusia 1 494 1 485 1442 1 404 1 378 1 323 1 419 1 360 1 207 Mäntyjä 2 305 2 244 2 202 2 096 2 066 2 072 2 461 2 430 1 901 Lehtipuita 637 613 392 518 428 505 665 640 310 Näytealoja 389 382 371 363 361 360 412 404 Arvioijia 4 4 4 4 4 4 5 6 Arvioitu Luokka- Luokka harsuun- väli keskipiste tumisluokka % % 0 0-10 5 1 11-20 15 2 21-30 25 9 91-100 95 14 Suomen metsien kunto Taulukko 2. Näytealojen lukumäärät Etelä- ja Pohjois-Suomessa kasvupaik katyypeittäin (A) sekä eri ikäluokissa (B) vuonna 1993. Lh = Lehdot, LmK = Lehtomaiset kankaat, TuoK = Tuoreet kankaat, KhK = Kuivahkot kankaat, Kk = Kuivat kankaat, KrK = Karukkokankaat, Vr = Kalliomaat ja hietikot, Lkm = Lakimetsät ja tunturit. Kasvupaikkojen ja puuston iän määritys on esitetty valtakunnan metsien 8. inventoinnin kenttätöiden ohjeissa (Valtakunnan ... 1986). (kuva 2). Testipuiden harsuuntumisen frekvenssijakaumissa ei ollut tilastol lisia eroja arvioijien välillä X 2-testillä tarkasteltuna (kuva 3). Tulokset Harsuuntuminen Pohjoismaissa puutapidetään harsuun tuneena, kun sen lehti- tai neulasmäärä on 20 % pienempi kuin normaalipui den (Bengtson ja Lindroth 1985). Ke sällä 1993 tällaisten mäntyjen osuus oli 12 %, kuusien 38 % ja lehtipuiden 18 % (kuva 4). Mäntyjen keskimääräi nen harsuuntumisasteluokkakeskipis teistä laskettuna oli 10 %, kuusien 19 % ja lehtipuiden 12 %. Etelärannikolla ja Pohjanmaan rannikolla sijaitsevat männiköt olivat harsuuntuneempia kuin muualla Etelä-Suomessa. Vaikka eteläisen Lapin männiköt olivat suh teellisen vähän harsuuntuneita, neu laskato oli runsaampaa pohjoisimmil la näytealoilla (kuva sa). Kainuu erot tui voimakkaasti harsuuntuneiden kuu sikoiden alueena (kuva sb). Kaikkial la maassa oli kuitenkin yksittäisiä näy tealoja, joilla puusto oli harsuuntunut ta. Sekä havu- että lehtipuilla vanhat metsät olivat harsuuntuneempia kuin nuoret (kuva 6). Kuusella ja lehtipuilla yli 60-vuotiaiden metsien harsuuntu minen oli voimakkaampaa Pohjois kuin Etelä-Suomessa. Männyllä vas taavaa suuntausta ei voitu havaita. Seurantajakson 1986-1993 aikana Suomen metsäpuiden harsuuntumis aste on jonkin verran vaihdellut vuo desta toiseen (kuva 4). Tutkimuksen alkuvuosina 1986-1989 harsuuntumi nen lisääntyi kaikilla puulajeilla. La pissa ilmeni voimakas paikallinen neu laskato kesällä 1987 (Tikkanen ja Rai tio 1990). Tämän jälkeenlatvuksettuu heutui vat muutaman vuoden ajan. Leh tipuilla harsuuntuminen lisääntyi uu delleen vuosina 1992-1993. Myös männyn harsuuntuminen lisääntyi lie västi vuonna 1993. Kuusten latvusten harsuuntuminen on puolestaan pysy nyt lähes muuttumattomana viime vuo det. Yli 20 % harsuuntuneiden puiden osuus on lisääntynyt männyllä 5, kuu sella 12 ja lehtipuilla 11 %-yksikköä vuosien 1986 ja 1993 välillä. Harsuuntumisen ja laskeuman vä li st ä suhdett a t arkastel ti i n erikseen Ete lä- ja Pohjois-Suomessa, sillä las keuman painottuminen pääasiassa maan eteläpuoliskoon vääristäisi yh teisvaihtelun analyysia. Korrelaatiot A) Lh Lm K TuoK KhK Kk KrK Vr Lkm Etelä-Suomi 3 64 139 84 12 0 4 0 Pohjois-Suomi 0 1 34 42 9 1 0 2 B) alle 40 v. 41 -80 v. 81-120 v. 121 -160 v. 161 -200 v. yli 200 v. Etelä-Suomi 90 90 92 25 6 1 Pohjois-Suomi 17 21 17 13 12 10 Metsäntutkimuslaitos 15 Kuva 2. Viiden arvioijan tekemän harsuuntumisluokittelun yhdenmukaisuus Tuusulassa v. 1994. Ei eroa = arviointi yhdenmukainen, 1 luokka = arviointiero ± yksi luokka, 2 luokka = arviointiero ± 2 luokkaa jne. Testipuiden lukumäärä on 100 kummallakin puulajilla. Kuva 3. Tuusulan testipui denliarsuuntumisjakaumi- en yhdenmukaisuuden ver tailu eri arvioijien välillä. Jakaumien tilastollista analyysia (X 2 -testi) varten harsuuntumisluokat 4-9 yhdistettiin. Eri harsuun tumisluokkiin arvioitujen puiden osuuksissa ei ollut tilastollisia eroja arvioiji en välillä. Kuusi: X2 = 8,03, p = 0,948, df = 16, Mänty: X2= 10,51, p = 0,839, df- 16. 16 Suomen metsien kunto Kuva 4. Kuusen, männyn ja lehtipuiden harsuuntumisen frekvenssijakaumat (%) kangasmailla vuosina 1986-1993. Puiden lukumäärät on merkitty pylväi den päälle. 17 Metsäntutkimuslaitos Taulukko 3. Spearmanin järjestyskorrelaatio männyn ja kuusen keskimääräi sen näytealakohtaisen harsuuntumisasteen (1993), vuosien 1986-1993 välisen keskimääräisen harsuuntumismuutoksen sekä rikki- ja typpilaskeumien välillä Etelä- ja Pohjois-Suomessa. Rikin (S) ja typen (NH 4 -N, NO x -Nja näiden summa N yht.) laskeumat näytealoilla perustuvat happamoitumisen kokonaismallin (HAKOMA) arvioon vuodelta 1990. Kotimaisista lähteistä laskettua ja koko naislaskeumaa tarkastellaan erikseen. Tilastolliset merkitsevyydet: * = P < 0,05, ** = P<0,01. vaihtelivat sen mukaan, käytettiinkö kotimaisista päästölähteistä laskettua vai kokonaislaskeuman arvioita (tau lukko 3). Kotimaisistalähteistä lasket tu rikki-, ammonium-ja kokonaistyp pilaskeuma korreloivat tilastollisesti merkitsevästi männyn vuoden 1993 harsuuntumisasteen kanssa Etelä-Suo messa. Kotimaisen nitraattitypen- ja kokonaistypen laskeumat taas korre loivat kuusen harsuuntumisen lisään tymisen (1986-1993) kanssa Etelä- Suomessa. Pohjois-Suomessa ei ollut yhteisvaihtelua harsuuntumisen ja ko timaisen laskeuman välillä. Rikin ko konaislaskeuma ei korreloinut har suuntumisen kanssa kummallakaan puulajilla. Kuusen harsuuntumisen Etelä-Suomi Pohjois-Suomi Laskeuma Harsuuntumisen Harsuuntu- Harsuuntumisen Harsuuntu- g/ m2 /v. muutos misaste muutos misaste 1986-1993 1993 1986-1993 1993 Mänty Kotimaiset lähteet S 0,108 0,256** 0,171 -0,181 NO -N 0,111 0,142 0,195 -0,147 NH*-N 0,065 0,215** 0,169 -0,130 N yht. 0,070 0,206** 0,171 -0,140 Kokonaislaskeuma S -0,045 0,043 0,057 -0,195 NO -N 0,193* -0,007 0,196 -0,163 NH*-N -0,021 0,056 0,173 -0,157 N yht. 0,041 0,017 0,219 -0,148 Näytealoja, kpl 124 162 59 69 Kuusi Kotimaiset lähteet S -0,028 0,018 -0,397 -0,186 NO -N 0,194* 0,047 -0,105 0,157 NH*-N 0,177 0,120 -0,046 -0,113 N yht. 0,185* 0,125 -0,142 -0,018 Kokonaislaskeuma S 0,116 -0,003 -0,251 0,278 NO -N 0,023 -0,047 -0,364 0,488* NII*-N 0,161 -0,053 0,037 0,390 N yht. 0,192* -0,069 0,053 0,482* Näytealoja, kpl 118 139 15 18 18 Suomen metsien kunto muutos korreloi Etelä-Suomessa ko konaistypen laskeuman kanssa. Poh jois-Suomessa kuusialojen pieni mää rä estää luotettavan johtopäätöksen teon laskeuman ja harsuuntumisen vä lisestä suhteesta. Neulasten väriviat Viime vuosina havupuiden neulasten voimakkaita värioireita on esiintynyt vähän. Kansainvälisen ohjeiston (YK ECE) mukaan latvus luokitellaan väri Kuva 5. Männyn a) ja kuusen b) keskimääräinen neulaskato näytealoilla vuonna 1993. Puiden lukumäärä näy teakilla vaihteli 3-38 ja oli keskimäärin 9. Lapissa otoksessa oli vähän kuusikoita. Taulukko 4. Kuusen keskimääräinen käpysato eri harsuuntumisluokissa vuon na 1989. Neulaskato, % Keskiarvo Keskihajonta Puiden lkm 0-10 36,3 44,3 504 11-20 66,9 54,3 213 21-30 68,9 49,2 176 31-40 82,7 51,4 149 41-50 67,3 47,7 64 51-60 73,5 44,5 39 yli 60 57,3 49,4 55 Metsäntutkimuslaitos 19 vikaiseksi kun neulasista on yli 10 % värivikaisia. Näin määritellen vuonna 1993 männyistä 1 %ja kuusista 8 % oli värivikaisia(kuva 7). Havupuiden ylei simmät värioireet olivat neulasten kel lastuminen j a keltakärkisyy s sekä män nyllä lisäksi ruskettuminen. Kuusella väriviat olivat yleisempiä harsuuntu neilla ja vanhoilla puilla. Alikasvos kuusien värivikaisuus oli yleisintä kui vahkoilla kankailla. Havupuiden käpysato Havupuiden käpysato vaihteli suuresti vuosittain tutkimusjakson aikana. Vuo tuinen käpysato muodostuu puukoh taisesta käpytuotosta sekä kävyllisten puiden osuudesta (kuva 8). Kuusen käpysato oli runsas vuonna 1989 koko maassa ja Etelä-Suomessa 1992 (kuva 8). Seurantajakson aikana männyllä oli Pohjois-Suomessa kaksi runsaskä Kuva 6. Kuusen, männyn ja lehtipuiden keskimääräinen harsuuntumisaste (keskiarvo merkitty pylväällä ja keskiarvon keskivirhe janalla) alle ja yli 60- vuotiaissa metsissä Etelä- ja Pohjois-Suomessa (ks. kuva 1). Puiden lukumäärät on merkitty pylväiden päälle. Aineisto on vuodelta 1993. 20 Suomen metsien kunto Kuva 7. Värivikaisten kuusten, mäntyjen ja lehtipuiden osuudet (%) vuonna 1993. Kansainvälisten ohjeiden mukaan värivikaisia neulasia tai lehtiä tulee olla latvuksessa yli 10 % (pylväiden kolme tumminta osaa) ennenkuin puu luokitellaan oireelliseksi. Puiden lukumäärät on merkitty pylväiden päälle. pyistä vuotta (1988 ja 1991), kun taas vastaavia huippuvuosia ei esiintynyt Etelä-Suomessa (kuva 8). Harsuuntu misen ja keskimääräisen käpysadon välinen suhde ei ollut lineaarinen (tau lukko 4). Kuusen käpymäärät olivat pienimmät lievästi harsuuntuneilla (< 11 %) ja suurimmat kohtalaisesti har suuntuneilla (31-40 %) puilla. Keski määräinen käpysato vaihteli suuresti myös harsuuntuneisuudeltaan saman laisten puiden kesken. Tulosten tarkastelu Harsuuntuminen puiden elinvoiman indikaattorina Harsuuntuminen on monistressioire, jolla voi olla useita eri syitä. Jotta puiden ikääntymisen, kasvupaikan, il maston, sienitautien tai hyönteistuho jen vaikutukset voitaisiin erottaa il man epäpuhtauksien vaikutuksista, tar vitaan paljon lisätutkimuksia. Esimer kiksi neulasten värioireet, kemiallinen koostumus (Raitio tässä julkaisussa) ja solu vauriot (Sutinen tässä julkaisus sa) antavat lisätietoa puiden kunnosta. Puiden harsuuntumisasteen ja monien muiden kuntotunnusten kuten oksatu hojenja sekundaarioksien määrän (Sa lemaa ja Jukola-Sulonen 1990)jakas vun (Nöjd 1990) välillä on havaittu yhteyttä. Sen sijaan kuusen käpysadon ja harsuuntumisasteen väliltä ei löy detty selvää yhteisvaihtelua, mikä on todettu aikaisemmin myös männyllä (Salemaa ym. 1991). Puiden siemen ten kehitykseen ja siemensadon mää rään vaikuttavatkin useat tekijät, joista tärkeimpiä ovat perinnöllinen tausta, puuston kehitysvaihe, kasvupaikanra vinne-, lämpö- sekä kosteusolot (Kel lomäki 1991). Harsuuntumistunnuksen käyttöön liittyy monia ongelmia. Ennen kaik kea silmävaraisen arvioinnin subjek tiivisuus lisää tulosten tulkinnanvarai Metsäntutkimuslaitos 21 Kuva 8. Männyn ja kuusen käpysato Pohjois- ja Etelä-Suomessa 1987-1993. Käpyjen määrä arvioitiin puiden ylälatvuksesta. Pylväs kuvaa kuinka suuri osuus puista tuotti käpyjä ja viiva keskimääräisen käpysadon puuta kohden. Mäntyjen lukumäärä oli Etelä-Suomessa 1 454 ja Pohjois-Suomessa 409. Kuu sia oli vastaavasti 1 109 ja 92. suutta. Koska neulasten jalehtien mää rä vaihtelee perinnöllisesti puiden vä lillä sekä kasvupaikasta riippuen, ns. terveen vertailupuun määrittäminen ei ole aina helppoa. Myös vuodenaikaan liittyvät muutokset latvuksissa voivat muistuttaa stressioireita. Harsuuntu misen ja muiden näkyvien latvusoirei den arviointi mahdollistaa kuitenkin laajojen metsäalueiden yleiskunnon seuraamisen vuosittain. Maastotestien mukaan kokeneet arvioijat pystyvät määrittämään harsuuntumisasteen melko luotettavasti ja vuosien välinen arviointitaso säilyy vertailukelpoise na (Jukola-Sulonen ym. 1990). Harsuuntumisarvioinnin subjektii visuuden lisäksi seuraavat epävar muustekijät on pidettävä mielessä tul kittaessa tässä raportissa esitettyjä tu loksia. Otokseen tulevien puiden lu kumäärä on melko pieni, varsinkaan Lapissa alueellisia yleistyksiä ei voi tehdä kuusen suhteen. Kuitenkin vai 22 Suomen metsien kunto takunnallisesti otos antaa riittävän tar kan arvion metsiemme yleiskunnosta. Jaettaessa aineisto pienempiin alueel lisiin yksikköihin, kasvupaikkatyyp peihin tai ikäluokkiin jää näytealojen määräusein liian pieneksi luotettavien johtopäätöksien tekoon. Esimerkiksi happamoitumisherkkinä pidettyjä kui via ja karuja kankaita on seurannassa mukana vain 20 (taulukko 2). Tulosten tulkintaa vaikeuttaa myös se, että neu lasten varisemisen luontaista vaihte lua ei vielä tunneta riittävän hyvin, jotta vuosivaihtelu voitaisiin erottaa pitkän aikavälin kehityksestä. Karike aineistojen (Kouki ja Hokkanen 1992) ja neulasten johtojänneanalyysien ai kasarjat (Jalkanen ym. 1990) osoitta vat, että neulasten pitoajassa ja varise misessa on ollut aina suurta vaihtelua. Metsien kuntoon vaikuttavat tekijät Suomessa Kansainvälisten kriteerien (Manual 0n... 1986) mukaisia voimakkaita väri oireita tai runsasta neulaskatoa esiin tyi tutkimusjakson aikana vähän. Suo messa havupuiden harsuuntuneisuus oli samalla tasolla kuin Ruotsissa eli noin viidennes havupuista on harsuun tunut yli 20 %. Norjassa havupuiden harsuuntuneisuus on viime vuosina ollut suurempaa kuin Suomessa (Fo rest condition... 1993). Paikallisten päästölähteiden lähialueita, taajamia ja teiden varsia lukuunottamatta har suuntuminen johtuu Suomessa pääasi assa puuston ikääntymisestä sekä eri laisista, puille epäedullisista ilmasto ja säätekijöistä. Vuosien 1982 ja 1988 versosurmaepidemioiden jälkiä näkyi vielä Länsi-Suomen männiköissä. Yksittäisten harsuuntumiseen vai kuttavien tekijöiden osuutta on vaikea eritellä, sillä latvuksen kuntoon vai kuttavat tekijät ovat vuorovaikutus suhteessa keskenään. Metsien ikä ja ilmaston ankaruus kasvavat pohjoiseen päin, kun taas ilman epäpuhtaudet pai nottuvat Etelä-Suomeen ja Koillis- Lappiin (Ympäristökatsaus 1994). Il man epäpuhtauksien ja latvuksen kun totunnusten välinen yhteys ei ollut sel vä vaan vaihteli sen mukaan tarkastel tiinko kotimaisten lähteiden vai koko naislaskeuman arvoja. Eteläisessä Suo messa kotimaisista lähteistä mallitet tujen rikki-ja typpilaskeuman ja män nyn neulaskadon välillä havaittiin lie vää yhteisvaihtelua. Myös paikallises ti, esimerkiksi taajamissa ja päästöläh teiden ympäristöissä, ilman epäpuh taudet voivat olla tärkeimpiä harsuun tumisen aiheuttajia (Mäkinen ym. 1991, Jussila ym. 1991). Myös epi fyyttijäkälien runsaudet ja lajikoostu mus (Kuusinen ym. 1990, Jukola-Su lonen ja Kleemola tässä julkaisussa) sekä viherlevän kasvu havupuiden neu lasilla (Salemaaym. 1991, Jukola-Su lonen ym. 1993, Lindgren ja Salemaa 1993) osoittavat ilman epäpuhtauksi en vaikutuksia varsinkin Etelä-Suo men metsäekosysteemeissä. Kirjallisuus Bengtsson, G. & Lindroth, S. 1985. Riksskogstaxeringen redovisar de förstaresultaten frän 1985 ärs skogss kadeinventeringen. 8 s. (Lehdistö tiedote). Sveriges Lantbruksuni versitet, Institutionen för skogstaxe ring. Umeä. Forest condition in Europe. 1993. Re sults of the 1992 survey. CEC-UN/ EGE. 90 s.+ liitteet I—III. Ftihrer, E. 1990. Forest decline in cent ral Europe: additional aspects of its cause. Forest Ecology and Manage ment 37:249-257. Hinrichsen, D. 1986. Multiple pollu tants and forest decline. Ambio 15: 258-265. Innes, J. 1988. Forest healthy surveys: problems in assessing observers ob- Metsäntutkimuslaitos 23 jectivity. Canadian Journal of Forest Research 18: 560-565 Innes, J. 1993. Air pollution and fo rests - an overview. Julkaisussa: Schlaepfer, R. (toim.). Long-term implications of climate change and air pollution on forest ecosystems. lUFRO World Series 4: 77-100. Jalkanen, R. & Kurkela, T. 1990. Need le retention, age, shedding and budget, and growth of Scots pine between 1865 and 1988. Julkaisus sa: Kauppi, P. Anttila, P. & Kenttä mies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 691-697. Jukola-Sulonen, E.-L., Mikkola, K., Nevalainen, S. & Yli-Kojola, H. 1987. Havupuiden elinvoimaisuus Suomessa vuosina 1985-1986. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 256. Jukola-Sulonen, E.-L., Mikkola, K & Salemaa, M. 1990. The vitality of conifers in Finland, 1986-88. Jul kaisussa: Kauppi, P. Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidificati on in Finland. Springer-Verlag, Ber lin. s. 523-560. Jukola-Sulonen, E.-L., Kuusinen, M. & Merilä, P. 1993. Leväpeite kuusen neulasilla merkki typpikuormasta. Julkaisussa: Hyvärinen, A., Jukola- Sulonen, E.-L., Mikkelä, H. & Nie minen, T. (toim.). Metsäluonto ja ilmansaasteet. Metsäntutkimuslai toksen tiedonantoja 446: 148-149. Jussila, 1., Laihonen, P. & Jormalai nen, V. 1991. Porin-Harjavallan alu een ilman laadun seuranta bioindi kaattorien avulla vuonna 1990. Sy kesarja 82. Turun yliopisto Sata kunnan ympäristön tutkimuskeskus. 62 s. Kellomäki, S. 1991. Metsäekologia. SilvaCarelica7. Joensuun yliopisto, s. 111-120. Kouki, J. & Hokkanen, T. 1992. Long term needle litterfall of a Scots pine, Pinus sylvestris, stand: relation to temperature. Oecologia 89:176-181. Krause, G., Ardnt, U., Brandt, C., Bucher, J., Kenk, G. & Matzner, E. 1986. Forest decline in Europe: de velopment and possible causes. Wa ter, Air, and Soil Pollution 31: 647- 668. Kuusinen, M., Mikkola, K. & Jukola- Sulonen, E-L. 1990. Epiphytic lichens on conifers in the 1960's to 1980'sin Finland. Julkaisussa: Kaup pi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 397-420. Lindgren, M. & Salemaa, M. 1993. Metsien elinvoimaisuus. Ympäris tökatsaus (4) 1993. Ympäristötieto keskus, Helsinki 1993. s. 14-18. Lindgren, M. & Salemaa, M. 1994. Metsäpuiden elinvoimaisuuden ar viointi. Vuotuisen seurannan, Länsi- Suomi-projektin ja ympäristön yh dennetyn seurannan koealat 1994. Kenttämoniste. Metsäntutkimuslai tos, metsien terveydentilan tutkimus ohjelma. 39 s. Manual on methodologies and criteria for harmonized sampling, assesment, monitoring and analysis of the ef fects of air pollution on forests. 1986 (Revised 1989). United Nations En vironment Programme and Econo mic Comission for Europe. 97 s. Mäkinen, A., Philström, M. & Ruuhi järvi, R. 1992. Pääkaupunkiseudun metsien bioindikaattoriseuranta vuonna 1991. Pääkaupunkiseudun julkaisusarja C 1992:9. Pääkaupun kiseudun yhteistyövaltuuskunta YTV-SAD. 97 s. Nöjd, P. 1990. Detecting forest growth responses to environmental changes - a review of Finnish studies. Julkai sussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kent tämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 507-522. 24 Suomen metsien kunto Salemaa, M. & Jukola-Sulonen, E.-L. 1990. Vitality rating of Picea abies by defoliation class and other vigour indicators. Scandinavian Journal of Forest Research 5: 413^426. Salemaa, M., Jukola-Sulonen, E.-L. & Lindgren, M. 1991. Forest condition inFinland, 1986-1990. Silva Fenni ca:2s(3): 147—175. Schulze, E.-D. & Freer-Smith, P.H. 1991. An evaluation of forest decli ne based on field observations fo cussed on Norway spruce, Picea abies. Julkaisussa: Last, F.T. & Wat ling, R. (toim.). Acidic deposition: its nature and impacts. Proceedings of Royal Society of Edinburg. Secti on B (Biological sciences) vol. 97: 155-168. Tikkanen, E. & Raitio, H. 1990. Ilmas tostressi jailmansaasteet-kesän 1987 neulaskadon syitä. Julkaisussa: Var mola, M. & Palviainen, P. (toim.). Lapin metsien terveys. Metsäntutki muspäivät Rovaniemellä 1989. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 347: 34-42. Valtakunnan metsien 8. inventointi. 1986. Pysyvien koealojen kenttätyön ohjeet 1985-1986. 2. painos. 82 s. + 19 liitettä. Metsäntutkimuslaitos. Metsänarvioimisen tutkimusosasto, metsäinventoinnin tutkimussuunta. Ympäristökatsaus 3. 1994. Ilma. Ym päristötietokeskus, Helsinki 1994.24 s. Metsäntutkimuslaitos 25 Kangasmetsien ravinnetila neulasanalyysin valossa Hannu Raitio Johdanto Neulasista ja lehdistä tehtyjen alkuai neanalyysien avulla voidaan arvioida ravinteiden puutos- ja myrkytystiloja sekä suunnitella toimenpiteitä puiden ravinnetilan korjaamiseksi puuston tuotoksen ja puuaineen laadun turvaa miseksi. Lisäksi niiden avulla voidaan tutkia ilman epäpuhtauksien kuormi tuksen levinneisyyttä. Neulas- ja lehti analytiikka yleistyi ilmansaastetutkimuksissa 1980-luvul la. Neulasten kemiallinen koostumus on nykyisin varsin yleisesti käytetty tunnus kartoitettaessa metsien tervey dentilaa (esim. Innesjaßoswell 1989, Jussila 1994) sekä analysoitaessa met sävaurioiden syy-seuraussuhteita (esim. Legge ym. 1988, Raitio 1990, Heinsdorf 1993, Ke ja Skelly 1994). Vaikka neulasanalytiikkaa on käy tetty laajasti metsien ravinnetilatutki muksissa, on Suomesta toistaiseksi puuttunut koko maata kattava metsien ravinnetilan peruskartoitus. Tämän työn tavoitteena on kartoittaa männyn ja kuusen neulasten kemiallista koos tumusta kangasmetsissä eri puolilla Suomea ja luoda pohja pitkäaikaiselle metsien ravinnetilan seurannalle. Aineisto ja menetelmät Aineisto tätä tutkimusta varten kerät tiin vuosina 1987-1989 eri puolilta Suomea 98 männiköstä ja 62 kuusi kosta (kuva 1). Metsiköt valittiin val takunnan metsien inventoinnin pysy vistä näytealoista, jotka muodostavat systemaattisen verkoston kautta Suo men. Suurin osa männiköistä oli kas vupaikkatyypiltään tuoreita tai kuivah koja kankaita ja kuusikoista lehtomai sia tai tuoreita kankaita. Metsiköt edus tivat kehitysluokaltaan pääosin nuoria tai varttuneita kasvatusmetsiköitä. Männiköiden keski-ikä oli 94 ja kuusi koiden 76 vuotta. Neulasnäytteet kerättiin vuosittain loka- marraskuussa. Sääoloiltaan vuo si 1987 poikesi selvästi kylmempänä muista keruuvuosista. Kuvassa 2 on esitetty mallin avulla (Ojansuu ja Hent tonen 1983) näytealoille lasketut kes kimääräisetlämpösummatja sademää rät vuosina 1987-1989. Kultakin näy tealalta kerättiin puukohtaiset näytteet 20:stä valta- tai lisävaltapuusta. Näyt teet kerättiin peräkkäisinä vuosina sa moista puista, etelän puoleisen latvuk sen ylimmästä kolmanneksesta, sekä nuorimmista (C) että näitä vuotta van hemmista (C+l) neulasista. Näyteok sat otettiin pääosin pitkävartisten ok sasaksien avulla, mutta ensimmäisenä vuotena osa näyteoksista otettiin am pumalla. Näytteiden keruun yhteydes sä kirjattiin ylös puukohtaisesti neu lasvuosikertojen lukumäärä. Näytteet säilytettiin esikäsittelyyn saakka pakastimessa (-20° C). Esikä sittelyn yhteydessä eroteltiin puukoh 26 Suomen metsien kunto Kuva 1. Mänty- (o) ja kuusinäyytealo jen (*) sijainti. taisesti nuorimmat ja vuotta vanhim mat versot, jonka jälkeen ne kuivattiin (10 vrk,+4o° C)ja neulaset karistettiin irti oksista. Neulasnäytteistä määritet tiin 50 neulasen kuivamassa ja 25 neu lasen pituus. Neulaset jauhettiin ho mogeeniseksi massaksi ja kuivia neu -1 asj auhei t a säil y tett i in pol y eteeni muo vipusseissa pimeässä, huoneen läm pötilassa. Näytteistämääritettiinkokonaistyp pi Kjeldahl-menetelmällä (Halonen ym. 1983) sekä typpi happo/vetyper oksidi märkäpoltetuista näytteistä ICP spektrofotometrisesti P, K, Ca, Mg, S, Fe, Cu, Zn, Mn sekä AI (Huang ja Schulte 1985). Boori määritettiin atso metiini-H värjäyksellä spektro foto met ri ses ti (Halonen ym. 1983). Tulokset laskettiin kuiva-ainetta kohden (105° C, 1 vrk). Vuoden 1987 näytteet analysoitiin sekä puukohtaisesti että näytealakoh taisina kokoomanäytteinä. Vuosien 1988 ja 1989 näytteet analysoitiin ai noastaan näytealakohtaisina kokooma näytteinä. Kokoomanäyte muodostet tiin neulasvuosikerroittain punnitse malla kustakin puusta yhtä suuri mää rä kuivaa neulasjauhetta analysoita vaan näytteeseen. Aineiston tilastomatemaattisessa käsittelyssä käytettiin varianssi-jareg ressioanalyysejä. Tulokset ja niiden tarkastelu Männyn neulasten keskimääräinen pi tuus vuonna 1987 oli 29,4 mm, vuonna 1988 35,7 mm ja vuonna 1989 34,6 mm. Vastaavasti kuusen neulasten kes kimääräiset pituudet olivat 14,3, 13,7 ja 12,8 mm. Vuosien väliset erot olivat tilastollisesti erittäin merkitseviä. Män nyn neulasten pituus j a sadan neulasen kuivamassa vaihtelivat samansuuntai sesti lämpösumman ja sademäärän kanssa. Vastaavaa yhtäläisyyttä ei sen sijaan ilmennyt kuusen neulasten osal ta. N eul asten ai ku ai nepi toi suudet vaih televat vuosittain kasvukauden sää oloista riippuen (ks. mm. Evers 1972), mikä ilmeni myös tässä tutkimuksessa (kuva 3). Nuorimpien männyn neulas ten alkuainepitoisuuksien vuosien vä liset erot olivat tilastollisesti erittäin merkitseviä booria lukuunottamatta. Sama ilmeni nuorimpien kuusen neu lasten osalta typpeä ja alumiinia lu kuunottamatta. Vuosien välinen vaih telu pitäisikin ottaa huomioon käytet täessä neulasanalyysiä ympäristön ti lan kartoituksissa. Ravinnepitoisuuksien frekvenssija kaumat v. 1989 ilmenevät kuvista 4 ja 5. Aineistosta ilmenee, että männiköistä yli puolellaoli typen vajausta ja kuusi koista noin 40 % :11a. Fosforin puutosta ilmeni männiköissä noin 20-30 %:lla Metsäntutkimuslaitos 27 Kuva 2. Mallin avulla näytealoille laskettu keskimääräinen lämpösumma ja sademäärä vuosina 1987-1989 (Ojansuu ja Henttonen 1983). Jana pylvään päällä kuvaa keskihajontaa. ja kuusikoissa hieman enemmän. Ka liumin puutosta ei todettu lainkaan. Boorin puutos oli hieman yleisempi kuusikoissa kuin männiköissä. Boorin puutosta tavattiin 5-10 %:lla näyte aloista. Taulukossa 1 on esitetty män nyn ja kuusen nuorimpien (C) ja niitä vuotta vanhempien (C+l) neulasten alkuainepitoisuuksien keskiarvot, mi nimit ja maksimit vuosina 1987-1989 kerätystä aineistosta. Männyn nuorimpien neulasten ka lium-, magnesium-, kupari-ja sinkki pitoisuudet olivat keskimäärin korke ampia Pohjois-Suomessa kuin Etelä- Suomessa. Tämä selittynee osin geo logisilla eroilla. Typpi- ja rautapitoi suuksien suhteen tilanne oli puoles taan päinvastainen, ts. korkeimmat pi toisuudet keskittyivät Kokkola-Lap peenranta -linjan eteläpuolelle. Män nyn neulasten rikkipitoisuudet olivat korkeimpia Etelä-Suomessa sekä Itä- Lapissa. Neulasten typpi- ja rikkipi toisuuksien alueellinen jakauma käy karkeasti yksiin typpi- ja rikkilas keuman määrästä esitettyjen karttojen kanssa (kuva 6). Muiden analysoitu jen alkuaineiden osalta alueellisia ero ja ei ilmennyt vuoden 1989 aineistos sa. Kuusen osalta vastaavan vertailun tekeminen oli epävarmaa, koska kuu sikoiden näytealoj a oli ainoastaan Ete lä-Suomessa. Rikki on kasveille välttämätön pro teiinien ja entsyymien rakenneosa. Kohonneiden ilman rikkidioksidi- tai maaperän sulfaattipitoisuuksien seu rauksena neulasten rikkipitoisuuden on havaittu nousevan (esim. Malcom ja Garforth 1977, Evers 1986, Landolt ym. 1989, Manninen ym. 1991). Perinteisesti on tunnettua, että nk. liikkuvien ravinteiden, esim. typen, fosforin, kaliumin, magnesiumin ja ri kin, pitoisuudet laskevat neulasten iän myötä. Uusimmissa tutkimuksissa (esim. Cape ym. 1990, Raitio 1992) on kuitenkin havaittu runsaan typpi- ja rikkilaskeuman alueilla, että neulas ten typpi- ja rikkipitoisuus lisääntyy neulasten iän kasvaessa. Eteläisimmäs sä Suomessa, maamme runsaimman typpi-jarikkilaskeuman alueella, män nyn neulasten typpi- ja rikkipitoisuu det olivatkin kaksivuotiaissa neulasis sa (C+l) korkeammat kuin nuorim missa neulasissa. Sen sijaan Keski- ja Pohjois-Suomessa neulasten typpi- ja rikkipitoisuudet vähenivät neulasten vanhetessa. Muiden ravinteiden osalta neulasvuosikertojen väliset erot nou dattivat aiemmin kirjallisuudessa esi tettyjä malleja (esim. Helmisaari 1990) (kuva 7). Männyllä neulasten pituuden, sa moin kuin tuhannen neulasen kuiva massan ja mallin avulla (Ojansuu ja Henttonen 1983) lasketun lämpösum man välinen riippuvuus oli voimak kaampi kuin kuusella. Lämpösumma selitti paremmin neulasten pituutta kuin tuhannen neulasen kuivamassaa. Riip puvuudet olivat yleensä voimakkaam pia nuorimmilla neulasilla kuin vuotta vanhemmilla neulasilla. Poikkeuksen 28 Suomen metsien kunto Kuva 3. Männyn ja kuusen nuorimpien neulasten keskimääräiset alkuainepitoi suudet vuosina 1987-1989. Jana pylvään päällä kuvaa keskihajontaa. muodosti kuitenkin kuusen neulasten pituuden ja mallilla lasketun lämpö summan välinen riippuvuus, joka oli nuorimmilla neulasilla heikompi kuin vuotta vanhemmilla neulasilla. Läm pösumman ja vuotta vanhempien neu lasten liikkuvien ravinteiden pitoisuuk sien välinen riippuvuus oli myös voi makkaampi kuin vastaava riippuvuus nuorimmilla neulasilla. Kuvassa 8 on esitetty neulasten typ pi-, rikki- sekä fosforipitoisuuksien ja mallin avulla (Ojansuu ja Henttonen 1983) lasketun lämpösumman välinen riippuvuus sekä kuusella että männyl lä. Kuvasta ilmenee, että pitoisuuden ja lämpösumman välinen riippuvuus on käyräviivainen johtuen siitä, että massaltaan erilaisissa neulasissa voi olla sama ravinnepitoisuus. Neulasa nalyysien tulkinnassa pitäisikin huo mioida neulasten kuivamassan vaihte lut. Metsäntutkimuslaitos 29 Kuva 4. Mäntynäytealojen osuus (%) eripitoisuusluokissa vuonna 1989 kerät tyjen neulasntiytteiden mukaan. Nuorimmat (C) ja niitä vuotta vanhemmat (C+l) neulaset. 30 Suomen metsien kunto Kuva 5. Kuusinäytealojen osuus (%) eri pitoisuusluokissa vuonna 1989 kerät tyjen neulasnäytteiden mukaan. Nuorimmat (C) ja niitä vuotta vanhemmat (C+l) neulaset. Metsäntutkimuslaitos 31 Kuva 6. Männyn neulasten rikkipitoisuuden ja HAKOMA-mallin avulla laske tun rikkilaskeuman välinen riippuvuus vuonna 1987. Yhteenveto Neulasanalyysien mukaan typen ja fosforin puutos oli vuosina 1987-1989 varsin yleistä kangasmetsissämme. Hivenravinteistaboorinpuutos oli ylei sintä. Männyn neulasten typpi-ja rik kipitoisuudet kuvastivat paremmin typ pi-ja rikkilaskeuman alueellisia eroja kuin kuusen neulaset. Neul as analyysi on metsätaloudessa ja ympäristötutkimuksissa paljon käy tetty menetelmä. Näytteiden keruussa ja tulosten tulkinnassa pitäisi ottaa huo mioon lukuisat vaihtelua aiheuttavat tekijät, kuten tämänkin tutkimuksen tulokset osoittivat. Kuva 7. Männyn nuorimpien (C) ja näitä vuotta vanhempien (C+l) neulasten typpi-, fosfori-, kalium-, magnesium-, rikki- ja kalsiumpitoisuudet eri lämpö summavyöhykkeillä vuosina 1987-1989. 32 Suomen metsien kunto Taulukko 1. Männyn ja kuusen nuorimpien (C) ja niitä vuotta vanhempien (C+1) neulasten alkuainepitoisuuksien näytealakohtaiset keskiarvot, minimit ja maksimit vuosina 1987-1989 kerätystä aineistosta. Kirjallisuus Cape, J.N., Freer-Smith, PH., Pater son, 1.5., Parkinson, J.A. & Wolfen den, J. 1990. The nutritional status of Picea abies (L.) Karst. across Euro pe, and implications for ' forest decli ne' . Trees 4: 211-224. Evers, F.-H. 1986. Die Blatt- und Na delanalyse als Instrument der Bioin dikation. Allgemei ne Forstzeitschrift 41: 61-9. Evers,F.-H. 1972. Die jahrweisenFluk tuationen der Nährelementkonzent rationen in Fichtennadeln und ihre Bedeutung fiir die Interpretation na- delanalytischer Belunde. Allgem. Forst- und Jagdzeitg. 143: 68-74. Halonen, 0., Tulkki, H. & Derome, J. 1983. Nutrient analysis methods. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonan toja 121. 28 s. Heinsdorf, D. 1993. The role of nitro gen in declining Scots pine forests (Pinus sylvestris) in the lowland of East Germany. Water, Air, and Soil Pollution 69: 21-35. Helmisaari, H.-S. 1990. Temporal va riation in nutrient concentrations of Pinus sylvestris needles. Scandinavi an Journal of Forest Research 5:177- 193. Alkuaine Neulasten ikäluokka X Mänty min max X Kuusi min max N mg/g C 12,3 7,4 22,5 12,1 6,2 17,6 C+l 11,9 7,2 20,5 11,6 7,0 17,4 P mg/g c 1,52 0,98 2,22 1,57 1,01 2,32 C+l 1,34 0,77 2,00 1,37 0,84 2,16 K mg/g c 4,87 3,42 6,50 5,81 3,49 8,50 C+l 4,16 2,93 5,71 4,89 2,30 7,74 Ca mg/g c 1,85 1,14 4,24 4,46 1,67 7,38 C+l 2,94 1,77 4,89 6,10 3,08 8,93 Mg mg/g c 0,99 0,52 1,44 1,14 0,71 1,65 C+l 0,88 0,50 1,27 1,10 0,67 1,61 S mg/kg c 936 661 1418 980 746 1249 C+l 938 664 1380 1017 792 1406 Fe mg/kg c 46,4 24,3 148,1 37,0 20,6 106,6 C+l 67,7 34,3 248,7 42,4 24,3 100,4 B mg/kg c 12,1 3,6 27,6 12,6 3,3 27,7 C+l 11,2 2,9 31,3 12,1 2,7 27,3 Cu mg/kg c 2,59 0,79 5,94 2,01 1,02 3,49 C+l 2,23 0,64 4,34 1,80 0,68 3,51 Zn mg/kg c 40,0 25,5 57,3 32,9 16,0 63,7 C+l 48,7 25,6 78,2 31,1 13,0 67,3 Mn mg/kg c 409 157 767 713 216 1399 C+l 646 229 1277 923 314 2141 AI mg/kg c 212 77 469 57 15 152 C+l 273 108 608 73 20 181 Metsäntutkimuslaitos 33 Kuva 8. Männyn ja kuusen neulasten ( C, C+l) typpi-, fosfori- sekä rikkipitoisuuksien ja mallin avulla lasketun lämpösumman (Ojansuu ja Hentto nen 1983) välinen riippuvuus. Huang, C.-Y.L. & Schulte, E.E. 1985. Digestion of plant tissue for analysis by ICPeniission spectroscopy. Com mun. Soil Sci. Plant Anal. 16(9): 943-958. Innes, J.L. & Boswell, R.C. 1989. Sulphur contents of conifer needles in Great Britain. Geojournal 19: 63- 66. Johansson, M., Kämäri, J., Pipatti, R., Savolainen, 1., Tuovinen, J.-P. & Tähtinen, M. 1990. Development of an integrated model for the assess ment of acidification in Finland. Jul kaisussa Kauppi, P., Kenttämies, K. Anttila, P. (toim.) Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 1171-1193. 34 Suomen metsien kunto Jussila, 1. 1994. Porin-Harjavallan alu een ilman laadun seuranta bioindi kaattorien avulla vuosina 1992 1993. Turun yliopisto, Satakunnan ympäristöntutkimuskeskus. SYKE SARJA 89. 50 s. Ke, J. & Skelly, J.M. 1994. Relation ships between symptoms expressed by Norway spruce and foliar and soil elemental status. Water, Air and Soil Pollution 74: 289-305. Landolt, W., Guecheva, M. & Bucher, J.B. 1989. The spatial distribution of different elements in and relation to atmospheric pollution with sulphur dioxide. Plant and Soil 47: 89-102. Legge, A.H., Bogner, J.C. & Krupa, S.V. 1988. Foliar sulphur species in pine: A new indicator of a forest ecosystem under air pollution stress. Environmental Pollution 55:15-27. Malcolm, D.C.&Garforth,M.F. 1977. The sulphunnitrogen ratio of conifer foliage in on the foliage of Norway spruce growing in Switzerland. En viron. Pollut. 56: 155-167. Malcolm, D.C. & Garlorth, M.F. 1977. The sulphunnitrogen ratio of conifer foliage in relation to atmospheric pollution with sulphur dioxide. Plant and Soil 47: 89-102. Manninen, S., Huttunen, S. & Torvela, H. 1991. Needle and lichen sulphur analyses on two industrial gradients. Water, Air, and Soil Pollution 59: 153-163. Ojansuu, R. & Henttonen, H. 1983. Kuukauden keskilämpötilan, lämpö summan ja sademäärän paikallisten arvojen johtaminen Ilmatieteen lai toksen mittaustiedoista. Summary: Estimation of the local values of monthly mean temperature, effecti ve temperature sum and precipitati on sum from the measurements made by the Finnish Meteorological Offi ce. Silva Fennica 17(2): 143-160. Raitio, H. 1990. The foliar chemical composition of young pines (Pinus sylvestris L.) with or without decli ne. Julkaisussa Kauppi, P., Kenttä mies, K. & Anttila, P. (toim.) Acidi fication in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 699-713. Raitio, H. 1992. The foliar chemical composition of Scots pines in Fin nish Lapland and on the Kola Penin sula. Arctic Centre Publication 4: 226-231. Metsä n tutki m us la i tos 35 Abioottisten ja bioottisten tuhojen vaikutus met sien elinvoimaan Seppo Nevalainen ja Hannu Yli-Kojola Johdanto Kansainvälisten suositusten mukaan metsien yleistä terveydentilaa seura taan suhteellisen lehtikadon, ns. har suuntumisen ja erilaisten värivikojen esiintymisen avulla (Manual 0n... 1988). Suomessa näitä menetelmiä on käytetty 1980-luvun puolivälistä läh tien (Jukola-Sulonen ym. 1987,1990). Bioottisiin ja abioottisiin tuhoihin on metsävauriotuloksissa kiinnitetty yleensä vähän huomiota. Tämä johtu nee siitä, että ilman epäpuhtauksien arvellaan altistavan puita sieni-ja hyön teistuhoille tai esimerkiksi halla- ja pakkasvaurioille, ja nämä tuhot olisi vat siten useimmiten merkitykseltään toissijaisia. Näiden tuhojen yleistymis tä esimerkiksi epäpuhtauksien vaiku tuksesta ei voida kuitenkaanpitää ylei senä sääntönä, vaan ilmiöillä voi olla hyvin monimutkaisia vuorovaikutuk sia (Houston 1984, Berryman 1986, Loehle 1988). Eurooppalaisten suositusten mu kaan myös abioottiset ja bioottiset tu hot (erityisesti lumi, tuuli, jää, riista eläimet, lehtiä syövät hyönteiset, neu laskaristeet ja lahottajasienet) pitäisi ottaa metsävaurioiden seurannassa huomioon. Näiden lisäksi olisi pyrittä vä selvittämään puiden kuolleisuuden syyt (Manual 0n... 1988). Monissa maissa, mm. Ruotsissa, Norjassa, Sveitsissä ja Itävallassa ha vainnoidaan harsuuntumista ja bioot tisia tuhoja normaaleissa valtakunnan metsien inventoinneissa. Mm. Sveit sissä ja Ruotsissa merkitään harsuun tuminen vain niistä puista, joissa ei ole näkyviä vaurio-oireita (Instruktion för... 1984, Jahresberichte iiber die... 1987, Schläpfer ja Hämmerli 1970). Useissa maissa laajamittaisia inven tointeja on täydennetty intensiivisesti seurattavilla pysyvillä näytealoilla. Erityisiämetsävaurioinventointejateh tiin Euroopassa vuonna 1988 ainakin 16 maassa (Köhi 1990). Näissä huo mioidaan harsuuntumisen ja väriviko jen lisäksi runko-ja kuorivauriot sekä riistan, hyönteisten, sienten, ylitihey den ja erilaisten abioottisten tekijöi den (mm. lumen, tuulen ja pakkasen) aiheuttamat vioitukset. Suomessa tuhoja havainnoitiin laa jan systemaattisen otoksen perusteella ensimmäistä kertaa valtakunnan met sien 7. inventoinnissa (VMI7) vuosina 1977-1984. Tuolloin huomioitiin kui tenkin vain muutamia tuhonaiheutta jia. Vuonna 1985 aloitettu VMIB tuot taa ensimmäistä kertaa systemaattiseen otokseen perustuvaa monipuolista tie toa tuhojen esiintymisestä. Tämän tutkimuksen tarkoituksena on kuvata tuhojen yleisyyttä laajan systemaattisen otoksen perusteella, tutkia aineiston antamia mahdollisuuk 36 Suomen metsien kunto sia yksittäisen tuhon esiintymisen sekä metsikkö-ja ympäristötekijöiden vuo rovaikutusten selvittämiseen, sekä ana lysoida tuhojen mahdollista vaikutus ta vuosittain tehtävän metsien elinvoi makartoituksen tuloksiin. Aineistoja menetelmät VMI on jatkuva Suomen metsien puu varojen ja tilan seurantajärjestelmä, joka perustuu systemaattiseen otok seen. Nyt käynnissä oleva VMIB aloi tettiin maan eteläosista vuonna 1986 ja se päättyy Lapissa 1994. Tässä tut kimuksessa esitettävät tulokset perus tuvat Etelä-Suomen alueelta vuosina 1986-1992 kerättyyn aineistoon, jos sa metsämaalla on yhteensä 43 212 näytealaa. Inventoinnissa kuvataan tuhojen esiintymistä erikseen puissa ja metsik kökuvioilla (Valtakunnan metsien... 1991). Tuhoista määritetään ilmiasu, aiheuttaja ja vakavuusaste. Lisäksi ar vioidaan puuston harsuuntumista. Puu tietojen perusteella voidaan tarkastel la tuhojen esiintymistä puustossa. Ku viotiedoista saadaan erilaisia tuhoja sisältävien metsien osuudet metsämaan kokonaisalasta. Tuhojen aste arvioi daan joko metsikön laatua alentavaksi (todettavat, vakavat tai täydelliset tu hot) tai lieväksi (voi olla vaikutusta metsikön kehitykseen). Tässä tutkimuksessa rajoitutaan kuviotietoihin, joiden avulla tuhojen vaikutusta metsikkökuvioilla ja sitä kautta kaikissa metsissä voidaan par haiten tarkastella. Erikseen kuvataan erilaisten tuhojen yleisyyttä sekä tu hon aiheuttajia ja niiden vakavuutta sekä männynversosurman esiintymi seen vaikuttavia tekijöitä. Osa VMIB:n näytealoista tarkastet tiin uudelleen vuosina 1987 ja 1988 männynversosurman esiintymisen var mentamiseksi. Kaikki lohkot, joilla versosurmaa esiintyi vähintään yhdel lä näytealalla, tarkastettiin. Aineistona oli yhteensä 409 mäntyvaltaista näyte alaa (6-9 kpl/lohko). Tuhojen arvioin timenetelmä oli samanlainen kuin VMI:n ryhmänjohtajan tekemässä ar vioinnissa. Lisäksi versosurmatuhon alkamisvuosi määritettiin ja puiden tautiaste ja toipumiskyky arvioitiin kuusikohtaisella luokituksella (Aalto- Kallonen ja Kurkela 1985). Jokaiselta näytealakuviolta merkittiin useampia tuhoja, kun varsinaisessa inventoin nissa merkittiin vain yksi, metsikön kannalta tärkein tuho. Tässä raportissa tarkastellaan myös ns. vuotuisen seurannan näytealojen tuhoja vuosilta 1989-1993. Nämä näy tealat muodostavat systemaattisesti valitun otoksen VMIB:n 3 009:stä py syvästä näytealasta (Lindgren ja Sale maa tässä julkaisussa). Kaikista puis ta, joista harsuuntuminen arvioitiin, määritettiin myös kaksi tuhoa (ilmi asu, aiheuttaja ja aste). Vuonna 1992 pyrittiin lisäksi arvioimaan, kuinka paljon jokin tunnistettu tuhonaiheutta ja oli välittömästi lisännyt puiden har suuntumista. Aineistona tuho- ja har suuntumistarkasteluissaoli 3 717 puuta (1 918 mäntyä ja 1 212 kuusta). Tulokset Metsätuhojen yleisyys 1986-1992 Etelä-Suomen maa-alasta on metsä maata 11,5 milj. ha. Tuhoja todettiin esiintyvän 30,1 %:11a metsämaan alas ta eli noin 3,5 milj. ha:lla (Yli-Kojola 1994). Täydellisiä tuhoja metsämaalla oli 30 (XX) ha (0,3 %). Näistä 60 % oli alle 20-vuotiaissa metsissä. Vakavia tuhoja oli 1,9 %:lla, muita metsikön laatua alentavia tuhoja 11,2 %:llasekä lisäksi lieviä tuhoja 16,7 %:lla metsä maan alasta. Mäntyvaltaisissa metsis sä tuhoa oli 34,5 %:11a, kuusivaltaisis 37 Metsäntutkimuslaitos sa metsissä 23,8 %:lla ja lehtipuuval taisissa metsissä 30,2 %:lla metsien alasta. Pystykuolleita puita esiintyi 3,5 %:lla metsämaan alasta, näistä puolet oli metsikön laatua alentavia tuhoja. Kaatuneita ja katkenneita puita oli 2,3 %:lla ja lahoja puita tai runkovaurioita 6,4 %:lla metsämaan alasta. Lahoi suus tuhon ilmiasuna alensi useimmi ten metsikön laatuluokkaa. Määrälli sesti eniten esiintyi erilaisia latvuksen vikoja ja vaurioita noin 10 %:lla met sistä. Näistä pieni osa ilmeni katken neina tai kuivina latvoina, pääosa oli puun päärangan tai oksiston vaurioita. Puolet latvuksen tuhoista oli metsikön laatua alentavia, joista osa oli vakavia tuhoja. Puiden harsuuntumista esiintyi 7,2 %:lla ja värivikoja tärkeimpänä tuho na 1,1 %:lla metsämaan alasta. Nämä ovat pääosin lieviä tuhoja. Todellisuu dessa harsuuntumista ja värivikoja esiintyy enemmän, koska inventoin nissa merkitään vain tärkein tuho, jol loin osa lievistä tuhoista jää huomioi matta. Erikseen tarkasteltiin metsiköi den yleistä harsuuntumista vanhem missä metsissä, jotka kattavat 75 % metsämaan alasta. Harsuuntumista, josta pääosa oli lievää, todettiin 13,3 %:lla metsistä. Voimakasta harsuuntu mista oli 0,7 %:lla metsämaan alasta (86 000 ha). Harsuuntuminen lisään tyy iän myötä, sillä se liittyy luonnol lisena osana puiden kehitykseen, jos kin ilman epäpuhtaudet voivat sitä li sätä. Kuusikot olivat harsuuntuneem pia kuin männiköt, mutta myös van hempia. Tuhojen aiheuttajat Eri asteisia tuhoja esiintyi lähes kol masosalla Etelä-Suomen metsien pin ta-alasta. Tuhojen aiheuttajan rekiste röinnissä käytettiin luokitusta, jossa oli 13 aiheuttajaa. Tunnistamatta jäi noin 19 % tuhoista. Niiden selvittämi nen jälkeenpäin on mahdollista tuhon ilmiasun, puulajin ja metsikön iän pe rusteella. Tunnistamattomistatuhoista puolet oli laatua alentavia ja kaksi kol masosaa niistä esiintyi mäntyvaltai sissa metsissä. Yli puolet tunnistetuista tuhoista oli Kuva 1. Tuhojen aiheuttajat metsämaalla Etelä-Suomessa v. 1986-1992. 38 Suomen metsien kunto erilaisia sienitauteja, joista erotettiin männynversosurmajatervasroso. Ver sosurmaa esiintyy pääosin mäntyval taisissa metsissä j a jonkin verran myös kuusivaltaisissa sekametsissä. Etelä- Suomen alueella männynversosurmaa tavattiin noin 750 000 ha alalla, mikä on 6,5 % metsämaan alasta ja 10,5 % mäntyvaltaisten metsien alasta (kuva 1). Se oli kuitenkin vakavuudeltaan kaikista tuhoista lievintä aiheuttaen pääasiassa kasvutappioita (kuva 2). Tervasrosoa esiintyi noin 165 000 ha:lla (1,4 % metsämaan alasta). Sen merki tys metsikkökohtaisena tuhona oli myös varsin vähäinen, vaikka se aihe uttaa melkoisia vaurioita yksittäisille puille. Kaikkia muita sienitauteja ta vattiin yhteensä noin 660 000 ha:lla (5,8 % metsämaan alasta). Niistä va kavia tai täydellisiä tuhoja oli noin 80 000 ha:lla ja kaksi kolmasosaa met sikön laatua alentavia tuhoja. Merkit tävimpiä olivat varsinkin kuusikoissa ja lehtipuuvaltaisissa metsissä esiinty vät lahottajasienet. Lahojen metsien määrissä oli suuria alueittaisia eroja. Aivan eteläisimmän Suomen alueella lahoa (juurikääpää) esiintyi eniten; toi saalta lahoisuus lisääntyy metsiköiden ikääntyessä. Eläinten aiheuttamista tuhoista oli vat merkittävimpiä hirvituhot, erityi sesti mäntytaimikoissa. Hirvituhoja esiintyi yhteensä 250 000 hailia (2,2 %), näistä puolet metsikön laatua alen tavia. Vakavia tuhoja oli 25 000 hailia. Myyrätuhojen kokonaismääräksi ar vioitiin 17 000 ha, joista peräti kol masosa vakavia tai täydellisiä tuhoja (kuva 2). Kaarnakuoriaisten tuhoja ta vattiin vain 75 000 ha:lla, ja nekin olivat pääosin lieviä tuhoja. Merkittä vimpiä kaarnakuoriaisia olivat män nyllä esiintyvät ytimennävertäjät. Tuulituhoja tavattiin 180 000 ha:lla ja lumen aiheuttamia tuhoja lähes 60 000ha:lla. Molemmista tuhoista alle puolet oli metsikön laatua alentavia. Myrsky kaataa helpommin kuusia kuin mäntyjä. Pakkasen aiheuttamia tuhoja sekä vesi- tai ravinneolojen häiriöiden aiheuttamia tuhoja oli lähes 250 000 ha:lla (2,1 %), tuhot olivat usein melko Kuva 2. Tuhojen vakavuusaste tuhonaiheuttajaryhmittäin metsämaalla Etelä- Suomessa v. 1986-1992. Metsäntutkimusloitos 39 vakavia. Ihmisen aiheuttamia vioituk siaoli noin 190000ha:lla, lähes puolet näistä korjuuvaurioita. Korjuuvauriot keskittyivät kuusikoihin. Vain kolmas osa korjuuvaurioista alensi metsikön laatua. Ylitiheydestä johtuvaa puuston keskinäisen kilpailun aiheuttamia tu hoja esiintyi lähes 220 000 ha:lla (1,9 %), näistä yli puolet metsikön laatua alentavia. Suhteellisesti eniten ylitihe yttä esiintyi lehtipuuvaltaisissa metsi köissä. Männynversosurman esiintyminen mäntyvaltaisilla näytealoilla vuosina 1986-1992 VMI:n ryhmänjohtaja merkitsi ver sosurman tärkeimmäksi tuhonaiheut tajaksi 104:llä 409:stä uudelleentar kastelusta näytealasta. Sekä tuhonai heuttaja että tuhon merkitsevyys met sikön metsänhoidollisen laadun kan nalta arvioitiin samoin kaikissa näissä tapauksissa (47:11ä näytealalla verso surma alensi metsikön laatua). Kui tenkin rutiini-inventointi selvästi ali arvioi taudin esiintymistä, sillä 185 :stä metsiköstä tavattiin lieviä merkkejä versosurmasta, vaikka ryhmänjohta jan mielestä metsikkö oli terve tai tär keimpänä tuhonaiheuttajana oli jokin muu tekijä. Puutason vertailut eivät olleet näin yhteneviä. Uudelleenarvioidusta 547 männystä ei havaittu versosurmaa 294 puussa kummassakaan tarkastukses sa. Ryhmänjohtaja oli arvioinut 6,4 % 314:sta männystä väärin versosurman vaivaamaksi, kun taas 57 taudin vai vaamaa mäntyä (24,4 %) jäi häneltä havaitsematta. Näistä 2/3 oli sellaisia, joissa taudin aste oli 0. Täten versosur maiseksi jäi molemmissa luokituksis sa 176 puuta. Taudin esiintyminen ar vioitiin samoin 85,9 %:ssa mäntyjä, kontingenssikerroin 0,581, p < 0,001 (maksimi kontingenssikertoimen arvo 2x2 taulussa on 0,707). Vuonna 1988 näkyviin tullut uusi epidemia oli aihe uttanut näkyviä oireita 85 mäntyyn, mutta näitä ei huomioitu edellä esite tyissä laskelmissa. Mäntyvaltaisilla metsämaan kuvi oilla versosurma oli yleisin tuhonai heuttaja, sillä eri asteisia tuhoja mer kittiin esiintyvän 10,5 % :11a mäntyval taisten metsien alasta. Varsinaisia, metsikön laatua vähintään yhdelläluo kallaalentaviatuhojatavattiin2,6%:lla männiköistä (taulukko 1). Versosurman esiintymisessä oli sel vää alueellista keskittyneisyyttä Idri si- ohjelman quadrat- analyysin mu kaan. Versosurmaisia näy teal oja/loh ko oli keskimäärin 0,856 kpl (varians si/keski arvosuhde = 2,698, t = 58,514, p < 0,001, df = 3237). Myös metsikön laatua alentavien versosurmatuhojen määrä/lohko osoittaa versosurmaisten lohkojen keskittymistä (keskiarvo = 0,210, suhde = 1,957, t = 8,110, p < 0,001). Runsaasti sairaita näytealoja sisältäviä lohkoja oli joka puolella maata ja jokaisena inventointi vuonna. Laajimmat keskittymät tavattiin Kes ki-Suomesta (Multian seudulta), Lou nais-Suomesta (Kurun ja Tammelan seuduilta) sekä Itä-Suomesta (Nurmek sen ja Rautavaaran seuduilta) (kuvat 3-4). Huolimatta v. 1988 näkyviin tul leesta uudesta epidemiasta, versosur man osuus oli huomattavasti keskiar voa suurempi vain vuosina 1988 ja 1991 inventoiduilla alueilla (taulukko 2). Versosurma oli lähes kaksi kertaa yleisempi turve- kuin kangasmaiden männiköissä (osuudet 16,6 ja 8,4 % mäntyvaltaisista kuvioista). Erityises ti kangasmaiden männiköissä tauti oli yleisempi viljavilla kasvupaikoilla. Turvemailla kasvualustan viljavuuden vaikutus ei ollut yhtä selvä, vaikka tuhon asteiden esiintyminen eri kasvu paikkatyypeillä oli Kruskal- Wallisin testin mukaan erilaista (p < 0,001) molemmissa ryhmissä (kuva 5). Pa Suomen metsien kunto 40 Kuva 3. Versosurmaisten näytealojen (kpl/lohko) alueellinen esiintyminen VMI8:n näytealoilla v. 1986-1992. Alkuperäiselle aineistolle on tehty mediaa nisuodatus. Kuvaan on myös merkitty v. 1986-1987 uudelleentarkastelut verso surmaiset lohkot (+). Kuva 4. Vähintään metsikön laatua alentavien versosurmatuhojen (tautisten näytealojen määrä/ lohko) esiintyminen VMI8:n näytealoilla v. 1986-1992. Alkuperäiselle aineistolle on tehty mediaanisuodatus. Karttaan on merkitty myös kuntien rajat sekä tautialueiden keskuskunnat. Metsäntutkimusbitos 41 Taulukko 1. Versosurman esiintyminen VMI8: n mäntyvaltaisilla näytealoilla v. 1986-1992. Taulukko 2. Versosurmatuhon asteet eri inventointivuosina (kts. kuva 3) Taulukko 3. Versosurmatuhot eri tavoin perustetuissa kangas- ja turvemaiden mäntyvaltaisissa metsiköissä. reittaisissa vertailuissa lehdot ja lehto maiset kasvupaikat tai vastaavat eivät poikenneet tuoreista ja kuivahkoista kasvupaikoista, mutta muuten vilja vuusluokat poikkesivat tilastollisesti merkitsevästi toisistaan sekä kangas että turvemailla. Soiden kuivatusasteen kasvaessa li Tuhon aste Näytealoja, kpl Osuus mäntyvaltai- sista metsiköistä, % Pinta-ala, km 2 Lievät 1 946 7,9 5 178 Todettavat 580 2,4 1 543 Vakavat 59 0,2 157 Täydelliset 11 0,0 29 Yhteensä 24 544 10,5 6 907 Vuosi Lievät Todettavat Vakavat Täydel- Yhteensä Näytealoja, liset kpl 1986 4,9 1,6 0,1 0,0 6,6 3 983 1987 5,8 3,1 0,2 0,1 9,2 3 924 1988 11,1 3,4 0,1 0,0 14,6 3 815 1989 4,9 2,9 0,5 - 8,3 3 071 1990 6,4 2,3 0,3 - 9,0 1 471 1991 10,7 1,7 0,3 0,1 12,7 7 557 1992 6,8 2,1 0,1 _ 9,0 723 Osuus mäntyvaltaisista meLsiköistä, % Ei tuhoa Lievä Laatua alentava Näytealoja, kpl Kangasmaat Luontaisesti uudistetut 89,4 8,7 1,9 11 606 ViljelymeLsiköt 95,6 2,8 1,7 6 472 Turvemaat Luontaisesti uudistetut 82,7 12,3 5,0 5 968 ViljelymeLsiköt 92,0 4,6 3,4 498 Kruskal-Wallis- testi: Kangasmaat T= Turvemaat T= 201,109, p< 0,001 27,330, p < 0,001 42 Suomen metsien kunto Kuva 5. Versosurmatuhojen osuus VMI8:n mäntyvaltaisilla kuvioilla kangas- ja turvemailla kasvupaikkatyypeittiiin. Samalla kirjaimella merkityt kasvupaikat eivät poikkea tilastollisesti merkitsevästi toisistaan. Kasvupaikkatyypit: 1: Leh dot, lettosuot ja lehtoturvekankaat, 2: lehtomaiset kankaat, ruohoiset suot ja turvekankaat, 3: tuoreet kankaat ja suursaraiset sekä mustikkaiset suot ja turvekankaat, 4: kuivahkot kankaat ja piensaraiset sekä puolukkaiset suot ja turvekankaat, 5: kuivat kankaat ja tupasvillaiset sekä isovarpaiset suot ja turvekankaat, 6: karukkokankaat ja rohkaiset suot sekä turvekankaat, 7: kallio maat ja hietikot. Kuva 6. Versosurman yleisyys perustamistavan mukaan ja kasvupoikkatyypeit täin kangas- ja turvemailla. Kasvupaikkatyypit, kts. kuva 5. Luontaisten ja viljeltyjen metsiköiden eron tilastollinen merkitsevyys osoitettu pylväiden koh dalla. Metsäntutkimuslaitos 43 Kuva 7. Versosurman osuus VMI8:n mäntyvaltaisilla kuvioilla eri ikäluokissa kangas- ja turvemailla. Kuva 9. Versosurman osuus VMI8:n eri korkeuksilla sijaitsevilla mäntyvaltai silla näytealoilla vuosina 1986-1992. 44 Suomen metsien kunto Kuva 8. Versosurmaisten männiköiden osuus ikäluokittain ja pohjapinta-ala luokittain a) kangasmailla ja b) turvemailla. Metsäntutkimuslaitos 45 sääntyi myös versosurmaisten männi köiden osuus. Mäntyvaltaisilla turve kankailla 21,4 % näytealoista oli tau din vaivaamia, muuttumilla 16,6 %, äskettäin ojitetuilla soilla 12,4 % ja luonnontilaisilla soilla 11,1 %. Erot näiden ryhmien välillä olivat tilastolli sesti merkitseviä (t = 40,89) lukuunot tamatta luonnontilaisten ja äskettäin ojitettujen soiden välistä eroa. Turve kankailla tautia esiintyi erittäin mer kitsevästi enemmän kuin kaikissa muissa em. ryhmissä. Turvekankailla tauti oli hyvin yleinen (22-26 % näy tealoista) kuivia kasvupaikkoja vas taavilla tyypeillä. Tauti oli yleisempi luontaisesti kuin viljelemällä uudistetuissa metsiköis sä. Ero oli tilastollisesti merkitsevä sekä kangas- että turvemailla. Lievien tuhojen suurehko osuus luontaisesti uudistuneissa metsissä oli merkittävin eroihin vaikuttanut seikka (taulukko 3). Kasvupaikkatyypeittäin tarkastel tuna eroa luontaisten ja viljeltyjen metsiköiden tautisuudessa ilmeni vain viljavimmilla tyypeillä. Versosurmaa esiintyi runsaimmin luontaisesti uu distuneilla viljavilla soilla. Karuilla ja kivisillä kangasmaiden kasvupaikoil la tautia esiintyi runsaammin viljele mällä perustetuissa kuin luontaisesti syntyneissä metsiköissä (kuva 6). Noin 70-80-vuotiaat männiköt oli vat kangasmailla altteimpia taudille tässä aineistossa, versosurmaisten näy tealojen osuuden ollessa 15,5 %. Tur vemailla taudin esiintymisen huippu kohta sijoittui vanhempiin, 120-130- vuotiaisiin metsiköihin (28,4 % ver sosurmaisia) (kuva 7). Metsikön tihe ydellä(pohjapinta-alanailmaistuna)oli myös selvä vaikutus taudin runsau teen. Kangasmailla tauti keskittyi ti heisiin metsiköihin, kun taas turve mailla tautia oli runsaasti myös van hoissa, avoimissa metsiköissä (kuvat 8a ja 8b). Versosurmatuhot eivät olleet ylei simpiä korkealla sijaitsevissa metsi köissä, vaikka erityisesti kangasmail la metsikön laatua alentavien, ns. to dettavien tuhojen osuus lisääntyi kor keuden kasvaessa (kuva 9). Kangas mailla tuhoja tavattiin erittäin merkit sevästi vähemmän matalalla (alle 40 m) sijainneissa metsiköissä kuin kai kissa muissa, lukuunottamatta luok kaa " yli 240 m". Luokassa "120-160 m" oli tautia enemmän kuin luokissa "40-80 m" ja "160-200 m". Turve mailla luokkien välisiä eroja esiintyi vähemmän. Taudin esiintymiseen vaikuttavien tekijöiden tärkeysjärjestystä tutkittiin myös regressiomallien avulla. Toistai seksi tehtyjen mallien selitysasteet ovat vaatimattomia (R 2 enimmillään 7,99 %). Turve-ja kangasmaiden erottami nen havaittiin kuitenkin tärkeäksi. Kangasmaiden mallissa tärkeitä muut tujia ovat pohjapinta-ala, lämpösum ma (tai korkeus), metsikön ikä, kasvu paikkatyyppi ja männyn pohjapinta ala. Tuhojen vaikutus vuotuisen elinvoimai suusseurannan tuloksiin vuosina 1989-1993 Harsuuntumisen lisääntyessä lisään tyivät myös puihin kohdistuneet tuhot. Erityisen selvästi lisääntyivät sellaiset tuhot, jotka voivat vähentää puiden kasvua tai heikentää puun laatua (tu hon asteet 2-3). Esim. männyllä har suuntumisluokassa 0-10 % tällaisten tuhojen osuus oli 6,7 %, mutta har suuntumisluokassa 61-100 % jo 90,2 % Kaikkien tuhojen osuudet harsuun tumisluokittainjatuhonaiheuttajaryh- mittäin esitetään taulukossa 4. Vaikka ilmiöillä on selvästi yhteisesiintymis tä, eivät tuhonaiheuttajien osuudet poikkea tilastollisesti merkitsevästi toisistaan eri harsuuntumisluokissa. Vakavista (aste yli 2) tuhoista huomat tiin tuntemattomien tekijöiden ja ns. 46 Suomen metsien kunto monituhojen, kuusella lisäksi abioot tisten sekä sienituhojen, osuuden li sääntyvän harsuuntumisluokan kasva essa. Sekä tuhonaiheuttajien yleisyys että harsuuntumiskeskiarvot tuhopuissa vaihtelivat vuosittain (kts. esimerkiksi sieni- ja hyönteistuhot männyllä). Har suuntuminen oli suurinta muutamissa 'monituhoista' kärsineissä puissa sekä tunnistamattomien tai abioottisten te kijöiden vaivaamissa puissa (taulukko 5). Noin viidesosassa harsuuntumis kohdepuita havaittiin jokin mekaani nen vioitus latvuksessa tai rungossa. Vauriot olivat kuitenkin yleensä lie viä. Mekaanisia vaurioita esiintyi eri vuosina männyllä 12-20 %:ssa puista ja kuusella 19—22 %:ssa. Vähintään kasvua vähentäviä tai puutavaran laa tua alentavia mekaanisia tuhoja (asteet 2 ja 3) oli vastaavasti männyllä 3,3- 5,0 %:ssa ja kuusella 4,2-8,9 %:ssa. Esimerkiksi v. 1993 eri asteisia me kaanisia vaurioita oli 385 männyssä. Yleisimmät vaurion aiheuttajat olivat kilpailu (330 puuta), tervasroso (23 puuta), lumi ja korjuuvauriot (molem mat 13 puuta). Kuusista oli vioittunut 263 kpl v. 1993. Kilpailu oli kuusella kin yleisin tuhonaiheuttaja (229 puu ta), 29 puussa oli korjuuvaurioita ja viidessä lumituhoja. Vähintään 'vau rioita jättävissä tuhoissa' (aste yli 2) olivat aiheuttajien osuudet samanlai set kuin lievemmissäkin tuhoissa. Vuonna 1992 havaittiin jonkin tun netun tuhon lisänneen männyn har suuntumista 42 %:ssa (811 kpl) ja kuu sen harsuuntumista 34 % :ssa (414 kpl) harsuuntumiskohdepuita. Kilpailu hei kensi männyn kuntoa 301 puussa, sie net 275:ssajahyönteiset 122:ssapuus sa. Versosurma oli syynä harsuuntu miseen lisääntymiseen 243 puussa (12,7 %:ssa) ja ytimennävertäjät 99 puussa (5 %:ssa). Myös kuusella kil pailu oli yleisin harsuuntumista lisän nyt syy (225 puuta), muita syitä olivat metsikön ikääntymisestä johtuva mo ni tuhoisuus ja sienitaudit (54 ja 24 puuta). Jos latvuskilpailun vaikutus jätetään huomioimatta, olisi jokin tun nettu tuho välittömästi lisännyt har suuntumista männyllä 26,7 %:ssa ja kuusella 15,5 %:ssa puita. Verrattaessa samalla kasvupaikalla kasvaneita tuhoista vapaita ja tuhon alaisia puita, huomattiin abioottisten tuhojen lisänneen harsuuntumista kuu sella joka vuosi ja männyllä lähes joka vuosi (taulukko 6). Eri vuosina ovat varsin erilaiset tuhot aiheuttamassa harsuuntumisen lisääntymistä. Män nyllä tulevat näkyviin myös tervasro so yhtenä vuonna ja kilpailu kahtena, vaikka näiden tekijöiden vaikutus pi täisi vähentää harsuuntumisarviota teh täessä. Tuhot vaikuttavat myös harsuuntu misen muutoksiin eri vuosien välillä. Yleensä harsuuntuminen lisääntyi tu hon asteen kasvaessa. Tuhon asteen pysyessä ennallaan harsuuntuminen lisääntyi vain hiukan. Harsuuntumi nen lisääntyi sitä enemmän mitä vaka vammasta tuhosta oli kysymys. Kun noltaan heikentyneissä puissa oli yleen sä vähiten terveitä, tuhoista vapaita puita (taulukko 7). Poikkeuksellisen paljon tuhoja yli 20% heikentyneissä puissa oli kuusella v. 1990. Tuolloin abioottisia tuhoja tavattiin poikkeuk sellisen paljon, 18,4 %:ssa ko. muu tosluokan kuusista. Vuosina 1991 ja 1993 kuusella oli taas runsaasti tuhoja niissä puissa, joiden kunto oli parantu nut yli 20 %. Molempina em. vuosina abioottisten tuhojen osuus oli suuri tässä luokassa, 37 %. Männyllä tuhoja oli yli 20 % heikentyneissäpuissapoik keuksellisen paljon v. 1990. Ilmiö se littynee tunnistamattomien tuhojen suurella osuudella (23,8 % heikenty neistä puista). 47 Metsäntutkimuslaitos Taulukko 4. Tuhonaiheuttajaryhmien osuudet harsuuntumisluokittain männyl lä ja kuusella. Mukaan on otettu ne puut, joiden harsuuntuminen arvioitiin vuosittain 1989-1993. Männyllä, n - 1 910 ja kuusella n = 1 203. Taulukko 5. Harsuuntumisen keskiarvo (prosentteina) eri vuosina tuhonaihe uttajaryhmittäin vuotuisen seurannan näytealoilla männyllä ja kuusella. Mu kaan otettu ne puut, joiden harsuuntuminen arvioitiin vuosittain 1989-1993. Männyllä n=l 910 ja kuusella n=l 203. Mänty Osuus harsuuntumisluokan puista, % Harsuuntu- Ei tuhoa Tuntematon Abioottiset Bioottiset Muut misluokka, "/ 0 0-20 51,2 5,1 4,0 22,4 17,3 21-40 23,0 16,5 13,2 35,3 12,1 41-60 12,7 32,9 11,4 40,5 2,5 61-100 9,5 9,5 4,8 76,2 0,0 Kuusi Osuus harsuuntumisluokan puista, % Harsuuntu- Ei tuhoa Tuntematon Abioottiset Bioottiset Muut misluokka, 9 'o 0-20 56,6 6,2 4,7 7,8 24,7 21-40 33,5 30,4 10,0 8,7 17,5 41-60 12,9 50,1 19,3 6,9 10,8 61-100 7,5 49,3 27,3 8,8 7,0 Tuhonaiheuttaj a- 1989 1990 1991 1992 1993 ryhmä Hars,% n Hars,% n IIars,% n Hars,% n Hars,% n Mänty Ei tuhoa 7,4 762 6,9 953 6,5 1003 7,3 902 7,6 857 Tuntematon 14,2 133 16,0 133 14,2 119 10,0 123 13,8 679 Abioottiset 10,4 180 13,9 82 17,1 53 14,2 50 20,9 86 Kilpailu 8,7 219 7,9 284 7,0 343 7,6 301 8,2 327 Koijuu 10,9 17 9,7 15 11,2 13 15,0 8 11,8 19 Nisäkkäät 6,8 33 8,2 31 9,5 20 16,7 61 2,0 10 Hyönteiset 10,7 224 11,3 164 11,1 92 11,4 143 10,3 207 Sienet 11,1 326 11,2 231 9,6 85 10,5 349 13,5 290 Monituho 57,5 83 7,4 17 39,8 21 33,9 28 31,3 35 Kuusi Ei tuhoa 14,4 433 10,0 429 11,4 501 14,6 648 13,7 588 Tuntematon 33,2 235 36,1 302 39,9 255 28,8 128 29,4 102 Abioottiset 25,0 73 30,9 68 27,7 67 37,8 94 33,3 169 Kilpailu 13,6 204 13,7 220 15,5 194 13,4 226 14,6 227 Korjuu 16,1 27 15,7 30 20,3 32 27,5 20 16,7 29 Nisäkkäät 25,0 1 - 0 - 0 - 0 15,0 2 Hyönteiset 19,6 13 30,7 7 7,5 4 30,0 2 15,0 2 Sienet 22,3 198 15,0 96 12,8 69 34,0 31 21,1 33 Monituho 58,3 12 47,9 49 43,2 73 52,0 54 46,0 51 48 Suomen metsien kunto Taulukko 6. Joidenkin tunnistettujen tuhojen aiheuttama harsuuntumisen lisä ys männyllä ja kuusella verrattuna samojen näytealojen terveisiin puihin vuo sina 1989-1993. Vain t-testin mukaan tilastollisesti merkitsevät erot. Mänty Tuho Vuosi Harsuuntuminen Tuhon aiheuttama Näyte aloja, terveillä puilla, % lisäys, % P kpl Versosurma 1990 6,6 5,3 0,000 52 1992 7,8 2,0 0,048 66 1993 9,4 4,7 0,010 59 Tervasroso 1993 6,7 10,4 0,020 18 Muu sieni 1989 7,4 2,4 0,029 24 Hyönteiset 1990 6,9 2,6 0,005 57 Abioottiset 1990 6,9 8,4 0,001 25 1991 5,5 9,4 0,000 20 1992 6,0 5,6 0,006 21 1993 7,2 8,4 0,000 34 Kilpailu 1990 6,8 1,4 0,031 98 1991 6,5 1,4 0,006 104 Kuusi Tuho Vuosi Harsuuntuminen Tuhon aiheuttama Näyte aloja, terveillä puilla. lisäys, P kpl % % Muu sieni 1990 10,9 5,0 0,008 25 1992 10,3 4,6 0,021 22 Abioottiset 1989 14,3 13,0 0,023 14 1990 9,6 14,6 0,002 21 1991 9,4 9,8 0,013 18 1992 10,3 4,6 0,025 24 1993 12,9 8,4 0,050 23 Korjuu 1991 13,4 7,3 0,019 18 1992 11,3 14,0 0,039 13 Metsäntutkimuslaitos 49 Taulukko 7. Terveiden puiden osuuden ja harsuuntumisen muutoksen suhteet vuotuisen seurannan aineistossa männyllä (n = 1 908) ja kuusella (n = 1 202). Negatiivinen muutos tarkoittaa puiden kunnon heikkenemistä (harsuuntumisen lisääntymistä). Tulosten tarkastelu Valtakunnan metsien inventoinnin ai neisto antaa mahdollisuuden monipuo liseen tuhojen tarkasteluun ja tuhojen esiintymisen arviot ovat otoksen koon puolesta varsin luotettavia. Tuhojen tarkastelu on tehty silmävaraisesti ja tarvittaessa kiikaria apuna käyttäen. Kaikki metsikön diaan tai kehitykseen vaikuttavat tuhot on pyritty huomioi maan. Tuhoinventointi liittyy osana muun aineiston keruuseen. Tuhojen aiheuttajista on osa jäänyt tunnista matta, mutta kaikista tuhoista on tie dossa ilmiasu ja vakavuusaste. Met sikköä kohti on huomioitu vain metsi kön dian tai tulevaisuuden kannalta merkittävin tuho. Näin mahdollinen toinen, lievempi tuho, esim. neulas-ja lehtikato tai värivika, on jäänyt mer kitsemättä. Kuitenkin taloudellisesti merkittävät tuhot tulevat ilmeisen hy vin huomioiduiksi, kuten versosurma esimerkki osoittaa. Ryhmänjohtajien motivointi ja koulutus ovat avainase massa, jos tuloksia halutaan vielä pa rantaa. TUhojen havaitsemisen ja tunnista misen lisäksi inventoinnin suorittami nen ei i alueilla eri vuosina on ongelma erityisesti epideemisesti esiintyvien tuhojen, kuten versosurman havain noimisessa. Uusi tautiepidemia tuli näkyviin v. 1988, joten vuosina 1986 1987 inventoiduilla alueilla olisi luul tavasti löydetty uusia tuhokeskittymiä myöhemmin tehdyssä inventoinnissa. Inventointikierron nopeuttaminen ja pysyvien näytealojen integroiminen näytealaverkkoon helpottavat ongel maa. Useat metsikkö-ja ympäristötekijät voivat altistaa mäntyjä versosurma taudille. Kaikkia vaikuttavia tekijöitä ei kuitenkaan voida selvittää pelkäs tään VMI:n aineiston avulla. Esimer kiksi kasvupaikalle sopimattomien al kuperien viljely lienee tärkeimpiä tau dille altistavia tekijöitä (Dietrichson 1978, Roll-Hansen 1972). Mäntyjen ollessa paikallista alkuperää vaikutta vat ilmastotekijät ja kasvupaikan olo suhteet taudin ajalliseen ja paikalli seen esiintymiseen. Useiden laaja alaisten epidemioiden mainitaan aika Puulaji Vuosi Terveitä puita % rnuutosluokassa Harsuuntumisen muutos edellisestä vuodesta, % -21> -10-20 0 +10-20 +21> Mänty 1990 14,3 35,6 55,6 38,8 34,5 1991 36,4 50,4 63,5 59,5 56,8 1992 32,3 31,9 52,5 34,9 50,0 1993 23,7 33,0 51,0 37,9 55,6 Kuusi 1990 7,9 20,9 40,0 35,7 55,6 1991 36,4 30,2 48,2 35,5 18,5 1992 34,5 45,7 59,2 48,8 55,8 1993 42,4 40,3 55,5 45,7 29,6 50 Suomen metsien kunto neen pilvisten, sateisten ja kylmien kasvukausien jälkeen (Aalto-Kallonen ja Kurkeia 1985, Uotila 1988), vaikka yksityiskohtaisia tutkimuksia on hy vin vähän. Myös pakkasvaurioita on pidetty tärkeinä altistavina tekijöinä (Dietrichson 1968). Edellämainittuja, pääasiassa taudin ajalliseen esiintymi seen liittyviä tekijöitä selvitetään eril lisessä tutkimuksessa taudin pahiten vaivaamilla alueilla sääasemien lähei syydessä. Laaksot, pohjoisrinteet ja maaston syvänteet ovat versosurmalle alttiita paikkoja(Dorworth 1974, Uotila 1988, Sairanen 1990). Maaston korkeus ei suoraan näytä selittävän taudin runsa utta, vaikka esim. Kohh (1966) mai nitsee tautia esiintyneen runsaimmin Pohjois-Ruotsissa korkeilla ja karuilla kasvupaikoilla. Hienojen lajitteiden suuri osuus maassa voi altistaa mänty jä monille tuhoille, mm. versosurmal le (Lähde 1974). VMI:n kertainven toinnin aineistosta valitettavasti puut tuu tarkennettu topografia- ja maape rätieto, joten näiden seikkojen vaiku tusta tutkitaan erikseen. Myös maas ton korkeusmallin käyttömahdollisuus parantaisi analysointi tuloksia. Lannoi tus on ainakin turvemailla lisännyt tau ti alttiutta (Vasander jaLindholm 1985), mutta kangasmetsien tulokset eivät ole yhtä selviä. Suometsien suurempi tau tialttius ei johtune yksistään soiden epäedullisesta pienilmastosta, koska tautia esiintyi huomattavasti enemmän turvekankailla kuin luonnontilaisilla soilla. Kaliumin puute turvemailla on myös yksi mahdollinen selitys. Tässä tutkimuksessa havaittii n kan gasmetsissä selvä yhteys kasvupaikan viljavuuden ja versosurmaisuuden vä lillä. Valitettavasti laajoja maastosel vityksiä taudista ei ole ennen tehty lukuunottamatta Sairasen (1990) tut kimusta Keski-Suomen tautialueilla. Sairasen tutkimuksessa ei kuitenkaan saatu korrelaatiota taudin esiintymi senja maaperän viljavuuden välillä. Mäntyjen alttius lisääntyy myös varjostuksen kasvaessa (Read 1968, Butin ja Hackelberg 1978), ja tämä tekijä yhdessä taudille suotuisan mik roilmaston kanssa voi olla syynä myös tiheiden metsiköiden lisääntyneeseen tautiriskiin (Kallio ym. 1985, Niemelä ym. 1992). Myös tässä työssä tautiris ki lisääntyi tiheissä metsiköissä aina kin kangasmailla. Tosin Kallion ym. (1985) tutkimissa keskisuomalaisissa metsissä tiheimmissä metsiköissä oli myös runsaimmin toipumiskykyisiä puita. Versosurmaa huomattiin esiintyvän enemmän luontaisesti kuin viljelmällä uudistetuissa metsissä, mikä on vas toin aiempia käsityksiä. Mm. Kallion ym. (1985) tutkimuksessa havaittiin ainakin nuorissa ikäluokissa tautia enemmän viljelemällä perustetuissa kuin luontaisesti uudistuneissa metsi köissä. Tässä tutkimuksessa metsiköi den laatua alentavien tuhojen esiinty misessä ei juuri ollut eroa eri perusta mistapojen välillä. Lievät tuhot turve maiden luontaisesti uudistuneissa met sissä olivat keskeinen perustamistapo jen väliseen eroon vaikuttanut tekijä. Määritysvirheet em. lievien tuhojen kohdalla lienevät myös mahdollisia, vaikkei sellaisista saatu näyttöä uudel leen tarkastetun aineiston perusteella. Myös perustamistavan määritys van hoissa metsissä on hankalaa, ja siten vanhimpia metsiköitä on saatettu mer kitä luontaisesti uudistuneiksi. Myös ilman epäpuhtauksien on ar veltu altistavan puita versosurmalle. Suoria yhteyksiä on ollut vaikea löy tää (Bragg ja Manion 1984). Emäska tionien puutteen on kuitenkin havaittu altistavan männyntaimia taudille (Yli martimo 1991), ja tällainen puute voi olla seurausta mm. huuhtoutumisesta maan happamoitumisen johdosta. Yli martimon (1991) mukaan kaliumin ja magnesiumin puutteen lisäksi myös Metsäntutkimusbitos 51 varjostus altisti taimia taudille. VMI:n aineiston perusteella tutkitaan myös epäpuhtauksien vaikutusta taudin alu eelliseen esiintymiseen liittämällä mallitetut rikki- ja typpilaskeumat ai neistoon. Sama koskee maaperän fysi kaalisia ja kemiallisia tunnuksia. Ha rin ym. (1991) havaintojen mukaan maaperän geokemialla (ravinteiden huuhtoutumisella) ja taudin esiintymi sellä saattaa olla jotakin yhteyttä. Vuotuisen seurannan aineistolla ei sen pienuuden ja otoksen (vain vallit sevat puut) vuoksi ole käyttöä tuhojen esiintymisen seurannassa. Sen sijaan sen avulla voidaan yrittää selvittää, missä määrin tuhot vaikuttavat elin voiman muutoksiin. Vuonna 1992 ha vaittu tuhojen aiheuttama harsuuntu misen lisäys oli selvästi yleisempää kuin maan eteläosasta aiemmin ha vaittu (Nevalainen ja Yli-Kojola 1990), jolloin vain noin 8 %:ssa puita havait tiin jokin harsuuntumisastetta välittö mästi nostava tuho. Pohjois-Suomes sa tällaisia, nimenomaan abioottisia tuhoja esiintyikin runsaasti tässä tutki muksessa. Tuhoilla voi olla huomatta va merkitys yksittäisten, voimakkaas ti harsuuntuneiden puiden elinvoi maan. Männyllä korostuvat harsuun tuneissa puissa bioottisten tuhojen suuri osuus ja kuusella vastaavasti tunnista mattomien tuhojenosuus. Voimakkaas ti harsuuntuneita puita on vähän, joten on tilastollisesti merkitseviä eroja tu holaislajistossa eri harsuuntumisluok kien kesken on vaikea osoittaa. Sa masta syystä tuhojen merkitys alueel lisella tasolla on yleensä vähäinen. Aiempiin, vuosia 1986-1990 koske viin tietoihin (Jukola-Sulonen ym. 1991) verrattuna ovat harsuuntuneilla kuusilla lisääntyneet abioottiset ja männyillä bioottiset syyt. Harsuuntu misen keskiarvo on suuri (ikääntymi sestä johtuvan ns. monituhon lisäksi) myös niissä puissa, joissa tuhoa aihe utti jokin tuntematon tekijä. Vain pie nessä osassa harsuuntumiskohdepuita (noin 5 %) on vakava, pysyväisluon teinen mekaaninen vaurio, joten nämä puut eivät paljon vaikuttane elinvoi makartoituksen tuloksiin. Puut reagoivat usein lievään stres siin siten että tiettyjä kasvinosia (sil muja, oksia, osanhaaroja, juurten kär kiä) kuolee progressiivisesti ("dieback phase"). Puut toipuvat usein stressi vaikutuksen loputtua. Kasvupaikan olosuhteet, puiden korkea ikä tai se kundaaristen tuholaisten iskeytyminen saattaa johtaa puun elinvoiman heik kenemiseen niin paljon, että toipumi nen on epätodennäköistä ("decline phase") (Houston 1984,Loehle 1988). Metsien rappeutuminen on hidas pro sessi ja nopeat vaihtelut metsien kun nossa ovatkin usein abioottisten tai bioottisten tuhojen aiheuttamia (Stre lezki 1985, Rololf 1985, Htitte 1986, Innes ym. 1986, Keane ym. 1989). Metsien kuntoon vaikuttavat eri vuo sina eri tuhot, jotka voivat äkillisesti lisätä jonkin alueen harsuuntumista. Siksi tuhojen kartoituksen pitää jat kossaki n olla osa puiden vuotuista elin voimakartoitusta. Bioottisten tai abioottisten metsätu hojen seurannalla voi olla useita mui takin tehtäviä. Systemaattisesti kerä tyn aineiston avulla voidaan avainlaji en esiintymiseen vaikuttavia tekijöitä analysoimalla päästä yksityiskohtai siin hypoteeseihin, joita voidaan tut kia kokeellisesti. Pitkällä tähtäyksellä systemaattisella tuhokartoituksella on tärkeä tehtävä selvitettäessä ihmisen toimien mahdollista vaikutusta epäta sapainoisten isäntä-tuholaissuhteiden syntymiseen (esim. von Weissenberg 1990). 52 Suomen metsien kunto Kirjallisuus Aalto- Kallonen,T. & Kurkela, T. 1985. Gremmeniella disease and site fac tors affecting the condition and growth of Scots pine. Communica tiones Instituti Forestalls Fenniae 126. 28 s. Berryman, A. 1986. Forest insects. Principles and practice of populati on management. Plenum Press. 279 s. Bragg, R.J. & Manion, P.D. 1984. Eva luation of possible effects of acid rain on Scleroderris canker of red pine in New York. Manion, P.D. (toim.). Scleroderris canker of coni fers. Nijhoff/Junk Publ. 130-141. Butin,H. &Hackelberg,L. 1978. Über den Verlauf einer Scleroderris lager bergii- Epidemie in einem Schwarz kiefernbestand. European Journal of Forest Pathology 8: 369-379. Dietrichson, J. 1968. Provenance and resistance to Scleroderris lagerber gii Gremmen (Crumenula abietina lagerb.). Theinternational Scots pine provenance experiment of 1938 at Matrand. Meddelser fra det Norske Skogforsöksvesen 25: 398^-10. Dorworth, C.E. 1974. Epiphytology of Scleroderris lagerbergii in a kettle frost pocket. European Journal of Forest Pathology 3: 232-242. Hari, P., Björklund, A., Rita, H. & Ylimartimo, A. 1991. Relation bet ween till geochemistry and the oc currence of scleroderris canker in Finland. Geological Survey of Fin land, Special Paper 9: 169-175. Houston, D.R. 1984. Stress related to diseases. Arboricultural Journal 8: 137-149. Htitte, P. 1986. Vom Waldsterben be rohte Walder Polens. Allgemeine Forstzeitung 33: 818-822. Innes, J.L., Boswell, R., Binns, W. 0., & Redfern, D.B. 1986. Forest health and air pollution, 1986 survey. Great Britain Forestry Commission, Rese arch and Development Paper 150. 5 s. Instruktion för fältarbetet vid riks skogstaxeringen är 1984. Sveriges Lantbruksuniversitet, Institut för Skogstaxering, Umeä. Jahresbericht iiber die Forstwirtschaft in Österreich 1986. Bundesministe rium fur Land- und Forstwirtschaft, Wien. Jukola-Sulonen, E-L„ Mikkola, K., Nevalainen, S. & Yli-Kojola, H. 1987. Havupuiden elinvoimaisuus Suomessa vuosina 1985-86. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 256. 92 s. Jukola-Sulonen, E-L., Mikkola, K. & Salemaa, M. 1990. Vitality of coni fers in Finland, 1986-88. Julkaisus sa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttä mies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 523-560. Jukola-Sulonen, E-L., Lindgren, M. & Salemaa, M. 1991. Forest condition in Finland 1986-1990. Metsäntutki muslaitos. Moniste. 31 s. Kallio, T., Häkkinen, R. & Heinonen, J. 1985. An outbreak of Gremme niella abietina in central Finland. European Journal of Forest Patholo gy 15:216-223. Keane, M., McCarthy, R. & Hogan, J. Forest health surveys in Ireland: 1987 and 1988 results. Irish Forestry 46 (1): 59-62. Köhi, M. 1990. National inventories of endangered forests in Europe. State-of-the-art methodology of fo rest inventory: a symposium procee dings. USDA, General Technical Report PNW-GTR-263: 356-363. Loehle, G. 1988. Forest decline: endo genous dynamics, tree defenses, and the elimination of spurious correlati on. Vegetatio 77: 65-78. Lähde, E. 1974. The effects of grain size distribution on the condition of Metsäntutkimuslaitos 53 natural and artifical sapling stands of Scots pine. Communicationes Insti tuti Forestalls Fenniea 84 (3): 1-23. Manual on methodologies and criteria for harmonized sampling, assess ment, monitoring and analysis of the effects of air pollution on forests. International Co-operative Program me on Assessment and Monitoring of Air Pollution Effects on Forests in the ECE-Region (1988) Nevalainen, S. & Yli- Kojola, H. 1990. The occurrence of abiotic and biotic damage and its relation to defoliati on (needle loss) of conifers in Fin land. Julkaisussa: Kauppi, P. , Antti la, P. & Kenttämies, K. (toim.) Aci dification in Finland. Springer-Ver lag, Berlin, s. 561-582 Niemelä, P., Lindgren, M. & Uotila, A. 1992. The effect of stand density on the susceptibility of Pinus sylvestris to Gremmeniella abietina. Scan dinavian Journal of Forest Research 7: 129-133. Read, D.J. 1968. Some aspects of the relationship between shade and fun gal pathogenity in an epidemic dise ase of pines. New Phytologist 67: 39^8. Roll-Hansen, F. 1972. Scleroderris la gerbergii: Recistance and differen ces in attack between pine species and provenances. European Journal of Forest Pathology 2: 26-39. Roloff, A. 1985. Untersuchungenzum vorzeitigen Laubfall und zur Diag nose von Trockenschäden in Buchen beständen. Allgemeine Forstzeitung 40:157 Sairanen, A. 1990. Site characteristics of Scots pine stands infected by Gremmeniella abietina in Central Finland. I. Mineral soil sites. Acta Forestalia Fennica 216. 27 p. Schläpfer, R. & Hämmerli, F. 1990. Das "Waldsterben" in der Schweiz aus heutiger Sicht. Scweizerische Zeitschrift fiir Forstwesen 141 (3): 163-188. Strelezki, H-W. 1985. Ergebnisse der Waldschadenserhebung 1984inNie dersachsen. Allgemeine Forstzeitung 8:169-172 Uotila, A. 1988. Ilmastotekijöiden vai kutus männynversosyöpätuhoihin. Summary : The effect of climatic fac tors on the occurrence of Scleroder ris canker. Folia Forestalia 721.23 s. Valtakunnan metsien 8. inventointi. 1991. Maastotyön ohjeet. Metsän tutkimuslaitos. Metsien käytön tut kimusosasto. Vasander, H. & Lindholm, T. 1985. Männynversosyöpätuhot Laavio suonjatkolannoituskoealueella. Suo 36 (4-5): 85-94. von Weissenberg, K. 1990. Värd-para sitförhällanden i skogliga ekosys tem; en litteraturstudie. Silva Fenni ca 24(1): 129-139. Yli-Kojola, H. 1994. Tuhojen esiinty minen Etelä-Suomen metsissä VMI:n tulosten mukaan. Julkaisus sa: Mälkönen, E. & Elomaa, S. (toim.). Metsien elinvoimaisuus, Metsäntutkimuspäivä Vantaalla 1993. Metsäntutkimuslaitoksen tie donantoja 492: 17-22. Ylimartimo, A. 1991. Effects of foliar nitrogen, potassium and magnesium concentrations on the resistance of Scots pine seedlings to Scleroderris canker infection. European Journal of Forest Pathology 21: 414-^23. Suomen metsien kunto 54 Havupuiden epifyyttijäkälät ympäristöindikaat toreina Eeva-Liisa Jukola-Sulonen ja Jari Kleemola Johdanto Epifyyttijäkäliäonkäytetty ilmansaas teindikaattoreina jo vuosisadan alusta lähtien (Vaarna 1934). Eri puolilta maailmaa tunnetaan ilmansaasteille, erityisesti rikkidioksidille herkkiä ja sitä kestäviä lajeja tai lajiryhmiä (Hul tengrenym. 1991,Insarovaym. 1992). Epifyyttijäkäliä on tutkittu kokeelli sesti (Holopainen ja Kärenlampi 1985) pistemäisten päästölähteiden ympäris töissä (Oksanen ym. 1990, Kauppi ja Halonen 1992) ja tausta-alueilla (Ahti ja Vitikainen 1974, Takala ja Olkko nen 1985) perusteellisemmin kuin mi tään muuta ympäristöseur annassa käy tettyä indikaattoria (Huckaby 1993). Epifyyttijäkälille on kehitetty päästö lähteiden ympäristöön standardoitu kartoitusmenetelmä jäkälätilanteen selvittämiseksi (SFS 1990). Tausta-alu eille on myös kehitetty edustavaa ja toistettavaa kartoitusta varten seuran tajärjestelmiä (Westman 1986, Kuusi nen ym. 1990, Olsson ja Gyllin 1993). Suomessa tausta-alueiden epifyyt tijäkälätutkimuksellejapitkänajan seu rannalle loi pohjan epifyyttijäkäläkar toitus (3 009 näytealaa), joka perustui systemaattiseen valtakunnan metsien 8. inventoinnin (VMI8) näytealaverk koon (Kuusinen ym. 1990). Tässä kar toituksessa pysyvistä näytepuista in ventoitiin 13 epifyyttijäkälälajin run sautta oksilla ja rungolla. Tämän tutkimuksen tavoitteena oli epifyyttijäkälien esiintymiseen vaikut tavien tekijöiden selvittäminen ja me netelmien kehittäminen epifyyttijäkä lien saasteherkkyyden arvioimiseksi. Aineistoja menetelmät Tähän jäkälätutkimukseen otettiin van hojen kariketutkimuksen näytealojen lisäksi VMIB pysyvistä näytealoista ns. intensiivialat Ilmatieteen laitoksen laskeumanmittauspisteiden ja MET LAn tutkimusasemien ympäristöistä. Aineistoon kuuluu kaikkiaan 89 näy tealaa (kuva 1, taulukko 1). Näytealo jen valinnassa käytettiin seuraavia kri teereitä: 1. metsikön ikä (alle 60, 60- 90, yli 90 vuotta). 2. puulaji (mänty, kuusi). 3. kasvupaikka (mänty: VT, CT, CIT, kuusi: OMT, MT). Lisäksi edellytettiin, että näyteala sijaitsi ko konaan yhdellä metsikkökuviolla. Jokaiselta näytealalta valittiin kol me keski mmäistähavupuuta tutkimus kohteeksi eli samat puut, jotka oli in ventoitu VMIB pysyvien näytealojen perustamisen yhteydessä (Kuusinen ym. 1990). Puun rungolle perustettiin kolme päällekkäistä 10 x5O cm ruutua näytealan keskipisteen puoleiselle ja sen vastakkaiselle sivulle (kuva 1). Ruutujen alareunat olivat 0,3, 0,8 ja 1,3 m puun tyvipisteen yläpuolella. Jäkäläkuvaukset tehtiin jokaiselta Metsäntutkimuslaitos 55 Kuva 1. Tutkimuskohteiden sijainti, seurantaruutujen sijoittelu rungolle ja tulosten esittämisessä käytetty aluejako sekä rajana käytetyt koordinaatit: Etelä-, Keski- ja Pohjois-Suomi. Symbolit: □ = VMI8 pysyvä kangasmaan näyteala, ∆ = ylimääräinen näyteala ja "puu" = kariketutkimuksen näyteala. ruudulta, erikseen rungolta ja oksilta. Etelä-Suomessa kuvattiin erikseen kaikki oksat, Pohjois-Suomessa kuta kin ruutua edustava oksa. Oksan tyven läpimitta mitattiin Etelä-ja Keski-Suo messa. Lehtimäisten jäkälälajien run saus arvioitiin peittävyysprosentteina ja naavamaisten lajien yksilömäärinä. Määritykset tehtiin kaikista lajeista. Maastotyön alkuvaiheessatarkistettiin kunkin maastotyöntekijän lajinmääri tys, ja epävarmoissa tapauksissa otet tiin näyte ruutujen ulkopuolelta. Lajis tollisena asiantuntijana toimi Mikko Kuusinen Helsingin yliopistosta. Maastotyöryhmän, joita oli kaikki aan neljä, muodostivat mittamies ja biologi. Jäkäläkuvaus kuului biologin tehtäviin. Maastotyöt tehtiin v. 1985 eteläisessä Suomessa ja v. 1986 Poh jois-Suomessa. Biologeina toimivat Elina Kuronen, Vanamo Saloja Kata riina Mäkelä v. 1985 ja Tiina Niemi nen v. 1986. Maastoryhmät aloittivat 56 Suomen metsien kunto Taulukko 1. Näytealojen sekä tutkittujen puiden määrät koko maassa sekä Etelä-, Keski- ja Pohjois-Suomessa ikäluokittain. työnsä v. 1985 heinäkuussa, kun pysy vät näytealat oli saatu perustetuiksi. Maastotyö kesti 3 kk. Epifyyttijäkäli en lisäksi ryhmät mittasivat näytealal ta latvuspeittävyyden, näytepuiden pi tuuden ja puiden elinvoimatunnuksia. Kerätty tieto koottiin tietokantaan (Fox Pro). Lajien peittävyydet ja lukumäärät muutettiin runsausasteikkoon 0-3 seu raavasti: Tulokset laskettiin erikseen rungol ta ja oksilta sekä molemmilta yhteen sä. Yhteistulokset laskettiin kunkin puun ruutujen ja oksien keskimääräi sinä runsausarvoina. Tässä tutkimuksessa käytetyt di ver siteetti-indeksit (lajiluku, Shannon-, Simpson-, Pielou-ja Whittaker-indek sit) on kuvattu yksityiskohtaisesti ai emmin (Jukola-Sulonen 1983). Saas teisuusindekseinä käytettiin kahta in deksityyppiä: lAP(lndex of Atmosphe ric Purity) (Leßlanc ja DeSloover 1970) jaPSI (Pollution Sensitivity In dex) (Olsson ja Gyllin 1993). Näitä indeksejä on kuvattuja käytetty myös Suomessa (Kuusinen ym. 1990, EDC 1992) TUlokset Yleisyys Kaikkiaan aineistosta määritettiin 33 lajia tai lajiryhmää (taulukko 2). Ylei sin jäkälälaji oli Hypogymnia physo des, jota tavattiin miltei kaikilta näyte puilta (Frekvenssi 97%). Toiseksi ylei sin laji oli Parmeliopsis ambigua (F 83%), seuraava P. hyperopia (F 50%). Vasta neljäntenä oli yleisin naavamai nen jäkälä Bryoria fuscescens (F 45 %). Etelä-Suomessa yleisyysjärjestys poikkesi koko maan tilanteesta: Hypo gymnia pliysodeksen (F \oo%)ydPar meliopsis ambiguan (F 67 %)jälkeen kolmantena oli Parmeliopsis hyperop Etelä-Suomi Keski-Suomi Pohjois-Suomi Koko Suomi <60 60-90 >90 yht. <60 60-90 >90 yht. <60 60-90 >90 yht. <60 60-90 >90 yht. Näytealat VMI8-pysyvät Männiköt 3 8 5 16 6 3 0 9 2 11 3 16 11 22 8 41 Kuusikot 5 12 1 18 0 7 1 8 1 0 4 5 6 19 6 31 Karikealoja Männiköt 0 0 4 4 0 0 0 0 0 0 4 4 0 0 8 8 Kuusikot 0 0 4 4 0 1 0 1 0 0 2 2 0 1 6 7 Ylim. mätui. 0 1 0 1 0 0 1 1 0 0 0 0 0 1 1 2 Puut Mäntyjä 9 27 27 63 18 9 3 30 6 31 20 57 33 67 50 150 Kuusia 15 36 15 66 0 24 3 27 1 0 17 18 16 60 35 111 Runsaus Peittävyys, Lukumäärä, % kpl 0 alle 1 1 1 1-10 2-10 2 11-40 11-40 3 yli 40 yli 40 Metsäntutkimuslaitos 57 Taulukko 2. Epifyyttijäkäliilajisto, lajien tieteelliset nimet (Santesson 1984), käytetyt lyhenteet ja suomalaiset nimet (Ahti 1984) sekä lajien runsaus (0-3) osa-alueittain sekä koko Suomessa, erikseen VMI-pysyvillä ja muilla näytealoil la. Lajit ovat alueellisen runsausjärjestyksen mukaisessa järjestyksessä: ensin Etelä-Suomen lajisto, lopuksi Pohjois-Suomen lajisto. ta (F 44 %), neljäntenä Platismatia glauca (F 42 %), viidentenä Cetraria pinastri (F 40 %) sekä kuudentena ensimmäinen naavamainen jäkälä Bryoria capillaris (F 28 %). Pohjois-Suomessa yleisin jäkälä oli Parmeliopsis ambigua (F 99 %), toise na Bryoria fuscescens (F 92 %), sitten Elelä-Suonii Keski-Suonii Pohj.-Suomi Koko Suomi Tieteellinen nimi Lyhenne Suomalainen nimi VMI Muut VMI Muut VMI Muut VMI Muut Yht. Hypogymnia physodes hypophys Sormipaisukarve 1,42 1,06 1,35 1,10 0,67 0,60 1,20 0,91 1,14 Parmeliopsis ambigua parmambi Keität y vi karve 0,31 0,57 0,17 0,65 0,88 0,87 0,43 0,68 0,48 Scoliciosporum scoalg Vihersukkulajäkälä 0,15 0,14 0,06 0,18 0,09 0,10 0,09 chlorococcum + viherlevät Parmeliopsis hyperopta parmhype Harmaat yvikarve 0,13 0,37 0,01 0,50 0,51 0,20 0,38 0,24 Platismatia glauca platglau Harmaaröyhelö 0,10 0,07 0,13 0,02 0,07 0,01 0,10 0,05 0,09 Bryoria fuscescens bryofusc Mustaluppo 0,08 0,09 0,12 0,84 0,94 0,30 0,37 0,31 Bryoria capillaris bryocapi Harmaaluppo 0,06 0,13 0,11 0 0,05 0,14 0,07 0,12 0,08 Cetraria chlorophylla cetrchlo Ruskoröyhelö 0,05 0 0,08 0,05 0,05 0,04 0,06 0,02 0,05 Usnea s pp. usnespp Naavat 0,05 0,03 0,02 0,03 0,01 0,03 Cetraria pinastri cetrpina Keltaröylielö 0,03 0 0,09 0 0,15 0,05 0,08 0,02 0,07 Usnea hirtä usneliirt Tupsunaava 0,02 0,07 0,03 0,03 0 0,02 Bryoria spp. bryospp Lupot 0,01 0,01 0,03 0 0,01 0,01 0,01 Cladonia spp. cladspp Torvi jäkälät 0,01 0,04 0 0,02 0 0,01 0,03 0,01 Evernia prunastri everprun Valkohankajäkälä 0,01 0 0,01 0 0 Lepraria incana leprinca S i ni har maajauhe- 0,01 0 0 0 jäkälä Pseudevernia furfuracea pseufurf Harmaahankakarve 0,01 0,01 0 0 0,01 0 0,01 Cetraria sepincola cetrsepi Pikkuröyhelö 0 0,03 0,01 0 0,01 Parmeliopsis spp. parmspp Tyvi karpeet 0 0,02 0,19 0 0,02 0,01 Parmeliopsis aleurites parmaleu Kalpeat yvikarve 0 0,03 0,01 0,03 0,19 0,38 0,06 0,15 0,07 Hypogymnia tuhulosa hypotubu Kärsäpaisukarve 0 0 0 0 0 Parmelia sulcata parmsulc Raidanisokarve 0 0 0,03 0,01 0 0,01 Haematornma elatinum haemelat Rokkoja kälä 0 0 0 0 Hypocenomyce scalaris hypos cal Seinänsuomujäkälä 0 0,02 0,01 0 0,01 0 Lecanora spp. lecaspp Kehräjäkälät 0 0 0 0 Usnea filipendula usnefili Riippunaava 0 0 0 0 Usnea subfloridana usnesubf Tukkanaava 0,03 0,01 0 0,01 Parmelia olivacea par mol iv Koivunruskokarve 0 0,32 0,02 0,09 0,01 0,07 Caliciales caliciales Nokinuppiset 0,17 0,14 0,05 0,05 0,05 Mycoblastus sangui- inycosang Veri nyppyjä kälä 0,16 0,11 0,04 0,04 0,04 Bryoria fremontii bryofreni Kanadani uppo 0,13 0,03 0,04 0,01 0,03 Alectoria sarmentosa alecsarm Korpiluppo 0,07 0,02 0,02 0,01 0,02 Bryoria simplicior bryosimp Lapintupsuluppo 0,03 0,01 0 0,01 Ochrolechia androgyna ochrandr Jauheruostenyppy- 0,01 0,05 0 0,02 0,01 jäkälä 58 Suomen metsien kunto Kuva 2. Epifyyttijäkiilälajisto männyllä esiintyvän runsausjärjestyksen mukaan männyllä (n = 51) (tumma pylväs) ja kuusella (n - 38) (vaalea pylväs) erikseen a) Etelä-, b) Keski- ja c) Pohjois-Suomessa. Metsäntutkimuslaitos 59 Hypogymnia physodes (F 88 %) ja Parmeliopsishyperopta(F7l %). Ete lä-Suomessa yleisiä (F > 50%) lajeja oli 2, Pohjois-Suomessa 6 lajia. Runsaus ja lajien lukumäärä Runsain laji Etelä-Suomessa oli Hy pogymniaphysodes (taulukko 2). Poh jois-Suomessa runsaita lajeja oli neljä, Parmeliopsis ambigua, Bryoria Jus cescens, Hypogymniaphysodes yd Par meliopsis hyperopta. Vain Etelä- ja Keski-Suomesta tavattiin Usnea -ryh mää, Evernia prunastri, Hypogymnia tubulosa, Haematomma elatinum, Hypocenomyce scalaris, Scoliciospo rum chlorococcum ja viherlevät sekä Lecanora spp.ydLepraria incana. Yk sinomaan Pohjois-Suomesta tavattiin Alectoria sarmentosa, Bryoriafremon tii, Bryoria simplicior, Caliciales -ryh mä, Mycoblastus sanguinarius, Ochro lechia androgytui ja Parmelia oliva cea. Puillaoli keskimäärin 5,9 lajia, Kes ki- ja Pohjois-Suomessa enemmän (6,8) kuin Etelä-Suomessa (5,0). Joil lakin etelärannikon näytealoilla löytyi jopa 10 lajia/puu (yhtenäiskoordinaa tit 6651-293). Useimmat yli 10 lajin puut kasvoivat kuitenkin Keski-Suo messa (6987-517) tai Länsi-Lapissa (7507-389). Puulaji Tässä tutkimuksessa tarkasteltiin män nyn ja kuusen epifyyttejä (kuva 2). Useimmat jäkälälajit, erityisesti Hy pogymnia physodes, kasvoivat kum mallakin puulajilla. Mäntyjä suosivat Parmeliopsis ambigua yd P. hyperopta sekä Etelä-ja Keski-Suomessa Hypo gymnia physodes, kuusta Etelä-Suo messa Scoliciosporum chlorococcum ja viherlevät sekä Bryoria capillar is yd Platismatia glauca, Pohjois-Suomes sa Hypogymnia physodes, Alectoria sarmentosa, Mycoblastus sanguina riiis, Caliciales ryhmä, Bryoria capil laris, Platismatia glauca. Vähiten la jeja oli Keski-Suomessa männyllä ja Etelä-Suomessa kuusella. Pohjois suomessa oli enemmän lajeja kuusel la, Etelä-Suomessa männyllä. Oksa ja runko Epifyyttijäkälät tarkastettiin erikseen rungolta ja oksilta (kuva 3). Niiden kokonaispeittävyys rungolla oli 12 %, Etelä-Suomessa 17 % ja Pohjois-Suo messa 5 %. Vastaavat luvut oksilla olivat 55,40 ja 104 %. Etelä-Suomes sa siis yli puolet oksista oli paljaita, ilman jäkäläpeitettä. Rungoilla oli Ete lä-Suomessa enemmän jäkäläpeitettä kuin Pohjois-Suomessa. Pohjois-Suo messa oksat olivat kauttaaltaan jäkäli en peitossa. Useimmat lajit kasvoivat sekä run goilla että oksilla. Selvästi runkoa suo sivia lajej a oli vat Etelä-Suomessa Par meliopsis ambigua, P. hyperopta ja Scoliciosporum chlorococcum. Oksil la runsaimpina kasvoivat Hypogym nia physodes, Platismatia glauca ja Cetraria chlorophylla sekä naavamai set jäkälät. Oksilla oli enemmän lajeja kuin rungolla. Pohjois-Suomessa mil tei kaikki lajit kasvoivat runsaampina oksilla kuin rungolla. Oksan paksuus Kasvualustana olevan oksan paksuus mitattiin tyveltä Etelä- ja Keski-Suo messa. Vähiten oli lajeja Etelä-Suo messa ohuilla oksilla (oksien halkaisi ja 1-7 mm). Hypogymnia physodes kasvoi runsaimpana (2.2/3) Etelä-Suo messa 11 mm paksummilla oksilla, mutta oli runsain laji kaikilla oksilla Etelä- ja Keski-Suomessa. Ohuilla oksilla esiintyivät runsaimpina Hypo gymnian lisäksi Parmeliopsis ambi gua, Cetraria chlorophylla ja C. pi 60 Suomen metsien kunto Kuva 3. Epifyyttijäkälien runsaus (n = puiden lukumäärät) rungolla (tumma pylväs) ja oksilla (vaalea pylväs) erikseen a) Etelä-, b) Keski- ja c) Pohjois suomessa. Nimien lyhenteet selitetään taulukossa 2. Metsäntutkimuslaitos 61 nastri, paksuilla oksilla oli edellisten lisäksi Bryoria capillaris, Platismatia glauca. Korkeus puun rungolla Epifyyttijäkälät kuvattiin kolmelta eri korkeudelta: 0,3-0,8, 0,8-1,3 ja 1,3- 1,8 mtyvipisteen yläpuolelta. Useim mat lajit kasvoivat kaikilla tutkituilla korkeuksilla. Ty viruutuj a suosivat Ete lä-Suomessa Scoliciosporum chloro coccum ja viherlevä, Hypocenomyce scalaris ja Cladoniat sekä Pohjois suomessa Parmeliopsis ambigua. Ylempänä esiintyivät naavamaiset jä kälät ja Platismatia glauca. Korkeu della ei ollut vaikutusta lajilukumää rään muualla kuin Keski-Suomessa, jossa lajeja oli sitä enemmän mitä kor keammalla ruutu sijaitsi. Latvuspeittävyys Etelä- ja Keski-Suomessa Hypogym nia physodes oli runsain pienen lat vuspeittävyyden metsiköissä. Suurta latvuspeittävyyttä suosivat Parmeliop sis ambigua ja Scoliciosporum chloro coccum ja viherlevät. Latvuspeittävyys vaikutti Etelä- Suomessa lajilukumäärään puiden run goilla ja Keski-Suomessa rungoilla ja oksilla. Lajeja oli sitä enemmän mitä suurempi oli latvuspeittävyys. Pohjois suomessa latvuspeittävyydellä ei ol lut juurikaan vaikutusta lajistoon eikä lajilukuun. Ilmansuunnat Jäkäläruudut sijoitettiin rungolle näy tealan keskipisteen puoleiselle sivulle ja vastakkaiselle puolelle puuta. Kun puiden suunta keskipisteestä tunnet tiin, voitiin kullekin ruudulle laskea sen ilmansuunta. Kaikilla puolilla puuta kasvoivat runsaina Hypogymnia physod.es ja Parmeliopsis ambigua. Pohjoispuolel la kasvoi Bryoria capillaris Etelä-Suo messa. Ilmansuunta vaikutti vain vä hänlajilukuun. Suurinlajiluku oli puun koillisen ja pienin kaakon puoleisella kyljellä. Metsikön ikä Metsikön ikä määritettiin kairaamalla mediaanipuu, joten puukohtaista ikää ei tunneta. Tulokset esitetään alueelli sen edustavuuden parantamiseksi tä Taulukko 3. Tutkimuksessa käytetyt diversiteetti-indeksit ja lajiluvut sekä saasteisuusindeksit(Jukola-Sulonen 1983, Kuusinen ym. 1990, Olsson ja Gyllin 1993, EDC 1992). Lajiston herkkyysasteet ja seuralaislajien lukumäärät (lAP) saatu taulukon 4 arvoista. Etelä-Suomi Keski-Suomi Pohj.-Suomi Koko Suomi Lajiluku 5,05 ± 2,3 6,85 ± 2,6 6,75 ± 2,3 5,92 ± 2,5 Lajiluku, mänty 5,81 ± 1,8 5,80 ± 1,9 6,09 ± 1,7 5,91 ± 1,8 Lajiluku, kuusi 5,42 ± 3,0 8,15 ±2,7 8,83 ± 2,8 5,97 ± 3,2 Shannon ind. 0,61 ±0,5 0,64 ± 0,4 1,14 ±0,4 0,77 ± 0,5 Simpson ind. 0,33 ± 0,2 0,33 ± 0,2 0,57 ± 0,2 0,40 ± 0,3 Pielou ind. 0,48 ± 0,3 0,43 ± 0,2 0,66 ± 0,2 0,52 ± 0,3 Whittaker ind. 1,44 ±2,4 1,10± 0,5 1,87 ± 1,0 1,49 ± 1,8 IAP 1,34 ±0,7 1,31 ±0,6 2,52 ± 1,1 1,67 ± 1,0 PSI, pohjoismainen 2,63 ± 0,7 2,99 ± 0,6 4,13 ±0,6 3,15 ±0,9 PSI, suomalainen 2,19 ±0,4 2,30 ±0,3 2,90 ± 0,3 2,42 ± 0,5 62 Suomen metsien kunto Kuva 4. Epifyyttijäkälien runsausjärjestys A) tämän tutkimuksen ja B) VMI8:n pysyvien näytealojen eri ikäluokkien metsissä Etelä-Suomessa (a-c) ja Pohjois suomessa (d—f). Niinien lyhenteet selitetään taulukossa 2. Tutkittujen puiden Metsäntutkimuslaitos 63 lukumäärät (n) annetaan kuvissa. Kuvissa on viivoitettu Hypogymnia physodes ja rasteroitu lajia suuremmat taksonomiset ryhmät. 64 Suomen metsien kunto män tutkimuksen aineiston (n = 261 puuta) lisäksi koko VMIB pysyvien näytealojen aineistosta (n =3 234 puu ta). Useimmat lajit kasvoivat kaiken ikäisissä metsissä (kuva 4). Nuoria metsiköitä suosivat Etelä-Suomessa Hypogymnia physodes, Cetraria chlo rophyllayd Cetrariapinastri, Pohjois suomessa Parmeliopsis ambigua, Hy pogymnia physodes ja Parmeliopsis hyperopta. Vanhojen metsien lajeja olivat Ete lä-Suomessa Hypogymnia physodes, Parmeliopsis ambigua ja Parmeliop sis hyperopta sekä naavat ja lupot, Pohjois-Suomessa luppojen lisäksi lu kuisa joukko lehtimäisiä jäkälälajeja (kuva 4). Metsissä oli sitä enemmän lajeja mitä vanhempia ne olivat. Eri tyisen vähälajisiaolivatEtelä-Suomen nuoret kuusikot. Männyllä oli eniten lajeja Etelä-Suomen nuorimmissa (alle 60 v.) metsissä. Kuusikoissa oli eniten lajeja vanhimmissa metsissä, erityi sesti Pohjois-Suomessa. Diversiteetti Epifyyttijäkäläkasvillisuuden moni muotoisuutta kuvataan lajiluvunjaeri laisten diversiteetti-indeksien sekä dominanssidiversiteettikäyrien avulla (Jukola-Sulonen 1983). Lajirunsaus oli suurinta Keski-Suomessa (taulukko 3). Kaikki muut epifyyttijäkäläkasvilli suudesta lasketut diversiteetti-indek sit olivat suurimpia Pohjois-Suomes sa. Pieloun ja Whittakerin indeksit oli vat suurempia Etelä-Suomessa kuin Keski-Suomessa. Dominanssidiversiteettitarkastelus sa havainnollistuu, mitä lajistoraken teessa tapahtuu metsän ikääntyessä (kuva 4). Koko aineistossa diversiteet ti kasvoi sukkession myötä. Etelä- ja Keski-Suomessa dominanssi oli suu rempaa kaiken ikäisissä metsissä kuin Pohjois-Suomessa. Etelä- ja Keski- Suomessa Hypogymnia physodes säi lyttää valta-asemansa kautta koko metsän sukkession, tosinmetsänikään tyessä lajistoa tulee lisää, mutta muut lajit eivät saavuta Hypogymnian ase maa missään vaiheessa. Herkkyys Epifyyttijäkälälajeja käytetään ilman saastevaikutusten bioindikaattoreina. Tämä on mahdollista, koska lajeista tunnetaan niiden ilmansaasteherkkyys (Insarova ym. 1992). Ilmansaasteilla tässä yhteydessä ymmärretään rikin, typen ja raskasmetallien kuormitusta. Eri lajit ovat eri tavoin herkkiä eri puolilla maailmaa. Niinpä tässä käyte tään herkkyysarvoja, jotka on saatu Suomessa, muissa pohjoismaissa tai muutoin lähialueilla tehtyjen tutkimus ten mukaan. Epifyyttijäkälälajiston herkkyysar voina käytettiin sekä suomalaisten (Kuusinen ym. 1990) että pohjoismais ten asiantuntijoiden (Hultengren ym. 1991) herkkyysluokituksia (taulukko 4). Herkimpiä lajeja tässä tutkimukses sa olivat Alectoria sarmentosa, Bryo riatyd Usneat. Kestävimpiä lajeja oli vat Scoliciosporum clilorococcum ja viherlevät, Lepraria incanaydLecano ra spp. Epifyyttijäkälät ja rikkilaskeuma Epifyytlijäkälälajeja, niiden herkkyyttä jaerilaisiadiversiteetti-jaherkkyysin deksejä tarkasteltiin suhteessa malli tettuun rikkilaskeumaan vuodelta 1987 (Tuovinen ym. 1990). Merkitseviä negatiivisia korrelaatioita saatiin Whit takerin indeksiä lukuunottamatta kai kille käytetyille indekseille (kuva 5). Paras korrelaatio saatiin rikkilas keuman ja PSI (= Pollution Sensitivity Index, EDC 1992) -indeksin välille. Varsinaisista diversiteetti-indekseistä suurin korrelaatio oli Shannonin in deksillä. Sensijaan paljon käytetty IAP Metsöntutkimuslaitos 65 Taulukko 4. Tämän aineiston epifyyttijäkälälajien herkkyysarvot: Suomalais ten (Kuusinen ym. 1990) ja pohjoismaisten (Hultengren ym. 1991) asiantuntijoi den mukaan sekä tästä tutkimuksesta lasketut seuralaislajien lukumäärät (IAP indeksi). indeksi sai pienemmän korrelaation. Korrelaatiot olivat negatiivisia koko maan aineistossa ja Etelä- ja Keski suomen aineistossa. Pohjois-Suomen aineistossa korrelaatiot olivat positii visia, mutta eivät merkitseviä. Tulosten tarkastelu Tärkeimmät epifyyttikasvillisuuteen vaikuttavat tekijät ovat maantieteelli nen asema, puulaji ja metsikön ikä. Puulajin lisäksi kasvualustan muut ominaisuudet vaikuttavat jäkäläkasvil Ilerkkyysarvot Laji Suomalainen Pohjoismainen Seuralaislajit Alectoria sarmentosa 4 7 9 Bryoria capillaris 4 6 7 Bryoria fremontii 4 6 6 Bryoria fuscescens 4 6 6 Bryoria simplicior 4 6 8 Bryoria spp. 4 6 7 Caliciales 3 4 8 Cetraria chlorophylla 2 4 7 Cetraria pinastri 2 4 6 Cetraria sepincola 2 4 5 Cladonia spp. 3 4 7 Evernia prunastri 3 5 9 Haematomtna elatinum 3 5 6 Hypocenomyce scalaris 1 2 5 Hypogymnia physodes 2 2 5 Hypogymnia tubulosa 3 5 11 Lecanora spp. 1 0 6 Lepraria incana 1 2 3 Mycoblastus sanguinarius 3 7 8 Ochrolechia androgyna 3 7 7 Parmelia olivacea 3 6 7 Parmelia sulcata 3 3 9 Parmeliopsis aleurites 3 7 6 Parmeliopsis ambigua 2 2 5 Parmeliopsis hyperopta 3 3 6 Parmeliopsis spp. 2 4 7 Platistmtia glauca 3 4 7 Pseudevernia furfuracea 3 4 7 Scoliciosporum chlorococcum 1 1 5 + viherlevät Us ne a fdipendula 4 7 8 Usnea hirtä 4 5 7 Usnea spp. 4 6 6 Usnea subjloridana 4 6 9 Suomen metsien kunto 66 Kuva 5. Epifyyttijiikxiliikijien lukumäärein (a), Shannonin diversiteetti-indeksin (b), IAP-indeksin (Index of Atmospheric Purity) (c) ja PSI-indeksin (d) (Pollu- tion Sensitivity Index) suhde mallitettuun rikkilaskeumaan (mg/m 2 /v.) (HAKO MA, Tuovinen ym. 1990) eri ikäluokkien metsissä tämän tutkimuksen VMI- Metsäntutkimuslaitos 67 kangasmaan näytealoilla (62 kpl, taulukko 1) puittain Etelä- (n = 28), Keski- (n = 16) ja Pohjois-Suomessa (n = 18) sekä rikkilaskeuman ja indeksin välinen korrelaatio koko Suomessa ja eri alueositteissa. Korrelaatioiden tilastolliset merkitsevyydet: *** = P < 0,001, ** = P < 0,01, * - P <0,05 ja ° = P < 0,1. 68 Suomen metsien kunto lisuuteen, kuten esimerkiksi kasvaako jäkälä oksalla vai rungolla, miten pak sulla oksalla ja millä korkeudella sekä millä ilmansuunnalla puussa. Nämä kaikki tekijät liittyvät epi fyyttien oleel lisiin ympäristötekijöihin, kosteuteen, valoon, lumipeitteen paksuuteen ja il mansaastekuormaan. Latvuspeittävyys ja oksan paksuus vaikuttavat samansuuntaisesti metsi kön iän kanssa. Kun latvuspeittävyys kasvaa, kosteus metsässä lisäntyy, mutta valon saanti huononee. Vanho jen metsien lajit selviävät tällaisissa oloissa. Näitä ovat Bryoriatyd Usneat. Nuorien metsien lajeja, jotka levittäy tyvät nopeasti oksille ja rungoille ovat Hypogymnia physodes, Cetraria pi nastri)2L Cetraria chlorophylla ja Par meliopsis ambigua. Pohjois-Suomes sa metsät ovat harvoja eikä latvuspeit tävyydellä ole merkitystä epifyyttijä kälille. Latvuksella on kuitenkin suuri merkitys puulla kasvaville jäkälille, koska suuri osa jäkälistä kasvaa oksil la. Vaikka lajiluku on eteläsuomalai sissa nuorissa männiköissä suuri, se ei kerro kuitenkaan biodiversiteetin kan nalta oleellisesta asiasta eli resurssien jaosta lajien kesken. Kaikilla Etelä-ja Keski-Suomen näytealoilla lajistora kenne oli hyvin yksipuolinen. Hypo gymnia physodes oli ainoa runsas laji. Erityisen yksipuolinen se oli kaiken ikäisissä kuusikoissa ja nuorissa män niköissä. Sensijaan monta runsasta la jia löytyi Pohjois-Suomen kaiken ikäi sistä metsiköistä. Tätä lajistorakennetta kuvaavat eri laiset diversiteetti-indeksit ja domi nanssidiversiteettikäyrät. Shannoninja Simpsonin indeksit painottavat vain muutamaa dominanttia, sensijaan Pie lounja Whittakerin indeksitovat enem män tasaisuuden kuvaajia ts. niihin vaikuttaa useampi runsas laji. Näihin indekseihin eivät kuitenkaan vaikuta mitenkään runsausjärjestyksen loppu pään lajit tai kokonaislajilukumäärä. Lajilukumäärään vaikuttaa voimak kaasti ruudun pinta-ai a, jolta tulos on saatu. Tämän vuoksi vertailu eri tutki musten välillä on vaikeaa. Tässä tutki muksessa oli tiettyjä vaikeuksia oksi en ja rungon sekä Etelä- ja Pohjois suomen tulosten yhdistämisessä. Pin ta-alat olivat oksilla ja rungolla erilai set, ja Etelä-Suomessa käytettiin tar kempaa menetelmää kuinPohjois-Suo messa. Ilmansaasteet Vanhastaan on tiedossa, että ilman saasteet yksipuolistavat lajistoa ja alen tavat di versi teettiä (Laaksovirta j a Olk konen 1977). Tämän vuoksi diversi teetti-indeksejäkäytetäänuseinilman- saastetutkimuksissa vaikutusten ku vaamiseen. Tällaisia ovat lajiluku/puu ja lAP-indeksi sekä herkkien ja kestä vien lajien esiintyminen (Jussila ym. 1991, Seppälä ym. 1994). Tässä tutkimuksessa kokeiltiin eri laisten diversiteetti- ja ilmanpuhtaus indeksien suhdetta rikkilaskeumaan. Parhaat korrelaatiot saatiin rikkilas keuman ja pohjoismaisten herkkyys arvojen avulla lasketun herkkyysin deksin (PSI) välille sekä rikkilas keuman ja Shannonin indeksin välille. PSI-indeksissä on mukana lajien herk kyysarvon lisäksi esiintyminen puilla. Shannonin ym. di versiteetti-indekseis sä on vain lajien runsaus puilla. Whit takerin indeksi ei näytä näiden tulos ten perusteella soveltuvan ilmansaas teindeksiksi. Pohjois-Suomessa indeksien ja rik kilaskeuman korrelaatio ei ollut mer kitsevä, sen sijaan Etelä- ja Keski- Suomen yhdistetyssä aineistossa kor relaatio oli merkitsevä. Tämä viittaa siihen, että vaikuttava tekijä on todella ilmansaasteet eikä pohjoisuus, joka ainakin osittain vaihtelee samansuun taisesti rikkilaskeuman kanssa (Juko la-Sulonen ym. 1990). Metsäntutkimuslaitos 69 Etelä-Suomessa tehtyjen metsik kösadantatutkimusten mukaan kuusi kot ovat happaminta metsäympäristöä (Hyvärinen 1990). Jäkälät ovat hyvin herkkiä kohoavalle happamuudelle (Hultegren ym. 1991). Tämän tutki muksen mukaan Etelä-Suomen kuusi koissajaerityisesti nuorissa kuusikois sa oli jäkäläpeite niukin ja vähälajisin. Ilmansaasteiden ratkaisevan tärkeä tä merkitystä epifyyttijäkälille vahvis tavat aikaisemmin saadut karikejäkä lien tulokset (Kuusinen ym. 1990). Niiden mukaan herkät jäkälät ovat väistyneet ja lajidiversiteetti on laske nut Etelä-Suomessa viimeisen 25 vuo den aikana. Sensijaan Lapissa ei lajien esiintymisessä eikä diversiteetissä ole tapahtunut suuria muutoksia. Tämän tutkimuksen tulokset puiden rungolta jaoksilta (taulukko 2, muut näytealat) antavat hyvin samanlaisen tuloksen kariketutkimuksen metsiköiden jäkä lätilanteesta kuin latvuksesta varise vat jäkäläkarikkeet vuonna 1985 (Kuusinen ym. 1990). Etelä-Suomessa metsä ei saavuta missään sukkession vaiheessa sitä jä kälädiversiteetin tasoa, jossa metsät ovat Pohjois-Suomessa. Tähän on mitä todennäköisimmin syynä eteläisen Suomen ilmansaastekuorman aiheut tama jatkuva rasite, jonka seurauksena vanhoissakin metsissä kasvaa nuoren sukkessiovaiheen lajeja ja dominanssi on suuri (Hypogymnia pliysodes). Tämän tutkimuksen tulokset ovat samansuuntaiset kuin VMIB pysyviltä näytealoilta saadut (Kuusinen ym. 1990,1991) siltä osin kuin vertailukel poisia tuloksia voitiin tarkastella met sikön iän, alueellisuuden ja puulajin suhteen (kuva 4). Tämän tutkimuksen tuloksia ei pienen näy teal a- ja puu määrän vuoksi voi yksinään kovin pit källe yleistää, mutta yhdessä edusta vamman muiden pysyvien näytealo jen tuloksen kanssa ne antavat hyvän kuvan epifyyttijäkälätilanteesta Suo messa. Näiden tutkimusten perusteella näyttää siltä, että jäkälälajiston inven toinnin toi stami nen antai si ai van uusi a mahdollisuuksia syventää analyysiä lajiston ja biodiversiteetin osalta ja seurata muutoksia. Tutkimuksen tu lokset varmistavat myös käsitystä, että oksien tutkiminen on rungon ohella seurannassa välttämätöntä (vrt. SFS 1990) samoin sekä kuusen että män nyn lajistojen inventointi. Epifyyttijäkälien suojelemiseksi tu lisi kiinnittää huomiota kahteen seik kaan. Jos talousmetsissä jätettäisiin osa puustoa kaatamatta, nopeutuisi suk kession alku huomattavasti, eikä lajis to häviäisi täysin hakkuun seuraukse na. Toiseksi Etelä-Suomessa tulisi jät tää riittävästi vanhoja metsiä hakkuu toiminnan ulkopuolelle, mutta saman aikaisesti vähentää vielä ilmansaaste kuormitusta. Missä vaihteessa valta kunnallisessa epifyyttijäkäläseuran nassa alkaa näkyä erityisesti naava maisten jäkälien, elpymistä ja diversi teetin palautumista, kuten Helsingissä on voitu havaita (Hosiaisluoma 1994), riippuu ilmansaasteiden kuormituske hityksestä. Kirjallisuus Ahti, T. & Vitikainen, O. 1974. Baci dia chlorococca, a common toxitole rant lichen in Finland. Memoranda Soc. Fauna Flora Fenn. 49:94—100. Ahti, T. 1984. Jäkälien määritysopas. Helsingin yliopiston kasvitieteen lai toksen monisteita 72:1 -71. EDC, 1992. Evaluation of integrated monitoring in terrestrial reference areas of Europe and North America. The pilot programme 1989-1991. Environment Data Centre. National Board of Waters and the Environ ment. Helsinki. 60 s. Holopainen, T. & Kärenlampi, L. 1985. Characteristic ultrastructural symp- 70 Suomen metsien kunto Toms caused in lichens by experi mental exposure to nitrogen com pounds and fluorides. Ann. Bot. Fen nici 22:333-342. Hosiaisluoma, V. 1994. Pääkaupunki seudun puistopuidenjäkälistö ilman laadun kuvaajana. Pääkaupunkiseu dun julkaisusarja C 1994:2. Pääkau punkiseudun yhteistyövaltuuskunta (YTV). Helsinki. 52 s. Huckaby, L-S. (toim.). 1993. Lichens as bioindicators of air quality. USDA Forest Service. General Technical Report RM-224. 131 s. Hultengren, S., Martinsson, P-O. & Stenström, J. 1991. Lavar och luft föroreningar. Känslighetsklassning och indexberäkning av epifytiska lavar. Naturvärdsverket, Rapport 3967. 58 s. Hyvärinen, A. 1990. Deposition on forest soils. - Effect of tree canopy on throughfall. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 199-213. Insarova, 1.D., Insarov, G.E., Bräken hielm, S., Hultengren, S., Martins son, P-O. & Semenov, S.M. 1992. Lichen sensitivity and air pollution. - A review of literature data. Swe dish Environmental Protection Agen cy. Report 4007. Uppsala 1992.72 s. Jukola-Sulonen, E-L. 1983. Vegetati on succession of abandoned hay fields in central Finland. A quantita tive approach. Seloste: Kasvillisuu den sukkessio viljelemättä jätetyillä heinäpelloilla Keski-Suomessa kvantitatiivisin menetelmin tarkas teltuna. Commun. Inst. For. Fenn. 112. 85 s. Jukola-Sulonen, E-L., Mikkola, K. & Salemaa, M. 1990. The vitality of conifers in Finland, 1986-88. Jul kaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidificati on in Finland. Springer-Verlag, Ber lin. s. 523-560. Jussila, 1., Laihonen, P. & Jormalai nen, V. 1991. Turun seudun ilman laadun seuranta bioindikaattorien avulla vuonna 1990. Turun Yliopis to. Satakunnan ympäristöntutkimus keskus. Sykesarjaß 3. 61 s. Kauppi, M. & Halonen, P. 1992. Lichens as indicators of air pollution in Oulu, northern Finland. Ann. Bot. Fennici 29:1-9. Kuusinen, M., Mikkola, K. & Jukola- Sulonen, E-L. 1990. Epiphytic lichens on conifers in the 1960's to 1980's in Finland. Julkaisussa: Kaup pi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 397^20. Kuusinen, M., Mikkola, K. & Jukola- Sulonen, E-L. 1991. Havupuiden valtakunnallinen jäkäläkartoitus. Luonnon Tutkija 95:26-30. Laaksovirta, K. & Olkkonen, H. 1977. Epiphytic lichen vegetation and ele ment contents of Hypogymnia phy sodes and pine needles examined as indicators of air pollution at Kokko la, W Finland. Ann. Bot. Fennici 14:112-130. Leßlanc, F. & DeSloover, J. 1970. Relation between industrialization and the distribution and growth of epiphytic lichens and mosses in Montreal. Canadian Journal of Bo tany 48:1485-1496. Oksanen, J., Tynnyrinen, S. & Kären lampi, L. 1990. Testing for increased abundance of epiphytic lichens on a local pollution gradient. Ann. Bot. Fcnnici 27:301-307. Olsson, K. & Gyllin, M. 1993. Meto der för längsiktig övervakning av epifytisk vegetation i Norden. Förs lag pä inventcrings- och utvärde ringsmetodik. Nordiska Ministerrä det. Arbetsgruppen för miljökvali tetsövervakning. Lunds universitet. 7 s. Santesson, R. 1984. The lichens of Sweden and Norway. Swedish Mu- Metsäntutkimuslaitos 71 seum of Natural History. Stockholm & Uppsala. 333 s. Seppälä, R., Goltsova, N. & Haapala, H. 1993. Suomenlahden itäosan reu na-alueiden mäntymetsien bioindi kaattoritutkimukset. Julkaisussa: Haapala, H. (toim.). Metsien ekolo ginen tila Suomenlahden itäosan reu na-alueill a. Tutkimusraportti, osat 1111. III. Helsingin yliopiston Kotkan osas ton julkaisusarja 3. 119 s. Suomen standardisoimisliitto SFS 1990. Standardi 5670. Ilmansuoje lu. Bioindikaatio. Jäkäläkartoitus. 8 s. Takala, K. & Olkkonen, H. 1985. Ti tanium content of lichens in Finland. Ann. Bot. Fennici 22:299-305. Tuovinen, J-R, Kangas, L. & Nord lund, G. 1990. Model calculations of sulphur and nitrogen deposition in Finland. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer- Verlag, Berlin, s. 168-197. Vaarna, V. 1934. Helsingin kaupungin puiden ja pensaiden jäkäläkasvisto. Ann. Bot. Soc. 'Vanamo' 5(6): 1-32. Westman, L. 1986. Lavars indikator värde vid studier av lultföroreningar och skogsskador. Statens Naturvärd verk Rapp. 3187:1-52. 72 Suomen metsien kunto Metsä- ja suokasvillisuuden muutokset raskas metallien kuormittamassa ympäristössä Maija Salemaa, Ilkka Vanha-Majamaa, Antti Reinikainen ja Hannu Nousiainen Johdanto Selvimpiä merkkejä ilman epäpuhtauk sien vaikutuksista aluskasvillisuuteen Suomessa on havaittu pistemäisten päästölähteiden lähiympäristössä (Hut tunen 1975, Laaksovirta ja Silvola 1975, Väisänen 1986, Salemaaja Van ha-Majamaa 1994). Tausta-alueilla on vaikeaa erottaa kasvillisuuden luon taisen sukkession, kasvupaikan ja muiden tekijöiden vaikutus ihmisen toimintojen aiheuttamista muutoksis ta. Esimerkkejä viimeksimainitusta ovat sadeveden happamoituminen ja kasvanut rikki-, typpi-ja raskasmetal lilaskeuma, jotka muuttavat kasvien kemiallista ympäristöä. Kasvillisuu den ympäristövasteiden selvittäminen edellyttääkin luotettavien maastoai neistojen ja pitkäaikaisen seurannan lisäksi kokeellista työskentelyä. Tässä tutkimuksessa analysoidaan aluskasvillisuuden muutoksia kaner vatyypin kangasmetsissä ja karuilla ojitetuilla rämeillä eri etäisyyksillä Harjavallan teollisuustaajamasta (61°20'N,22°10'E). Tutkimushypotee sin mukaan metallisulaton aiheutta ma, lähes 50 vuotta kestänyt raskas metalli- ja rikkilaskeuma on vaikutta nut kasvilajien esiintymiseen ja run saussuhteisiin. Tämän artikkelin ta voitteena on 1) kuvata miten kasviyh teisöjen rakenne muuttuu etäisyyden päästölähteestä kasvaessaja 2) vertail la sekä kangas- että turvemailla kasva vien lajien saasteiden sietokykyä nii den runsausjakaumien perusteella. Aineistoja menetelmät Näytealat ja näyteruutujen valinta Kangasmaiden kasvillisuusanalyysi tehtiin 40-50 -vuotiaissa kanervatyy pin (CT) mäntymetsissä elokuussa 1993. Näy teal at si j ait si vat kuudel 1 a eri etäisyydellä (0,5, 1, 2, 3, 4 ja 8 km) Harjavallan päästölähteestä kaakkoon suuntautuvalla gradientilla. Mukana olivat terveyslannoitusko keiden 411— 414 lannoittamattomat kontrollialat ja niiden lisäksi etäisyyksille 1 ja 3 km perustetut kasvillisuusnäytealat. Näy tealojen koko oli 30 x 30 m, paitsi lähinnä tehdasta, missä se oli 24 x 24 m. Kaikilla etäisyyksillä analysoitiin kolme näytealaa. Kultakin näytealalta valittiin 16 kpl 1 m 2 :n suuruista kasvil lisuusruutua ositetulla satunnaisotan nalla. Kasvilajien runsaussuhteet tut kittiin ns. pistelrekvenssimenetelmäl lä (the point quadrat method, Goodall 1952). Lajien esiintyminen ruudulla kirjattiin 10 cm:n välein eli pistotiheys oli 80 kpl/m2 . Ympäristömuuttujina käytettiin humuksen raskasmetallipi toisuuksia. Metsäntutkimuslaitos 73 Turvemaiden kasvillisuutta tutkit tiin ojitetuille rämeille perustetulla metsän terveyslannoituskokeella 505 (Veij alainen täss äj ui kai sussa). Eri etäi syyksille päästölähteestä oli perustet tu 25 näytealaa (kooltaan 500-1 000 m 2) viiden käsittelyn lohkoina (kont rolli ja neljä lannoituskäsittelyä) seu raavasti: Hallaskorpi (Psßmu) 1 km suuntaan SW, Lammaistensuo I (ITR mu) 2 km W, Lammaistensuo II (ITR mu) 2,5 km W, Kurkelansuo (IRmu) 5 km WNW ja Tullerinsuo (ITRmu) 10 km WNW. Osakasvustokartoituksen (Heikurainen 1951) perusteella näyte aloille arvottiin 20 kpl 0,25 m 2 :n näy teruutuja. Kasvilajiston ja maakarik keen runsaussuhteet määritettiin pis tefrekvenssimenetelmällä(pistotiheys 100 kpl/ruutu). Turvemaiden kokeet oli lannoitettu toukokuussa 1993. Kasvillisuusana lyysi tehtiin elo-syyskuussa 1993, jol loin lannoitusvaikutusta ei vielä ha vaittu. Tässä artikkelissa esitetyt tu lokset perustuvat siten kaikilta näyte aloilta kerättyyn tietoon. Ympäristö muuttujina käytettiin etäisyyttä pääs tölähteeseen, karikepeittävyyttä, män nyn neulasten ravinne-ja raskasmetal lipitoisuuksia (neulasanalyysi talvella 1993, ks. Veijalainen 1992) sekä näy tealojen puustotunnuksia. Tutkitut oji tusalueet olivat puustoiltaan enimmäk seen puhtaita männiköitä. Hieskoivua oli Hallaskorvessa keskimäärin 12,6 %jaTullerinsuollaO,4% tilavuudesta. Runkoluku vaihteli 800-2 100 kpl/ha, pohjapinta-ala 7,2-15,9 m 2 /ha ja kuo rellinen tilavuus 26-86 m 3/ha. Tilastollinen analyysi Otoskoon riittävyyttä tutkittiin ns. ra refaktio-menetelmällä(esim. Kouki ja Haila 1985). Rarefaktio on tilastolli nen menetelmä, jonka avulla voidaan arvioida lajien lukumäärä eri kokoisis sa näytteissä vakioimalla otoskoko esimerkiksi pinta-alan suhteen. Kas vilajien määrä oli riippuvainen näyte ruutujen määrästä eli tutkitun pinta alan suuruudesta (kuva 1). Rarefaktio käyrien muoto oli erilainen saastegra dientin alku- ja loppupäässä. Lähellä päästölähdettä (vähälajiset yhteisöt) lajimäärien kasvu tutkitun pinta-alan suuretessa vakiintui aikaisemmin kuin puhtaammassa ympäristössä (runsas lajiset yhteisöt). Kanervatyypin met sässä 16 ruutua (ä 1 m 2) näy teal all a oli riittävän edustava otos aluskasvillisuu desta. Ojitetuilla rämeillä saastunees sa ympäristössä olisi jo alle 20 ruutua (ä 0,25 m 2) antanut luotettavan kuvan kasvillisuuden rakenteesta, mutta taus ta-alueella ruutujen lukumäärää olisi voitu kasvattaa 25-30:een. Aineistojen analysointi perustui näy tealojenkasvillisuusruutujenpistefrek- venssien keskiarvoihin. Lajirunsaus jakaumien lisäksi yhteisörakenteita tutkittiin GNMDS-ordinaatiolla (glo bal non-metric multidimensional sca ling, Faith ym. 1987). Näytealojen väliset "ekologiset etäisyydet" perus tuvat Bray-Curtis (Czekanowski) etäi syysmatriisiin. Kahden ulottuvuuden ratkaisu osoittautui riittäväksi kuvaa maan aineistoissa esiintyvää vaihte lua. Kasviyhteisöjen lajidiversiteetin (alfa-diversitteetti) mittana käytettiin Shannon-Wienerindiversiteetti-indek siä(esim. Krebs 1989). Tulokset ja niiden tarkastelu Kasvillisuuden muutokset laskeuma gradientilla Kasviyhteisöjenrakenteessahavaittiin sekä kangas- että turvemailla erittäin voimakas muutos etäisyyden päästö lähteestä kasvaessa (kuvat 2 ja 4). La jikoostumus samoin kuin lajien väliset runsaussuhteet muuttuivat gradientin eri osissa. Myös kasvillisuuden koko 74 Suomen metsien kunto Kuva 1. Lajien keskimääräinen lukumäärä (± 95 % luottamusväli) suhteessa näyteruutujen määrään eli tutkittuun pinta-akuin a) kangasmailla ja b) turve mailla analysoituna ns. rarefaktiomenetelmällä. Huomaa y-akselin asteikkoero kangas- ja turvemaiden välillä. naispcittävyys kasvoi voimakkaasti etäisyysgradientin suunnassa. Kangasmaat Aluskasvillisuus puuttui lähes koko naan tehdasalueen läheisyydessä noin 0,5 km etäisyydelle saakka. Täällä maata peitti huonosti hajonnut neulas karike, jonka alla oli ohut humusker ros. Humuksen kuparipitoisuus oli 0,5 km etäisyydellä 6 000 mg/kg, kun se etäisimmällänäytealalla(Bkm)oli2(X) mg/kg (Levula 1993). Humuksen ku paripitoisuus ja näytealojen keskimää räinen lajimäärä korreloivat negatiivi sesti (p < (),(X)1) keskenään. Kangas mailla lajilukumäärä kasvoi 4 km etäi syydelle saakka, mutta lajidiversiteet ti (Shannon H') oli suurin 3 km etäi syydellä päästölähteestä (taulukko 1). Kenttäkerros: Puolen kilometrin päässä tehtaista kasvoi vain joitakin variksenmarjan (Empetrum nigrum), pallosaran {Carex globularis) ja juolu kan (Vaccinium uliginosum) kasvusto Metsäntutkimuslaitos 75 Taulukko 1. Näytealojen keskimääräinen lajimäärä ja Shannon-Wiener-indek sillä mitattu diversiteetti (H') eri etäisyyksillä Harjavallan päästölähteestä a) kangasmaiden ja b) turvemaiden aluskasvillisuudessa. ja (kuva 2). Myös männyn ja hies koivun pieniä taimia tavattiin. Tällä etäisyydellä kasvavat mäntymetsät ovat kärsineet monin tavoin ilman saastevaikutuksista, mikä ilmenee mm. juuristovaurioina. Mäntyjen alentunut haihdutuskyky ja siitä aiheutuneet maan vesitalouden muutokset voivat olla syynä eräiden suokasvien (pallo sara, juolukka, suopursu) esiintymi seen kangasmaalla. Näillä lajeilla täy tyy laajan ekologisen amplitudin li säksi olla suuri saasteiden sietokyky. Varpulajisto täydentyi gradientilla seu raavasti: 1 km puolukka (Vaccinium vitis-idaea), mustikka (V. myrtilliis) ja suopursu (Ledumpalustre), 2 km sian puolukka (Arctostaphylos uva-ursi) ja 4 km kanerva(Calhma vulgaris). Sian puolukan ja kanervan runsaus näytti pienentyneen, mutta puolukan pysy neen ennallaan verrattuna 20 vuotta sitten tehtyyn inventointiin (Laakso virta ja Silvola 1975). Pohjakerros: Jäkälät (kuva 2) puut tuivat yhden kilometrin etäisyydeltä tehtaista. Isohirvenjäkälä (Cetraria is landica) ja eräät torvijäkälät kuten Cla donia gracilis ja C. sulphurina ilmes tyivät noin 2 km etäisyydellä. Poronjä kälät (Cladina arbuscula, C. rangife rina ja C. stellaris) olivat herkempiä. Niiden runsaudet alkoivat kasvaa vas ta 4 km etäisyydellä. Varsinkin palle roporonjäkälä (C. stellaris) näytti ole van muita jäkälälajeja herkempi alu een epäpuhtauksille. Sammalet, jotka normaalisti luonnehtivat kanervatyy pin metsien pohjakerrosta, olivat sie tokyvyltään jäkäliä huonompia. Sei näsammal (Pleurozium sclireberi) ja kynsisammalet (Dicranum polysetum ja D. scoparium) runsastuivat vasta 8 km etäisyydellä päästölähteestä (kuva 2). Ensimmäiset havainnot näiden la jien pienistä kitukasvuisista yksilöistä samoin kuin korallisammalesta (Ptili dium ciliare) tehtiin 3 km etäisyydellä. Etäisyys Lajien Diversiteetti H' päästölähteestä, lukumäärä km a) Kangasmaat: 0,5 5,3 0,461 1 11,0 0,622 2 19,3 0,530 3 20,3 0,987 4 24,0 0,962 8 24,0 0,877 b) Turvemaat: 1 5,8 0,580 2 10,0 0,486 2,5 9,0 0,494 5 23,0 0,929 10 30,2 0,816 76 Suomen metsien kunto Kuva 2. Kangasmetsien pohjakerroksen ja kenttäkerroksen lajien runsausja kaumat (kolmen näytealan keskimääräinen pistefrekvenssi, %) eri etäisyyksillä Harjavallan päästölähteestä. Metsäntutkimuslaitos 77 Näiltä lajeilta vapautuneessa ekoloke rossa kasvoi nuokkuvarstasammal (Pohlia nutans), joka pioneerilajina leviää tehokkaasti uusille kasvupai koille j a on todettu saasteenkestäväksi lajiksi (Folkesonja Andersson-Bring mark 1987). Nuokkuvarstasammalen lisäksi 0,5 km etäisyydellä tavattiin yksittäisiä kulosammalen (Ceratodon purpureus) kasvustoja. GNMDS-ordinaatiossa (kuva 3) päävaihtelusuunnaksi osoittautui etäi syys päästölähteestä. Gradientin alku pään (0,5 ja 1 km) lajikoostumus poik kesi gradientin loppupäästä ja näyte alojen välinen vaihtelu oli muutenkin suurempaa lähellä päästölähdettä. Tämä näkyi lajien painotettujen keski arvojen järjestymi sessäordinaatioava ruuteen. Epäpuhtauksille herkät lajit sijoittuivat oikealle ja kestävät lajit vasemmalle. Toinen vaihtelusuunta edusti kasvupaikan kosteusoloja. Va sempaan alakulmaan sijoittuvat lajit viihtyivät myös soistuneilla kasvupai koilla. Turvemaat Kasvillisuuden yleiskuva laskeuma gradientin ensimmäisen 5 km matkal la oli voimakkaasti muuttunut (kuva 4). Hallaskorvessa (etäisyys päästö lähteestä 1 km) kasvitonta pintaa oli yli 90%. Kurkelansuolla (5 km) lajisto oli jo lähes kasvupaikkatyypin ja kui vatusvaiheen edellyttämää. Kuitenkin vasta Tullerinsuon (10 km) kasvilli suus oli sulkeutunutta eivätkä lajiston runsaussuhteet näkyvästi poikenneet normaalista ITRmu-yhteisöstä (esim. Kosonen 1976, Hotanen ja Nousiai nen 1990). Turvemailla lajimäärät kas voivat 10 km etäisyydelle saakka ja maksimidiversiteetti (Shannon H') esiintyi 5 km etäisyydellä (taulukko 1). Kenttäkerros: Tupasvillaa (Eriopho rum vaginatum) kasvoi koko gradien tilla (kuva 4). Noin 1 km etäisyydeltä lähtien esiintyi myös juolukkaa, suo pursua, puolukkaa, muurainta (Rubus cliamaemorus) sekä männyn ja koivun taimia. Harmaasaran (Carex canes cens) ja harmaapajun (Sai ix cinerea) esiintymät olivat yksittäiset. Juoluk ka-ja suopursukasvustot olivat suurel ta osin kuolevia. Etäisyyden kasvaes sa Hallaskorven valtalajit vakiinnutti vat asemansa. Muurain runsastui 2,5 km ja suopursu, juolukka, vaivaiskoi vu (Betula nana), kanerva ja suokukka (Andromeda polifolia) 5 km päässä tehtaasta, mutta karpalolajit ('Vaccini um oxycoccos ja V. microcarpum) il mestyivät vasta 10 km päässä. Siellä esiintyi myös mustikkaa ja muutamia metsäruohoja kuten metsälauha (Des champ sia flexuosa) ja metsätähti (Trien tai is europaea). Tunnetut turve maanlannoitusalojenpioneerilajit mai tohorsma (Epilobium angustifolium) ja metsäalvejuuri (Dryopteris carthu siana) (esim. Reinikainen 1965) tavat tiin jo aikaisemmin (2,5 km), mikä saattaajohtualaskeumanlannoittavasta vaikutuksesta. Tällä etäisyydellä kas voi myös yksittäisiä suohorsmia {Epi lobium palustre) ja metsäimarteita (Gymnocarpium dryopteris). Putkilo kasvilajeja tavattiin kaikkiaan 23. Pohjakerros: Jäkälät puuttuivat saas tuneimmilta kohteilta (1 km) lähes tyystin. Torvijäkäliäesiintyi 2,5 km:stä lähtien, runsaimpana kerran jo 1 km etäisyydellä tavattu Cladonia clilo ropluiea. Muut torvijäkälät (mm. Cla donia coniocraeayd C.fimbriata), sekä isohirvenjäkälä, turvejäkälä (Icma dophila ericetorum) ja kangasruskei nen (Trapeliopsis granulosa) ilmes tyivät myös tällä etäisyydellä. Poron jäkälät (Cladina rangiferinä ja C. ar buscula) ilmestyivät kasvillisuuteen 5 km etäisyydellä ja niistä herkin laji palleroporonjäkälä (C. stellaris) vasta 10 km päässä (kuva 4). Laaja-amplitudinen pioneeri, nuok kuvarstasammal oli ainoa laskeuman 78 Suomen metsien kunto Kuva 3. Kangasmaiden ruiytealojen GNMDS-ordiiuuitio (global non-metric: multi-dimensional scaling eli ei-metrinen moniulotteinen skaalaus) ja lajien painotetut keskiarvot kahden dimension ratkaisussa. Aineistossa ei ole mukana sellaisia lajeja, jotka esiintyivät vain yhdellä näytealalla. Kasvien suku- ja lajinimien kolme ensimmäistä kirjainta muodostavat lyhenteen. Metsäntutkimuslaitos 79 synnyttämästä vapaasta tilasta hyöty jä. Se kasvoi runsaimpana jo 1 km etäisyydellä. Rahkasammalet (Sphag num spp.), metsien seinä-ja kynsisam malet, isokorallisammal, suikerosam mal (Brachythecium sp.) ja suonihuo pasammal (Aulacomniumpalustre) il mestyivät rämemuuttumakasvillisuu teen 5 km etäisyydellä. Vaikka niiden esiintymät olivat vähäisiä, alkoi vars tasammal jo väistyä. Ne vakiintuivat sulkeutuneessa pohjakerroksessa vas ta 10 km etäisyydellä tehtaasta, missä myös kerrossammal (Hylocomium splendens) ja laakasammal (Plagio thecium sp.) ilmestyivät (kuva 4). Poh jakerroksessa tavattiin yhteensä 19 jä kälä- ja 21 sammallajia. Myös turvemaiden GNMDS-ordi naadossa (kuva 5) päävaihtelusuun naksi osoittautui etäisyys päästöläh teeseen. Se korreloi voimakkaasti män nyn neulasten Cu- ja S-pitoisuuksien kanssa. Lajirunsaus ja etenkään diver siteetti eivät muuttuneet aivan pääak selin suuntaisesti. Toinen vaihtelusuun ta selittyi näytealojen välisillä suotyyp pi-ja kuivatussukkessiovaiheen eroil la. Myös puustotunnuksilla oli osuu tensa tämän vaihtelun selittäjinä. Män nyn neulasten Mn-pitoisuus oli muut tujista selvimmin laskeumagradientin vastaisesti vaihteleva. Matala arvo (147 mg/kg, esim. Veijalainen 1992) lähin nä päästölähdettä on esimerkki ravin netalouden muutoksista, joita laskeu maan liittyy. Lajiordinaatiossa kasvi lajikoostumus muuttui etäisyyden päästölähteeseen kasvaessa. Toinen vaihtelusuunta osoitti lajistollista het rogeenisyyttä, jota ilmeisesti aiheutti vat suotyyppi-, sukkessio- ja metsik köerot. Taulukko 2. Karuilla kangas- (k) ja turvemailla (t) kasvavien lajien herkkyys raskasmetalleille ja rikille Harjavallan ympäristössä luokiteltuna kolmeen ryhmään: (I) = herkät, (II) = jossain määrin kestävät ja (III) = sietokykyiset lajit. (I) Sammalet Jäkälät Putkilokasvit Dicranum spp. (k,t) Cladina (k,t): Calluna vulg;iris (k,t) Pleurozium schreberi (k,t) - arbuscula Sphagnum spp.(t) - rangiferina Polylrichum strictum (t) - stellaris (II) Sammalet Jäkälät Putkilokasvit Ptilidium ciliare (k) Cladonia: Vaccinium vitis-idaea (k) -sulphurina (k) Arctostaphylos uva-ursi (k) -gracilis (k) -chlorophaea (k,t) -coniocraca (k,t) -cornuta (k,t) Cetraria islandica (k,t) (III) Sammalet Jäkälät Putkilokasvit Pohlia nutans (k,t) - Empetrum nigrum (k) Ceratodon purpureus (k) Vaccinium uliginosum (k,t) Ledum palustre (k,t) Carcx globularis (k) Eriophorum vaginatum (t) Rubus chamaemorus (t) 80 Suomen metsien kunto Kuva 4. Turvemaiden lajien runsausjakanmat (viiden näytealan keskimääräi nen pistefrekvenssi) eri etäisyyksillä Harjavallan päästölähteestä. Metsä- ja suokasvien saasteiden sieto kyky Ilman epäpuhtauksien vaikutukset kas veihin ilmenevät yleensä aluksi bioke miallisina ja fysiologisina muutoksi na. Vasta pitkäaikaisen stressin vaiku tuksia voidaan havaita yhteisöjen ra kenteessa. Lajien runsaussuhteiden muutokset voivat olla seurausta suo rista toksisista vaikutuksista, joita tie tyt lajit sietävät heikosti. Myös epä suorat vaikutukset ovat tärkeitä. Jot kut lajit hyötyvät saastelaskeumasta sen lannoittavan vaikutuksen vuoksi. Toiset lajit voivat taantua saasteiden muutettua kasvupaikan ominaisuuk sia. Näin saasteiden epäsuorat vaiku tukset muuttavat lajien kilpailusuhtei ta ja ekolokeroiden leveyksiä (Shee han ym. 1984). Kasvipopulaatiot voi vat myös muuttua geneettisesti ympä Metsäntutkimusloitos 81 Kuva 5. Turvemaiden näytealojen GNMDS-ordiniuitio ja lajien painotetut keskiarvot kahden dimension ratkaisussa. Ympäristömuuttujien vaihtelusuun nat on projisoitu ordinaatioavaruuteen. ristön paineen mukaisesti, jolloin sie tokykyiset yksilöt runsastuvat (esim. Antonovics ym. 1971). Kuitenkin monilla pitkäikäisillä kasvilajeilla, kuten puilla tai useilla kloonikasveil la, fenotyyppinen plastisuus on vallit seva strategia sietää erilaisia stressite kijöitä (Dickinson ym. 1991). Harjavallan ympäristössä lähes 50 vuotta kestänyt, ensisijaisesti raskas metallien (Cu, Ni, Fe ja Zn) ja rikin laskeuman aiheuttama stressi on joh tanut tilanteeseen, jossa edellä maini tut mekanismit vaikuttavat kasvilajien populaatiodynamiikkaan ja yhteisöra kenteeseen. Lajien välisen kilpailun voidaan olettaa olevan vähäistä saas tuneessa ympäristössä, mutta voimis 82 Suomen metsien kunto tuvan kasvillisuuden sulkeutuessa gra dientin loppupäässä. Kuormituksen jatkuminen ja kumuloituminen näyt tää tehokkaasti jarruttaneen paljaan kasvualustan uudelleen kolonisoitu mista. Täällä selviytyjät ovat yleensä putkilokasveja, joilla on erilaisia fy siologisia ja rakenteellisia keinoja sie tää ympäristön korkeita saastepitoi suuksia. Yhteistä näille generalisti lajeille on laaja ekologinen amplitudi, pitkäikäisyys ja klonaalinen kasvuta pa. Ankarimman laskeuman alueella vainpioneerisammalet hyötyivät muil ta lajeilta vapautuneesta kasvutilasta. Hieman etäämpänä gradientilla torvi jäkälien joukosta runsastuivat sieto kykyisimmät pioneerilajit. Saastelas keumalla näyttää siis olevan kasviyh teisöjen sukkessiota "hidastava" vai kutus. Tässä työssä esitettyä metsä-ja suo kas vien saasteiden sietokykyj ärjestystä (taulukko 2) ei voida yleistää karuja kasvupaikkatyyppejä ja Harjavallassa vallitsevaa laskeumagradienttia laa jemmalle (vrt. esim. Väisänen 1986, Folkeson ja Andersson-Bringmark 1987). Lajien sietokykyryhmittely on tehty gradienteilla havaittuihin runsa usjakaumiin perustuen ilman kokeel lisia varmistuksia. Kangasmaiden (37 lajia) ja ojitettu jen rämeiden (63 lajia) gradienteilla tavatuista lajeista molemmille yhtei siä oli 27 eli 37 % koko lajistosta. Yhteisten lajien runsausjakaumat gra dienteilla olivat pääpiirtein samanlai set. Yhtenäisimmin käyttäytyvät ryh mät olivat jäkälät ja kangasmetsäsam malet. Sekä kangas- että turvemailla pohjakerroksenlajit kärsivät enemmän saastevaikutuksista kuin putkilokasvit. Sammalista pioneerilajit (Polilia, Ce ra todon) hyötyivät muiden lajien taan tumisesta. Nuokkuvarstasammal näytti olevan turvemaalla vielä sietokykyi sempi kuin kangasmaalla. Alueen ojit tamattomilla soilla sen rinnalla esiin tyi vastaavasti silmäkerihmasammal (■Cladopodiella fluitans) (Reinikainen ym. 1994). Poronjäkälät olivat her kempiä kuintorvijäkälät, joissa on sekä pioneereja että tunnettuja kestäviä la jeja. Noin 2-5 km etäisyydellä päästö lähteestä runsastuivat sietokykyisim mät torvijäkälät (taulukko 2) vapautu vasta kasvualustasta hyötyjinä (vrt. Freedman ja Hutchinson 1979, Väisä nen 1986, Folkeson ja Andersson- Bringmark 1987). Myös isohirvenjä kälä näytti suhteellisen sietokykyisel tä erilaisilla kasvualustoilla. Putkilo kasveista tavattiin useita lajeja (mm. variksenmarja, juolukka ja tupasvil la), jotka tulivat toimeen myös saastu neessa ympäristössä. Varvuista varik senmarja ja puolukka sietivät las keumaa paremmin kangasmaalla kuin turpeella. Variksenmarjan raskasme tallipitoisuudet (Helmisaari ym. tässä julkaisussa) olivat korkeita, jopa 40- kertaiset männyn neulasten arvoihin verrattuna. Esim. puolukka taas myö täili männyn raskasmetallipitoisuuk sia. Kasvillisuuden muutosten ilmaisevuus Kasvilajien esiintyminen tai puuttu minen sekä lajienväliset runsaussuh teet ovat oleellisia ympäristön tai ekosysteemin tilan indikaattoreita. Nyt saatu tulos osoitti karun kangas- ja suokasvillisuuden muuttuvan raskaan laskeuman piirissä. Lajiston kokonais peittävyysjalajimäärät aleni vatja kas vupaikalle vieraita lajeja esiintyi lä hellä päästölähdettä. Muutosten tar kempi analysointi edellyttää luotetta via relerenssiaineistoja kasvupaikan sukkessiovaiheista tausta-alueilla. Ver tailu Reinikaisen (1965) ja Salosen (1992) havaintoihin paljastuneen tur peen kasvittumisestaosoittaa, että alus kasvillisuuden kokonaispeittävyyden ja lajimäärien aleneminen, torvijäkäli en esiintyminen, varstasammalen run saus ja muiden sammalien ja varpujen puuttuminen ovat seurausta Harjaval Metsäntutkimuslaitos 83 lan saastelaskeumasta tällaisen kasvu alustan pioneerikasvillisuudessa. Vaikka kuivan kankaan ja räme muuttuman kasvillisuus ei gradientin uloimmillanäytealoilla enää juurikaan poikkennut normaalista, olivat humuk sen ja männyn neulasten raskasmetal lipitoisuudet paljon korkeammat kuin tausta-alueilla. Sekä kangas- että tur vemailla männyn neulasten Cu-pitoi suudet olivat etäisimmilläkin näyte aloilla (8-10 km) lähes kaksinkertai set (turvemaat: 7,5 ± 1,2 mg/kg, Veija lainen 1992 ja kangasmaat 8,7 ± 1,8 mg/kg, Helmisaari ym. tässä julkai sussa) kasvupaikkojen normaaliarvoi hin verrattuina. Harjavallan kasvillisuus tutkimuksen näkymiä Harjavallan ympäristön kasvillisuus tutkimuksiajatketaan kuivilla kankailla sekä samaa viljavuustasoa ja runsaasti yhteistä lajistoa käsittävillä karuilla rämeillä. Kasvillisuuden lannoitus vastetta tutkitaan lähitulevaisuudessa metsän terveyslannoituskokeiden avul la. Lannoituskokeet ja metsäekosys teemin ravinnekierron tutkimus tuot tavat paljon taustatietoa puustosta, maaperästä ja sadevedestä myös kas villisuustutkimuksen tarpeisiin. Kas villisuuden ympäristömuutoksien ilmaisevuuden parantamiseksi inven toidaan lajien elinvoimaisuuden tun nuksia, kuten biomassaa, lertiilisyyt tä, ulkoisia vaurio-oireita ja kasvuhäi riöitä. Lajien sietokyvyn perustan ana lysointiin kasvillisuustutkimuksen pe rinteiset keinot eivät riitä. Siksi on jo aloitettu varpujen elinkiertojen ja kloo nirakenteen tutkiminen. Myös myko ritsasienten merkitystä varpujen elin kyvylle raskasmetallien saastuttamas sa maassa selvitetään. Kasvatuskokein tutkitaan siemenpankin koostumusta ja siementen itävyyttä. Päästöjen vä henemisen (Helmisaari ym. tässä jul kaisussa) myötä Harjavallan ympäris tö tarjoaa mahdollisuuden ekosystee mien elpymisen ja kasvillisuuden pa lautumisen tutkimiseksi. Kirjallisuus Antonovics, J., Bradshaw, A.D. & Tur ner, R.G. 1971. Heavy metal tole rance in plants. Advances in Ecolo gical Research 7:1-85. Dickinson, N.M., Turner, A.P. & Lepp, N.W. 1991. How do trees and other long-lived plants survive in polluted environments? Functional Ecology 5:5-11. Faith, D.P., Minchin, P.R. & Beibin, L. 1987. Compositional dissimilarity as a robust measure of ecological dis tance. Vegetatio 69: 57-68. Folkeson,L.&Andersson-Bringmark, E. 1987. Impoverishment of vegeta tion in a coniferous forest polluted by copper and zinc. Canadian Jour nal of Botany 66: 417-^-28. Freedman,B.& Hutchinson, T.C. 1979. Long-term effects of smelter pollu tion at Sudbury, Ontario, on forest community composition. Canadian Journal of Botany 58: 3123-3140. Goodall.D.W. 1952. Some considera tions in the use of point quadrats for the analysis of vegetation. Australi an Journal of Scientific Research Ser. B. 5: 1-41. Heikurainen, L. 1951. Eräs suokasvil lisuuden anal ysoimismenetelmä. Sil va Fennica 70: 1-18. Hotanen, J.-P. & Nousiainen, H. 1990. Metsä-ja suokasvillisuuden numee risen ryhmittelyn ja kasvupaikka tyyppien rinnastettavuus. Folia Fo restalia 763: 1-54. Huttunen, S. 1975. Studies on forest vegetation in air pollution damage area. Acta Universitatis Ouluensis A 33, Biol. 2:1-37. Kosonen, R. 1976. Ojituksen ja lan noituksen vaikutus isovarpuisen rä meen kasvibiomassaan, perustuotan- 84 Suomen metsien kunto toon ja kasvillisuuteen J aakkoinsuon ojitusalueella Vilppulassa (PH). Met säntutkimuslaitoksen suontutkimus osaston tiedonantoja 3/1976. 57 s. Kouki, J. & Haila, Y. 1991. Lajimäärä, näytekoko ja rarefaktio - lajimäärän vertailun ongelma. Luonnon Tutkija 89: 156-159. Krebs, C.J. 1989. Ecological Metho dology. Harper&Row. New York. 654 s. Laaksovirta, K. & Silvola, J. 1975. Effect of air pollution by copper, sulphuric acid and fertilizer facto ries on plants at Harjavalta, W. Fin land. Annales Botanici Fennici 12:81-88. Levula, T. 1993. Metsien terveydenti la Harjavallan ympäristössä. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 470: 54-66. Reinikainen, A. 1965. Vegetationsun tersuchungen auf dem Walddiin gungs-Versuchsfeld de Moores Ki visuo. Kirchsp. Leivonmäki, Mittel finnland. Communicationes Institu ti Forestalls Fenniae 59.5: 1-58. Reinikainen, A., Vanha-Majamaa, 1., Nousiainen, H. & Heinonen, R. 1994. Karujen soiden kasvillisuuden vaih telu Harjavallan laskeumagradien tilla. Posteri tiivistelmä. Joensuun yliopisto, mat.- luonnont. tiedekun nan raporttisarja 33: 68. Salemaa, M. & Vanha-Majamaa, I. 1994. Metsäkasvillisuuden rakenne ja diversiteetti Harjavallan saaste gradientilla. Joensuun yliopisto, Met sätieteellinen tiedekunta. Tiedonan toja 12: 42-47. Salonen, V. 1992. Plant colonization of harvested peat surfaces. Biologi cal Research Reports from the Uni versity of Jyväskylä 29: 1-29. Sheehan, P.J. , Miller, D.R., Butler, G.C. & Bourdeau, P. (toim.). 1984. Effects of pollutants at the ecosys tem level. John Wiley and Sons. Chichester. 443 s. Veijalainen, H. 1992. Neulasanalyysi tuloksia suometsistä talvella 1987 88. Metsäntutkimuslaitoksen tiedon antoja 408: 1-28. Väisänen S. 1986. Effects of air pollu tion by metal, Chemical and fertilizer plants on forest vegetation at Kok kola, W Finland. Annales Botanici Fennici 23:305-315. Metsäntutkimuslaitos 85 Metsämaiden viljavuus ja happamuus Pekka Tamminen ja Michael Starr Johdanto Merkittävä osa metsänkasvupaikkojen viljavuudesta voidaan selittää maape rän fysikaalisilla - raekoostumus, ki visyys, maaperän paksuus, pohjave den korkeus ym. - ja kemiallisilla - pH, typen, kalsiumin ja magnesiumin määrät ym. - tunnuksilla (Lundmark 1974, Lipas 1985, Tamminen 1993). Suomen metsänkasvupaikkojen vilja vuus tunnetaan varsin hyvin valtakun nan metsien inventointien (VMI) pe rusteella (esim. Ilvessalo 1960, Salmi nen 1981). Sen sijaan maaperän kemi allisia viljavuustunnuksia on kartoi tettu vain joiltakin alueilta (Urvas ja Erviö 1974, Tamminen 1991). Maape rän viljavuuden muuttumista on tutkit tu Suomessa hyvin vähän ja suhteelli sen lyhyiltä ajanjaksoilta (Derome ym. 1986). Maaperän ominaisuuksien yh teyttä puuston kasvuun on selvitetty varsin perusteellisesti (Viro 1951, Li pas 1985, Tamminen 1993), multa maaperän merkitystä puuston yleisen elinvoiman, jota mitataan esim. lat vuston tiheydellä, tai neulasten ravin nepitoisuuksien kannalta ei ole tutkit tu juuri lainkaan (kuitenkin Paarlahti ym. 1971). Metsämaiden happamoitumista on esitetty yhdeksi syyksi Keski-Euroo pan metsätuhoihin (Ulrich ym. 1979). Myös Suomessa on arveltu metsämai- Den happamoituvan ja köyhtyvän ra vinteista nopeasti ja siinä määrin, että puiden kasvu heikkenee ja alttius tau deille lisääntyy (Hari ja Raunemaa 1983, Johansson ja Savolainen 1990). Lounais-Ruotsissa metsämaan pH :n on todettu paikoin laskeneen vuosien 1927-84 välisenä aikana 0,3-0,9 pH yksikköä(HallbäckenjaTamm 1986). Samalla emäskationien määrä kiven näismaassa (0-70 cm) väheni 56-74 % (Hallbäcken 1991). Happamoitu minen näyttäisi Suomessa olevan kui tenkin hitaampaa kuin esim. Etelä- Ruotsissa (Derome ym. 1986, Hall bäcken ja Tamm 1988). Suomesta ei ole saatu toistaiseksi kuitenkaan riittä vän pitkiä aikasarjojahappamoitumis nopeuden arvioimiseksi erilaisilla kas vupaikoilla. Meillä ei ole myöskään kartoitettu kangasmaiden happamoi tumiseen liittyviä kemiallisia ominai suuksia koko maan osalta, vaikka met sämaiden fysikaalisia ominaisuuksia on kartoitettu jo VMl2:ssa 1930- ja VMl3:ssa 1950-luvuilla (Aaltonen 1941, Viro 1958). Lisäksi on epäsel vää, missä vaiheessa happamoitumi nen alkaa merkittävästi heikentää pui den kuntoa ja kasvua. Tutkimushankkeen tavoitteena on - kartoittaa metsämaiden morfologi sia, fysikaalisia ja kemiallisia omi naisuuksia, varsinkin happamuut ta, 86 Suomen metsien kunto - mahdollistaa maaperätunnusten käyttö tarkasteltaessapuuston kun toa, kasvua ja neulasten ravinnepi toisuuksia sekä pintakasvillisuuden ominaisuuksia ja samalla - arvioida pysy vien näytealojen avul la puuston sukkession, metsänhoi totoimenpiteiden ja ilmansaastei den mahdollisesti aiheuttamia maa perämuutoksia. Tässä raportissa tarkastellaan ke miallisten maaperämuuttujien suhtei ta kasvupaikkatyyppiin ja lämpösum maan, happamuuden jakautumista maaprofiilissa sekä maaperän happa moitumisen alueellisuutta. Aineisto Tämän tutkimuksen aineistona ovat VMIB:n kangasmaiden pysyviltä näy tealoilta (384 kpl) vuosina 1986-1989 otetut maanäytteet. Näytteet esikäsi teltiin ja analysoitiin vuosina 1987 1993. Maanäytteet otettiin humusker roksesta j a kivennäismaakerroksista 0- 5, 5-20, 20-40 ja 60-70 cm varsinai sen VMI-näytealan ulkopuolelta. Ai neistosta on laadittu raportit Etelä-Suo men metsämaiden happamuudesta (TamminenjaStarr 1990) ja koko maan kangasmaiden pH:sta (Starr ja Tam minen 1992). Viljavuutta, maannostu mista tai maaperän merkitystä puuston tai pintakasvillisuuden kannalta ei ole toistaiseksi tarkasteltu. Näytteistä on määritetty mm. hiilen (humusnäytteet) tai orgaanisen aineen (kivennäismaanäytteet) osuus, typpi pitoisuus ja 0,1 M bariumkloridilla happamuus ja vaihtuvat kationit ( Na, Mg, AI, K, Ca, Mn, Fe). Happamuus määritettiin titraamalla j a kationien pi toisuudet ICP-laitteella (ARL 3850). pH määritettiin vesilietoksesta, jossa oli 15 ml näytejauhetta ja 25 ml tislat tua vettä. Osaa analyyseistä, mm. ki vennäismaiden raekoostumusta ja pin tamaan (humuskerros j a kivennäismaa kerrokset 0-5 ja 5-20 cm) ammo niumasetaattiuuttoa (pH 4,65) ei käsi tellä tässä raportissa. Käytetyt lyhenteet: Kpt - Kasvupaikkatyyppi: 1 = lehdot (OMaT ym.), 2 = lehtomaiset kan kaat (OMT ym.), 3 = tuoreet kankaat (MT ym.), 4 = kuivahkot kankaat (VT ym.), 5 = kuivat kankaat (CT ym.) ja 6 = karukkokankaat (CIT). L.summa-Lämpösumma, d.d. (Ojan suu ja Henttonen 1983). Humpak - Humuskerroksen paksuus, cm. pH - Vesilietoksen pH. C - Kokonaishiilipitoisuus, g/kg kui va-ainetta. Humuskerroksen näyt teistä ja osasta kivennäismaanäyt teitä pitoisuus määritettiin Leco CHN-600 laitteella ja pääosasta ki vennäismaanäytteitä pitoisuus arvi oitiin yhtälöllä: C (%) = -49,07 + 0,5911 O A+0,4897 KA, missä OA= orgaanisen aineen ja KA = kuiva aineen pitoisuus, %, N - Kokonaistyppipitoisuus, g/kg kui va-ainetta. Humusnäytteistä ja osas ta kivennäismaanäytteitä pitoisuus määritettiin Leco CHN-600 laitteel la ja pääosasta kivennäismaita Kjel dahl-menetelmällä. Ei määritetty näytekerroksesta 20-40 cm. Na + , Mg 2+ , Al 3+ , K + , Ca 2+ , Mn 2+ ja Fe 3+ - Alkuainepitoisuus, + -varausta mmol/kg kuiva-ainetta. Uutettiin 15 ml näytettä 150 ml:lla0,l M BaCl 2 - liuosta ja määritettiin pitoisuudet ICP-laitteella. H + - Vaihtuva happamuus, mmol/kg kuiva-ainetta, määritettiin titraam alla 50 ml BaCl 2 -uutosta pH 7,oo:ään 0,05 M NaOH-liuoksella. H+Al+Fe - Ns. happamien kationien H + , Al 3+ ja Fe 3+ summa. Metsäntutkimuslaitos 87 Tulokset Kangasmaiden viljavuus Viljavuutta käsitellään alustavien tu losten perusteella tarkastelemalla joi denkin kemiallisten maaperämuuttu jien suhteita kasvupaikkatyyppiin ja lämpösummaan. Tarkasteluun otettiin mukaan humus- ja kivennäismaaker rosten 0-5, 5-20 ja 20-40 cm hiili- ja typpipitoisuudet ja bariumkloridiin uuttuvat kationit H + , Na + , Mg 2+ , Al 3+ , K + , Ca 2+ , Mn 2+ ja Fe 3+ sekä vesi-pH. Kasvupaikkatyypillä tarkoitetaan seu raavassa tarkastelussa metsätyyppien vyöhykkeestä riippumatonta viljavuus tasoa (ks. lyhenteet). Aluksi kasvu paikkatyyppien eroja tutkittiin kovari anssianalyysillä, jolloin lämpösumma oli kovariaattina. Kasvupaikkatyypit erosivat selvimmin humuskerroksen osalta muuttujien C/N, Mg, pH ja Ca suhteen (taulukko 1). Kivennäismaa kerroksessa 0-5 cm selvimmin erosi vat tyypeittäin muuttujat Mn, Mg, Ca ja N (taulukko 2), kerroksessa 5-20 cm muuttujat Ca, Mg, Na ja Mn (tau lukko 3) ja kerroksessa 20-40 cm muuttujat Ca, Mg, Na ja Mn (taulukko 4). Mitä syvemmästä kivennäismaa kerroksesta oli kysymys, sitä pienem piä erot olivat (taulukot 2-4). Kovariaattina käytetyn lämpösum man ja maaperämuuttujien korrelaati ot osoittivat, että maan eteläosassa metsämaan kaikki kerrokset olivat ra vinteikkaampia kuin pohjoisosassa (taulukko 5). Kivennäismaan happa muus näyttäisi kuitenkin hiukan lisään tyvän lämpösumman myötä. Myös orgaanisen aineen osuus näyttäisi li sääntyvän lämpösumman myötä kai kissa kivennäismaakerroksissa, mutta erityisesti kivennäismaan pinnassa (0- 5 cm) (taulukko 5), mikä saattaisi osal taan selittää happamuuden ja lämpö summan korrelaatioita. Kasvupaikkatyyppien maaperäero ja selvitettiin myös erotteluanalyysein. Maaperämuuttujien lisäksi mukaan otettiin kunkin näytealan korkeusase ma ja lämpösumma sekä näytealat pe rustaneen inventointiryhmän arvio hu muskerroksen paksuudesta. Erottelu analyysissä lasketaan riippumattomi en muuttujien avulla luokkien luku määrä-1 erotteluyhtälöä, joiden suh teen luokat eroavat mahdollimman hyvin. Analyyttisen luokituksen on nistumista testataan mm. siirtymätau lukolla (taulukot 6-8). Erotteluanalyy sit tehtiin vain humuskerroksen ja ki vennäismaakerrosten 0-5 ja 5-20 cm Taulukko 1. Humuskerroksen kemiallisten muuttujien lämpösumman suhteen tasoitetut keskiarvot kasvupaikkatyypeittäin ja kovarianssianalyysin F-arvot. 0 Geometrinen keskiarvo = e 1"" Kasvupaikkatyyppi F-arvo Muuttuja 1 2 3 4 5+6 Kpt L. summa n 10 58 170 113 27 C/N» 24 30 38 41 45 61,6 119 Mg n 54 44 34 26 16 44,8 0 pH 4,82 4,48 4,06 4,02 3,82 33,0 26,9 Ca 265 206 159 139 98 31,2 56,7 Mn 34,4 26,6 14,2 9,9 6,3 30,9 0 N" 13,6 12,6 11,6 10,2 8,4 27,9 58,1 H+Al+Fe" 36 57 110 116 116 26,5 10,0 88 Suomen metsien kunto Taulukko 2. Kivennäismaakerroksen 0-5 cm kemiallisten muuttujien lämpö summan suhteen tasoitetut keskiarvot kasvupaikkatyypeittäni ja kovarianssi analyysin F-arvot. 0 Geometrinen keskiarvo = e'"\ osalta mm. siksi, että kerroksesta 20- 40 cm ei oltu analysoitu mm. typpipi toisuutta. Kasvupaikkatyyppien erottelu on nistui odotetusti parhaiten humusker roksen muuttujilla (taulukko 6), joskin onnistumissadannes jäi tällöinkin al haiseksi, 55,6 %. Erotteluyhtälöihin valikoituivat seuraavat muuttujat, joista muuttujia K ja Mn on pidettävä yllä tyksellisinä. F-arvo 1. ln(C/N+o,l) 82,1 2. ln(Mg+o,l) 47,6 3. Mg 35,3 4. Humpak 27,5 5. K 23,2 6. Mn 21,0 Kivennäismaan muuttujiin perustu nut kasvupaikkatyyppien erottelu on nistui sitäheikomminmitäsyvemmästä maakerroksesta oli kyse (taulukot 7 ja Taulukko 3. Kivennäismaakerroksen 5-20 cm kemiallisten muuttujien lämpö summan suhteen tasoitetut keskiarvot kasvupaikkatyypeittäin ja kovarianssi analyysin F-arvot. » Geometrinen keskiarvo = e 1"" Kasvupaikkatyyppi F-arvo Muuttuja 1 2 3 4 5+6 Kpt L.summa n 12 60 170 114 28 Mn 7,21 2,04 0,57 0,37 0,21 56,5 58,6 Mg 1 ' 10,1 4,09 1,46 0,92 0,52 51,3 27,1 Ca 38,0 11,5 4,4 3,3 1,6 42,4 83,6 N» 3,36 1,86 0,98 0,73 0,62 42,1 124,6 K 1,93 1,13 0,74 0,56 0,40 22,5 97,8 C/N" 16 20 26 27 25 21,3 0 Na 0,47 0,40 0,24 0,19 0,15 19,0 31,4 Muuttuja 1 Kasvupaikkatyyppi 2 3 4 5+6 F Kpl -arvo L. summa n 12 60 170 112 28 Ca" 16,3 6,5 2,6 1,7 0,65 39,2 22,1 Mg" 4,12 2,31 0,69 0,43 0,24 37,2 9,43 Na 1 » 0,33 0,30 0,16 0,11 0,088 28,4 22,3 Mn 1,46 0,57 0,25 0,18 0,092 25,7 4,83 N» 1,46 0,97 0,69 0,54 0,40 21,9 24,6 K" 0,76 0,51 0,30 0,24 0,19 15,6 51,1 C/N 15 19 24 26 25 12,5 0 Metsäntutkimuslaitos 89 Taulukko 4. Kivenntiismaakerroksen 20-40 cm kemiallisten muuttujien lämpö summan suhteen tasoitetut keskiarvot kasvupaikkatyypeittäin ja kovarianssi analyysin F-arvot. " Geometrinen keskiarvo = e'" x 8). Kerroksen 0-5 cm muuttujilla luo kiteltiin oikein 50,5 % tapauksista ja kerroksen 5-20 cm muuttujilla 47,6 % tapauksista. Kivennäismaakerrosten erottelu yhtälöihin valikoituivat seuraa vat muuttujat: Mangaani mli mukaan kaikkiin ja erityisellä painolla kivennäismaaker rosten erottelu yhtälöihin, vaikka ker roksen 0-5 cm arvoista 24 % ja kerrok sen 5-20 cm arvoista peräti 41 % oli nollia. Kerroksen 0-5 cm muuttuja koostumus kuvastanee pintakerroksen keskimäärin runsaan orgaanisen aineen määrän suurta vaihtelua. Kerroksen 5-20 cm erotteluyhtälöiden muuttujat - viisi seitsemästä kationimuuttujia - kuvastanevat kivennäismaan raekoos tumuksesta riippuvaa kationien runsa utta (Tamminen 1991). Koska kasvupaikkatyyppienerotte lu maaperän kemiallisten muuttujien avulla onnistui heikohkosti, selvitet tiin ryhmittelyanalyysillä, minkälaisia ryhmiä muodotuisi suoraan eri maa kerrosten muuttujienperusteella. Käy tettiin ns. monikeskiarvomenetelmää, jossa ryhmät muodostetaan siten, että muuttujien ryhmittäiset keskiarvot poikkeavat toisistaan mahdollisimman paljon. Vari anssi anal y ysistä saatava F arvo mittaa kunkin muuttujan erotte lukykyä. Ryhmien luonnetta tulkittiin paitsi muuttujien keskiarvoilla myös vertaamalla niitä kasvupaikkatyyppei hin. Neljän ryhmän - ryhmien lukumää rä annettiin analyysin lähtötietona - ratkaisu näytti tuottavan selvimmin tul kittavat ratkaisut (taulukot 9-10). Kasvupaikkatyyppi F-arvo Muuttuja 1 2 3 4 5+6 Kpt L.summa n 12 60 167 111 27 Ca'> 12,6 5,96 1,95 1,26 0,48 37,3 20,0 Mg" 3,57 2,50 0,56 0,31 0,17 32,2 7,3 Na 0,39 0,33 0,15 0,098 0,059 29,2 15,8 Mn 0,50 0,23 0,090 0,052 0,042 18,7 0 K 1 » 0,51 0,39 0,18 0,15 0,12 15,2 35,1 C"> 13,5 9,9 8,9 7.0 3.6 10,2 4,2 AI 6,3 4,1 3,7 2,3 1,4 8,70 18,9 Kerros 0-5 cm: F-arvo 1. N 73,6 2. Mn 46,6 3. ln(Mg+0,l) 34,9 4. C 29,7 5. pH 25,1 6. Humpak 21,7 vVnrflkl I I 90 Suomen metsien kunto Taulukko 5. Maaperämuuttujien korrelaatiot lämpösumman suhteen. Kriittiset korrelaatiot: lr, M l=o,lol, lr, 0| 1=0,132 lr J001 1=0,172. * = Laskettu muuntamattomilla arvoilla. Muut korrelaatiot laskettu logaritmimuunne tuilla arvoilla. Muuttujat standardoitiin siten, että nii den varianssiksi tuli yksi. Ryhmittely analyysiin sisällytettiin humuskerros ja kivennäismaakerrokset 0-5 ja 5-20 cm. Taulukossa 9 on esitetty kerrosten parhaat ryhmittelymuuttujat siten, että mukaan on otettu kunkin muuttujan paras muunnos. Esimerkiksi humus kerroksen muuttujien paremmuusjär jestys oli todellisuudessa: 1. (H+Al+Fe), 2. ln(C/N+o,l), 3. C/N, 4. Ca, 5. ln(Ca+o,l), 6. pH, 7. AI, 8. ln(Al+0,l), 9. ln(N+0,l), 10. Mn. Hu muskerroksen muuttujien avulla muo dostetuista ryhmistä 1. ja 4. edustivat selvästi viljavuuden ääripäitä ja kaksi muuta keskimääräistä viljavuutta (tau lukot 9 ja 10). Ryhmien kasvupaikka tyyppi akaumat keskittyivät pääosin 1- 2 tyyppiin, mutta olivat kokonaisuu dessaan varsin laajoja (taulukko 10). Ki vennäismaakerroksen 0-5 cm muut tujilla muodostui hiukan hajanaisem pia ryhmiä kuin humuskerroksen muut tujilla (taulukot 9 ja 10), mutta ne näyttivät olevan selkeästi typpi-, kal sium-ja magnesiumpitoisuuksien val litsemia ravinteisuusryhmiä. Kerrok Taulukko 6. Humuskerroksen muuttujiin perustuvan erotteluanalyysin onnistu minen. Arvioitujen ja todellisten kasvupaikkatyyppien vastaavuus. Muuttuja Humuskerros 0-5 cm 5-20 cm 20-40 cm pH 0,387x -0,043* -0,283* -0,218* C -0,162 0,567 0,311* 0,190 N 0,467 0,583 0,374 - C/N -0,611x -0,157 -0,067 - K -0,123* 0,543 0,451 0,406 Ca 0,492 0,519 0,377 0,374 Mg 0,186* 0,407 0,353 0,308 AI -0,172 0,294* 0,359 0,309 Na 0,147 0,430 0,382 0,357 Mn 0,185 0,359 0,292 0,187 H+Al+Fe -0,299 0,300* 0,351 0,297 Todellinen kasvu- paikkatyyppi 1 Arvioitu kasvupaikkatyyppi 2 3 4 5 Yht. 1 8 2 10 2 9 38 9 1 1 58 3 4 29 91 41 5 170 4 5 31 54 23 113 5+6 8 19 27 Yht. 21 74 131 104 48 378 91 Metsäntutkimuslaitos Taulukko 7. Kivennäismaakerroksen 0-5 cm muuttujiin perustuvan erottelu analyysin onnistuminen. Arvioitujen ja todellisten kasvupaikkatyyppien vastaa vuus. sen 5-20 cm ryhmittely oli epätasapai noinen: yhdessä ryhmässä 2 ja yhdes sä 182tapausta(taulukot9jal0). Ryh mät kuvasivat kuitenkin selvästi ra vinteisuutta kuten ylempienkin ker rosten ryhmittelyt. Aineiston perusteella maaperän ke miallisten tunnusten ja kasvupaikka tyypillä ilmaistun viljavuuden välillä näyttää vallitsevan melko väljä tilas tollinen riippuvuus. Riippuvuus on kiintein humuskerroksen suhteen ja väljenee kivennäismaassa alaspäin mentäessä. Paras kasvupaikkatyyppe jä erotteleva muuttuja oli C/N tai kään täen aiemmissa tutkimuksissa käytet ty orgaanisen aineen typpipitoisuus. Kivennäismaamuuttujistaparhaat erot telijat olivat typpipitoisuus (0-5 cm) ja kalsiumpitoisuus (5-20 cm). Happamuus Kangasmaiden happamuutta pH:n avulla on tarkasteltu jo aiemmin (Starr ja Tamminen 1992). pH-arvot vaihte livat voimakkaasti ja olivat alimmil laan humuskerroksessa 3,4, kivennäis maakerroksessa 0-5 cm 3,6 ja kerrok sessa 5-20 cm 4,2 (kuva 1). Happamuuden mahdollisia alueel lisiapiirteitäselvitettiinlaatimallakart- toja maakerroksittain, esimerkkeinä humuskerros (kuva 2) ja 5-20 cm:n Taulukko 8. Kivennäismaakerroksen 5-20 cm muuttujiin perustuvan erottelu analyysin onnistuminen. Arvioitujen ja todellisten kasvupaikkatyyppien vastaa vuus. Todellinen kasvu Arvioitu kasvupaikkatyyppi paikkatyyppi 1 2 3 4 5+6 Yht. 1 10 2 12 2 5 33 13 8 1 60 3 2 20 96 27 25 170 4 4 29 35 46 114 5+6 1 5 2 20 28 Yht. 17 60 143 72 92 384 Todellinen kasvu Arvioitu kasvupaikkatyyppi paikkatyyppi 1 2 3 4 5+6 Yht. 1 7 5 12 2 7 34 15 4 60 3 5 19 89 42 15 170 4 7 38 34 33 112 5+6 4 6 18 28 Yht. 19 65 146 86 66 382 92 Suomen metsien kunto Kuva 1. Vesilietoksen pH eri maakerroksissa. Kuva 2. Näytealojen humuskerroksen pH-jakauma. Kuvan vasemmassa ylä kulmassa on esitetty pH: n kumulatiivi nen jakauma. Kuva 3. Kivennäismaan (5-20 cm) pH-jakauma. Kuvan vasemmassa ylä kulmassa on esitetty pH:n kumulatiivi nen jakauma. Metsäntutkimuslaitos 93 Taulukko 9. Parhaiden ryhmittelymuuttujien" ryhmittäiset keskiarvot neljän ryhmän ratkaisuissa. Ryhmät pyrittiin järjestämään laskevaan viljavuusjärjes tykseen. " Esitetty kunkin muuttujan paras muunnos, joko alkuperäinen tai ln-muunnettu arvo. 2) Geometrinen keskiarvo = e"' x . kivennäismaakcrros (kuva 3). pH:n vaihteluväli on jaettu kartoissa kol meen osaan: alin, keskimmäinen ja ylin kolmannes. Humuskerroksen pH oli korkein Etelä-ja Itä-Suomen viljavilla alueilla (Kujala 1964) ja matalin Pohjois- ja Länsi-Suomessa (kuva 2). Humusker roksen pH on melko hyvä viljavuuden yleisindikaattori, sillä se kuvastaa mm. kalsiumin ja käyttökelpoisen typen määrää (ks. myös taulukko 1, Tammi nen 1991). Kivennäismaan pH korre loi puolestaan yleensä heikosti vilja vuuden kanssa (Tammi nen 1993). Täs sä aineistossa humuskerroksen pH:n korrelaatiot olivat kasvupaikkatyypin suhteen (Spearmaninjärj estyskorrelaa tiokerroin) -0,50, kokonaistypen suh teen 0,41 ja uultuvan kalsiumin suh teen 0,64, kun taas kivennäismaaker roksen 0-5 cm vastaavat korrelaatiot Humus- Ryhmä kerros 1 2 3 4 n 69 150 52 107 (H+Al+Fe) 44 98 220 138 Ca 253 166 141 93 pH 4,8 4,1 4,0 3,8 C/N 27 36 36 47 Al2) 6,2 17,0 64,4 29,1 Mn 32,2 14,8 7,1 7,2 0-5 cm 1 2 3 4 n 33 54 147 150 N2 » 3,7 2,6 1,1 0,45 Ca 59,8 13,1 7,1 2,3 K 3,1 1,7 0,87 0,38 C2 > 65 56 27 11 Mg 2) 14,1 3,8 1,5 0,63 AI 21 51 24 15 5-20 cm 1 2 3 4 n 2 48 182 150 Mg 67,2 9,1 0,98 0,49 Ca 88,4 21,8 3,5 2,0 K 2,9 1,3 0,37 0,19 Na 1,7 0,50 0,18 0,11 Al2) 2,7 16,1 13,7 3,9 N2 » 2,0 1,4 0,81 0,40 94 Suomen metsien kunto Taulukko l0.Ryhmien jakauma kasvupaikkatyyppien suhteen eri maakerrosten ryhmittelyanalyysien neljän ryhmiin ratkaisuissa. olivat vain -0,03,0,22 ja 0,46. Kiven näismaan pH:n vaihtelu poikkesikin humuskerroksen mallista. Kivennäis maan pH näytti olevan matalampi Ete lä-Suomessa ja rannikoiden geologi sesti nuorilla mailla kuin Pohjois- ja Sisä-Suomessa (kuva 3). Pienestä ha vaintojoukostaei muodostunut kuiten kaan selviä, toisistaan poikkeavia alu eita. Kun pH-arvojen ja kasvupaikka-ja maaperätunnusten riippuvuutta tarkas teltiin regressioanalyysillä, todettiin, että humuskerroksen pH on keskimää räistä korkeampi viljavilla kasvupai koilla, nuorissa ja lehtipuuvaltaisissa metsissä, hienorakeisilla mailla ja Ete lä-Suomessa (kuva4a). Humuskerrok sen pH:ta alentavat mm. humusker roksen paksuus, havupuiden, etenkin kuusen suuri osuus ja puuston ikä. Kivennäismaan pH:ta selittivät paitsi maan raekoostumusta kuvaavat tun nukset myös humuskerroksen paksuus ja puulajikin (kuva 4b). Sen sijaan metsätyyppi korreloi pH:n kanssa hei kosti ja lämpösumma negatiivisesti (ks. myös taulukko 5). Kasvupaikka- tyyppi 1 Analyyttinen ryhmä 2 3 4 Yht. Humuskerros 1 9 1 10 2 35 17 5 1 58 3 21 84 36 29 170 4 4 43 11 55 113 5+6 5 22 27 Yht. 69 150 52 107 378 0-5 cm 1 2 3 4 Yht. 1 10 2 1 12 2 17 18 22 3 60 3 5 30 79 56 170 4 1 4 38 71 114 5+6 1 7 20 28 Yht. 33 54 147 150 384 5-20 cm 1 2 3 4 Yht. 1 9 3 12 2 1 25 28 6 60 3 1 10 106 53 170 4 4 38 70 112 5+6 7 21 28 Yht. 2 48 182 150 382 Metsäntutkimuslaitos 95 Kuva 4. a) Humuskerroksen ja b) kivennäismaan (60-70 cm) pH:ta selittävien puusto-, kasvupaikka- ja maatunnusten selitysosuudet. Tulosten tarkastelu Kasvupaikkatyypillä ilmaistun vilja vuuden ja käytettyjen kemiallisten maaperätunnusten riippuvuudet olivat melko löyhiä (taulukot 1-4,6-8), mutta loogisia (Viro 1951, Urvas ja Erviö 1974, Lipas 1985, Tamminen 1991). Odotetusti parhaiten viljavuuden kans sa korreloivat C/N-suhdej a koko näyt teen typpi-, kalsium-ja magnesiumpi toisuudet (Aaltonen 1925, Lipas 1985, Tamminen 1993). Käytettyjen muut tujien viljavuutta mittaava luonne il meni ryhmittelyanalyysien tuloksissa: analyyttiset ryhmät muodostivat kaik kien maakerrosten osalta selvän vilja vuusgradientin (taulukot 9 ja 10). Ke miallisten maaperämuuttujien ja läm pösumman välisten korrelaatiokertoi mien mukaan (taulukko 5) maaperän ravinteisuus laski keskimäärin eteläs tä pohjoiseen siirryttäessä. Toisaalta humuskerroksen hiilipitoisuus, C/N suhde, vaihtuva happamuus j a kalium pitoisuus näyttivät olevan korkeampia pohjoisessa kuin etelässä (taulukko 5). Tarkasteltaessa maan happamuutta pH:n avulla havaittiin, että maaker rokset eivät aineiston mukaan olleet kovin happamia, mutta pH:n vaihtelu oli suurta. Humuskerroksen pH korre loi positiivisesti maan viljavuuden kanssa, mutta kivennäismaan pH sen sijaan ei. Kivennäismaan alhaisempaan pH-arvoon Etelä-Suomessa (taulukko 5, kuva 3) voisi olla syynä esim. Etelä- Suomen metsämaiden olennaisesti suu rempi kasvibiomassan tuotos ja siihen sitoutuvat emäksiset kationit, Etelä- Suomen kivennäismaiden suurempi orgaanisen aineen määrä (taulukko 5) sekä mahdollisesti lämpimämmästä ilmastosta johtuva emäksisten aines ten pitemmälle edennyt kemiallinen rapautuminen. 96 Suomen metsien kunto Kirjallisuus Aaltonen, V.T. 1925. Über die umset zungen der Stickstoffverbindungen im Waldboden. Summary: The de composition of nitrogenous com pounds in woodland soils. Commu nicationes ex Instituto Quaestionum Forestalium Finlandiae 10: 1-61. Aaltonen, V.T. 1941. Metsämaamme valtakunnan metsien toisen arvioin nin tulosten valossa. Referat: Die finnischen Waldboden nach der Er hebungen der zweiten Reichs waldschätzung. Communicationes Instituti Forestalis Fenniae 29(5). 62 s. Derome, J., Kukkola, M. & Mälkönen, E. 1986. Forest liming on mineral soils. Results of Finnish experiments. National Swedish Environmental Board. Report 3084. 105 s. Hallbäcken,L. 1991. Long-term chan ges of base cation pools in soil and biomass in a beech and a spruce forest of Southern Sweden. Zeitschrift fiir Pflanzenernährung und Bodenkunde 155: 51-60. Hallbäcken, L. & Tamm, C.O. 1986. Changes in Soil Acidity from 1927 to 1982-1984 in a Forest Area of South-West Sweden. Scandinavian Journal of Forest Research 1: 219- 232. Hallbäcken, L. 1988. Changes in soil acidity in two forest areas with diffe rent acid deposition: 1920 s to 1980 s. Ambio 17(1): 56-61. Hari, P. & Raunemaa, T. 1983. Metsi en tuottokyvyn muutokset 1900- 2040. Julkaisussa Energiantuotan nosta peräisin olevien ilman epä puhtauksien vaikutus metsän tuotok seen. Loppuraportti. Helsingin yli opiston metsänhoitotieteen laitoksen tiedonantoja 44. 20 s. Ilvessalo, Y. 1960. Suomen metsät kar takkeiden valossa. Summary: The forests of Finland in the light of maps. Communicationes Instituti Forestalls Fenniae 52(2). 70 s. Johansson, M. & Savolainen, I. 1990. Regional acidification model for fo rest soils. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer- Verlag. Berlin, s. 253-269. Kujala, V. 1964. Metsä-ja suokasvien levinneisyys- ja yleisyyssuhteista Suomessa. Vuosina 1951-53 suori tetun Valtakunnan metsien 111 linja arvioinnin tuloksia. Referat: Über die Frequenzverhältnisse der Wald und Moorpllanzen in Finnland. Er gebnisseder 111 Reichwaldsabschät zung 1951-53. Communicationes Instituti Forestalis Fenniae 59(1). 206 s. Lipas, E. 1985. Kasvupaikan puuntuo toskyvyn ja lannoitustarpeen arvi ointi maan ominaisuuksien avulla. Summary: Assessment of site pro ductivity and fertilizer requirement by means of soil properties. Folia Forestalia 618. 16 s. Lundmark, J.-E. 1974. Ständortsegen skaperna som bonitetsindikatorer i beständ med tall och gran. Summa ry: Use of site properties for asses sing site index in stands of Scots pine and Norway spruce. Institutionen för Växtekologi och Marklära. Rappor ter och Uppsatser 16. 298 s. Ojansuu, R. & Henttonen, H. 1983. Kuukauden keskilämpötilan, lämpö summan ja sademäärän paikallisten arvojen johtaminen Ilmatieteen lai toksen mittaustiedoista. Summary: Estimation of the local values of monthly mean temperature, effecti ve temperature sum and precipitati on sum from the measurements made by Finnish Meteorological Office. Silva Fennica 17(2): 143-160. Paarlahti, K., Reinikainen, A. & Veija lainen, H. 1971. Nutritional diagno sis of Scots pine stands by needle and peat analysis. Seloste: Maa- ja Metsäntutkimuslaitos 97 neulasanalyysi turvemaiden männi köidenravitsemustilan määritykses sä. Communicationes Instituti Fo restalis Fenniae 74(5). 58 s. Salminen, S. 1981. Vuosien 1971-75 valtakunnallisia metsävaratietoja karttamuodossa. Summary: A carto graphic presentation of forest resour ces in Finland 1971-75. Folia Fores talia4B3. 42 s. Starr, M. & Tamminen, P. 1992. Suo men metsämaiden happamoitumi nen. Forest soil acidification in Fin land. Geologian tutkimuskeskus. Tutkimusraportti 115:7-14. Tamminen, P. 1991. Kangasmaan ra vinnetunnusten ilmaiseminen ja vil javuuden alueellinen vaihtelu Etelä- Suomessa. Summary: Expression of soil nutrient status and regional va riation in soil fertility of forested sites in southern Finland. Folia Fo restalia 777. 40 s. Tamminen, P. 1993. Pituusboniteetin ennustaminen kasvupaikan ominai suuksien avulla Etelä-Suomen kan gasmetsissä. Summary: Estimation of site index for Scots pine and Nor way spruce stands in South Finland using site properties. Folia Foresta lia 819. 26 s. Tamminen, P. & Starr, M. 1990. A sur vey of forest soil properties related to soil acidification in Southern Fin land. Julkaisussa: Kauppi, P., Antti la, P. & Kenttämies, K. (toim.). Aci dification in Finland. Springer-Ver lag. Berlin, s. 235-251. Ulrich, 8., Mayer, R. & Khanna, P.K. 1979. Deposition von Luftverunrei nigungen und ihre Auswirkungen in Waldokosystemen im Soiling. Schriftenreihe der Forstliche Fakul tät der Universität Göttingen 58.291 s. Urvas, L. & Erviö, R. 1974. Metsätyy pin määräytyminen maalajin ja maa perän kemiallisten ominaisuuksien perusteella. Abstract: Influence of the soil type and the chemical pro perties of soil on the determining of the forest type. Journal of the Scien tific Agricultural Society of Finland 3: 307-319. Viro, P.J. 1951. Nutrient status and fertility of forest soil. I. Pine stands. Selostus: Metsämaan ravinnesuhteet ja viljavuus. 1. Männiköt. Commu nicationes Instituti Forestalls Fen niae 39(4). 54 s. Viro, P.J. 1958. Suomen metsämaiden kivisyydestä. Summary: Stoniness of forest soil in Finland. Communi cationes Instituti Forestalls Fenniae 49(4). 45 s. 98 Suomen metsien kunto Metsämaiden podsoloituminen Michael Starr ja Pekka Tamminen Johdanto Pääosa Suomen kangasmaista voidaan luokitella podsoleiksi, ainakin maan nostumisen luonteen kannalta (Aalto nen 1952, Rasmussenym. 1991). Pod solit ovat happamia maita, joita luon nehtii kivennäismaasta yleensä selvästi erottuva kangashumushorisontti, tuh kanharmaaE-horisontti jäsen alapuo lella kellanruskea-punertava B-hori sontti (Ponomareva 1969, Petersen 1976). Podsoloitumisen seurauksena muodostuneiden E- ja B-horisonttien alla on vähän muuttunut tai muuttu maton maa-aines eli C-horisontti. Pod solimaannoksen horisontit kehittyvät pääasiassa raudan ja alumiinin kul keutuessa kivennäismaan pintaosista alaspäin. Podsoloitumisessa E-horisontin si likaattimineraaleista vapautuu rautaa ja alumiinia, jotka kulkeutuvat pääasi assa orgaanisina kompleksiyhdisteinä vajoveden mukana alaspäin, kunnes saostuvat ja muodostavat Bs-horison tin. Bs-horisonttiin kertyneet rauta-ja alumiiniyhdisteet eivät ole silikaatti sia, vaan kiteytyneitä tai ei-kiteytynei tä oksideja tai hydroksideja tai metal li-orgaanisia komplekseja. Bs-horison tin väri johtuu rikastuneista rautayh disteistä ja orgaanisesta aineesta. Alu miinihydroksidit ja -oksidit ovat lähes värittömiä, mutta ne rikastuvat yleen sä voimakkaammin kuin rautayhdis teet. Alumiinin rikastumishuippu on usein hiukan raudan rikastumishuipun alapuolella. Ilmasto, topografia, maa-aines ja bioottiset tekijät määräävät podsoloi tumisasteen ajan funktiona. Podsoloi tumisastetta voidaan kuvata monilla morfologisilla ja kemiallisilla maape rätunnuksilla (Barshad 1964, Buntley ja Westin 1965,BilzijaCiolkosz 1977, Meixner ja Singer 1981, Harden 1982, Evans ja Cameron 1985). Tässä rapor tissa on kuvattu maastossa "rautapod soleiksi" luokiteltujen maannosten podsoloitumisastetta. E- ja Bs-hori sonttien morfologisia tunnuksia, väre jä ja E-horisontin paksuutta, ja pedo geneettisin perustein uutettujen rau dan ja alumiinin pitoisuuksia käyte tään podsoloitumisastetta kuvaavina muuttujina. Aineistoja menetelmät Otanta, profiilien kuvaus ja maanäyt teiden otto Aineisto koostuu 40 maannosprofii lista, jotka luokiteltiin maastossa rau tapodsoleiksi, ts. maannoksiksi, joissa oli ja Bs-horisontit ja jotka sijaitsi vat melko tasaisesti ympäri maata (kuva 1). Aineisto valittiin 384 profii lin joukosta, jotka tutkittiin osana HAPRO-projektia 1986-89 (Tammi Metsäntutkimuslaitos 99 Kuva 1. Podsoliprofiilien sijainti ja korkeus merenpinnasta.. nen ja Starr 1990, Starr ja Tamminen 1992). Profiilit valittiin mahdollisim man tasaisesti ilmaston j a maaston kor keuden suhteen (kuva 1). Kenttätyö hön osallistuneiden neljän ryhmän työn laatua pyrittiin tasoittamaan laatimal -1 a kentt ät y öohj eet j a pi t ämäll ä 1 -2 päi - vän harjoituskurssi kunakin vuonna ennen kenttätyötä. Kullekin näytealalle kaivettiin 70- 80 cm syvä kuoppa, josta profiili ku vattiin. Profiilin kuvaukseen sisältyi mm. horisonttien erottaminen, niiden raekoostumuksen, paksuuden, selvyy den, muodon, kovuuden, kivisyyden, gleitäplien, sekundäärirakenteen ja värin määritys (Munsell-koodit, Koll morgen Corporation 1975). Profiilista ja kenttätyöryhmästä riippuen näyt teet otettiin 3-6 horisontista. Jos B horisontin paksuus oli yli 10 cm, näyt teeksi otettiin erikseen ylin 7,5 cm ja loppuosa horisontista. Jos horisontin paksuus oli alle 2,5 cm, siitä ei otettu erillisnäytettä, vaan se liitettiin pääho risonttiin, johon se kuului. Alle 2,5 cm:n päähorisontit jätettiin näytteen oton ulkopuolelle. Laboratorioanalyysit Näytteen orgaanisen aineen osuus, pH vesilietoksessa, neutraaliin ammo niumasetaattiinuuttuvat kationit ja rae koostumus määritettiin Tammisen ja Starrin (1990) esittämällä tavalla. Li säksi määritettiin natriumasetaatti-nat riumditioniittiin (j atkossa ditioniittiin) uuttuvat rauta ja alumiini (Fed ja Aid) ja 0,1 M natriumpyrofosfaattiin (jat kossa pyro fosfaattiin) uuttuvat rauta ja alumiini (Fep ja Alp) (Avery ja Bas comb 1974, Sheldrick 1984). Ensin mainittu uutto antaa arvion "vapaan" ei-silikaattisen raudan ja alumiinin määrästä ja viime mainittu uutto arvi on ei-silikaattisesta raudasta ja alumii nista, joka on kompleksoitunut orgaa nisen aineen kanssa. Ts. ditioniitin ja pyrolosfaatin erotus koostuu epäor gaanisista rauta ja alumiiniyhdisteistä (McKeagueym. 1971). Uutokset yksi löivät heikommin alumiinin kuin rau dan muotoja. Määrityksiä varten punnittiin 2 g ilmakuivaa, alle 2 mm:n näytettä hei lutuspulloon, lisättiin 100 ml uutto nestettä, heilutettiin yön yli ja suoda tettiin. Asetaatti-ditioniittiuutossa pus kuriliuos tehtiin lisäämällä 390 ml:aan etikkahappoa 1 000 ml 1 M natriuma setaattia säätäen liuoksen pH 3,B:aan. Uutokseen lisättiin juuri ennen heilu tuksen aloittamista 4 g natriumditio niittijauhetta. Raudan ja alumiinin pi toisuudet määritettiin suodoksista ICP laitteella (ARL 3580). Kaikkiaan ana lysoitiin 169 näytettä. 100 Suomen metsien kunto Analysoitujen horisonttien yhdistämi nen ja standardointi Jotta kaikki profiilit olisivat olleet kes kenään vertailukelpoisia, päätettiin analysoiduista horisonteista muodos taaE-, 81-, 82-jaC-horisontit. Profii li kuvausten j a profiileista otettujen dia kuvien perusteella horisontit järjestet tiin uudelleen seuraavasti: E = Eh + E, Bl = Bstaißsl,B2 = Bs2 + BC,josBC ei ollut alin horisontti ja C = C tai BC, jos BColi alin horisontti. Neljälle E-ja seitsemälle 82-horisontille laskettiin tunnusten osahorisonttien paksuudel la ja tiheydellä painotetut keskiarvot. Tulokset Podsoloitumisaste Profiilit edustivat tyypillisiä suoma laisia metsämaita: horisonttien saves pitoisuudet olivat matalia, potentiaali set emäskyllästysasteet olivat alle 10 % ja happamuus väheni pinnasta sy vemmälle siirryttäessä (taulukko 1). Kaikkiaan 21 morfologista ja kemi allista podsoloitumista kuvaavaa muut tujaa oli mukana tilastollisissa analyy seissä. Osa muuttujista kuvasi yksit täisten horisonttien ominaisuuksia: E horisontin paksuus (Pak E), 81-hori sontin orgaanisen aineen pitoisuus (OA B| ), ditioniittiin ja pyrofosfaattiin uuttuvien raudan ja alumiinin pitoi suudet (Fed 81 , Ald 81 , Fep 81 , Alp B 1), Munsell-värikoodit (Hue 81 , Value 81 , Chroma B) ), ja osa E- ja 81-horisont tien suhteita ja eroavuuksia, ts. uuttu mis-rikastumissuhteita(Fed 81/ E, Ald B|/ E , Fep 81/E ,AIp B]/E ) ja värieroja (Hue E. 81 , Value E 81 , ChromaB 1 E). Monet podso loitumismuuttujat olivat keskenään korreloituneita (taulukko 2). Alp B 1 pitoisuudet korreloivat voi makkaasti Ald B] :n ja Fed B1 :n kanssa, mutta FepB 1 korreloi heikosti ditioniit tipitoisuuksien kanssa. Fedg,-, Aido ja Alp 81 -pitoisuudet korreloivat mer kitsevästi orgaanisen aineen pitoisuu den (OA B 1) kanssa. Suhde 81/ E oli ditionittipitoisuuksilla suurempi kuin pyrofosfaattipitoisuuksilla ja samoin alumiinipitoisuuksilla suurempi kuin rautapitoisuuksilla (kuva 2). Fep oli tässä suhteessa heikoin podsoloitumi sen mitta huolimatta sen merkitykses tä podsoleiden kansainvälisissä luoki tuksissa (Canada... 1978, Soil Survey Staff 1990, FAO-UNESCO 1990). Horisontin värin punertuminen ja kirkastuminen, rubifikaatio, ilmentää rautaoksidien lisääntymistä, kun taas horisontin tummeneminen (Munsellin value-arvon pieneminen), melanisaa tio, heijastaa orgaanisen aineen lisään tymistä (Harden 1982). Myös tässä aineistossa Value B] korreloi muuttuji en OA b ~ Fep B , ja Alp B 1 kanssa ja Hue B , muuttujien FedB 1 ja Fep BI kanssa. Munsell-värikoodien erotusten ja kaumat olivat varsin laajoja (taulukko 3). Vaikka muuttujien Value&B 1 jaChro ma B|E vaihtelu oli suurempi ja ne sopi vat siten teoriassa paremmin maan noksen kehityksen kuvaamiseen, muut tujat Hue E Bl ja H'+V'+C' (värikoodi en standardoitu summa) korreloivat paremmin kemiallistenpodsoloitumis muuttujien kanssa, erityisesti niiden kanssa, joihin sisältyi Fed. E-horison tin paksuus korreloi vain heikosti ke miallisten ja värimuuttujien kanssa (taulukko 2). Podsoloitumisaste ja maannostumi seen vaikuttavat tekijät Podsoloitumistunnusten ja maannos tumistekijöitä kuvaavien ympäristö muuttujien suhteita selvitettiin aluksi korrelaatiokertoimien avulla (tauluk ko 4). Useimmat ympäristömuuttujis ta kuvaavat nykyisiä ilmasto-oloja: lämpösumma (Lsum), vuotuinen kes kilämpötila (T), mantereisuus (Mant: Metsäntutkimuslaitos 101 Taulukko 1. Tutkittujen profiilien (n = 40) saveksen ja orgaanisen aineen pitoisuudet (OA), pH vesilietoksessa ja potentiaalinen kationinvaihtokapasi teetti (KVK) ja emäskyllästysaste (EKA). 0 Ammoniumasetaattiuutto, pH = 7,0. lämpimimmän - kylmimmän kuukau den keskilämpötila), aridisuus (Arid: Lsum/touko-elokuun sademäärä) j a de Martonnen humidisuusindeksi (Mart: vuotuinen sademäärä/(T+10)). Yhte näiskoordinaatit (P ja I) kuvaavat pro fiilin maantieteellistä sijaintia ja kor keus (Kork) sekä jääkaudenjälkeinen korkein rannankorkeus (Ranta) kuvaa vat lähinnä aikaa eli profiilin ikää. Mainitut sijaintimuuttujat korreloivat luonnollisesti ilmastomuuttujien kans sa. Topografiaa kuvataan vain rinteen kaltevuudella (Kait). E-horisontin paksuus korreloi posi tiivisesti erityisesti lämpösumman (Lsum) ja vuoden keskilämpötilan kanssa (T) (taulukko 4). Muuttuja Va lueE n , eli horisonttien tummuusero -D 1 korreloi lämpöoloja kuvaavien muu tujien kanssa negatiivisesti, ts. hori sonttien tummuusero oli suurin poh joisessa. Koska biomassan tuotos riip puu Suomessa voimakkaasti lämpöti lasta (Kuusela 1977), kivennäismaa han sekoittuneen orgaanisen aineen määrän ja siksi myös melanisaation voisi olettaa riippuvan lämpösummas ta. Muuttuja OA 01 ei korreloinut kui tenkaan ilmastomuuttujien kanssa, vaan sen sijaan korkeusmuuttujien kanssa. Rinteen kaltevuus (Kait) kor reloi positiivisesti muuttujan Fed B] ja punaisen värisävyn suhteen (mitä pie nempi Hue-koodi, sitä punaisempi sävy). Kemialliset podsoloitumismuut tujat korreloivat paremmin ilmaston humidisuutta kuin lämpöoloja mittaa vien muuttujien kanssa. Ditioniittipi toisuudet korreloivat selvästi parem min ilmastomuuttujien kanssa kuin pyrofosfaattipitoisuudet.Kuitenkinyli voimaisesti voimakkaimmin muuttu jien Fed, Aid ja Alp, mutta ei muuttu jan Fep, kanssa korreloivat profiilin korkeusasemaa kuvaavat muuttujat. Tämä osoittaa aikatekijän tärkeyden podsoloitumisessa - voidaan nimit täin olettaa, että paikan korkeus me renpinnasta mittaa karkeasti profiilin Muuttuja E Horisontti B1 B2 C Saves, % 2,1 1,9 1,8 2,0 0,7-6,4 0,4-7,6 0,5-6,5 0,7-22,4 OA, % 2,7 4,6 1,9 0,8 0,5-11,6 0,3-16,9 0,2-5,6 0,2-2,9 pHvesi 4,10 4,95 5,37 5,49 3,4-4,9 4,2-5,6 4,7-6,0 4,9-6,2 KVK'>, 47 62 26 17 mmol(+)/kg 19-240 14-292 2-88 2-112 EKA 0 , % 4 3 6 9 1-18 1-14 1-49 2-100 102 Suomen metsien kunto Taulukko 2. Podsoloitumista kuvaavien muuttujien keskinäisetkorrelaatiot 1)(n = 40). c/i - c/i o v-i o -4- S o > 5 H rt O c o as O J 2 UJ JL D 5 5 | o O to ö .° ° ii s + > °. g - 7 » „» S 3 ° rt 3 II « > _3 11 £ * 1 ■s £ r rt »3 "5 > s o :S « r S U b! > + e II > : £ S-+ * X K 20 ,96 On o oo ra OO VO v q. m 00 o OO r- o Ov VO vO_ »o ON OO vO m 00 ON On *o vq^ VO »o «O o OO TT ra Tf ra »o TT *n *o Tf ra Ov vO "-f ra vq ra «o o rf o vq^ *o m T «o ra 00 OO - «o vo ra C4 On r*~i rt 00 Tf ON «o vO vO vq oo ra VO Ci •*r fN Ov OO «n ra r- vO ra Ov *o vO TT csl Ov r-^ 3 O av r-_ r— Ov vO r*^ r-_ ""i *o «o m «o VO ra OO ■^r ro On r--_ O vO V-) r-^ On »O o OO m oo VO »o »o ON TT On »O *o OO On »o ra OO r«"» m OO o r »r» ri m o r*^ On »O O m VO »o »O »n OO »n rl vO o lo Tf VO *o IT| 8 r r— r O r-^ r» rj oo ra Ov ri O cn oo »o r| vO ra VO ra TT On »O OO C*"i On r*~, O ■*r Ti- S f VO m r OO OO T r 00 <3 S r r» r c*"> r T Cl r O vO O O OO 3 r OO O f en f*") vq (N r» »n o *o O 1* Vi m f o tn m r »n ri ? r C*~l r 8 r r- O f o r On VO r V/~, r r-1 *0 -rf r r-» ri m M3 OO v/-| r r- O S r- c*-> r OO r*-l r Cv ra r VO m r vO f» r vO Ci 1* rr ra ■*r r r ra TT r OO -r r OO Tf f On f — «/-• ra o OO ra vO O OO r»"i ra v-/ ra r- ra r- ra «o o r- ra ra Cl o V-| o r- O On -H r*"i o - ra m v-, vO r-~ r Ov 1* O 1* r ra f m 1* T f r VO f r- r OO r o ra r ra Muuttuja CÖ CL, £ 0J 3 X 5 0) S 2 Lr E o u. a ? tu V =3 X m UJ li a 2 UJ ■£ 1 e H+V+C 3> Hue-koodit: 10R = 1, 2.5YR = 2, SYR = 3, 7.5 YR = 4,10YR = 5, 2.5 Y = 6, 5Y = 7. Värikoodi- erotus -2 -1 0 1 Erotus 2 3 4 5 6 7 ValueE-B 1 1 2 6 10 13 7 1 Chroma B,- E 1 1 1 9 3 13 6 5 1 1 15 19 5 - - - - 104 Suomen metsien kunto Kuva 2. Ditioniittiin ja pyrofosfaattiin uuttuvan raudan ja alumiinin suhteelliset pitoisuudet horisonteittani, kun horisontin B1 pitoisuus = 100. Horisontin B1 kohdalle on merkitty myös absoluuttinen pitoisuus, mg/kg. Kuva 3. Horisontin B 1 ditioniittiin uuttuvien raudan ja alumiinin pitoisuuksien summa maaston korkeuden funktiona. Metsäntutkimuslaitos 105 Taulukko 4. Podsoloitumista kuvaavien muuttujien korrelaatiot 1) maannostu mistekijöitä kuvaavien ympäristömuuttujien suhteen. !) Kriittiset korrelaatiot: |r jo| = 0,26, |r os| = 0,31, |r oi| = 0,40, |r ooi| = 0,50 2) Selitykset kohdassa 3,1 ja 3,2. 3) H'+V'+C' = HueE bj/3 + Value£ BJ/6 + tutkitut näytteet sisälsivät vähän sa vesta ja koska suodokset seisoivat muutamia päiviä ennen alkuainemää rityksiä - ts. hiukkasilla oli enemmän aikaa sedimentoitua - arvioitiin, että pyrofosfaattiuutolla saadut rauta- ja alumiinipitoisuudet edustivat liukoi sia, orgaanisiin kompleksiyhdisteisiin sitouneita rauta- ja alumiinimuotoja. Toisaalta pyrofosfaattiraudan ja -alu miinin pitoisuuksien tiedetään vaihte levan uutoksen kirkastamismenetelmi en mukaan (JeffreyjaCompton 1991). Lisäksi olettamus pyrofosfaatin kyvys tä uuttaa erityisesti orgaanisesti komp leksoitunutta rautaa ja alumiinia ja pyrofosfaatin käytte) maannosten luo kitteluun on yhä useammin asetettu kyseenalaiseksi (Parlitt jaChilds 1988, Pag6 ja De Kimpe 1989). Ditioniitti oli yleensä parempi kuin pyrofosfaatti ja alumiini yleensä pa rempi kuin rauta kuvaamaan podsoloi tumisastetta. Ei-kemiallisista podso loitumismuuttujista standardoitua väri indeksiä, H'+V'+C', pidettiin parhaa na, koska se korreloi voimakkaasti rau ta- ja alumiinipitoisuuksien ja melko voimakkaasti korkeuden kanssa (tau lukot 2 ja 4). Starr (1991) havaitsi Y mpäristöinuuttuja 2 ' Podsoloitumis- P- I- Kaltevuus ln ln(Ranta Lsum T Mant Mart Arid muuttuja 2) koord. koord. 5%:n (Kork+1),+210), lOd.d. °C °C mm/°C d.d./°C luokat m m Pak,, 1 -,42 -,31 -,17 -.44 -.43 ,45 ,45 -,33 -,35 ,42 Hue B, 2 -,14 -.01 -,29 -.24 -.23 ,20 ,16 -,00 -,12 ,18 Value B , 3 -,03 ,37 -,00 -,12 -.10 ,05 -,00 ,19 ,14 -,03 Chromag, 4 -.35 ,24 -,20 -,08 ,05 ,34 ,30 -.05 ,03 ,17 Hue EBi 5 ,01 ,24 ,19 ,31 ,32 -,13 -,10 ,02 ,20 -,22 Va| ue EB i 6 ,43 -,02 ,01 ,27 ,12 -,44 -,42 ,32 ,22 -,36 Chroma,,, e 7 ,30 ,22 -,15 ,09 ,06 ,25 ,23 -,04 ,08 ,04 H'+V'+C 3 > 8 ,07 ,25 ,04 ,38 ,28 -.18 -,16 ,16 ,28 -,30 OA,, 9 ,08 ,12 -,04 ,42 ,41 -,18 -,15 ,02 ,26 -,26 In Fec^, 10 .13 ,13 ,32 ,66 ,64 -,28 -.22 ,02 ,32 -,39 InAld,, 11 .11 ,37 ,12 ,77 ,76 -,27 -.25 ,12 ,48 -.44 ln Fed+Ald BJ 12 ,15 ,24 ,24 ,75 ,73 -.32 -.27 ,09 .42 -,45 ln Fep B , 13 -,17 -.20 ,23 ,03 ,13 ,13 ,17 -.26 -,09 ,13 ln AlpB1 14 ,02 ,18 ,14 ,61 ,64 -,16 -.13 ,01 ,35 -27 ln Fep+AlpB , 15 -,05 ,03 ,19 ,43 ,50 -.05 -.02 -,10 ,21 -.13 ln FedB1 /E 16 ,04 ,39 ,08 ,50 ,48 -,20 ,18 ,18 ,38 -,34 ln Ald B1(E 17 ,27 ,37 ,20 ,60 ,54 -.38 -.37 ,34 ,48 -,46 ln Fed+Ald B1/E 18 ,10 ,41 ,08 ,55 ,51 -.25 -,24 ,24 ,43 -.39 ln FeP B1 « 19 ,12 ,07 ,14 ,17 ,16 -.16 -.17 ,23 ,27 ,14 ln A1 PB./E 20 ,25 ,23 ,22 ,44 ,38 -,32 -.31 ,30 ,38 -,35 ln Fep+AlpB1JE 21 ,23 ,19 .17 ,36 ,31 -,29 -.29 ,32 ,38 -30 106 Suomen metsien kunto Taulukko 5. Podsoloitumismuuttujia selittävät regressioyhtälöt. " Selittäjät järjestetty selityskyvyn mukaan. Lyhenteet selitetty s. 100. samanlaisen riippuvuuden E- ja Bl horisonttien värieroindeksin ja profii lin ikää kuvaavan muuttujan välillä Pohjanlahden rannikolla. Muuttujien Fedß, ja Aid,,, vaihte lusta kyettiin selittämään enemmän kuin 60 % maannostumistekijöitä ku vaavilla muuttujilla (taulukko 5). Aika eli profiilin ikä osoittautui tärkeim mäksi yksittäiseksi tekijäksi, sillä pro fiilin ikää mittaava korkeus selitti 20- 40 % podsoloitumisastetta parhaiten kuvaavista muuttujista. Podsoloitumi sen nopeutta on tutkittu Pohjanlahden rannikoilla käyttäen apuna ns. krono sekvenssejä. Ne ovat profiilisarjoja, joissa kaikki muut maannostumisteki jät paitsi aika ovat mahdollisimman samanlaisia. Jauhiaisen (197 3) mukaan kemiallisesti havaittava podsoliprofii li muodostuu 200-300 vuodessa maan paljastuttua merenpinnan alta. Paljain silmin havaittava podsoliprofiili ke hittyy 400-500 vuodessa. Starr (1991) tutki profiileita aina 5 200 vuoden i kään asti ja havaitsi, että podsoloituminen oli aluksi nopeata noin 2 S(X) vuoden ajan, mutta myöhemmin kehitys lähes pysähtyi. Aaltosen (1952) mukaan E-horisont ti on paksumpi rannikoiden nuorissa maissa kuin geologisesti vanhemmis sa maissa. Toisin sanoen profiilin ke hityttyä tietyn ajan horisonttien E ja B raja alkaa siirtyä ylöspäin pintaa kohti. E-horisontin paksuus (PakE) ei korre loinut minkään muun podsoloitumis muuttujan kanssa, mutta korreloi sen sijaan negatiivisesti leveysasteen, pi tuusasteen ja korkeuden kanssa. Täl laiset riippuvuudet sopivat yhteen Aal tosen teorian kanssa E-horisontin ohen tumisesta podsoloitumisen aikana. Saadut tulokset tukevat pääpiirteissään myös Aaltosen (1952) hahmottelemia podsoloitumisalueita. Podsolit olivat keskimäärin heikommin kehittyneitä - horisonttien pienet värierot ja rau dan, alumiinin ja orgaanisen aiheen vähäinen rikastuminen - etelässä ja lähellä merenpinnan tasoa (alle 50- 100 m m.p.y.) ja vastaavasti pisimmäl le kehittyneitä Itä-jaPohjois-Suomen korkealla sijaitsevilla (yli 150-200 m m.p.y.) paikoilla. Selitettävä" Selittävä muuttuja 1 o R 2 In Fed,,, + ln Kork + Hienot B1 -Mant 0,64 li Ald B1 ln Fed+Ald B1 + ln Kork - Mant 0,69 + ln Kork + Hienot-, - Mant 0,73 ln Fep B1 + Hienot^ + Kait + Arid 0,41 lnAlp B1 ln Fep+Alp B1 + ln Kork + Arid + Hienot B| 0,59 + Hienot^ + Kait 0,38 ln Fed B,/E + ln Kork 0,25 lnAld Bl/E ln Fed+Akl B1/E ln FeP B i/ E + ln Kork 0,37 + ln Kork 0,30 + Kait 0,12 lnA1P B1 /E + ln Kork 0,20 ln Fep+Alp B|/E + Mart + Kait 0,23 Metsäntutkimuslaitos 107 Kirjallisuus Aaltonen, V.T. 1952. Soil formation and soil types. Fennia 72: 65-73. Avery, B.W. & Bascomb, C.L. 1974. Soil survey laboratory methods. Soil Survey Technical Monograph 6, H ar penden, England, 83 s. Barshad, I. 1964. Chemistry of soil development. Julkaisussa: Bear, F.E. (toim.) Chemistry of the soil. Rein hold Publ. Corp., New York: 1-70. Bilzi, A.F. & Ciolkosz, E.J. 1977. A field morphology rating scale for evaluating pedological development. Soil Science 124: 45-48. Buntley, G.J. & Westin EC. 1965. A comparative study of developmen tal color in a Chestnut-Chernozem Brunizem soil climosequence. Soil Science Society of America Procee dings 29:579-582. Canada Soil Survey Committee 1978. The Canadian system of soil classi fication. Canada Department of Ag riculture. Publication 1646. 164 s. ISBN 0-660-01620-6. Evans, L.J & Cameron, B.H. 1985. Color as a criterion for the recogniti on of podzolic B horizon. Canadian Journal of Soil Science 65:363-370. FAO-Unesco 1990. Soil map of the world. World Soil Resources Report 60. 119 s. ISBN 92-5-103022-7. Harden, J.W. 1982. A quantitative in dex of soil development from field descriptions: examples from a chro nosequence in central California. Geoderma2B: 1-28. Jauhiainen, E. 1969. On soils in the boreal coniferous region, Central Fin land - Lapland -Northern Poland. Fennia 98(5). 123 s. Jauhiainen, E. 1973. Age and degree of podzolization of sand soils on the coastal plain of northwestern Fin land. Societas Scientiarum Fennica. Commentationes Biologicae 68: 1— 32. Jeffrey A.J. & Compton, B.L. 1991. Effect of different clarification pro cedures on sodium pyrophosphate extractable soil aluminium and iron concentrations. Communications in Soil Science and Plant Analysis 22(1 1&12): 1093-1100. Kollmorgen Corporation 1975. Mun sell soil color charts. Munsell Color, Macbeth Division of Kollmorgen Corporation, Baltimore, Maryland, USA. Kuusela, K. 1977. Suomen metsien kasvu ja puutavaralajirakenne sekä niiden alueellisuus vuosina 1970- 1976. Summary: Increment and tim ber assortment structure and their regionality of the forests of Finland in 1970-1976. Folia Forestalia 320. 31 s. McKeague, J.A., Brydon, J.E. & Mi les, N.M. 1971. Differentiation of forms of extractable iron and alumi num in soils. Soil Science Society of America Proceedings 35: 33-38. Meixner, R.E. & Singer, M.J. 1981. Use of a field morphology rating system to evaluate soil formation and discontinuities. Soil Science 131: 114-123. Parfitt, R.L. & Childs, C.W. 1988. Es timation of forms of Fe and Al: A review, and analysis of contrasting soils by dissolution and Moessbauer methods. Aust. Journal of Soil Rese arch 26: 121-144. Page, F. & De Kimpe, C.R. 1989. Dis solution des composes ferrugineux et alumineux des horizons B podzo liques de sols du Quebec par le dithi onite-citrate-bicarbonate, l'oxalate, le pyrophosphate et le tetraborate. Summary: Dissolution of ferrugino us and aluminous compounds of Podzolic B horizons of Quebec soils by dithionite-citrate-bicarbonate, oxalate, pyrophosphate and tetrabo rate. Canadian Journal Soil Science 69:451-459. 108 Suomen metsien kunto Petersen, L. 1976. Podzols and podzo lization. Doctoral Thesis, D.S.R., Copenhagen. 293 s. Ponomareva, V.V. 1969. Theory of podzolization. Nauka, Moskva-Le ningrad, 1964. Program for scienti fic Translation, Jerusalem, Israel. 1969. 315 s. Rasmussen, K., Sippola, J. Urvas, L., Lag. J., Troedsson, T., & Wiberg, M. 1991. Soil map of Denmark, Fin land, Norway and Sweden, Scale 1 :2 000 000. Landbruksforlaget, Oslo. ISBN 82-529-1429-2. 16 s. + kart ta. Schuppli, PA., Ross, G.J. & McKea gue, J.A. 1984. The effective remo val of suspended materials from py rophosphate extracts of soil from tropical and temperate regions. Soil Science Society of America Journal 47:1026-1032. Sepponen, P. 1985. The ecological clas sification of sorted forest soils of varying genesis in northern Finland. Communicationes Instituti Foresta lls Fenniae 129. 77 s. Sheldrick, B.H. (toim.), 1984. Analy tical methods manual 1984. Agricul ture Canada, Research Branch, Land Resource Research Institute, Otta wa, Canada. Contribution No. 84- 30. Soil Survey Staff. 1990. Keys to soil taxonomy, fourth edition. SMSS technical monograph 19. Blacksburg, Virginia. Starr, M.R. 1991. Soil formation and fertility along a 5000 year chronose quence. Julkaisussa: Pulkkinen, E. (toim.) Environmental geochemistry in northern Europe. Proceedings of the First Symposium on Environ mental Geochemistry in Northern Europe, Rovaniemi, Finland, 17-19 October, 1989. Geological Survey of Finland, Special Paper 9:99-104. Starr, M.R. & Tamminen, P. 1992. Suomen metsämaiden happamoitu minen. Abstract: Forest soil acidifi cation in Finland. Geologian tutki musraportti 115: 7-14. Tamminen, P. & Starr, M.R. 1990. A Survey of forest soil properties rela ted to soil acidification in Southern Finland. Julkaisussa: Kauppi, P., Ant tila, P. & Kenttämies, K. (toim.) Aci dification in Finland. Springer-Ver lag. Berlin, s. 235-251. Webber, M.D., McKeague, J. A., Raad, A.T., De Kimpe, C.R., Chang Wang, Haluschak, P., Stonehouse, H. 8., Pettapiece, W.W., Osborne, V.E. & Green, A.J. 1974. A comparison among nine Canadian laboratories of dithionite-, oxalate-, and py rophosphate-extractable Fe and A 1 in soils. Canadian Journal of Soil Science 54: 293-298. Metsäntutkimuslaitos 109 Sammal, jäkälä ja kaarna raskasmetallilas keuman indikaattoreina Eero Kubin, Jarmo Poikolainen ja Harri Lippo Johdanto Menet el m ä raskas met ai lil as keu man tutkimiseksi sammalten avulla kehi tettiin Ruotsissa 1960-luvun lopulla (Ruhling ja Tyler 1968, 1970, 1971). Yleiset metsäsammalet, Pleurozium schreberi ja Hylocomium splendens, ovat tähän tarkoitukseen erityisen so pivia, koska ne ottavat pääosan ravin teista suoraan sadevedestä ja pintaan sa kiinnittyneistä hiukkasista. Lisäksi tiheäkasvuiset lajit suodattavat suuria ilmamääriä keräten siten tehokkaasti ilman sisältämiä epäpuhtauksia. Tästä johtuen menetelmää on ryhdytty käyt tämään myös määräajoin toistettavas sa kansainvälisessä seurannassa (Riih ling ym. 1987, 1992) Sammalten lisäksi alueellisissa las keumatutkimuksissaon käytetty myös puiden rungoilla ja oksilla kasvavaa Hypogymnia physodes jäkälää (Pile gaard ym. 1979, Takala ja Olkkonen 1985, Takala ym. 1985, Westman 1986, Kubin 1989 a, 1990, 1989 b, 1991, Ku bin ja Issakainen 1991). Hypogymnia physodes on toisin kuin naavamaiset jäkälät kestävä ilman epäpuhtauksia vastaan (O'Hare ja Williams 1975) ja siten käyttökelpoinen laskeuman indi kaattori sekä päästölähteiden lähellä että alueilla, missä ilman epäpuhtauk sien vaikutus on pientä (Guderian 1977). Puiden kaarnan happamuuden on jo kauan tiedetty vai kuttavan epifyyttijä kälien esiintymiseen (Barkman 1958). Kaarnaa alettiin käyttää bioindikaat torina laajemmin 1960-ja 1970-luku jen vaihteesta lähtien, kun havaittiin erityisesti lehtipuiden kaarnan pH-ar von ilmentävän ilman rikkidioksidi pitoisuuksia (Staxäng 1969, Grodzins ka 1971). Sekä lehti- että havupuiden kaarnan sähkönjohtokyky on myös osoittautunut hyväksi rikkikuormituk sen indikaattoriksi (HärteljaGrill 1972, Kienzl 1978, Grill ym. 1981). Kaarna kerää myös raskasmetalleja ja sitä on käytetty mm. liikenteen (Laaksovirta ym. 1976, Lötschert ja Köhm 1978) ja teollisuuden (Swieboda ja Kalemba 1979, Kling ym. 1985) päästöjen kar toituksissa. Tässä raportissa verrataan toisiinsa samanaikaisesti kerättyjen sammal-, jäkälä- ja kaarnanäytteiden raskasme tallipitoisuuksiaja arvioidaan niitä alu eellisen laskeumatutkimuksen kannal ta. Aineistoja menetelmät Näytteet kerättiin vuosina 1985-1986 valtakunnan metsien inventoinnin py syviltä näytealoilta niiden perustami 110 Suomen metsien kunto Kuva l.Sammal-, jäkälä- ja kaarnanäytteiden kromipitoisuudet ryväskohtaisi na keskiarvoina. Näytteet on kerätty vuosina 1985-1986 VMI.n pysyviltä näytealoilta. sen yhteydessä (Reinikainen ja Nousi ainen 1985, Valtakunnan... 1986). Sam malet esikäsiteltiin ja analysoitiin yhteispohjoismaisen ohjeen mukaan (Nihlgärd 1985, Riihling ym. 1987). Epifyyttijäkälänäytteet kerättiin sekä rungoilta että oksilta ja analysoitiin vastaavilla menetelmillä kuin samma let (Kubin 1990). Kaarnanäytteet ke rättiin jokaiselta näytealalta vähintään kolmesta valtapuustoon kuuluvasta männystä 1-2 m korkeudelta. Kaar nan uloin kerros (<3 mm) erotettiin ja analysoitiin samoilla menetelmillä kuin sammalet jajäkälät (Poikolainen 1992). Näytteet esikäsiteltiin ja märkäpoltet tiin Muhoksen tutkimusasemallaja ras kasmetallipitoisuudet (Cd, Cr, Cu, Fe, Ni, Ph, V ja Zn) mitattiin Metsäntutki muslaitoksen keskuslaboratoriossa plasma-atomiemissiospektrometrilla (ICP-AES, ARL 3850). Tarkastelun kohteeksi valittiin koko aineistosta ne näytealat, joilta on ke rätty samanaikaisesti sammal-, jäkälä ja kaarnanäytteet. Alueellista tarkaste lua varten tulostettiin kromin, kuparin ja lyijyn osalta pistekartat, joissa kun kin lajin ryväskohtaiscn keskiarvopi toisuuden perusteella on esitetty 50 (lyijy l(X))suurimmanjas()(lyijy KK)) pienimmän sekä edellämainittujen luokkien väliin jäävien rypäiden si jainti. Sammalilla ja jäkälällä pitoi suudet ovat ryväskohtaisia keskiarvo ja 1-4 näytealalta, multa kaarnalla vain yhdellä näytealalta. Aineistosta lasket tiin samoilla paikoilla kerättyjen lajien väliset raskasmetallipitoisuuksien kor relaatiokertoimet, keskiarvot ja vari aatiokertoimet. TUlokset Kromi Suurimmat kromipitoisuudet olivat sekä sammalilla että jäkälällä pääasi assa Kemin-Tornion ympäristössä Ou Metsäntutkimuslaitos 111 Taulukko 1. Sammalten, jäkälän ja kaarnan raskasmetallipitoisuuksista lasket tuja tunnuslukuja, x = rypäiden keskiarvo (mg/g kuiva-ainetta, n = 788) ja cv = variaatiokerroin (%). tokummun jaloterästehtaan päästöjen vaikutusalueelle (kuva 1). Kaarnan osalta ei havaittu samanlaista selvää keskittymää, vaikka korkeimmat pi toisuudet todettiinkin Kemin-Tornion ympäristössä. Pienimpien pitoisuuk sien osalta Keski- ja Pohjois-Lappi erottuivat selvästi sammalilla ja jäkä lällä, kun taas kaarnalla jakautuminen oli melko tasaista koko maassa. Kromipitoisuuksien keskiarvo oli suurin jäkälälläja pienin kaarnalla (tau lukko 1). Pitoisuuksien vaihteluaosoit tava variaatiokerroin oli suurin jäkä lällä. Sammalilla ja kaarnalla variaa tiokertoimet olivat keskenään samaa luokkaa. Sammalten jajäkälän kromi pitoisuuksien välinen korrelaatio oli selvästi suurempi kuin sammalten ja kaarnan tai jäkälän ja kaarnan välillä (kuva 2). Kupari Kaikkien bioindikaattorien osalta suu rimmat kuparipitoisuudet sijoittuivat Harjavallan tehtaiden vaikutusalueelle (kuva 3). Myös Outokummun ympä ristössä näkyi suurien pitoisuuksien keskittymä. Vastaavasti pienimpiä ku paripitoisuuksia esiintyi Kaakkois- Suomessa, Kainuussa ja Länsi-Lapis sa. Kuparipitoisuuksien keskiarvo oli suurinjäkälälläjapieninkaarnalla(tau lukko 1). Pitoisuuksien vaihtelu oli suurempaa kuin kromilla. Sammalten ja jäkälän kuparipitoisuuksien välinen korrelaatiokerroin oli erittäin suuri ja sammalten ja kaarnan sekä jäkälän ja kaarnan väliset korrelaatiot olivat kes kenään samaa suuruusluokkaa (kuva 2). Lyijy Suurimmat lyijypitoisuudet keskittyi vät sammalilla Etelä-Suomeen ranni kon tuntumaan. Erikoispiirteenä mai nittakoon selvästi havaittavissa olevat Helsinki-Tampere-Turku -kolmion liikenneväylät (kuva 4). Sammalilla pienimmät lyijypitoisuudet sijoittui vat Pohjanmaalle, Kainuuseen ja Lap piin. Jäkälälläja kaarnalla suurimmat pitoisuudet olivat pääasiassa Etelä- Suomessa, mutta niitä oli runsaasti myös Oulun ympäristössä. Jäkälälläja kaarnalla pienimmät pitoisuudet jakau tuivat melko tasaisesti Lapin ja Itä- Suomen alueelle. Lyijypitoisuuksien keskiarvo oli Raskas- Sammalet Jäkälä Kaarna metalli X cv X cv X cv Cd 0,38 36 0,69 43 0,31 52 Cr 1,5 76 2,1 110 0,45 75 Cu 5,9 150 7,1 120 3,6 210 Fe 380 50 540 42 110 84 Ni 2,2 150 2,5 110 1,1 420 Pb 16 39 17 47 6,3 71 V 4,9 60 - 1,7 72 Zn 38 23 84 20 18 34 112 Suomen metsien kunto Kuva 2. Sammalista, jäkälästä ja kaarnasta mitattujen raskasmetallipitoisuuk sien väliset korrelaatiokertoimet. suurin jäkälällä ja selvästi pienin kaar nalla (taulukko 1). Variaatiokertoimet olivat kaikilla lajeilla pienemmät kuin kromilla, ja kerroin oli suurin kaarnal la ja pienin sammalilla. Eri näytelajien väliset lyijypitoisuuksien korrelaatio kertoimet (kuva 2) olivat alhaisia - selvästi pienin oli jäkälän ja kaarnan ja suurin sammalten ja jäkälän välinen korrelaatio. Muut raskasmetallit Kromin, kuparin jalyijyn lisäksi tarkas teltiin vastaavasti myös kadmium-, rauta-, nikkeli-, vanadiini-ja sinkkipi toisuuksia (taulukko 1, kuva 2). Nii den korrelaatiokertoimet vaihtelivat raskasmetallista riippuen. Keskiarvo pitoisuudet olivat poikkeuksetta suu rimmat jäkälillä ja pienimmät kaarnal la. Päätelmiä Alueellista laskeumaa tarkasteltiin yksityiskohtaisesti kromin, kuparin ja lyijyn osaltapistekarttojen avulla. Kro mille saatiin sammalten ja jäkälän avul la pääpiirteissään samantyyppiset laskeumakartat. Sammalten ja jäkälän välinen korrelaatio oli myös suuri. Kaarnan osalta laskeumassa ei tullut esille selviä keskittymiä ja korrelaa tiokertoimet jäivät melko alhaisiksi. Kuparipitoisuuksia kuvaavat kartat olivat kaikilla lajeilla samantyyppiset, ja etenkin sammalten ja jäkälän väli nen korrelaatio oli suuri. Lyijylle saa tiin pääpiirteissään samantyyppiset laskeumakartat jäkälällä ja kaarnalla, multa sammalilla suurimmat pitoisuu det keskittyivät enemmän Etelä-Suo meen. Keskiarvopitoisuudet olivat kai killa tutkituilla raskasmetalleilla suu rimmat jäkälällä ja pienimmät kaar nalla. Vaikka tulokset käytetyillä bioindi kaattoreilla olivat pääpiirtein saman suuntaiset, oli niissä myös selviä ero ja. Esimerkiksi sammalten ja jäkälän välinen korrelaatio oli yleensä suu rempi kuin sammalten ja kaarnan tai jäkälän ja kaarnan välinen korrelaatio. Jäkälän raskasmetallipitoisuudet oli Metsäntutkimuslaitos 113 Kuva 4. Sammal-, jäkälä- ja kaarnanäytteiden lyijypitoisuudet ryväskohtaisina keskiarvoina. Näytteet on kerätty vuosiini 1985-1986 VMl:n pysyviltä näyte aloilta. 114 Suomen metsien kunto vat korkeimpia, ja se soveltuu hyvin esimerkiksi tausta-alueiden laskeuman selvittämiseen. Sammalten pitoisuu det olivat jäkälään verrattuna jonkin verran pienemmät, mutta sammalten avulla päästölähteet tulivat kartoituk sessa parhaiten esille. Kaarnan raskas metallipitoisuudet olivat alhaisimmat. Tausta-alueilla, joissa pitoisuudet oli vat pieniä, alueelliset erot eivät tulleet kaarnalla yleensä niin hyvin esille kuin sammalilla ja jäkälällä. Erilaisen ke rääntymistavan lisäksi on huomatta va, että pitoisuuserot eri bioindikaat toreilla johtuvat eripituisista keräänty misajoista. Sammalista mitattu raskas metallipitoisuus edustaa menetelmäs tä johtuen kolmen keruuta edeltävän vuoden laskeumaa, jäkälästä mitattu vähintään 10 vuoden ja kaarnasta mi tattu vieläkin pitemmän ajan las keumaa. Sammalten, jäkälän tai kaar nan käyttökelpoisuus raskasmetalli kartoituksessa näyttäisi riippuvan pal jolti tutkimuksen tavoitteista. Kirjallisuus Barkman, J.J. 1958. Phytososiology and ecology of cryptogamic epiphytes. Assen. 628 s. Grill, D., Härtel, O. & Kr/yscin, F. 1981. Confining and mapping of air polluted areas with coniferous barks. Archiwum Ochrony Srodowiska 2- 4: 63-70. Grodzinska, K. 1971. Acidification of tree bark as a measure of air polluti on in southern Poland. Bulletin de L'Academie Polonaise des Scien ces. Serie des sciences biologiques Cl II 19(3): 189-195. Guderian, R. 1977. Air pollution. Phytotoxicity of acidic gases and its significance in air pollution control. Ecological studies 22. 127 s. Härtel, Oja Grill, D. 1972. DieLeitia higkeit von Fichtenborken-Extrak- ten als empfindlicher Indikator fur Luftverun-reinigungen. European Journal of Forest Pathology 2: 205- 215. Kienzl, I. 1978. Baumborke als Indi kator l'iir S0 2 -Immissionen. Thesis. Graz. 273 s. Kling, P., Laaksovirta, K. jaLodenius, M. 1985. Jäkälän ja männyn kaarnan raskasmetallipitoisuudet ilman saas tumisen indikaattoreina Kokkolas sa. Ympäristö ja Terveys 16: 314 322. Kuhin, E. 1989 a. Sulphur content of the epiphytic lichen Hypogymnia pliysodes as an indicator of atmosphe ric deposition in Finland. Medd. Nor. Inst. Skoglorsk. 42(1): 109-120. Kuhin, E. 1989b. Sormipaisukarvejä kälän, Hypogymnia pliysodes alku ainepitoisuudet Lapin ja Koillis-Suo men metsälautakuntien alueella 1986. Metsäntutkimuslaitoksen tie donantoja 347: 131-140. Kuhin, E. 1990. A survey of element concentrations in the epiphytic lichen Hypogymnia pliysodes in Finland in 1985—86. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer- Verlag, Berlin, s. 421-446. Kuhin, E. 1991. A survey of element consentrations in theepiphytic lichen Hypogymnia pliysodes in northern Finland in 1986. Geological Survey of Finland, Special Paper 9: 185— 194. Kuhin, E. & Issakainen, A.-L. 1991. Kas kasmet al lil as keu m a Pohj oi s maissa 1990. Ennakkotiedonanto Suomen tuloksista. Metsäntutkimus laitos, Muhoksen tutkimusasema. Moniste. 27 s. Laaksovirta, K, Olkkonen, H. & Ala kuijala, P. 1976. Observations on the lead content of lichen and bark adja cent to a highway in southern Fin land. Environmental Pollution 11: 247-255. Metsäntutkimuslaitos 115 Lötschert, W. & Köhm, H. -J. 1978. Characteristics of tree bark as an indicator in high immission areas. 11. Contents of heavy metals. Oecolo gia 37(1): 121-132. Nihlgärd, B. 1985. Survey of the hea vy-metal deposition in the Nordic countries 1985 - Guidelines. O'Hare, G.P. & Williams, P. 1975: Some effects of sulphur dioxide How on lichens. Lichenologist 15(1): 89- 93. Pilegaard, K., Rasmussen, L. & Gyde sen, H. 1979. Atmospheric backg round deposition of heavy metals in Denmark monitored by epiphytic cryptogams. Journal of Applied Eco logy 16:843-853. Poikolainen, J. 1992. Männyn kaarnan sähkönjohtokyky ja pH Itä-Eapin metsävaurioprojektin koealoilla. Jul kaisussa: Kauhanen, H. & Varmola, M. (toim.). Itä-Eapin metsävaurio projektin väliraportti. Metsäntutki muslaitoksen tiedonantoja 413:128— 135. Reinikainen, A. & Nousiainen, H. 1985. Biologien työohjeet VMI 8:n pysyviä koealoja varten. Metsäntut kimuslaitos. Moniste. 42 s. + liitteet. Riihling, Ä. & Tyler, G. 1968. An eco logical approach to the lead prob lem. Botanical Notes 121: 321-342. Riihling, Ä. 1970. Sorption and reten tion of heavy metals in the woodland moss Hylocomiwn splenilens (Hcdw.) Br et Sch. Oikos 21:92-97. Riihling, Ä. 1971. Regional difference in the deposition of heavy metals over Scandinavia. Journal of App lied Ecology 8: 497-507. Rtihling, Ä., Rasmussen, L. , Pilegaard, K., Mäkinen, A., Steinnes, E. 1987. Survey of atmospheric heavy metal deposition in the Nordic countries in 1985. Nord 1987:21. Riihling, Ą Brumelis, G., Goltsova, N., Kvietkus, K., Kubin, E., Liiv, S., Magnusson, S., Mäkinen, A., Pile gaard, K., Rasmussen, L., Sander, E., Steinnes, E. 1992. Atmospheric heavy metal deposition in northern Europe 1990. NORD 1992:12.41 s. Staxäng, B . 1969. Acidi licat ion of bark in some deciduous trees. Oikos 20: 223-230. Swieboda, M. & Kalemba, A. 1979. The bark of Scots pine (Pinus sil vestris E.) as a biological indicator of atmospheric air pollution. Acta Societatis Botanicorum Poloniae 48(4): 539-549. Takala, K. & Olkkonen, H. 1985. Ti tanium content of lichens in Finland. Annales Botanici Fennici 22: 299- 305. Takala, K., Olkkonen, H., Ikonen, J., Jääskeläinen, J. & Puumalainen, P. 1985. Total sulphur contents of epiphytic and terricolous lichens in Finland. Annales Botanici Fennici 22: 91-100. Valtakunnan metsien 8. inventointi. 1986. Pysyvien koealojen kenttätyön ohjeet 1985—86. 2. painos. Metsän tutkimuslaitos. Metsän arvioinnin tut kimusosasto, Metsäinventoinnintut kimussuunta. Westman, E. 1986. Eavars indikator värde vid studier av luftlöreningar och skogsskador. Statens Natur värdsverk Rapp. 3187:1-52. 116 Suomen metsien kunto Kuolan teollisuuspäästöjen vaikutus pohjoi seen metsäluontoon Eero Tikkanen Tausta Mielikuva Lapin luonnon puhtaudesta alkoi muuttua 1980-luvun loppupuo lella. Ensi vaiheessa Lapin vesi- ja ympäristöpiirin tekemät pitkäaikaiset vesistöjen tilan seurantatutkimukset osoittivat Pohjois-Suomen vesistöissä olevat happamoitumisen merkit (Kin nunen 1992). Vähän myöhemmin myös Metsäntutkimuslaitoksen tutkimuksis sa todettiin, että Lapin männyt olivat paikoin voimakkaasti harsuuntuneet (Jukola-Sulonen ym. 1987). Sen lisäk si alkukesällä 1987 männyissä ilmeni laajoilla alueilla neulasten kellastumis ta ja voimakasta neulaskatoa ja vuosi en 1987 ja 1988 taitteessa Sallan Na ruskalta löydettiin versosurman vauri oittamia männiköitä (Raitio ym. 1993, Tikkanen ja Raitio 1993). Huoli Lapin luonnon puhtaudesta ja metsien kun nosta kasvoi, kun tieto Kuolan alueen suurista saastepäästöistä ja niiden ai heuttamista ympäristötuhoista lopulta paljastui. Metsien elinvoimaisuutta selvitte levien tutkimusten tehostamiseksi pe rustettiin 5-vuotinen Itä-Lapin metsä vaurioprojekti toukokuussa 1989. Pro jektista suunniteltiin laaja yhteishan ke, jossa METLAn lisäksi ovat muka na Helsingin, Kuopion, Oulun ja Tu run yliopistot sekä Arktinen keskus, Geologian tutkimuskeskuksen Poh jois-Suomen aluetoimisto. Ilmatieteen laitos sekä Lapin vesi- ja ympäristö piiri. Hankkeeseen osallistuu noin 50 tutkijan lisäksi kenttä-ja laboratoriot yöt sekä atk-työt hallitsevaa avustavaa henkilökuntaa. Tätä monitieteellistä hanketta koordinoidaan Metsäntutki muslaitoksen Rovaniemen tutkimus asemalla, ja sen päärahoittaja on maa ja metsätalousministeriö. Projektin tut kimukset aloitettiin vuonna 1990, ja ne päättyvät vuoden 1994 lopussa. Tavoite ja toteutus Projektin päätavoitteena on selvittää Kuolan alueen saastepäästöjen vaiku tus Lapin metsiin. Sen ohessa tuote taan taustatietoa Lapin luonnosta ja siinä tapahtuvista muutoksista. Edel listen lisäksi tavoitteisiin kuuluu Ve näjän puoleisten vaurioalueiden pai kantaminen ja rajaaminen. Tutkimus tietoa tarvitaan saastepäästöjen rajoit tamista koskevaan päätöksentekoon. Tutkimuksen alkaessa Metsäntutki muslaitos perusti pysyviä näytealoja, joille maastossa tehtävät mittaukset ja laboratoriossa analysoitavien aineis tojen keruu on keskitetty. Ne sijaitse vat happamoitumiselle herkissä män tyvaltaisissa kangasmetsissä, puiden ikä on 80-200 vuotta ja maanpinta on tasainen tai itään päin viettävä. Näytealat sijaitsevat Kuolasta Ni kelin ja Montsegorskin kaupungeista lounaaseen, länteen jaluoteeseen suun tautuvilla linjoilla, jotka kulkevat La Metsäntutkimuslaitos 117 pin poikki (kuva 1). Näytealojen väli on itärajan tuntumassa 4 km ja muut tuu 8, 16 ja 32 km:iin, kun etäisyys päästölähteistä kasvaa. Näytealoja pe rustettiin myös Venäjän puolelle. Osa näytealoista on ns. intensiivialoja, joille on keskitetty muita näytealoja moni puolisempaa tutkimusta. Tutkimuslinjoilla on selvitetty il mansaasteiden vaikutusta metsäluon toon suhteessa päästölähteistä olevaan etäisyyteen. Tämän ns. gradienttitut kimuksen aineistona on käytetty pui den juuriaja sienijuurta, sieniä, puiden oksilla ja rungoilla sekä maassa kasva viajäkäliä, sammalta, neulasia, maata, vajovettä, sadevettä ja lunta sekä pui den kaarnaa, kariketta ja siemeniä. Muuta aineistoa ovat olleet puiden kasvututkimuksetjaharsuuntumismit taukset, ilman ja maan lämpötilamitta ukset sekä ilman laadun mittaukset ja satelliittikuvat, joita on käytetty vau rioalueiden paikantamiseen ja rajaa miseen. Tutkimuksissa on käytetty bio kemian, eläintieteen, geologian, kas viekologian, kasvifysiologian, limno logian, maamikrobiologian, meteoro logian sekä metsätieteiden ja ympäris tötieteiden tutkimusmenetelmiä. Kuva 1. Itä-Lapin metsävaurioprojektin tutkimuslinjat ja Kuolan saastepäästö jen vaikutusalueet. Kuva: Kari Mikkola. 118 Suomen metsien kunto Tuloksia Itä-Lapin metsävaurioprojektin väli tulosseminaari pidettiin helmikuussa 1992, ja seminaarin esitelmät julkais tiin väliraporttina (Kauhanen ja Var mola 1992). Aineistojen keruu maas tossa ja niiden analysointi laboratori ossa päätettiin keväällä 1994. Projek tin loppuraporttiseminaari pidettiin huhtikuussa 1994. Seminaariesitelmi en pohj alta tutkij at ovat laatineet artik keleita valmisteilla olevaan metsävau rioprojektinloppuraporttiin. Loppura portti julkistetaan kevättalvella 1995. Ilmanlaadun mittauksissa on selvin nyt Nikelin alueelta Inarin Lappiin tu levan saastekuormituksen voimakas jaksoittaisuus: tyypillisiä ovat pitkäh köt puhtaat kaudet ja lyhytaikaiset erit täin korkeat rikkidioksidi- ja hiukkas pitoisuudet. Heinäkuussa 1992 mitat tu korkein rikkidioksidin tuntikeskiar vo Sevettijärvelle vuonna 1991 perus tetulla DOAS-mittausasemalla ylitti 500 (ig/m 3 . Myös otsoniarvot olivat keväällä 1992 korkeita, 60-130 (ig/ m 3. Vuoden 1992 jälkeen Sevettijär vellä on mitattu kerran tai kaksi kertaa kuukaudessa Kuolan niemimaan me tallisulatoista saapuva muutamia tun teja kestävä saaste-episodi, jonka ai kana ilman rikkidioksidipitoisuus on kohonnut yli 100 |ig/m 3 :aan. Kuolasta saapuvien saaste-episodi en lyhyen keston ja harvalukuisuuden ansiosta ilman keskimääräiset rikki dioksidipitoisuudet jäävät lähes kaik kialla Lapissa välille 1-5 |Jg/m 3 , mikä on selvästi metsäekosysteemille kriit tiseksi arvioidun pitoisuuden alapuo lella. Keskimääräinen ilman rikkidiok sidipitoisuus on kriittisen korkea aino astaan Inarijärven koillispuolella, mis sä se on yli 10 3 . Lapille tunnus omainen ympärivuotinen lyhytaikai nen altistus ei kuitenkaan tule riittä västi esille vuosikeskiarvona määri tellyssä kriittisessä tasossa. Lapin saastekuormitukselle on omi naista myös rikkidioksidin kuivalas keuman suuri osuus. Viileä ilmasto, melko alhainen sademäärä ja suurelta osin lumena tuleva sade vaikuttavat siihen, että kuivalaskeuman osuudek si on Inarin Lapissa laskennallisesti arvioitu jopa yli 60 %. Lapin las keumassa on neutraloivia aineita vä hän, joten vuotuinen hapanlaskeuma yltää noin puoleen Etelä-Suomen las keumasta. Lapin maaperän happokuor mitus on suurimmillaan 15-20 mekv/ m 2 vuodessa, eli kuormitus on lähellä kriittistä tasoa. Rikkidioksidin lisäksi Kuolan saas tepäästöissä on runsaasti raskasmetal leja. Raskasmetallit tulevat hiukkasi na, jotka ovat happamia. Hiukkasten happamuus johtuu siitä, että rikkidi oksidista syntyvä rikkihappo ei am moniakin vähyyden vuoksi neutraloidu ilmakehässä. Sevettijärvelle kulkeu tuvissa hiukkasissa on erityisesti nik keliä, kuparia, kadmiumia, lyijyä, sink kiä ja vanadiinia. Männyn kaarnan ja sammalten analyysit osoittavat, että nikkeli- ja kuparilaskeumat ovat erit täin suuria Kuolan sulattojen ympäris tössä. Laskeumat pienenevät kuiten kin hyvin jyrkästi päästölähteistä pois päin ja ovat Suomen puolella jo lähellä tausta-arvoja. Männyn kaarnassa ja sammalissa havaitaan lievästi kohon neita kupari- ja nikkelipitoisuuksia 100-200 km etäisyydellä Kuolan pääs tölähteistä. Keväällä ja alkukesällä Lapissa mi tatut ilman korkeat otsonipitoisuudet eivät liity Kuolan saastepäästöihin. Otsonipitoisuudet ovat koko Suomes sa suuria keväällä, kun talven aikana ilmakehään kertyneet ilmansaasteet muodostavat kevätauringossa otsonia. Kesällä ilman otsonipitoisuus Lapissa laskee toisin kuin maan etelä-ja keski osissa, minne kaukokulkeutuman ja suomalaisten päästöjen vaikutus koh distuu raskaimmin. Metsäntutkimuslaitos 119 Kuolan rikkidioksidipäästöjen vai kutusalue ulottuu parinsadan kilomet rin etäisyydelle länteen päästölähteis tä. Noin puolet Keski-Lapin rikkilas keumasta on peräsin Kuolasta. Toinen puoli tulee pääosin Etelä-Suomen ja Keski-Euroopan päästölähteistä. La pin pitkäaikainen kuormitus voi las kea merkittävästi ja yhtäkkisesti Kuo lan sulattojen uusimisen jälkeen tai vähitellen Euroopassa paraikaa toteu tuvien päästörajoitusten mukana. Het kelliset pitoisuushuiput poistuvat kui tenkin vain Kuolan päästöihin puuttu malla. Kuolan metallisulattojen saastepääs töjen vaikutus ilmenee selvästi sulat tojen lähiympäristössä mm. kemialli sina ja biologisina muutoksina maape rässä, epifyyttijäkälien ja männyn neu lasten fysiologisissatoiminnoissa sekä solu- ja solukko vaurioina, neulasten alkuainekoostumuksessa ja niiden pak kaskestävyydessä, metsikkökarikkeen määrässä ja kemiallisessa koostumuk sessa sekä mäntyjen kasvussa. Vaiku tus on silmin nähtävissä noin 50 km päähän länteen sulatoista (kuva 1). Satelliittikuvilta tehdyn tulkinnan mukaan metsäkuolema-alueen pinta ala Montsegorskin ympäristössä on 40 000-50 000 ha. Eriasteisesti vaurioi tunutta metsää on kuitenkin huomatta vasti laajemmalla alueella. Tuhoalu een muotoon vaikuttaa lähinnä topo grafia ja vallitsevat tuulen suunnat, jotka ovat etelä ja pohjoinen. Saastei den kulkeutumista länteen päin rajoit tavat kaupungin länsipuolella kohoa vat Montsetunturit. Eriaikaisten satel liittikuvien tarkastelu on paljastanut, että tuhoalue on kasinkertaistunut vuo sien 1978 ja 1989 välillä. Tuhoutumis ta on erityisesti kiihdyttänyt 1970-lu vun alussa Kuolassa käyttöön otettu Norilskista tuotu runsaasti rikkiä sisäl tävä nikkelimalmi. Itä-Lapin metsävaurioprojektin tut kimusten mukaan Suomen Lappi kuu luu Kuolan saastepäästöjen vaikutus piiriin. Selvimmin vaikutus ilmenee Sallan pohjoisosista Inarin Lapin län siosiin Angeliin kulkevan linjan itä- ja koillispuolella (kuva 1). Vaikutukset Suomen puolella eivät kuitenkaan ole silmin näkyviä, vaan ne ilmenevät metsäekosysteemin herkimmissä osis sa kaikkein herkimpiä tutkimusmene telmiä käytettäessä. Yhteyttä Kuolan saastepäästöjen ja Suomen Lapissa metsävaurioprojektin alkaessa nähty jen puustovaurioiden välillä ei siten ole tutkimuksissa todettu. Kuolan saastepäästöjen vaikutus maaperään Suomen Lapissa ilmenee Inarin Lapin itäosissa lähellä Nikelin teollisuuskeskusta. Muutokset johtu vat todennäköisesti raskasmetallilas keumasta, vaikkakin happamoitumi nen voi olla osasyynä. Rikin otto on selvästi lisääntynyt tämän alueen män tymetsissä. Humuksen rikkipitoisuus suurimmassa osassa Montsegorskista länteen olevalla alueella Venäjällä on samalla alhaisella tasolla kuin Keski- Lapissa. Lisäksi siinä näkyy Etelä- Lapista Pohjois-Lappiin laskeva gra dientti, mikä viittaa siihen, että hu muksen rikki on peräisin pääosin ete lästä. Jäkälien tunnettu herkkyys ilman saasteille vaikutti jäkälätutkimusten aloittamiseen Itä-Lapin metsävaurio projektissa. Jäkäläkartoituksen mu kaan Kuolan rikkipäästöt ovat jonkin verran vaikuttaneet lajistoon itärajan tuntumassa, lähinnä Inarin Lapissa ja Sallassa. Lajiston avulla voidaan myös arvioida ilman keskimääräistä rikki dioksidipitoisuutta niillä alueilla, min ne Tuovisen ym. (1993) laatima Kuo lan rikkidioksidipäästöjen leviämistä ja rikkidioksidin keskimääräistä pitoi suutta ilmassa kuvaava malli ei ulotu. Jäkälien herkkyys ilmansaasteilleja niiden merkitys bioindikaattoreina tu lee erityisen selvästi esille epifyyttijä kälien fysiologisissa ja hienorakenne 120 Suomen metsien kunto tutkimuksissa. Jäkälien kalvonvuoto testit osoittavat Kuolan saasteiden vai kutusten ulottuvan Suomen puolella Sallan pohjoisosiin ja Inarin Lappiin. Samalla alueella havaitaan myös muu toksia jäkäläsolujen hienorakentees sa. Suomen puoleisten päästölähtei den, Kemijärven ja Kemi-Tornion alu een, vaikutukset tulevat myös esille epifyyttijäkälien tutkimuksissa. Jäkälien tapaan männyn neulasten hienorakenne- ja pintarakennetutki mukset osoittavat Kuolan saasteista johtuvia muutoksia: vahojen kulunei suudesta johtuva neulaspinnan kastu vuus on lisääntynyt Suomen puolelle saakka ja neulasten hienorakenteessa havaitaan erityisesti Inarin Lapissa mm. happamalle sateelle tai pakkasel le ominaisia oireita. Kaarnan ja sammalten tapaan myös männyn neulasten kemialliset analyy sit osoittavat Kuolan saastepäästöjen leviävän Suomen puolelle. Neulasten rikkipitoisuus on kuitenkin vain lie västi kohonnut lähinnä Inarin Lapin itäosissa, eikä niiden kupari-ja nikke lipitoisuuskaan ole juuri noussut. Epä puhtauksista mm. rikki ja kupari ovat kasveille välttämättömiä ravinteita, joten lievästi kohonneilla pitoisuuk silla ei liene puille haitallista vaikutus ta. Kuolan saastepäästöjen ei metsä vaurioprojektin tutkimuksissa ole to dettu aiheuttaneen surmakkasienestä johtuvaa versosurmaa Kuolassaj a Suo men Lapissa. Sallasta 1980-luvun lo pulla löydetyt esiintymät ovat tutki muksissa osoittautuneet melko pieni alaisiksi ja jopa kymmeniä vuosia van hoiksi. Esiintymien puhkeamisella to dettiin yhteys luontaisiin ympäristöte kijöihin, kuten maaston korkeuteen merenpinnasta ja alueiden lämpösum maan sekä metsiköiden tiheyteen. Kir vojen tiedetään purennallaan edistä vän surmakkasienen leviämistä, ja il mansaasteet puolestaan parantavat kir vojen elinoloja. Tämän tutkimuksen mukaan kirvoilla ja sen kautta ilman saasteilla ei Lapissa liene merkittävää vaikutusta versosurman esiintymiseen, sillä Lapissa vallitsevat sääolot eivät suosi kirvoja. Suuret saastepäästöt Kuolan metal lisulattojen ympäristössä kasvuoloil taan ankarilla alueilla lähellä pohjoista metsänrajaa ovat aiheuttaneet laajoja metsäkuolemia. Mäntyjen kasvu on heikentynyt alueella, joka ulottuu Montsegorskista 40-50 km länteen päin. Siitä valtakunnanrajalle ulottu valla yli 50 km leveällä vyöhykkeellä ei mäntyjen kasvussa enää todeta il mansaasteista johtuvaa taantumaa. Vuosikymmenten kuluessa toistunut ajoittainen taantuma on johtunut il mastollisista syistä. Sen sijaan lähem pänä päästölähteitä olevassa Inarin Lapissa saasteista johtuva mäntyjen kas vun heikent ymi nen ulottuu huomat tavasti lähemmäksi Suomen rajaa kuin Itä-Lapissa. Luontainenkin kasvun vaihtelu on Pohjois-Lapissa lähinnä ilmastollisista syistä huomattavasti suurempaa kuin Itä-Lapissa. Puut ovat sopetuneet hyvin kestä mään ankaran talvi-ilmaston sressejä. Ilmansaasteitalisääväihmisen toiminta voi kuormituksen kasvaessa ja sen kestäessä pitkään heikentää mm. neu lasten pakkaskestävyyttä. Metsävau rioprojektin tutkimusten mukaan Kuo lan saastepäästöt ovat heikentäneet männyn neulasten pakkaskestävyyttä puiden kasvun tapaan 40-50 km :n pää hän päästölähteistä. Neulasten hieno rakennetutkimukset ovat lisäksi osoit taneet pakkasen ja ilman epäpuhtauk sien yhdysvaikutuksia Suomenkin puo lella Inarin Lapissa. Projektin päättäminen Itä-Lapin metsävaurioprojektin tutki mukset ovat antaneet lyhyessä ajassa Metsäntutkimuslaitos 121 paljon uutta tietoa Lapin herkkien mäntymetsien ekologiasta ja fysiolo giasta ja ilman saasteiden vaikutuksis ta niihin. Projektin tulosten pohjalta tehtävissä loppupäätelmissä saadaan vastaus tutkimuksen päätavoitteena olleeseen kysymykseen Kuolan saas tepäästöjen vaikutuksesta Lapin met siin. Lisäksi mm. kysymykseen luon taisten stressien ja ilman epäpuhtauk sien välisestä suhteesta vaurioiden syn nyssä voidaan antaa nykyistä selke ämmät vastaukset. Kuolan saastepäästöihin liittyvien ympäristöongelmien ja niiden tutki misen ansiosta Lappiin on saatu Suo men tihein taustailman laatua mittaava asemaverkko. Itä-Lapin metsävaurio projekti on myös saanut eri tutkimus laitoksista olevat suomalaiset ympä ri stöntutkij at keskenään tiiviiseen yh teistyöhön: tieteellisesti kiinnostava tutkimusaihe sekä yhteiskunnan kan nalta merkittävä ympäristöongelma on ollut haastava. Suomalaisten tutkijoi den yhteistyön lisäksi projektin ansi osta on aloitettu tutkimusyhteistyö Kuolassa olevien venäläisten ympä ristöntutkijoiden kanssa. Projektissa on tutkijoita Kuolan tiedekeskuksesta, Lapin luonnonpuistosta ja Arkangelin metsäntutkimuslaitokselta. Tutkimuk sen aikana suomalaisten tutkijoiden yhteydet ovat lisääntyneet myös kalot tialueella työskentelevien norjalaisten ja ruotsalaisten ympäristöntutkijoiden kanssa. Suomenkielisen loppuraportin val mistuttua Itä-Lapin metsävauriopro jektin tutkijat jatkavat tieteellisten ar tikkelien kirjoittamista kansainvälisiin ympäristö- ja metsäalan julkaisusar joihin. Artikkeleihin perustuva yhteen veto tuloksista julkaistaan englannin kielisenä loppuraporttina vuonna 1996. Kirjallisuus Jukola-Sulonen, E-L., Mikkola, K., Nevalainen, S. & Yli-Kojola, H. 1987. Havupuiden elinvoimaisuus Suomessa vuosina 1985-1986. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 256. 92 s. Kauhanen, H. & Varmola, M. (toim.). 1992. Itä-Lapin metsävaurioprojek tin väliraportti. The Lapland forest damage project. Interim report. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 413. 269 s. Kinnunen, K. 1992. Acidification of the waters in northern Fennoscandia and the Kola Peninsula. Julkaisussa: Tikkanen, E., Varmola, M. & Kater maa, T. (toim.). Symposium on the state of the environment and envi ronmental monitoring in northern Fennoscandia and the Kola Peninsu la. 6-8 October 1992, Rovaniemi, Finland. Extended Abstracts. Arctic Centre Publications 4: 123-132. Raitio, H., Tikkanen, E. & Nöjd. P. 1993. Sallan puustovauriot. Julkai sussa: Hyvärinen, A., Jukola-Sulo nen, E-L., Mikkelä, H. & Nieminen, T. (toim.). Metsäluontoja ilmansaas teet. Metsäntutkimuslaitoksen tie donantoja 446: 162-166. Tikkanen, E. & Raitio, H. 1993. Poh jois-Suomen neulaskato kesällä 1987. Julkaisussa: Hyvärinen, A.Ju kola-Sulonen, E-L., Mikkelä, H. & Nieminen, T. (toim.). Metsäluonto ja ilmansaasteet. Metsäntutkimuslai toksen tiedonantoja 446: 159-162. Tuovinen, J-P, Laurila, T., Lättilä, H., Rjaboshapko, A., Brukhanov, P. & Korolev, S. 1993. Impact of the sulphur dioxide sources in the Kola Peninsula on air quality in northern most Europe. Atmospheric Environ ment 27A: 1379-1395. 122 Suomen metsien kunto Satakunnan happamoitumiselle herkkien män niköiden terveydentila ja siihen vaikuttavat tekijät Hannu Raitio, Ilkka Jussila, Raimo Kartastenpää, Martti Lindgren, Jarmo Poikolainen ja Maija Salemaa Tausta ja tavoitteet Satakunnan karut jäkälä- ja kanerva tyypin männiköt keskittyvät Hämeen ja Pohjankankaalle, Säkylänharjulle sekä Porin-Harjavallan alueelle. Näil lä alueilla on havaittu etenkin taimik kovaiheessa eriasteisia tuhoja (Raitio 1993 a), joiden syistä on erilaisia käsi tyksiä. Raition (1990) mukaan jäkälä ja kanervatyypin mäntytaimikoissa tie tyssäikävaiheessa esiintyvät tuhot ovat usean stressitekijän - maaperän happa muus ja karuus, kuivuus, pakkanen, tuhohyönteiset, ilman epäpuhtaudet - yhdysvaikutus, joka ilmenee puiden ravinnetalouden häiriöinä. On oletet tu, että ilman epäpuhtauksien vaiku tukset näillä alueilla heijastuisivat vä lillisesti taimikkovaiheessa sekä pak kasvaurioiden että punalatikkatuhojen yleistymisenä, koska männiköt kärsi vät paikoin jo luontaisesti metsämaan happamuudesta ja siihen liittyvistä ra vinnetalouden häiriöistä (Raitio 1990). Vanhemmalla iällä jäkälä-ja kanerva tyypin männiköissä esiintyy aika ajoin pistiäistuhoja. Länsi-Suomen metsien terveyden tilaa on järjestelmällisesti seurattu mm. Metsäntu tki musl ai toksen toi mest a vai - takunnan metsien inventoinneissa (VMI) sekä ILME-projektissa (Juko la-Sulonen ym. 1990). Lisäksi Turun yliopiston Satakunnan ympäristöntut kimuskeskus on seurannut Porin-Har javallan alueen ilman laatuaja metsien terveydentilaa bioindikaattorien avul la (Jussila ja Jormalainen 1991, Jussila ym. 1991, Jussila ja Ojanen 1993, Jus sila 1994). Tästä huolimatta edellä mainittujen happamoitumiselle herk kien alueiden yksityiskohtainen seu ranta, samoin kuin havaittujen tuhojen tarkempi kuvaus ja syiden tutkiminen on jäänyt puutteelliseksi. Mainittuja alueita kuormittavat Suo men oloissa huomattavat paikalliset rikki-, typpi- ja raskasmetallipäästöt. Lisäksi Meri-Porissa on aloittanut toi mintansa kivihiilivoimala, jonka pääs töt leviävät Pohjois-SatakunnanjaEte lä-Pohjanmaan alueelle. Tästä syystä Turun ja Porin lääninhallituksen aloit teesta perustettiin vuonna 1992 tutki musprojekti, jonka tavoitteena on kar toittaa Satakunnan happamoitumisel le herkkien mäntymetsien terveyden tila sekä tutkia siihen vaikuttavia teki jöitä. Tutkimushankkeessa analysoidaan samapaikkaisesti metsien kasvua ja vallitsevia ympäristöoloja sekä eri te kijöiden keskinäisiä vuorosuhteita 123 Metsäntutkimuslaitos mahdollisimman monipuolisesti. Tätä varten on tehty päästöselvityksiä, mi tattu laskeumaa, ilman laatua, puuston kasvua ja terveydentilaa kuvaavia tun nuksia sekä maaperän fysikaalis-ke miallisia ominaisuuksia 28:ssa jäkälä ja kanervatyypin metsikössä. Metsi köt jakautuvat likimain tasan kolmeen ikäluokkaan 60-80, 80-100 ja 100- 120 vuotta. Näytealoista sijaitsee Hä meenkankaalla 12, Pohjankankaalla 7, Säkylänharjulla 5 ja loput 4 kpl Harja vallan alueella. Ilman laatu ja laskeuma Sata kunnassa Rikkidioksidinja typen oksidien pitoi suudet kuukausikeskiarvoina Hämeen kankaalla on esitetty kuvassa 1. Vuo denaikaisvaihtelu ilmeni selvimmin rikkidioksidipitoisuuksissa, myös typ pidioksidin suurimmat kuukausikes kiarvot mitattiin talviaikaan. Rikkidi oksidin vuosikeskiarvo (heinäkuu 1992-kesäkuu 1993) oli 1,6 (ig/m 3 ja typpidioksidin 3,2 |ig/m 3 . Typpioksi din osuus typen oksideissa oli kuukau sittain yleensä alle 10 %. Otsonin päivätuntien keskiarvopi toisuus vuoden ajanjaksolta on esitetty kuvassa 2. Otsonin vertailuarvona voi daan pitää UNE-EC:n vuonna 1988 pidetyn asiantuntijakokouksen pohjalta antamia kriittisiä pitoisuuksia, joista seitsemän päivätunnin keskiarvo on 50 ng/m 3 (UNE-EC 1988). Kuvasta 2 ilmenee, että otsonipitoisuudet Hä meenkankaalla yleensä ylittivät sel västi em. arvon kuten useimmilla muil lakin tausta-alueiden mittausasemilla. Satakunnan alueella mitattiin las keumaa Hämeen- ja Pohjankankaalla, Säkylänharjun Virttaankankaalla sekä Ahlaisissa. Taulukosta 1 ilmenee tar kasteluvuoden (heinäkuu 1992-kesä kuu 1993) laskeuma eri mittausase milla. Sademäärät laskettiin rinnak kaisnäytteiden suurimmasta näytees tä, muut tulokset ovat rinnakkaisnäyt teiden keskiarvoja. Mitattuja vuosilaskeumia verrattiin Ilmatieteen laitoksen jatkuvan seuran nan tausta-asemilta saatuihin tuloksiin (kuva 3). Vastaavat sademäärät on esi tetty kuvassa 4. Tutkimusalueen sulfaattilaskeuma (S0 4 -S) oli tarkasteluvuonna hieman yli 400 mg S/m 2 . Arvot olivat selvästi korkeampia kuin Itä- ja Pohjois-Suo messa. Kuitenkin Virolahdella, johon vaikuttavat lähialuepäästöt (Venäjä ja Viro), vastaavan ajan sulfaattilaskeuma oli 570 mg S/m 2 . Utössä, johon kul keutuu erityisesti Keski-Euroopan rik Taulukko 1. Sadenäytteistä laskettu vuosilaskeuma Satakunnan mittausase milla ajalla heinäkuu 1992-kesäkuu 1993. Tunnus Ahlainen 1 Iämeenkangas Pohjankangas Säkylänhaiju Sademäärä mm 594 673 735 556 H* (imol/m 2 21 691 22 643 22 969 20 403 Cl mg/m 2 313 212 235 251 no 3 -n mg/m 2 225 213 227 209 so 4 -s mg/m 2 431 436 426 411 Mg 2 * mg/m 2 42 24 25 24 Ca2+ mg/m 2 115 77 72 79 nh 4 -n mg/m 2 156 201 196 198 Na + mg/m 2 206 144 153 160 K + mg/m 2 71 29 33 28 124 Suomen metsien kunto Kuva 1. Rikkidioksidin (S0 2), typpidioksidin (N0 2) ja typpimonoksidin (NO) tuntipitoisuuksien kuukausikeskiarvot Hämeenkankaalla. kipäästöjä, sulfaattilaskeuma oli puo lestaan 490 mg S/m 2 /v. Nitraattityppilaskeuma (N0 3 -N) oli tutkimusalueella hieman yli 200 mg N/m 2 /v. ja ammoniumtyppilaskeuma (NH 4 -N) hieman alle 200 mg N/m 2 /v., jotka olivat tasoltaan korkeampia kuin Itä- ja Pohjois-Suomessa mitatut ar vot. Virolahdella nitraattityppilas keuma oli 260 ja ammoniumtyppilas keuma 380 mg N/m 2/v. Utössä vastaa vastaavat lukemat olivat 290 ja 240 mg N/m 2/v. Männiköiden elinvoimaisuus Neulasmassan määrä ja sen vaihtelu ilmentävät havupuiden kuntoa ja kas vuedellytyksiä. Laajojen metsäaluei den elinvoimaisuuden kartoituksissa tärkeimmät kuntotunnukset ovat neu laskato eli harsuuntuminen ja värivi kaisten neulasten runsaus (Hanisch ja Kilz 1990). Suomessa näiden lisäksi seurataan neulasvuosikertojen määriä, käpysatoajaerilaisiatautejasekähyön teistuhoja (Lindgren ja Salemaa 1993). Kuva 2. Otsonin seitsemän tunnin keskiarvopitoisuudet (klo 10-17) Hämeen kankaalla. Metsäntutkimuslaitos 125 Myös neulasten pinnalla kasvava vi herlevä on osoittautunut herkäksi ym päristömuutoksien bioindikaattoriksi (Görasson 1988). Satakunnan näytealoilla kasvavien mäntyjen elinvoimaisuutta tutkittiin neljällä eri alueella (Hämeen- ja Poh jankangas, Säkylänharju ja Harjaval ta). Vuonna 1993 näytealoja oli 27, joilla kasvoi 396 mäntyä. Elinvoima tuloksia verrattiin metsien vuotuiseen valtakunnalliseen elinvoimakartoituk seen (Lindgren ja Salemaa 1993), jos ta valittiin saman ikäisiä eteläsuoma laisia männiköitä. Vertailuaineistoon jouduttiin ottamaan mukaan myös kui vahkojen kankaiden metsiköitä, jotta voitiin varmistaa riittävä otoskoko kussakin ikäluokassa. Tuuheimmat männyt kasvoivat Hä meenkankaalla, jossa yli 20 % har suuntuneiden puiden osuus oli vain 2 %, kun Etelä-Suomen vertailuaineis tossa vastaava osuus oli 11 %. Har suuntuneita mäntyjä oli muilla Sata kunnan tutkimusalueilla enemmän kuin Hämeenkankaallatai vertailualu eella. Pohjankankaan a harsuuntuneita puita oli 12 %, Säkylänharjulla 17 %ja Harjavallan alueella 18 % (kuva 5). Samoin kuin Merenkurkun kuusikois sa myös Satakunnan ja Etelä-Suomen männiköissä harsuuntuneiden puiden osuus oli suurempi vanhemmissa (yli 80 vuotta) kuin nuoremmissa männi köissä. Vuonna 1993 esiintyi vakavia neu lasten väri vikoja vähän. Sellaisten pui den osuus, joilla värivikaisia neulasia oli yli 10 % neulasmassasta havaittiin sekä tutkimus- että vertailualueella alle 1 %. Vertailuaineistossa oli jonkin as teisia väri vikoja (värivikaisten neulas ten osuus 1-10%) 22 %:lla puista, kun vastaava osuus Satakunnan alueella oli 5%. Tutkimusalueella värivikaisia Kuva 3. Vuosilaskeumat Satakunnan mittausasemilla (heinäkuu 1992-kesäkuu 1993) verrattuna vastaaviin laskeumiin Ilmatieteen laitoksen jatkuvan seuran nan tausta-asemilla. 126 Suomen metsien kunto Kuva 4. Sademäärä (heinäkuu 1992-kesäkuu 1993) Satakunnan mittausasemil la ja Ilmatieteen laitoksen jatkuvan seurannan tausta-asemilla. puita oli eniten Pohjankankaalla, jossa värioireita esiintyi noin 11 %:lla män nyistä. Muualla tutkimusalueella oi reellisten puiden osuudet vaihtelivat 1-3 %. Männiköiden ravinnetila Neljästä tutkimusalueesta neulasana lyysien perusteella selvimmin erottui Pohjankangas (kuva 6), jolla neulas Kuva 5. Männyn harsuuntumisjakauma Hämeen- (Hä) ja Pohjankankaalla (Po), Säkylänharjulia (Sä), Harjavallan alueella (Ha) sekä Etelä-Suomessa (ES) vuonna 1993. Pylvään yläpuolella on ilmoitettu harsuuntumisen keskiarvo sekä havaintopuiden lukumäärä. Metsäntutkimuslaitos 127 Kuva 6. Nuorimpien neuleisten keskimääräiset alkuainepitoisuudet Hämeen (Hä) ja Pohjankankaan (Po), Säkylänliarjun (Sä) ja Harjavallan (Ha) näyte aloilla vuonna 1992 sekä keskimäärin Suomessa (Su) vuosina 1987-1989. ten typpipitoisuudet olivat keskimää rin kirjallisuudessa mainittun puutos rajan alapuolella (ks. Jukka 1988). Li säksi neulasten fosfori-, kalsium-, rau ta- ja rikkipitoisuudet olivat tilastolli sesti merkitsevästi pienempiä Pohjan kankaalla kuin kuin muilla alueilla. Hämeenkankaalla neulasten kalsium ja rautapitoisuudet olivat huomatta vasti alhaisemmat kuin Säkylänhar 128 Suomen metsien kunto julla. Harjavallan näytealoilla puoles taan kuparipitoisuudet olivat selvästi korkeampia kuin muilla alueilla (kuva 6). Hämeenkankaalla on aiemmissa kin tutkimuksissa todettu hyvin alhai sianeulastenkalsiumpitoisuuksia(Rai- tio 1993 b), samoin kuin Harjavallan alueella korkeita neulasten raskasme tallipitoisuuksia (Heliövaara ja Väisä nen 1989). Männiköiden iällä ei todet tu vaikutusta neulasten ravinnepitoi suuksiin. Kuvassa 6 on esitetty eri tut kimusalueilla männyn nuorimpien neu lasten keskimääräiset ravinnepitoisuu det vuonna 1992 verrattuna koko Suo mesta vuosina 1987-1989 kerättyyn aineistoon (Raitio 1994). Koko Suo mesta kerätty aineisto edustaa hieman viljavampia männiköitä kuin tässä tut kimuksessa olevat metsiköt. Kuvasta ilmenee, että kaikilla tutkimusalueilla etenkin neulasten fosfori-, kalium-. magnesium-, rikki- ja mangaanipitoi suudet olivat alempia kuin vertailuai neistossa. Samoin Hämeen-ja Pohjan kankaalla neulasten kalsiumpitoisuu det olivat vertailuarvoa huomattavasti pienempiä. Sen sijaan neulasten boo ripitoisuudet olivat kaikilla tutkimus alueilla vertailuarvoa korkeampia, etenkin Hämeenkankaalla. Männyn kaarnan rikki-ja ras kasmetallipitoisuudet Männyn kaarna kerää ilman epäpuh tauksia suoraan ilmasta ja runkoa pit kin valuvasta sadevedestä. Puiden kaar naa on käytetty ennen kaikkea ilman rikkidioksidipitoisuuksien ilmentäjä nä, sillä kaarnan pH:n, sähkönjohto kyvyn ja rikkipitoisuuden on todettu korreloivan hyvin ilman rikkidioksi Kuva 7„ Rikin ja raskasmetallien keskimääräiset pitoisuudet männyn kaarnassa Hämeenkankaan (Hä), Pohjankankaan (Po), Säkylänharjun (Sä) ja Harjaval lan (Ha) näytealoilla verrattuna keskimääräisiin pitoisuuksiin koko Suomessa (Su) vuosina 1985-1986. Metsä n tutki m us la itos 129 dipitoisuuksien kanssa (mm. Staxäng 1969, Härtel ja Grill 1972,Kienzl 1978, Poikolainen 1992). Kaarna sopii hy vin myös teollisuudesta ja liikenteestä peräisin olevien raskasmetallilas keumien kartoituksiin (mm. Lötschert ja Köhm 1978, Kling ym. 1985). Satakunnan jäkälä- ja kanervatyy pin mäntykankailla kaarnan rikkipi toisuus oli suhteellisen matala, jos sitä verrataan männyn kaarnan keskimää räiseen rikkipitoisuuteen koko Suo men alueelta kerätyssä aineistossa (kuva 7). Valtakunnallinen tulos pe rustuu VMI:n pysyviltä näytealoilta vuosina 1985-86 kerättyyn toistaisek si julkaisemattomaan aineistoon. Kaar nan johtokykyarvot olivat alhaisia (72- 137 (iS/cm), eivätkä kaarnan pH-ar votkaan olleet mitenkään poikkeuk sellisia (pH 3,47-3,87). Kaarnan rik kipitoisuus ja johtokyky olivat yllättä vän alhaisia, vaikka Satakunnan alu eelta on paikoin mitattu sadevesistä suhteellisen korkeita sullaattirikin vuo silaskeumia (Järvinen ja Vänni 1994). Harjavallan ja Säkylänharjun näyte aloilla kaarnan rikkipitoisuus oli hie man korkeampi kuin Hämeen-ja Poh jankankaalla. Näillä alueilla kaarnan rikkipitoisuudet vaihtelivat saman suuntaisesti sulfaattilaskeuman kans sa (Kartastenpää 1993). Päästöjen vähennyksistä huolimat ta Satakunnan alueelle tulee paikalli sista teollisuuslaitoksista raskasmetal lilaskeumaa. Suurimmat raskasmetal lipäästöt aiheuttavat Outokumpu Oy: n Harjavallan tehtaat, mistä pääsee il maan mm. kuparia, nikkeliä, lyijyä ja kadmiumia. Satakunnassa on lisäksi useita pienempiä päästölähteitä, joi den ympäristöön leviää mm. kuparia, titaania, nikkeliä, vanadiinia ja selee niä. Nämä päästöt näkyivät männyn kaarnassa kohonneina raskasmetalli pitoisuuksina. Kaikkien tutkittujen ras kasmetallien pitoisuudet olivat Sata kunnan näytealoilla korkeammat kuin keskimäärin koko maassa. Kuparin keskimääräinen pitoisuus (18 mg/kg) oli noin viisinkertainen, nikkelin pi toisuus (3,9 mg/kg) 3,5-kertainen ja mui den tutki ttuj en raskasmetall ien (Zn, V, Pb, Cd, Fe, Cr, Ti) pitoisuudet 1-2- kertaiset koko maan keskimääräisiin pitoisuuksiin verrattuna. Kupari- ja nikkelipitoisuudet olivat erityisen korkeita Harjavallan näyte aloilla. Täällä kaarnan kuparipitoisuus oli korkein, yli 200 mg/kg. Tulokset olivat yhdenmukaiset aikaisempien sammalista mitattujen pitoisuuksien kanssa (Jussila ja Jormalainen 1991, Riihling ym. 1992) Männyn kaarnan avulla saadut tulokset osoittivat lisäk si, että raskasmetallilaskeuma on Sä kylänharjulla sekä Hämeen- ja Poh jankankaalla kohtalaisen korkea vielä suhteellisen kaukana Harjavallasta. Maaperän kationinvaihtoka pasiteetti, happamuus ja ras kasmetallipitoisuudet Sadevettä hyvin läpäisevä lajittunut harjuaines on todettu herkäksi happa moittavan kuormituksen vaikutuksil le. Tällainen karkea kivennäismaa on usein niukkaravinteista toisaalta mi neraalien laadusta j a toisaalta hienoim pien maalajitteiden vähyydestä johtu en(Järvinenym. 1993, Sepponen 1982, Raitio 1993 b). Siten sen puskurikapa siteetti on alhainen, eli happamoitta van laskeuman neutraloitumiskyky on heikko (Tamminen ja Mälkönen 1986). Satakunnassa karuja harjukankaita on laajalti Harjavallassa, Säkylänhar julla sekä Hämeen- ja Pohjankankaal la (Anon. 1990, Mäkinen 1993). Myös kuormitus näillä alueilla on suhteelli sen voimakasta etenkin Harjavallassa, jossa teollisuuden päästöt alkoivat jo 1920-luvulla ja rikkipäästöt olivat 1940-luvulta 1970-luvulle 20 000- 30 000 t/v. 1980-luvulla rikkipäästöt 130 Suomen metsien kunto Kuva 8. Humuskerroksen ja kivennäismaan pH tutkimusalueittain. P = Porin, Ha = Harjavallan, Sä = Säkylänharjun, Hä = Häme etikankaan sekä Po - Pohjankankaan näytealat. olivat 10 OOOtluokkaajalaskivat 1990- luvulla 5 000 t tasolle (Kuokkanen 1993). Lisäksi aluetta ovat kuormitta neet vuosittain suuret raskasmetalli päästöt. Säkylänharju sekä Hämeen ja Pohjankankaan alueet ovat vähem män kuormitettuja, mutta näidenkin kuormitustasossa on eroja riippuen alu een sijainnista ja vuotuisista sademää ristä (Kartastenpää 1993). Maaperän ominaisuuksia tutkittiin 28 metsikössä. Maa-ainekseltaan tut kimusalueet ovat keskenään vertailu kelpoisia, tosin alueiden sisällä vilja vuudessa on huomattavaa vaihtelua. Lisäksi kaksi näytealaa perustettiin Porin ympäristöön harjujaksoille, jot ka huomattavasti viljavampina poik keavat muista alueista. Happamoitumisen tarkastelua var ten kaikista tutkimusmetsiköistä otet tiin vuonna 1992 maanäytteet humus kerroksesta ja kolmesta kivennäismaa kerroksesta (0-5, 5-20 ja 20-40 cm) sekä horisonteittain viidestä eri ker roksesta (Of, E, Bsl, Bs2 ja BC). Li säksi kerättiin määrätilavuiset näyt teet sekä kivennäismaasta että humus kerroksesta. Näytteistä määritettiin kokonaispitoisuuksien lisäksi liukoi sessa muodossa olevien alkuaineiden pitoisuudet, joista laskettiin ns. efek tiivinen (BaCl 2 -uutto) ja potentiaali nen (NH 4 -asetaattiuutto, pH 7) katio ninvaihtokapasiteettijaemäskyllästys- aste (Ilvesniemi 1991). Näytteistä mi tattiin lisäksi pH vesilietteestä sekä tuoreesta että kuivasta näytteestä. Vaih tohappamuus määritettiin titraamalla. Maa-analyysien tulokset osoittau tuivat vaikeiksi tulkita, koska maaperä happamoituu myös luontaisesti, eikä sitä voida erottaa ilman epäpuhtauksi en aiheuttamasta happamoitumisesta. Kuvassa 8 on esitetty humus-ja kiven näismaakerrosten happamuus (pH arvo) tutkimusalueittain. Harjavallan näy tealoilla ki vennäismaakerrosten pH oli alhaisempi kuin muilla tutkimualu eilla. Sen sijaan humuskerroksen pH arvoissa ei ilmennyt eroja tutkimus alueiden välillä (kuva 8). Potentiaali nen (NH4-asetaattiuutto, pH 7) katio ninvaihtokapasiteetti oli Harjavallan Metsäntutkimuslaitos 131 näytealoilla humuskerroksessa ja ki vennäismaan pintaosissa (0-5 cm) pie nempi kuin muilla alueilla (kuva 9). Efektiivisessä (BaCl 2 -uutto) kationin vaihtokapasiteetissajaemäskyllästys- asteessa tutkimusalueiden väliset erot eivät olleet selviä (kuva 10). Humuskerroksen kupari-, nikkeli-, sinkki- ja kadmiumpitoisuudet olivat Harjavallan näytealoilla korkeampia kuin muilla tutkimusalueilla (kuva 11). Samoin kivennäismaan pintaosissa (0- 5 cm) kuparia oli Harjavallan näyte aloilla enemmän kuin muualla. Sen sijaan muissa kivennäismaakerroksis sa ei ilmennyt raskasmellipitoisuuksi en suhteen eroja eri tutkimusalueiden välillä. Humuskerroksen kromi-, lyi jy- ja natriumpitoisuudet olivat puo lestaan varsin korkeita Porin näyte aloilla (kuva 12). Fritze ym. (1989) ovat raportoineet myös humuskerroksen kohonneista kupari-, nikkeli-ja kadmiumpitoisuuk sista Harjavallassa. Sinkkiä lukuunot tamatta myös liukoisessa muodossa olevat raskasmetallien pitoisuudet hu muskerroksessa ovat olleet korkeita (Fritze ym. 1989). Ruotsissa ja Puo lassa tehdyissä kokeissa kuparin, lyi jyn, raudan, sinkin ja kadmiumin ei havaittu huuhtoutuneen humushappo jen vaikutuksesta karikkeen hajotes sakaan (Laskowski ja Berg 1993). Yhteenveto Satakunnan aluetta kuormittavat huo mattavat paikalliset rikki-, typpi- ja raskasmetallipäästöt. Lisäksi Meri- Porissa on aloittanut toimintansa kivi hiilivoimala, jonka päästöt leviävät Pohjois-Satakuntaan ja Etelä-Pohjan malle. Tutkimusalueen sulfaattilas keumat (S0 4 -S) olivat tarkasteluvuon na (heinäkuu 1992-kesäkuu 1993) hi eman yli 400 mg S/m 2 sekä nitraattityp pilaskeumat (N0 3 -N) hieman yli 200 mg N/m 2 jaammoniumtyppilaskeumat (NH 4 -N) alle 200 mg N/m 2 , jotka kaik ki olivat tasoltaan korkeampia kuin Itä- ja Pohjois-Suomessa mitatut ar vot. Hämeenkankaalla ilman rikkidiok sidin keskiarvo tarkasteluvuonna oli 1,6 |ig/m3 ja typpidioksidin 3,2 ng/m3. Typpioksidin osuus typen oksideista oli kuukausittain yleensä alle 10 %. Otsonipitoisuudet ylittivät selvästi UN Kuva 9. Humuskerroksen ja kivennäismaan efektiivinen (BaCl -uutto) a) ja potentiaalinen (NH 4 -asetaattiuutto, pH 7) b) kationinvaihtokapasiteetti tutki musalueittani. P = Porin, Ha = Harjavallan, Sä = Säkylänharjun, Hä = Hämeenkankaan sekä Po = Pohjankankaan niiytealai. 132 Suomen metsien kunto Kuva 10. Humuskerroksen ja kivennäismaan efektiivinen (BaCl2-uutto) a) ja potentiaalinen (NH4-asetaattiuutto, pH 7) b) emäskyllästysaste tutkimusalueit tani. P = Porin, Ha = Harjavallan, Sd = SäkyUinliarjun, Hei = Hämeenkankaan sekä Po = Pohjankankaan näytealat. Kuva 11. Humuskerroksen ja kivennäismaan kupari-, nikkeli-, kadmium- ja sinkkipitoisuudet tutkimusalueittani. P = Porin, Ha = Harjavallan, Sä = Säkylänliarjun, Hä = Hämeenkankaan sekä Po = Pohjankankaan näytealat. Metsäntutkimuslaitos 133 Kuva 12. Humuskerroksen ja kivennäismaan lyijy-, kromi-, natrium- ja rikkipi toisuudet tutkimusalueittani. P - Porin, Ha - Harjavallan, Sä = Säkylänharjun, Hä = Hämeenkankaan sekä Po = Pohjankankaan näytealat. ECE:n vuonna 1988 pidetyn asiantun tijakokouksen pohjalta antaman kriit tisen seitsemän päivätunnin keskiar von 50 pg/m 3 . Tutkimusalueista tuuheimmat män nyt kasvoivat Hämeenkankaalla, jossa yli 20 % harsuuntuneiden puiden osuus oli vain 2 %, kun Etelä-Suomen vertai luaineistossa vastaava osuus oli 11 %. Pohjankankaalla yli 20 % harsuuntu neita puita oli 12 %, Säkylänharjulla 17 % ja Harjavallan alueella 18 %. Vuonna 1993 esiintyi vakavia neulas ten värivikoja vähän, eniten värivikai sia puita oli Pohjankankaalla. Neulasanalyysien perusteella tutki mualueista selvimmin erottui Pohjan kangas, jolla neulasten typpipitoisuu det olivat keskimäärin puutosrajan ala puolella. Lisäksi neulasten fosfori-, kalsium-, rauta-ja rikkipitoisuudet oli vat pienempiä Pohjankankaalla kuin muilla alueilla. Hämeenkankaalla neu lasten kalsium-ja rautapitoisuudet oli vat huomattavasti alhaisemmat kuin Säkylänharjulla. Harjavallan näyte aloilla puolestaan kuparipitoisuudet olivat selvästi korkeampia kuin muilla alueilla. Männiköiden iällä ei todettu vaikutusta neulastenravinnepitoisuuk siin. Satakunnan näytealoillakaarnan rik kipitoisuus oli suhteellisen matala, jos sitä verrataan männyn kaarnan keski määräiseen rikkipitoisuuteen koko Suomessa. Harjavallan ja Säkylänhar jun näytealoilla kaarnan rikkipitoisuus oli hieman korkeampi kuin Hämeen 134 Suomen metsien kunto ja Pohjankankaalla. Näillä alueilla kaarnan rikkipitoisuudet vaihtelivat samansuuntaisesti sulfaattilaskeuman määrän kanssa. Kaarnan raskasmetal lipitoisuudet tutkimusmetsiköissä oli vat korkeammat kuin keskimäärin koko maassa. Kupari-ja nikkelipitoisuudet olivat erityisen korkeita Harjavallan näytealoilla. Harjavallan näytealoilla kivennäis maakerrosten pH oli alhaisempi kuin muilla tutkimualueilla. Sen sijaan hu muskerroksen happamuudessa ei il mennyt eroja tutkimusalueiden välil lä. Potentiaalinen (NH 4 -asetaattiuutto, pH 7) kationinvaihtokapasiteetti oli Harjavallan näytealoilla humuskerrok sessa ja kivennäismaan pi ntaosissa pie nempi kuin muilla alueilla. Efektiivi sessä (BaCl 2 -uutto) kationinvaihtoka pasiteetissa ja emäskyllästysasteessa tutkimusalueiden väliset erot eivät il menneet yhtä selvästi. Humuskerroksen kupari-, nikkeli-, sinkki- ja kadmiumpitoisuudet olivat Harjavallan näytealoilla korkeampia kuin muilla tutkimusalueilla. Samoin kivennäismaan pintaosissa (0-5 cm) kuparia oli Harjavallan näytealoilla enemmän kuin muualla. Sen sijaan muissa kivennäismaakerroksissa ei il mennyt raskasmellipitoisuuksien suh teen eroja eri tutkimusalueiden välillä. Humuskerroksen kromi-, lyijy-ja nat riumpitoisuudet olivat puolestaan var sin korkeita Porin näytealoilla. Tähänastiset tulokset osoittavat, että tutkimusalueet eroavat eri ominaisuuk sien suhteen toisistaan. Alueista sel vimmin erottui Harjavalta, jonka näy tealoilla paikallisen metalliteollisuu den vaikutus näkyi varsin voimakkaa na eri osissa metsäekosysteemiä. Kirjallisuus Anon. 1990. Satakunnan harjututki mus 1987-1988. Satakunnan Seutu kaavaliitto. Sarja A: 158. 59 s. + liit teet. Fritze, H., Niini, S., Mikkola, K. & Mäkinen, A. 1989. Soil microbial effects of a Cu-Ni smelter in south western Finland. Biology and Ferti lity of Soil 8: 87-94. Göransson,A. 1988. Luftalger ochla ver indikerar luftföroreningar. Na turvärdsverket. Rapport 3562. 17 s. Hanisch,B.&Kilz,E. 1990.Waldschä den erkennen. Fichte und Kiefer. Verlag Eugen Ulmer, Stuttgart. 334 s. Heliövaara, K. & Väisänen, R. 1989. Quantitative variation in the elemen tal composition of Scots pine need les along a pollutant gradient. Silva Fennica 1:1-11. Härtel.O. & Grill, D. 1972. DieLeitfä higkeit von Fictenborken Extrakten als empfindlicher Indikator fiir Luft verunreinigungen. European Jour nal of Forest Pathology 2: 205-215. Ilvesniemi, H. 1991. Spatial and tem poral varation of soil chemical cha racteristics in pine sites in southern Finland. Silva Fennica 25: 99-108. Jukka, L. (toim.) 1988. Metsänterveys opas. Metsätuhot ja niiden torjunta. Samerka Oy. Helsinki. 168 s. Jukola-Sulonen, E.-L., Mikkola, K. & Salemaa, M. 1990. The vitality of conifers in Finland 1986-1988. Jul kaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.) Acidification in Finland. Springer-Verlag. Berlin, s. 523-560. Jussila, 1.1994. Porin-Harjavallan alu een ilman laadun seuranta bioindi kaattorien avulla vuosina 1992- 1993. Turun yliopisto, Satakunnan ympäristöntutkimuskeskus, Sykesar ja B 9. 50 s. Metsäntutkimuslaitos 135 Jussila, I. & Jormalainen, V. 1991. Raskasmetallien ja eräiden muiden ilman epäpuhtauksien leviäminen ympäristöön Porin-Harjavallan alu eella vuonna 1990. Summary: Sprea ding of heavy metals and some other air pollutants at Pori-Harjavalta district in SW-Finland. Turun yli opisto, Satakunnan ympäristöntut kimuskeskus, Sykesarja B 4. 61 s. Jussila, 1., Laihonen, P. & Jormalai nen, V. 1991. Porin-Harjavallan alu een ilman laadun seuranta bioindi kaattorien avulla vuonna 1990. Tu run yliopisto, Satakunnan ympäris töntutkimuskeskus, Sykesarja B 2. 62 s. Jussila, I. & Ojanen, M. 1993. Pyhäjär viseudun ilman laadun seuranta bi oindikaattorien avulla vuosina 1992 1993. Turun yliopisto, Satakunnan ympäristöntutkimuskeskus, Sykesar ja B 8. 55 s. Järvinen, O. & Vanni, T. 1994. Sade veden pitoisuus- ja laskeuma-arvot Suomessa vuonna 1992. Vesi-ja ym päristöhallituksen monistesarja 510. 68 s. Järvinen, E., Hokkanen, T. & Kuulu vainen, T. 1993. Spatial heteroge neity and relationships of mineral soil properties in a boreal Pinus syl vestris stand. Scandinavian Journal of Forest Research 8: 435^145. Kartastenpää, R. 1993. Päästökartoi tus, laskeuma- ja ilmanlaatumitta ukset. Länsi-Suomen metsien terve ydentila. Ilmatieteen laitos. Monis te. 11 s. Kienzl, I. 1978. Baumborke als Indi kator fur S0 2 -Immissionen. Disser tation. Karl-Franzens-Univ. Graz. 272 s. Kling, P, Laaksovirta, K. & Lodenius, M. 1985. Jäkälänja männyn kaarnan raskasmetallipitoisuudet ilman saas tumisen indikaattoreina Kokkolas sa. Ympäristöjä Terveys 5/85: 1-9. Kuokkanen, E. 1993. Päästöt ja niiden seuranta Harjavallassa sekä yhteen veto mittaustuloksista. Ympäristö ja Terveys 24: 476-483. Laskowski,R. &Berg,B. 1993. Dyna mics of some mineral nutrients and heavy metals in decomposing forest litter. Scandinavian Journal of Fo rest Research 8: 446^156. Lindgren, M. & Salemaa, M. 1993 a. Metsiemme elinvoima. Tilannearvi ointi vuosilta 1986-1993. Julkaisus sa: Mälkönen, E. & Elomaa, S. (toim.) Metsienelinvoimaisuus. Met säntutkimuspäivä Vantaalla 1993. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonan toja 492:11-16. Lindgren, M. & Salemaa, M. 1993 b. Metsien elinvoimaisuus. Elävä Luonto. Y mpäristökatsaus/Y mpäris tötietokeskus 4:14-18. Lötschert, W. & Köhm, H.-J. 1978. Characteristics of tree bark as an indicator in hig immission areas. 11. Contents of heavy metals. Oecolo gia 37(1): 121-132. Mäkinen, J. 1993. Säkylänharju jäsen ympäristön geomorfologia. Turun yliopisto. Maantiede. Tutkielma. 91 s. + liitteet. Poikolainen, J. 1992. Männyn kaarnan pH ja sähkönjohtokyky Itä-Lapin metsävaurioprojektin koealoilla. Jul kaisussa: Kauhanen, H. & Varmola, M. (toim.) Itä-Lapin metsävaurio projektin väliraportti. Metsäntutki muslaitoksen tiedonantoia4l3: 128— 135. Raitio, H. 1990. Decline of young Scots pines in a dry heath forest. Acta Uni versitatis Ouluensis A 216. 40 + 85 s. Raitio, H. 1993 a. Hämeen-ja Pohjan kankaan metsien tilasta ja taimikko tuhojen syistä kautta aikojen. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 470:41-49. 136 Suomen metsien kunto Raitio, H. 1993 b. Calcium and mag nesium deficiency in young pines and the stand structure on the af fected habitats. Julkaisussa: Hiittl, R.F. & Muller-Dombois, D. (toim.). Forest decline in the Atlantic and Pasific region. Berlin, Heidelberg, s. 132-143. Raitio, H. 1994. Kangasmetsien ravin netila neulasanalyysien valossa vuo sina 1987-1989. Metsäntutkimuslai toksen tiedonantoja 492:31-39. Rtihling, Ä., Brumelis, G., Goltsova, N., Kvietkus, K., Kuhin, E., Liiv, S., Magnusson, S., Mäkinen, A., Pile gaard. K., Rasmussen, L., Sander, E. & Steinness, E. 1992. Atmospheric heavy metal deposition in Northern Europe 1990. Nord 1992: 12. 41 s. Sepponen, P. 1982. Kivennäismaiden maalajiluokitus ja sen merkitys met säekologiselle tutkimukselle ja met sänhoidolle. LuonnonTutkijaB6:77- 81. Staxäng,B. 1969. Acidification of bark of some deciduous trees. Oikos 20: 224-230. Tamminen, P. & Mälkönen, E. 1986. Kangasmaiden herkkyys happamoi tumiselle. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 210: 1-25. UN-ECE 1988. UN-ECE critical level workshop report. Bad Harzburg, PGR, March 1988. Metsäntutkimuslaitos 137 Merenkurkun rannikon ja saariston kuusikoi den terveydentila ja siihen vaikuttavat tekijät Hannu Raitio, Kristian Karlsson, Martti Lindgren, Päivi Merilä, Jarmo Osmo, Maija Salemaa, Sirkka Sutinen ja Hannu Yli-Kojola Tausta ja tavoitteet Merenkurkun rannikko ja saaristo on paikallisista oloista johtuen varsin omaleimaista. Merkittävin kasvillisuu teen vaikuttava luontainen tekijä eten kin Pohjanlahden itärannikolla on maankohoaminen, joka voimistuu saa ristossaluoteeseen päin mentäessä. Sen sijaan Ruotsin puolella Västerbottenin läänin rannikolla maankohoamisen vaikutuksia on mm. geologisista ja to pografisista syistä johtuen vaikea ha vaita. Merenkurkun länsi- ja itäpuoli set alueet poikkeavat myös ilmastol taan sekä ihmisen toiminnan aiheutta mien, metsiin kohdistuvien rasitusten osalta toisistaan. Pohjanlahden itärantoja reunustaa leppävyöhyke, jonka leveys riippuu rantojen jyrkkyydestä. Useimmiten leppävyöhyke on vain muutaman met rin levyinen, jonka jälkeen seuraavat kuusikot. Moreenimaaperästä johtuen metsien valtapuu on kuusi, mäntyä kasvaa lähinnä kallioilla ja rämeillä. Maan kohotessa rantalehdot muuttu vat vähitellen puhtaiksi kuusikoiksi. Mitä korkeammalle alue kohoaa me renpinnan tasosta, sitä karummaksi maaperä ja kasvillisuus muuttuvat. Korkeimmilla paikoilla metsän alus kasvillisuus on kanerva- ja jäkälätyy pin lajistoa, kuitenkin pääpuulajina säilyy kuusi. Tosin kuuset ovat ulko näöltään varsin kituvia (Piispala 1987). Merenkurkun rannikon ja saariston kuusikoiden huono kunto on herättä nyt etenkin Suomessa huomiota jo vuosikymmenet. Toistaiseksi ei kui tenkaan ole ollut käytettävissä tutkit tua tietoa siitä, mikä kuusikoiden to dellinen tila on, miten paikalliset olot ja ihmisen toiminta vaikuttavat kuusi koiden elinvoimaisuuteen. Tästä syys tä Merenkurkun neuvoston, Vaasan ja Västerbottenin lääninhallitusten aloit teesta perustettiin vuonna 1992 kolmi vuotinen tutkimushanke, jonka tavoit teena on kartoittaa kuusikoiden terve ydentila ja tutkia siihen vaikuttavia tekijöitä Merenkurkun alueella. Tutkimushankkeessa analysoidaan samapaikkaisesti metsien kasvua ja vallitsevia ympäristöoloja sekä eri te kijöiden keskinäisiä vuorosuhteita mahdollisimman monipuolisesti. Tätä varten on tehty päästöselvityksiä, mi tattu laskeumaa, ilman laatua, puuston kasvua ja terveydentilaa kuvaavia tun nuksia sekä maaperän fysikaalis-ke miallisia ominaisuuksia 30:ssa metsi kössä. Tutkimusmetsiköt on valittu VMlß:nnäytealoista Pohjanmaan met sälautakunnan alueelta. Tutkimusmet siköt jakautuvat ikänsä puolesta liki 138 Suomen metsien kunto main tasan, 50-v„ 50-80-v. ja yli 80- vuotiaisiin. Metsiköt ovat mustikka tai käenkaali mustikkatyyppiä. Päästöt, ilman laatu ja las keuma Tutkimusalueen suurimmat yksittäi set päästölähteet ovat kivihiiltä, öljyä ja turvetta käyttävät suuret voimalai tokset j a puunjalostusteollisuuden tuo tantolaitokset. Seitsemän suurinta päästölähdettä tuottavat 72 % tarkas teltavan alueen rikkidioksidi-, 45 % typen oksidien ja 85 % hiuk kaspäästöistä. Merkittäviä päästö lähteitä edellä mainittujen lisäksi ovat tieliikenne, kasvihuoneet sekä suurim pien kaupunkien asuntojen ja piente ollisuuden lämpökattilat sekä turkis tarhaus. Rikkidioksidipäästöihin vaikuttaa voimakkaasti raskaan polttoöljyn käyt tö. Pienteollisuuden osalla tämä näkyy etenkin Laihialla, Mustasaaressa, Pie tarsaaressa, Vaasassa ja Vöyrillä. Kasvihuoneet ovat paikallisesti mer kittävä rikkidioksidilähde läänin ete läisellä rannikkoalueella, lähinnä När piössä. Suurimmissa kaupungeissa käytetään kiinteistöjen lämmitykseen kevyttä polttoöljyä, joka poltetaan pie nissä rakennuskohtaisissa lämpökatti loissa. Tämä näkyy etenkin Vaasan, Mustasaaren, Pietarsaaren ja Kokko lan päästötilanteessa. Tutkimusalueen rikkidioksidipäästöt olivat vuonna 1991 yhteensä 17 991 tonnia. Tieliikenne on edellä käsiteltyjen päästökomponenttien lisäksi merkit tävä hiilimonoksidin, hiilivetyjen ja lyijyn päästölähde (Tilastokeskus 1992). Tieliikenteen päästöjen odote taan pienenenevän jo tehtyjen ja tulos sa olevien vähennystoimien ansiosta. Tutkimusalueen typen oksidien pääs töt arvioitiin vuonna 1991 yhteensä 14 355 tonniksijahiukkaspäästöt7 517 tonniksi. Tiedot suurten energiantuotantolai tosten raskasmetallipäästöistä ovat useimmiten kirjallisuudesta saatavien ominaispäästökertoimientai yksittäis ten mittauksien varassa. Päästötietoi hin voi siten sisältyä huomattavia vir hearvioita. Suurin raskasmetallien päästölähde tutkimusalueella on Ou tokumpu Zinc Oy:n Kokkolan teh taat, jonka ilmoittamat vuosittaiset sinkkipäästöt ovat olleet 90 tonnia. Ammoniakkipäästöjen määrä Vaa san läänissä riippuu selvästi turkistuo tannon intensiteetistä. Turkistuotannon määrä kuten myös läänin ammo niakkipäästöt ovat pienentyneet 1980- luvun puolivälin huippuajoista. Kui tenkin vielä vuonna 1990 Vaasan lää nin ammoniakkipäästöt arvioitiin 700 tonniksi (Tähtinen ja Pipatti 1990). Turkistuotanto on keskittynyt tiettyi hin kuntiin, ylivoimaisesti suurin määrä eläimiäonollut Uudenkaarlepyyn kau pungin alueella. Merkittävin ammoni akin teollinen päästölähde tutkimus alueella on Kemira Oy:n Kokkolan tehtaat, joiden vuosittaiset ammo niakkipäästöt ovat vaihdelleet 24-91 tonniin. Ilman laadun mittauksia ja leviä mislaskelmia on tehty suurimmilla teollisuuspaikkakunnilla. Mittaus tulosten vertailua vaikeuttaa erilaisten tunnuslukujen kirjava käyttö. Kor keimmatrikkidioksidin tunti arvot ylit tivät 1970-ja 1980-luvuilla 100|ig/m 3 useimmilla paikkakunnilla. Valtioneu voston asettaman tuntiohjearvon (500 (Jg/m 3 ) ylittävä pitoisuus on mitattu Kokkolan Ykspihlajassa vuonna 1985. Typpidioksidin pitoisuudet alittavat Valtioneuvoston asettaman tuntiohje arvon (300 ng/m 3 ) ainakin Kokkolassa ja Vaasassa. Suhteellisen korkeita hii limonoksidin lyhytaikaispitoisuuksia on mitattu Kokkolassa ja Vaasassa. Tausta-alueen ilman epäpuhtauksi en pitoisuuksia on Vaasan läänissä mitattu Ähtärissä ja Lapualla. Pääosin Metsäntutkimuslaitos 139 S0 2 -pitoisuudet ovat olleet alhaisia, alle 5 ng/m 3 . Laskeumaa on puoles taan seurattu Vesi- ja ympäristöhalli tuksen toimesta usealla paikkakunnal la jo pidemmän ajan. Vuosina 1984 1991 rikkilaskeuma on vaihdellut vä lillä 3-10 kg/ha/v. nitraattityppilas keuma välillä 1,5-3 kg/ha/v. ja ammo niumtyppilaskeuma 1-6 kg/ha/v. Las keumat ovat viime vuosina olleet lie vässä laskussa. Metsikkösadantamittaukset Ilman epäpuhtaudet laskeutuvat maa han ja kasvillisuuteen joko sadeveden ja lumen mukana ns. märkälaskeuma na tai ilmavirtojen mukana kuivalas keumana. Puusto, etenkin metsän reu nassa ja rinteissä, kerää kuivalas keumaa avoimia paikkoja enemmän (Grennfelt ja Hultberg 1986, Ferm 1993). Märkälaskeumaa arvioidaan mittaa malla sadeveden ja lumen määrä ja ainepitoisuudet avoimella paikalla. Metsikkösadannan ainekoostumus on peräisin paitsi märkälaskeumasta, myös latvuston keräämästä kuivalas keumasta sekä lehvästöstä huuhtoutu neista aineista (esim. Parker 1983). Metsikkösadannan koostumukseen vaikuttaa lisäksi se, että neulaset ja puiden pinnoilla elävät jäkälät ja levät ottavat ravinteita, erityisesti typpeä, suoraan sadevedestä (Helmisaari ja Mälkönen 1989, Hyvärinen 1990,Ferm 1993). Vertaamalla vapaan sadannan ja metsikkösadannan määrääjä laatua voidaan arvioida laskeuman laatua ja vaikutuksiapuustoon(lvensym. 1990). Merenkurkun alueella sadannanlaa tua metsikössä ja avoimella paikalla tutkitaan Kälviällä, Raippaluodossaja Närpiössä. Sadevesinäytteet kerätään kahden viikon ja luminäytteet kuukau den välein. Kuva 1. Kuusten latvuston vaikutus laskeumaan ja sademäärään (keruujaksot syys-lokakuu 1992 ja touko-elokuu 1993). Avoimella paikalla mitattu laskeuma = 100 %. 140 Suomen metsien kunto Sulfaatti- ja vetyionit lisääntyivät sadeveden kulkiessa kuusten latvus ten läpi (kuva 1), mikä on havaittu myös aiemmissa tutkimuksissa (esim. Hyvärinen 1990). Tämä johtuu lähin nä siitä, että latvusto kerää niitä kuiva laskeumana, jonka sadevesi huuhtelee maahan. Lisäys oli suurin Närpiössä ja pienin Kälviällä. Myös kokonaistyp pilaskeuma (sisältäen orgaaniset typ piyhdisteet) oli latvusten alla suurem pi kuin avoimella paikalla. Sen sijaan kuusten latvusto pidätti epäorgaanista ammonium- ja nitraattityppeä. Kui tenkin talvikautena, jolloin kasvien elintoiminnot ovat hyvin vähäiset ja laskeuma suurin, etenkin nitraattityp pilaskeuma oli metsikössä suurempi kuin avoimella paikalla (kuva 2). Neu lasanalyysien ja sadantamittausten tu lokset tukevat toisiaan: typpiyhdistei tä pidättyi latvustoon tehokkaimmin Raippaluodossa ja Närpiössä, joissa neulasten typpipitoisuus oli alhaisem pi kuin Kälviällä. Puuston rakenne ja kasvu Merenkurkun rannikkoja saaristo kuu luu Pohjanmaan metsälautakunnan alu eeseen, jonka maa-alasta metsämaata on 68 %. Metsistä kuusivaltaisia on 32 %, joista 60 % on yli 80-vuotiaita. Puuston kokonaistilavuudesta 96 % on yli 40-vuotiaissa ja 79 % yli 80- vuotiaissa metsissä. Tutkimusmetsiköiden puuston kes kimääräiseksi pituusboniteetiksi arvi oitiin 24 m, mikä on alempi kuin met sätyyppimäärityslen perusteella on ar vioitavissa. Osassa vanhoja metsiköi tä valtapituus jäi alle 20 m. Nämä metsiköt eivät kuitenkaan sijainneet karuimmilla kasvupaikoilla, joten syy nä lienee aikaisempi metsien käsittely, jolloin enimmäkseen pisimpiä puita on poistettu. Mitatut kuusikot olivat keskimääräistä runsaspuustoisempia. Puuston tilavuus vaihteli 100-300 m 3/ ha ja vuotuinen tilavuuskasvu 4-12 m 3/ha. Puuston läpimittajakauman pe rusteella 2/3 metsiköistä voitiin luoki tella epätasaisiksi tai eri-ikäisraken Kuva 2. Kuusten latvuston vaikutus metsikköön tulevaan nilraattityppilas keumaan kuukausittain (syyskuu 1992 - elokuu 1993). Avoimella paikalla mitattu laskeuma = 100 %. Metsäntutkimuslaitos 141 teisiksi. Epätasaisuuden syynä lienee luontaiset tekijät kuten soistuneisuus, kivisyys tai puulajien erilainen kehi tysrytmi. Myös aikaisemmat har sintaluonteiset hakkuut ovat voineet aiheuttaa tällaisen metsikkörakenteen. Sädekasvun osalta 1980-luku erot tui epäedullisena jaksona Merenkur kun alueella (kuva 3), kun taas yleisin deksien mukaan 1980-luku oli keski määräistä suotuisampi jakso kuuselle Etelä-Suomessa. Mitään jyrkkiä muu toksia kasvussa ei ole tapahtunut ja poikkeamat normaalitasosta eivät ole merkittäviä. Soistuneille metsiköille viimeiset 10 vuotta ovat olleet keskita soa parempaa aikaa. Koivu-kuusise kapuustoille sekä muille epätasaisille metsiköille jakso on taas ollut huo nompi kuin kaikille metsiköille keski määrin. Kaadettujen näytepuidenpituuskas vu on viimeisen 20 vuoden ajan ollut noin 25 cm/v. Pituuskasvuindeksien perusteell a pitempi ai kaisi a poikkeami a ei ole esiintynyt, mutta vaihtelu on ollut suurta. Kuusikoiden elinvoimaisuus Neulasmassan määrä ja sen vaihtelu ilmentävät havupuiden kuntoa ja kas vuedellytyksiä. Laajojen metsäaluei den elinvoimaisuuden kartoituksissa tärkeimmät kuntotunnukset ovat lat vuksien neulaskato eli harsuuntumi nen ja värivikaisten neulasten runsaus (HanischjaKilz 1990). Suomessa näi den lisäksi seurataan neulasvuosiker tojen määrää, käpysatoa ja erilaisia tauteja sekä hyönteistuhoja (Lindgren jaSalemaa 1993). Myös neulasten pin nalla kasvava viherlevä on osoit tautunut herkäksi ympäristömuutok sien bioindikaattoriksi (Göransson 1988). Merenkurkun alueen kuusikot oli vat huonokuntoisempia kuin muualla Etelä-Suomessa. Tämä ilmeni latvuk sien harsuuntumisena ja neulasten vä rivikoina. Pohjoismaissa puuta pide tään harsuuntuneena, kun sen neulas tai lehtimäärä on 20 % pienempi kuin normaalipuiden. Vuonna 1993 tällai sia kuusia oli Merenkurkussa 39 %ja Kuva 3. Merenkurkun kuusikoiden vuotuiset kasvuindeksit. Kasvuindeksi kuvaa puiden vuotuista kasvua suhteessa pitkäaikaiseen keskiarvoon (= 100). 142 Suomen metsien kunto Etelä-Suomen samanikäisiä metsiä ja samaa metsätyyppiä edustavassa ver tailuaineistossa 30 %. Merenkurkussa kuusien latvukset rapistuvat iän myötä aikaisemmin ja voimakkaammin kuin vertailuaineistossa (kuva 4). Yli 60- vuotiaissa metsiköissä harsuuntuneita kuusia oli Merenkurkussa 65 %, kun vastaava osuus vertailuaineistossa oli 35 %. Samassa ikäluokassa väri vikaisia kuusia oli Merenkurkussa 14 % ja muualla Etelä-Suomessa 6 %. Vuosien 1992 ja 1993 välillä ei tapahtunut mai nittavia muutoksia Merenkurkun pui den kunnossa. Harsuuntuneimmat ja värivikaisimmat kuusikot kasvoivat Kokkolan, Raippaluodon ja Suupoh jan alueilla. Harsuuntuneilla ja värivikaisilla kuusilla havaittiin alhaisia neulasten typpi- ja kuparipitoisuuksia. Tämä oli selvintä vanhoissa kuusikoissa. Huo limatta neulasten alhaisista typpi pitoisuuksista, kuusten oksilla kasvoi yleisesti viherlevää, jota pidetään typ pilaskeumanindikaattorina. Myös nuo rilla alikasvoskuusilla havaittiin väri vikoja. Neulasoireiden syynä saatta vat olla ravinnehäiriöt, kuivuusstressi ja lisääntynyt valoherkkyys. Kuusikoiden ravinnetila Neulasanalyysien mukaan Merenkur kun rannikon ja saariston kuuset kärsi vät etenkin typen ja fosforin puuttees ta. Nuorimman neulasvuosikerran mukaan typenpuutosta ilmeni 33 % :11a metsiköistä ja fosforin puutosta 39 %:lla. Kaliumpitoisuudet olivat kirjal lisuudessa esitetyn puutosrajan ala puolella ainoastaan 3 %:lla metsiköi tä, sen sijaan kuparipitoisuudet olivat hyvin alhaiset kaikilla (ks. Ahrens 1964, Jukka 1988). Typen ja fosforin puutokset ilmenivät voimakkaimpina Suupohjan alueella, kuparin puutos puolestaan Vaasan ympäristössä. Puiden iän kasvaessa booripitoi suudet kohosivat (kuva 5). Tämä joh tunee harsuuntumisen aiheuttamasta neulasmassan pienenemisestä, jolloin jäljelle jääviin neulasiin kertyy run saammin booria (ks. Nuorteva ja Kur kela 1993). Puiden iän kasvaessa neulasten typpi- ja kuparipitoisuudet sekä jossain määrin myös fosforipitoi suudet laskivat. Puiden vanhetessa myös neulasten pituus lyheni. Rikki- ja typpikuormitetuilla alu Kuva 4. Merenkurkun (a) ja eteläsuomalaisten (b) kuusien harsuuntuneisuus eri ikäisissä metsissä vuonna 1993. Puiden lukumäärä kussakin ikäluokassa on ilmoitettu pylvään yläpuolella. Metsäntutkimusbitos 143 eilla yleensä neulasten typpi- ja rikki pitoisuudet kasvavat neulasten vanhe tessa (esim. Cape ym. 1990, Raitio 1992). Kuitenkin tutkitussa aineistos sa neulasten typpipitoisuus laski neu lasten vanhetessa kaikilla näytealoil la, sen sijaan rikkipitoisuus kasvoi. Kuvassa 5 on esitetty nuorimpien neulasten alkuainepitoisuuksien kes kiarvot Merenkurkun eri-ikäisissä kuu sikoissa vuonna 1992 sekä eteläsuo malaisissa kuusikoissa keskimäärin vuosina 1987-1989. Etelä-Suomen ai neistossa kuusikot olivat metsätyypil tään lehtomaisia tai tuoreita kankaita. Metsiköiden keski-ikä oli 76 vuotta (Raitio 1994). Neulasten solurakenne Solutasoinen tutkimus perustuu solu jen ja solukoiden rakenteessa tapahtu viin, eri aiheuttajille tyypillisiin muu toksiin. Nykyisen tiedon perusteella havupuiden neulasissa voidaan valo ja elektronimikroskooppisesti erottaa toisistaan mm. seuraavat oireistot: ot soni-, hapansade-, fluoridi- ja kloridi altistus, pakkanen, kuivuus ja erilaiset ravinnepuutokset (Holopainen ym. 1992, Sutinen 1994). Neulasten solu rakenteen vuodenaikaiset sekä neulas tenikääntymisestäaiheutuvat muutok set eroavat sekä toisistaan että edellä mainittujen stressien aiheuttamista muutoksista. Vaurio-oireistot voivat esiintyä joko yksin tai eri yhdistelminä samassa solussa. Rakennetutkimuksissa havaittiin kuusen neulasten yhteyttävässä solu kossa viherhiukkasten pienentymistä, viherhiukkasten rasvapallojen lisään tymistä, soluliman vakuolisoitumista, soluliman tummumista ja tanniin nau hoittumista. Lisäksi havaittiin hajoa via tai hajonneita soluja, joissa solu seinät olivat vielä ehjät sekä soluja, joissa sekä solun sisältö että soluseinät olivat hajonneet. Tulokset ilmentävät ilmansaasteiden vaikutuksia, jotka nä kyvät yleensä ensin yhteyttävässä so lukossa, kun taas ravinnepuutosten oireet näkyvät ensin neulasten johtosolukoissa ja vasta myöhemmäs sä vaiheessa yhteyttävissä soluissa (Fink 1989). Tutkitussa aineistossa ei todettu muutamaa poikkeusta lukuun ottamatta nyt tunnettuja ravinnepuu toksiin viittaavia johtosolukon oireita. Viherhiukkasten pienentymistä ta vattiin kaikissa tutkimusmetsiköissä keskimäärin 30 %:ssa tutkituista so luista. Erot neulasvuosikerroittain oli vat vähäisiä. Tulos on yhdenmukainen kokeellisten tutkimustulosten kanssa (Sutinen ym. 1990). Kokeellisissa tut kimuksissa kasvukauden aikaiset ot sonipitoisuudet ovat olleet 60-100 (ig/ m 3, jotka ovat tavallisia myös Suomes sa. Osa viherhiukkasten pienentymi sestä saattaa johtua typen puutteesta. Hiukkasten pienentymiseen liittyviä muita solutasoisia muutoksia on vai kea erottaa valomikroskooppitasolla täysin otsonioireista. Soluliman vakuolisoitumisessa oli vähäisiä eroja tutkimusmetsiköiden välillä. Selvästi muita kohteita enem män oiretta esiintyi Kokkolasta koilli seen sijaitsevalla kohteella. Muissa metsiköissä oireistoa esiintyi keski määrin 10-15 % tutkituista soluista. Tulos on yhdenmukainen muualla Suo messa tehtyjen alueellisten tutkimus tulosten kanssa (Sutinen ym. 1992). Tanniinin nauhoittumista, joka on yksi rikkidioksidin suoriin vaikutuk siin liitetty oire (Soikkeli 1981), tavat tiin yleensä alle 10%, eniten sitä ilme ni kaupunkej a lähi nnä olevissa havain to metsiköissä. Oletus kuusikoiden huonon kunnon syistä Vaasan läänin rannikko on tunnetusti vähälumista aluetta. Tästä syystä kuu sikoille ominaiset kiviset hietamoree 144 Suomen metsien kunto Kuva 5. Nuorimpien neulasten keskimääräiset alkuainepitoisuudet Merenkur kun eri-ikäisissä(1 = 40-60 v., 2 = 60-80 v., 3 = 80-100 v.) kuusikoissa vuonna 1992 seka keskimäärin Suomessa (Su) vuosina 1987-1989. Jana pylvään yläpuolella kuvaa keskihajontaa. nit routaantuvat vuosittain syvälle ja ovat kylmiä pitkälle alkukesään. Kuu sikoiden ikääntyessä pidättyy yhä suu rempi osa lumesta latvuksiin, jolloin maa jää entistä paljaammaksi ja edel lytykset routaantumiselle paranevat. Toisaalta keväällä tiheä kuusikko hi dastaa maan lämpenemistä, koska vain osa auringon säteilystä pääsee maahan saakka. Keväällärannikollakylmämeri hidastaa ilmaston ja sen myötä maape rän lämpenemistä. Alhaisen maan läm Metsäntutkimuslaitos 145 pötilan vuoksi maaperän mikrobitoi minta on hidasta, jolloin humuksen hajoaminen ja ravinteiden vapautumi nen kasveille hidastuu. Olennaista on myös se, että Merenkurkun alueella metsäpalot eivät ole aikojen kuluessa vapauttaneet humukseen sitoutuneita ravinteita kasvien käy ttöön j a että uusi kuusisukupolvi on syntynyt lähes poik keuksetta aina vanhan kuusikon alle. Unohtaa ei sovi myöskään maanko hoamisen seurauksena tapahtuvia maa perän fysikaalis-kemiallisia muutok sia. Kuusisukupolvet toisensa jälkeen ovat happamoittaneet kasvualustaan sa ja muuttaneet maaperän ominai suuksia. Merenkurkun kuusikoille ominainen lievä soistuminen on osoi tus siitä, että maa on paikoin varsin märkää, jolloin mikrobien ja puiden juurten toiminta hapen puutteen vuok si heikkenee. Liiallisen kosteuden ja alhaisen maan lämpötilan vaikutukset ilmenevät usein kasvien typpi-ja lbs foritalouden häiriöinä. Keväällä maa on pitkään roudassa ja kylmää, mutta toisaalta Vaasan lää nin rannikkoalue on hyvin aurinkoi nen, lämmin ja tuulinen. Tästä seuraa kuusille erityisen voimakas vesitalou den stressi, mikä omalta osaltaan vai kuttanee puiden kuntoon. Vanhemmal la iällä metsiköitä vaivaavat myös eri laiset tuhohyönteiset sekä juurilaho. Luontaisten stressitekijöiden vaikutuk sia vahvistavat osaltaan myös erilaiset ilman epäpuhtaudet. Kirjallisuus Ahrens.E. 1964. Untersuchungen liber der Gehalt von Blättern und Nadeln verschiedener Baumarten an Kup fer, Zink, Bor, Molybden und Man gan. Allgemeine Forst- u. Jagdzei tung. 135:8-16. Cape, J.N., Free-Smith, PH., Pater son, 1.5., Parkinson, J.A. & Wollen- den, J. 1990. The nutritional status of Picea abies (L.) Karst. across Euro pe, and implications for ' forest decli ne'. Trees 4:211-224. Ferm, M. 1993. Throughfall measure ments of nitrogen and sulphur com pounds. International Journal of En vironmental Analytical Chemistry 50.1:29-44. Fink, S. 1989. Pathological anatomy of conifer needles subjected to gase ous air pollutants or mineral defi ciencies. Aquilo Ser. Botanica 27:1 6. Grennfelt, P. & Hultberg, H. 1986. Effects of nitrogen deposition on the acidification of terrestrial and aqua tic ecosystems. Water, Air, and Soil Pollution 30:945-963. Göransson, A. 1988. Luftalger och la ver indikerar luftföroreningar. Na turvärdsverket. Rapport 3562. 17 s. Hanisch, B. & Kilz.E. 1990. VValdschä dcn erkennen. Fichtc und Kiefer. Verlag Hugcn Ulmer, Stuttgart. 334 s. Helmisaari, H.-S. & Mälkönen, E. 1989. Acidity and nutrient content of througlifall and soil leachate in three Pinus sylvestris stands. Scandinavi an Journal of Forest Research 4:13- 28. Holopainen, T., Wulf, A., Palomäki, V. & Kärenlampi, L. 1992. Comparati ve evaluation of the effects of gase ous pollutants, acidic deposition and mineral deficiences: structural chan ges in the cells of forest plants. Agri culture, Ecosystems & Environment 42:365-398. Hyvärinen, A. 1990. Deposition on forest soils-effect of tree canopy on throughlall. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer- Verlag. Berlin, s. 199-213. Ivens, W., Lövblad, G., Westling, O. & Kauppi, P. 1990. Throughfall moni- 146 Suomen metsien kunto toring as a means of monitoring de position to forest ecosystems. Eva luation of European data. Nordic Council of Ministers. NORD 1990:120. Jukka, L. (toim.) 1988. Metsänterve ysopas. Metsätuhot ja niiden torjun ta. Samerka Oy. Helsinki. 168 s. Lindgren, M. & Salemaa, M. 1993. Metsien elinvoimaisuus. Elävä Luonto. Y mpäristökatsaus/Y mpäris tötieto keskus 4:14—18. Nuorteva, H. & Kurkela, T. 1993. Ef fects of grown reduction on the nut rient status of needles of Scleroder ris cancer deseases and green pruned Scots pine. Canadian Journal of Fo rest Research 23:1169-1178. Parker, G.G. 1983. Throughl'all and stemflowinthe forest nutrient cycle. Julkaisussa: Macfayden, A. & Ford, E.D. (toim.). Advances in Ecologi cal Research 13:58-136. Piispala, E. 1987. Kasvillisuus. Julkai sussa: Oksala, T. (toim.) Vaasan saa risto - Vasa skärgärd I. O & G Kus tannus/O & G Yhtiöt, Vaasa. s. 140- 159. Raitio, H. 1992. The foliar chemical composition of Scots pines in Fin nish Lapland and on the Kola Penin sula. Arctic Centre Publication 4:226-231. Raitio, H. 1994. Kangasmetsien ravin netila neulasanalyysien valossa vuo sina 1987-1989. Metsäntutkimuslai toksen tiedonantoja 492:31-39. Soikkeli, S. 1981. Comparison of cy tological injuries in conifer needles from several polluted industrial en vironments in Finland. Annales Bo tanici Fennici 18:47-61. Sutinen, S. 1994. Solu vaurioiden diag nostiikka. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 492: 54—63. Sutinen, S., Skärby, L., Wallin, G. & Sellden, G. 1990. Long-term expos ure of Norway spruce, Picea abies (L.) Karst., to ozone in open-top chambers. 11. Effects on the ult rastructure of needles. New Phyto logist 115:345-355. Sutinen, S., Koivisto, L. & Myllyvirta, T. 1992. Männyn neulasten solura kennetutkimus Itä-Uudellamaalla 1991. Itä-Uudenmaan ja Porvoonjo en vesien- ja ilmansuojeluyhdistys r.y. 30 s. Tilastokeskus. 1992. Liikenne ja ym päristö. Ympäristö 1992:2. 272 s. Tähtinen, M. & Pipatti, R. 1990. Type noksidien ja ammoniakin päästöt vuonna 1990. VTT ydinvoimatek niikan laboratorio, Tutkimusselos tus YDI 49/92:1-29. Metsäntutkimusbitos 147 Ilman epäpuhtauksien laskeuma ja puuston terveydentila Karjalan männiköissä Ilari Lumme, Jarmo Poikolainen, Seppo Nevalainen, Pekka Niemelä, Vladimir Arkhipov ja Natalia Fedorets Johdanto Rikkidioksidipäästöjen arvioidaan ole van Pietarissa, Leningradin alueella, Virossa ja Karjalan tasavallassa yli kaksinkertaisia koko Suomen rikki päästöihin verrattuna (Plancenter 1991). Ilman epäpuhtauksien määrän ja laadun sekä metsien terveydentilan selvittäminen Leningradin alueella ja Kaakkois-Suomessa sekä Kainuussa ja Karjalassa on perusteltua, koska metsien puuntuotannollinen ja luon nonsuojelullinen merkitys samoin kuin virkityskäyttöarvo on suuri. Vuonna 1991 Lesprojekt-yhtymä (Pietari) ja Venäjän tiedeakatemian Karjalan tie dekeskuksen metsäinstituutti (Petros koi) sekä Metsäntutkimuslaitos käyn nistivät suomalais-venäläisen yhteis hankkeen, jonka tavoitteena on selvit tää Karjalan kannaksen ja Kaakkois- Suomen sekä Kostamuksen ja Kai nuun metsiin kohdistuvan laskeuman määrää sekä tutkia metsien terveyden tilaa. Tutkimusyhteistyöhön osallistu vat lisäksi Venäjän tiedeakatemian Komarovin kasvitieteellinen instituutti (Pietari), Kymen vesi- ja ympäristö piiri, Joensuun yliopisto, Ilmatieteen laitos ja USDA Forest Service (Michi gan, USA). Hankkeessa tutkitaan ilman epäpuh tauksien laskeumaa sadevesi analyysi en ja bioinclikaattoreiden avulla. Las keuman vaikutuksia maaperässä sel vitetään vajovesi-jamaaperätutkimuk sin. Männiköiden terveydentilaa tut kitaan useiden eri indikaattoreiden avulla: neulasten alkuainepitoisuudet, neulasten solukkovauriot ja pintava hojen kunto, puiden vuosilustotutki mukset, puuston harsuuntuminen sekä sieni- ja hyönteistuhot, hienojuuritut kimukset ja männyn latvusten spekt roradiometriset mittaukset (Lumme 1994). Tässä raportissa esitellään tuloksia laskeumamittauksista, männyn neulas ten alkuainepitoisuuksista ja männi köiden terveydentilasta puuston yleis kunnon, harsuuntumisasteen sekä sie ni-ja hyönteistuhojen osalta. Aineisto ja menetelmät Tutkimusalueen männiköihin perus tettiin gradienttimenetelmään perus tuva näytealaverkko, joka koostuu 23 näytealasta. Näytealat sijaitsevat pää sääntöisesti ns. tausta-alueilla siten, että Pietarin kaupunkia ja Kostamuk sen kaivoskombinaattia lukuunotta 148 Suomen metsien kunto matta yksittäisten päästölähteiden ja valtateiden suoranaisia vaikutuksia vältettiin. Näytealat sijoitettiin 50-120- vuotiaisiin kuivahkon tai kuivan kan kaan männiköihin. Männiköihin kohdistuvaa ilman epäpuhtauksien kuormitusta tutkittiin analysoimalla vapaata ja metsikkösa dantaa sekä vajovettä. Sadanta mitat tiin sadevesikeräimillä, joita sijoitet tiin 20 kpl kullekin metsikkönäyte al alle ja 5 avoimelle alalle (Hyvärinen 1990, Derome ym. 1991). Talvikau den laskeuma selvitettiin luminäyttei tä analysoimalla (6 lumikeräintä/met sikkö ja 2 keräintä/avoin ala). Las keumatulokset sisältävät märkälas keuman ja osan kui valaskeumasta. Va jovesinäytteet kerättiin vajovesilysi metreillä (5, 20 ja 40 cm syvyydet, 4 kpl/syvyys/näyteala). Laskeuma- ja vajovesinäytteistä mitattiin ja analy soitiin seuraavat tunnukset: sadannan määrä, pH (vetyionien määrä), johto luku, kokonais-ja sulläattirikki, koko nais-, ammonium-ja ni traattityppi sekä Ca, K, Mg, Na, AI, P ja Cl. Tässä artikkelissa esitellään vuosilaskeuma tulokset Kaakkois-Suomestaja Karja lan kannakselta jaksolta 15.11.1992 15.11.1993 sekä Kainuusta ja Kosta muksesta jaksolta 23.08.1992- 23.08.1993. Neulasnäytteet kerättiin talvella 1993 valtapuiden elävän lat vuksen ylimmästä kolmanneksesta, 10:stäpuusta/näyteala. Neulasista mää ritettiin: N, P, K, Ca, Mg, S, AI, Fe, Mn, Zn, Cu ja B. Metsien terveydentilaa tutkittiin kansainvälisesti sovitulla menetelmäl lä, suhteellisen neulaskadon, ns. har suuntumisen, sekä lehtien värivikojen avulla (ICP 1986, Jukola-Sulonen ym. 1990). Syys-lokakuussa 1992 ja elo kuussa 1993 näytealojen kaikista pää ja lisävaltapuista (yhteensä 747 puuta) arvioitiin harsuuntuminen, neulasvuo sikertojen määrä, yleisin väri vika sekä värivikojen runsaus. Jokaisesta puusta merkittiin korkeintaan kaksi puiden elinvoimaan eniten vaikuttanutta tu hoa. Näistä todettiin ilmiasu, aste ja aiheuttaja. Ilmiasun ja asteiden kooda uksessa käytettiin samoja tunnuksia kuin valtakunnan metsien 8. inven toinnissa (Valtakunnan... 1985). Aihe uttajista koodattiin 19 yleisintä abioot tistatai bioottistatekijää. Lisäksi puus tosta arvioitiin yleiskunto viisiportai sella luokituksella: 1. Terve: ei runko- tai latvusvioituksia, kuolleita oksia vain latvuksen alaosis sa, normaalit neulaset, normaali määrä neulasvuosikertoja, vain vähäisiä neu lastuhoja. 2. Heikentynyt: harsuuntuminen yli 20 %, kuolleita oksia yli 30 % ylälat vuksessatai neulastuhoa vähintään 30 % neulasalasta tai puun elinvoimaa heikentävä runkovika. 3. Vakavasti vaurioitunut: edellisten kohtien vaikutus yli 60 % puun elin voimaan. 4. Kuoleva. 5. Kuollut. Puustomittausten perusteella elin voimatulokset muutettin osuuksiksi näytealan runkoluvusta, pohjapinta alasta ja runkotilavuudesta KPL-oh jelmislon avulla. Hyönteisten aiheut tamia tuhoja tutkittiin joulukuussa 1992-tammikuussa 1993 kerätyistä männyn oksanäytteistä (10 puuta/näy teala). Jokaisesta puusta analysoitiin kaksi oksaa. Tulokset laskettiin puu kohtaisina keskiarvoina. Näyteoksista havainnoitiin: 1. Syötyjen neulasten lukumäärä (män typistiäiset, perhostoukat ja kovakuo riaiset). 2. Ruskomäntypistiäisen munaryhmi en ja kirvanmunien lukumäärä. 3. Ytimennävertäjien (Tomicus-lajit) katkomat oksat. 4. Pihkakääriäisten (Evetria resinella) pihkaäkämien lukumäärä. Metsäntutkimuslaitos 149 TUlokset Ilman epäpuhtauksien laskeuma Kaakkois-Suomen ja Leningradin-Vi ron alueen välillä havaittiin Suomea kohti aleneva rikki-, typpi- ja emäska tionilaskeumagradientti (kuvat 1-3). Kostamuksen ja Kainuun välillä puo lestaan havaittiin Suomea kohti alene vat rikki-ja kalsiumlaskeumagradien tit (kuva 4). Männyn latvustot lisäsivät metsä maahan tulevaa rikki-, vety- ja emäs kationit askeumaa, mutta vähensivät typpilaskeumaa. Puusto ottaa osan ty pestä suoraan neulasten kautta. Vajo veden ammoniumtypen, kalsiumin ja osin myös rikin määrä maan pintaker roksessa (5 ja 20 cm:n syvyydessä) oli Karjalan kannaksellaja Kaakkois-Suo men eteläosissa korkeampi kuin poh joisempana sijaitsevilla näytealoilla. Kaikki laskeumatulokset olivat saman suuntaiset aiemmin tehtyjen mittaus ten kanssa, mutta Kaakkois-Suomessa laskeuman taso oli jonkin verran ai empia mittausvuosia alhaisempi. Tämä saattoi johtua osittain syksyn 1993 al haisesta sademäärästä (Hyvärinen 1990, Leinonen 1993, Lumme ja Ark hipov 1993, Järvinen ja Vänni 1994). Männiköiden terveydentila Kaakkois-Suomessa ja Karjalan kan naksella neulasten rikki-, typpi-ja kal siumpitoisuudet korreloivat positiivi sesti vastaavan paikallisen laskeuman kanssa. Pitoisuudet olivat tilastollises ti merkitsevästi (p < 0,05) korkeampia Karjalan kannaksellaja Kaakkois-Suo men eteläosissa kuin Kaakkois-Suo men pohjoisosissa (kuvat 5 ja 6). Toi saalta neulasten magnesiumpitoisuus oli merkitsevästi (p < 0,05) alhaisempi Pietarin läheisyydessä kuin Karjalan kannaksen ja Kaakkois-Suomen poh joisosissa. Pitoisuus oli puutosrajan alapuolella (Hiittl 1991). Kostamuksen-Kainuun alueella neulasten alkuainepitoisuuksissa ei ha vaittu merkittäviä eroja näytealojen välillä (taulukko 1). Kostamuksen kai voskombinaatin läheisyydessä (näy teala 1) neulasten rautapitoisuus oli kuitenkin merkitsevästi korkeampi (p < 0,05) kuin muualla ja toisaalta man gaanipitoisuus oli lähellä kombi naattia merkitsevästi alhaisempi (p < 0,05) kuin läntisimmällä näytealalla (8). Lisäksi neulasten kalsiumpitoi suus oli alhainen näytealoilla 7 ja 8 (kts. näytealojen sijainti kuva 4). Hyön teisten, lähinnä ytimennävertäjien ja mäntypistiäisten, aiheuttamat tuhot neulasissa olivat merkitsevästi (p < 0,05) suuremmat Karjalan kannaksel la kuin Kaakkois-Suomessa (kuva 7). Kostamuksen näytealoilla hyönteistu hot olivat samansuuntaiset kuin Karja lan kannaksella. Ytimennävertäjän kat komien oksien määrä oli merkitsevästi korkeampi (p < 0,05) rajan itäpuolella. Myös kirvojen lukumäärä oli huomat tavan korkea Kostamuksen lähellä, mutta neulastuhojen määrässäei esiin tynyt eroja näytealojen välillä. Yli 20 % harsuuntuneita mäntyjäoli 21 % runkoluvusta. Puiden harsuuntu misaste oli Suomen näytealoilla pie nempi kuin Venäjän puoleisilla näyte aloilla (kuva 8). Kaakkois-Suomen ja Karjalan kannaksen yksittäiset näyte alat eivät poikenneet toisistaan mer kitsevästi, vaikka yhtenä ryhmänä kä siteltynä Kaakkois-Suomen näytealoil la olikin merkitsevästi (p < 0,05) pie nempi harsuuntuminen kuin Karjalan kannaksella. Kostamuksen läheisyy dessä mäntyjen harsuuntumisaste oli merkitsevästi (p < 0,05) korkeampi kuin Kainuun näytealoilla. Neulasvuo sikertojen määrä oli Kaakkois-Suo messa merkitsevästi (p < 0,05) korke ampi kuin Karjalan kannaksella, Kai nuussa tai Kostamuksessa (kuva 8). Metsien rakenne oli Suomen näyte aloilla selvästi erilainen kuin Venäjän puolella, jossa oli runsaasti kuolleita ja 150 Suomen metsien kunto Kuva 1. Rikin vuosilaskeuma ja vajoveden rikki määrä (mg/m 2 ) Kaakkois-Suo messa ja Karja lan kannaksella v. 1992-1993. Kuva 2. Ammo nium- ja nitraatti typen vuosilas keuma (mg/m 2 ) Kaakkois-Suomes sa ja Karjalan kan naksella v. 1992- 1993. Kuva 3. Kalsiumin ja magnesiumin vuosilaskeuma (mg/m 2 ) Kaakkois- Suomessa ja Kar jalan kannaksella v. 1992-1993. 151 Metsäntutkimuslaitos Kuva 4. Rikin vuo silaskeuma ja vajo veden rikkimäärä (mg/m 2 ) Kostamuk sen-Kainuun tutki muslinjalla v. 1992-1993. Kuva 5. Neulasten (1-vuotiset) rikkipi toisuus (mg/g) ja typpipitoisuus (%, mg/g = 10x%- arvo) Kaakkoi s ja Kar jalan kannaksella. Kuva 6. Neulasten (1-vuotiset) kalsi um-, kalium- ja magnesium pitoi suudet (mg/g) Kaakkois-Suomes sa ja Karjalan kan naksella. 152 Suomen metsien kunto Taulukko 1. Männyn neulasten (nuorin vuosikerta) ravinnepitoisuuksia Kosta muksen-Kainuun tutkimuslinjalla. kuolevia aluspuita (kuva 9). Poikke uksen muodostivat vain eräät Kaak kois-Suomen ja Kainuun näytealat. Puiden keskinäinen kilpailu oli yleisin kuolinsyy (45 % tapauksista). Jos kil pailu jätetään huomiotta, niin 28,2 %:ssa puista esiintyi muiden tekijöi den aiheuttama puiden kasvuun tai elin voimaan haitallisesti vaikuttava tuho. Näistä oli männynversosurma yleisin (11,2 %). Muita syitä olivat ytimennä vertäjät, lumi, korjuuvauriot, mänty pistiäiset sekä tunnistamattomat teki jät. TUlosten tarkastelua Tähän mennessä saatujen laskeumatu losten mukaan lähinnä Pietarin kau pungin, Leningradin alueen ja mah dollisesti myös Viron suuret päästö lähteet aiheuttavat Karjalan kannak sen mäntymetsiin suhteellisen korke an rikki-ja typpikuormituksen. Pieta rin suunnasta ja Virosta ulottuu kuor mitusgradientti Kaakkois-Suomeen, jonka eteläosissa rikki- ja typpilas keuma on 2-3-kertainen sisämaan taus ta-arvoihin verrattuna. Laskeuman poikkeuksellisen korkea emäskationi pitoisuus alentaa kuitenkin rikin ja ty pen aiheuttamaa happamoittavaa kuor mitusta. Lisäksi metsämaan luontaiset puskurimekanismit neutraloivat suu ren osan maahan kohdistuvasta happa masta laskeumasta. Alustavien tulosten mukaan Kosta muksen kaivoskombinaatin aiheutta ma kuormitus Kainuun metsissä on melko pieni. Alueella vallitsevien län nen ja lounaan puoleisten tuulien vuok si pääosa kombinaatin päästöistä kul keutuu itään. Tämän tutkimusjakson aikana kaivoskombinaatista tuli Kai nuuseen lähinnä rikkiä, mutta kombi naatin rikkipäästöihin verrattuna rik kilaskeuma jäi Kainuussa suhteellisen alhaiseksi. Lisäksi kaivoskombinaa tista peräisin oleva kalsiumlaskeuma neutraloi rikin happamoittavaa vaiku tusta. Männiköiden terveydentila oli Kar jalan kannaksella ja Kostamuksen alu eella yleisesti ottaen heikompi kuin Kaakkois-Suomessa ja Kainuussa. Tulokset selittynevät usean eri tekijän yhteisvaikutuksista. Venäjän puolella männiköt ovat eri-ikäisrakenteisia, ti heitä, harventamattomia ja niissä on runsaasti kuolevia tai lahoavia puita. Kuolevat puut luovat hyvät edellytyk set muun muassa erilaisten hyönteis ten lisääntymiselle. Toisaalta suhteel lisen korkea ilman epäpuhtauksien las keuma on saattanut alentaa puiden N P K Ca S Mg Mn Fe Zn Cu Näyteala mg/g mg/kg 1 9,6 1,26 4.50 2,12 0,79 1,00 437 56 34 2,2 2 9,6 1,24 4,47 2,25 0,79 1,07 588 36 36 2,1 3 9,8 1,23 4,01 2,18 0,79 0,84 552 30 35 2,2 4 10,2 1,26 4,17 1,71 0,85 0,95 499 37 41 2,8 5 9,5 1,24 4,40 2,14 0,79 1,01 533 33 32 2,7 6 10,7 1,38 3,72 2,00 0,81 0,99 462 36 40 2,7 7 8,9 1,17 4,12 1,62 0,80 0,97 484 30 32 2,3 8 12,1 1,46 4,05 1,45 0,94 0,94 623 38 36 3,0 Metsäntutkimuslaitos 153 Kuva 7. Neulasten syöntiaste oksanäytteissä (kpl/kg) Kaakkois-Suomessa ja Karjalan kannaksella (pylväiden selite kuvassa 2). vastustuskykyä Kaakkois-Suomen ete läosassa ja Karjalan kannaksella sekä myös Kostamuksen kaivoskombinaa tin välittömässä läheisyydessä. Män nyn neulasten alkuainepitoisuudet hei jastivat paikallista märkälaskeumaa ja neulasten pintavahojen kunto oli huo nompi alueilla, joihin kohdistui kor kea kuormitus (Nevalainen ja Arkhi pov 1994). Lisäksi neulasanalyysin tulokset viittaavat siihen, että män nyillä saattaa olla puutetta magnesiu mistä Karjalan kannaksen eteläosassa. Puuston terveydentilassa havaittu ero Kaakkois-Suomenja Karjalan kannak sen ja myös Kostamuksen ja Kainuun välillä selittynee tässä vaiheessa tutki musta metsien erilaisella rakenteella. Metsien rakenne-eroja ilman epäpuh taudet eivät kuitenkaan ole toisiaan poissulkevia, vaan saattavat vaikuttaa yhdessä samaan suuntaan (Houston 1987). Kuva 8. Mäntyjen harsuuntumisaste (%) ja neulos kertojen määrä (10x) Karja lan kannaksella ja Kaakkois-Suomessa sekä Kostamuksen-Kainuun linjalla. 154 Suomen metsien kunto Kuva 9. Puiden jakautuminen yleiskuntoluokkiin (vrt. kuntoluokat s. 148) Karjalan kannaksella ja Kaakkois-Suomessa sekä Kostamuksen-Kainuun tutki muslinjalla. Kirjallisuus Derome, J., Niska, K., Lindroos, A-J. & Välikangas, P. 1991. lon-balance monitoring plots and bulk deposi tion in Lapland during July 1989 June 1990. Julkaisussa: Tikkanen, E. & Varmola, M. (toim.). Research into forest damage connected with air pollution in Finnish Lapland and the Kola Peninsula of the USSR. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonan toja 373:49-76. Houston, D.R. 1987. Forest tree decli nes of past and present: current un derstanding. Canadian Journal Plant Pathology 9:349-360. Hyvärinen, A. 1990. Deposition on forest soils, effects of tree canopy on throughfall. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer- Verlag, Berlin, s. 199-213. Hiittl, R. 1991. Die Nährelementver sorgung geschädigter Walder in Eu ropa und Nordamerika. Freiburger Bodenkundliche Abhandlungen. Heft 28. Her. v. Institut fr Bodenkun de und Waldernährungslehre der Albert-Ludwigs-Universität. Offset druck Gerhard Seeger, Freiburg im Breisgau. 440 s. ICP 1986. Manual on methodologies and criteria for harmonized samp ling, assessment, monitoring and ana lysis of the effects of air pollution on forests. International Co- operative Programme on Assessment and Mo nitoring of Air Pollution Effects on Forests in the ECE-Region. Jukola-Sulonen, E-L., Mikkola, K. & Salemaa, M. 1990. Vitality of coni fers in Finland, 1986-88. Julkaisus sa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttä mies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 523-560. Järvinen, O. & Vänni, T. 1994. Sade veden pitoisuus- ja laskeuma-arvot Suomessa vuonna 1992. Vesi- ja ympäristöhallituksen monistesarja 510. 68 s. Metsäntutkimuslaitos 155 Leinonen, L. (toim.). 1993. Ilmanlaa tumittauksia 1992. Ilmatieteen lai tos. 248 s. Lumme, I. & Arkhipov, V. 1993. Ilman epäpuhtauksien kuormitus Kaak kois-Suomenja Karjalankannaksen männiköissä. Ilmansuojelu-uutiset 4:34-38. Lumme, I. (toim.). 1994. Karjalan met sien terveydentila - tutkimushank keen väliraportti. Metsäntutkimus laitoksen tiedonantoja 489. 42 s. Valtakunnan metsien 8. inventointi. 1985. Pysyvien näytealojen kenttä työn ohjeet. Metsäntutkimuslaitos. 82 s. Nevalainen, S. & Arkhipov, V. 1994. Neulasten pintavahojen kunto Kaak kois-Suomen ja Karjalan kannaksen männiköissä. Julkaisussa: Lumme, I. (toim.). Karjalan metsien tervey dentila - tutkimushankkeen välira portti. Metsäntutkimuslaitoksen tie donantoja 489. 31-34. Plancenter Ltd. 1991. Environmental priority action programme for Le ningrad, Leningrad region, Karelia and Estonia. Synthesis Report, Mi nistry oi' Environment of Einland. 193 s. 156 Suomen metsien kunto Metsikön ravinnekierto ilman epäpuhtauksien aiheuttaman kuormituksen osoittajana Heljä-Sisko Helmisaari, John Derome, Teuvo Levula, Tiina Nieminen, Kristina Palmgren, Maija Salemaa, Ilkka Vanha-Majamaa, Pia Reponen ja Orlando Rutter Johdanto Vasteita ilman epäpuhtauksien aiheut tamalle kuormitukselle ilmenee eliö kunnassa monilla organisaatiotasoilla solusta ekosysteemiin ja koko biosfää riin. Vaste liittyy rakenteen ja/tai toi minnan muutoksiin. Metsäekosystee min toimintaa luonnehtivat energia virrat ja orgaanisen aineen muodostu minen ja hajoaminen, sekä siihen liit tyenravinnevirratjaravinteiden kierto ja näihin vaikuttavat prosessit. Ilman epäpuhtauksien, kuten kuiva- ja mär kälaskeuman sekä kaasumaisten epä puhtauksien (otsoni, rikkidioksidi, ty pen oksidit) vaikutuksia suoraan tai välillisesti maan kautta voidaan havai ta ravinteiden kierron ja orgaanisen aineen muodostumisen ja hajotuksen muutoksina, ja edelleen neulasiston ja hienojuuriston vaurioina. Tutkimus hankkeen "Ilman epäpuhtauksien vai kutus metsäekosysteemin toimintaan" osakokonaisuudet painottuvat näihin vaikutuksiin. Metsäekosysteemin ravinnekiertoa koskevan osahankkeen tavoitteena on ekosysteemien ravinnetaseiden avulla arvioida ekosysteemin toimintaa, ra vinnetilaa ja sen muutoksia. Ravinne kierron tunteminen antaa myös tausta tietoa metsäekosysteemin eliöstössä havaittujen muutosten syiden selvittä miselle (ks. Fritze ym. tässä julkaisus sa). Harjavallan ympäristössä ja Hä meenkankaalla sijaitsevissa männi köissä on vuodesta 1992 lähtien tutkit tu eriasteisen raskasmetalli- ja rikki laskeuman vaikutuksia metsikön ra vinnekiertoon. Ilomantsin Mekrijärvel lä sijaitsevissa männiköissäon tutkittu 1980-luvun puolivälistä lähtien ravin nekierron eri osavaiheiden ajallista ja metsikön iän mukaista vaihtelua (Hel misaari 1994a,b). Tässä artikkelissa tarkastellaan metsikön ravinnekiertoa ja sen osavaiheita raskasmetallien ja rikin aiheuttaman kuormituksen osoit tajina pääasiassa Harjavallasta ja Hä meenkankaalta saatujen ensimmäisten tulosten perusteella. Aineistoja menetelmät Epäpuhtauksien päästöt ja pitoisuu det Outokumpu Harjavalta Metals Oy:n kuparisulatto aloitti toimintansa v. 1945. Nikkelin tuotanto alkoi v. 1960. Kupari- ja nikkelimalmi sisältää rik kiä, raskasmetalleja sekä arseenia. Rik ki pääsee ilmaan rikkidioksidina (S0 2 ) ja raskasmetallit sekä arseeni savu kaasujen pölyhiukkasiin sitoutuneena. Matalista piipuista johtuen valtaosa päästöistäon levinnyt suppealle alueel le, alle 5 km:n etäisyydelle tehtaista. Sulaton toiminnan alkuvaiheessa 1940-luvun lopulla raaka-aineen si Metsäntutkimuslaitos 157 sältämää rikkiä ei otettu lainkaan tal teen, vaan se päätyi ympäristöön (n. 30 000 t SO/v.). Rikkihappotehdas perustettiin v. 1947, jolloin rikin tal teenoton aloittaminen pienensi S02 - päästöjä (kuva la). Myöhemmin, var sinkin 1990-luvulla, on rikkidioksidi päästöjä pienennetty edelleen proses siteknisin toimenpitein. Valmistumas sa oleva uusi rikkihappotehdas vähen tää rikkidioksidipäästöjä niin, että tuo tannon laajennuksen jälkeen v. 1995 päästöt ovat n. 4 500 t/v. (Rantalahti 1994). Tehtaan pölypäästöistä 1940-1970- luvuilla ei ole arviota. Tuotantomääri en perusteella arvioituna vuotuiset pölypäästöt ovat olleet v. 1945-1984 vuoden 1985 tasoa tai pienemmät (Rut ter 1994). Vuoden 1993 pölypäästöis sä (kokonaismäärä 2501 /v.) oli kupa ria 50 t (kuva lb), nikkeliä 7 t (kuva Kuva 1. Outokumpu Harjavalta Metals Oy:n a) rikkidioksidipäästöt vuosina 1945-1993, b) pölypäästöt ja niiden sisältämä kupari vuosina 1985-1993, 158 Suomen metsien kunto Kuva 1. c) pölypäästöt ja niiden sisältämä nikkeli vuosina 1985-1993 ja d) sinkki-, lyijy- ja kadmiumpäästöt vuosina 1985-1993 (Rautalahti 1994, Rutter 1994). lc), sinkkiä 131, lyijyä 61, kadmiumia 0,91 (kuva ld), arseenia 111 ja eloho peaa 15 kg. Viime vuosina pölypäästö jä on pienennetty uusilla suodattimilla niin, että ne ovat lähitulevaisuudessa n. 50 t/v. eli 95 % pienemmät kuin v. 1990 (Rantalahti 1994). Kemira Oy:n lannoitetehdas päästi Harjavallan ympäristöön epäpuhtauk sia vuoteen 1989 saakka, esim. v. 1987 typpiyhdisteitä 600 t/v. typpidioksidi na (Outokumpu Oy samana vuonna 125 t), kloridia 30, fluoridia 0,8 ja fosforia 1 t/v. Tutkimusmetsiköt Vuonna 1992 metsän terveyslannoitus -tutkimushankeperusti neljä koettao,s, 2, 4 ja 8 km:n etäisyyksille Harjaval lassa sijaitsevasta kupari-ja nikkelisu latosta. Tässä tutkimuksessa käytetään Metsäntutkimuslaitos 159 yhtä kunkin kokeen lannoittamatto mista koealoista, joita nimitetään vas taavasti: Har 0,5, Har2, Har4 ja Harß. Näiden metsiköiden lisäksi yksi tutki musmetsikkö sijaitsee Jämijärven Hä meenkankaalla 60 km Harjavallasta koilliseen alueella, jolla ei ole paikal lisia päästölähteitä (Häm), ja yksi Ilo mantsin Mekrijärvellä (Mek) ns. taus ta-alueella (35-vuotias männikkö, Hel misaari 1992, 1994 b). Männiköt ovat iältään 25-50-vuotiaita j a kasvavat VT CT:n kasvupaikoilla lajittuneilla hiek ka-hietakankailla. Tutkimusmenetelmät Ravinteiden kiertoa mitattiin metsi köissä toukokuusta 1992 lähden seu raavista eri osavaiheista: 1) laskeuma (vapaa sadanta, metsikkösadanta), 2) valunta maaprofiilissa, 3) biologinen kierto: ravinteiden otto j a sisäinen kier to puussa, palautuminen karikkeessa maahan, karikkeen hajotus (kuva 2). Ravinteiden jakautumista mitattiin metsämaasta, aluskasvillisuudesta ja puustosta. Ravinnekierto Laskeuman määrää ia ravinnekoostu musta mitattiin sadevesi- ja lumikeräi millä, jotka sijoitettiin systemaattises ti aukealle ja metsiköihin (20 kpl/koe ala). Sadevesikeräimet tyhjennettiin kerran kahdessa viikossa ja lumikeräi met kuukausittain. Ravinneanalyysejä varten näytteet yhdistettiin laboratori ossa kuukausinäytteiksi, joista mitat tiin pH ja analysoitiin anionit N0 3 , P0 4 , S0 4 ja Cl ionikromatografilla, kok. P, kok. S, K, Ca, Mg, Na, Mn, Cu, Zn, Fe, AI, Pb, Cd jaNi ICP-emissios pektrofotometrillä, orgaaninen hiili TOC-analysaattorilla, ja kok.N sekä NH4FIA-analysaattorilla(JarvajaTer vahauta 1993). Hämeenkankaalla mi tattiin myös kaasumaisten epäpuhtauk sien pitoisuuksia (otsoni ja rikkidiok sidi, ks. Raitio ym. tässä julkaisussa), ja Ilomantsissa alkoi otsonimittaus v. 1993. Kaasumaisten ja hiukkasmais ten epäpuhtauksien pitoisuuksia on mitattu Harjavallan kaupungissa kuor mitusgradientin ensimmäisen metsi kön läheisyydessä Ilmatieteen laitok sen, Outokumpu Oy:n ja Harjavallan kaupungin toimesta. Vajoveden määrää ia ravinnepitoi suuksia mitattiin vajovesilysimetreil lä kolmelta eri syvyydeltä maassa: humuskerroksen alta sekä kivennäis maassa 20 ja 40 cm:n syvyydeltä (4 1y si metri ä/kerros). Vajo vesi 1y si metri t tyhjennettiin kahden viikon välein (tai tarvittaessa, jos ei satanut) samanai kaisesti sadevesikeräimien kanssa. Näytteistä mitattiin pH ja analysoitiin samat ravinteet kuin sadevedestä. Vuosittaista ravinteiden ottoa mita taan epäsuorasti määrittämällä kasvil lisuuden eri ositteiden uuden tuotok sen biomassa ja ravinnepitoisuudet. Tätä varten otetaan kaatokoepuita v. 1994. Vuotuiseen biomassatuotokseen sitoutuneet ravinteet edustavat ravin teiden ottoa ja ne ovat peräisin joko maasta tai sisäisestä kierrosta. Puus tossa sisäinen kierto voidaan määrittää (Helmisaari 1992), joten jäljellä ole van osuuden oletetaan olevan peräisin maasta. Karikkeen määrää ia ravinnepitoi suuksia mitattiin karikekeräimillä (12 kpl/koeala). Keräimettyhjennettiin tal vikautena sekä kasvukauden alussa kuukausittain ja syksyisen pääkarike sadon aikana viikottain. Karikkeesta eroteltiin seuraavat ositteet: vihreät ja ruskeat neulaset, kaarna, oksat, 1 - ja 2- vuotiaat kävyt, tomu, tunnistamaton osa (loput). Ravinneanalyysejä varten neulasnäytteet yhdistettiin laboratori ossa kuukausittain ja muut ositteet vuosittain. Näytteistä määritettiin typ pi ja rikki LECO-analysaattoreillajaP, K, Ca, Mg, Mn, Cu, Fe, Zn, Fe, AI, B, 160 Suomen metsien kunto Kuva 2. Kaavio metsikön ravinnekierrosta. Mo, Pb, Cd ja Ni ICP-emissiospektro metrillä. Neulaskarikkeen hajotusta (massan ja ravinnepitoisuuksien muutoksia maassa) seurataan metsiköissä puoli vuosittain. Kustakin metsiköstä elo syyskuussa 1992 (kesäkarike) kerät tyä neulaskariketta sijoitettiin nylon verkkopusseihin humuskerroksen ylä osaan (72 kpl/koeala) marraskuussa 1992 (Harjavallan kuormitusgradien tin koealat), ja toukokuussa 1993 (Hä meenkangas ja Mekrijärvi). Kevättal vella 1993 kerätyn talvikarikkeen näyt teet sijoitettiin koealoille toukokuussa 1993. Kesäkarikepusseista nostettiin mar raskuussa 1993 20 pussia kustakin metsiköstä (puolen vuoden ja vuoden kuluttua maahanpanosta). Pussit kui vattiin ja niiden sisältämä neulasmas sa punnittiin. Touko-kesäkuussa 1994 nostettiin kesäkarikepussien toinen erä ja talvikarikepussien ensimmäinen erä. Juurikarikkeen hajotusta mitataan metsiköiden humuskerrokseen v. 1994 toukokuussa sijoitettujen, kuivattuja männyn hienojuuria (läpimitta <2 mm) sisältävien pussien avulla. Hienojuu ret olivat peräisin v. 1992 syyskuussa suoritetusta näytteenotosta. Juurikari kepussit nostetaan keväällä 1995 ja 1996. Ravinnemäärät Metsämaan ravinnemäärät (tilavuus näytteet) määritettiin vuonna 1992 syyskuussa viidestä eri maakerrokses ta. Humuskerroksesta ja kivennäis maasta otettiin 25 osanäytettä/kerros ja koeala. Näytteet yhdistettiin ana lyysejä varten kerroksittain viideksi osanäytteeksi/koeala. Maanäytteistä määritettiin kokonais- ja uuttuvat ra vinteet, pH, kationinvaihtokapasiteet ti, emäskyllästysaste, kokonais-ja vaih tohappamuus.haponneutralointikyky. Metsäntutkimuslaitos 161 Aluskasvillisuutta koskevassa osa tutkimuksessa selvitettiin pohja- ja kenttäkerroksen kasvillisuuden mer kitystä metsikön ravinnekierrossa ja vertailtiin eri kasviryhmien raskasme tallien ja rikin sietokykyä. Aineisto palvelee myös muita tutkimuksia, jois sa mm. selvitetään kasvilajien runsa ussuhteiden ja kemiallisen ympäristön yhteyttä ja tutkitaan kasvilajien vastei ta mitattuihin ympäristömuuttujiin (Sa lemaa ym. tässä julkaisussa). Aluskasvillisuuden biomassa ja ra vinnepitoisuudet määritettiin lajeittain eri kasvumuotoryhmistä(jäkälät, sam malet, varvut, ruohot, heinät) Mekri järveltä, Hämeenkankaalta ja Harja vallan ympäristön koealoilta (HarX ja Har4) elo-syyskuussa 1992. Kunkin koealan vaipalta otettiin ositetulla sa tunnaisotannalla 30 kpl 20 x 20 cm suuruisia näytteitä, jotka leikattiin maanpintaa myöten ja säilytettiin pa kastettuina. Samoja näytteitä käytet tiin sekä aluskasvillisuuden biomas san että kemiallisen koostumuksen määrittämiseen. Vuonna 1993 elokuus sa otettiin koealoilta Har2ja Har(),s muutamista kasvilajeista lisänäytteitä kemiallista analyysiä varten. Tällöin otanta perustui kokoomanäytteisiin, jotka kerättiin erikseen kultakin vai palta. Kasvilajit ja kasvinosat eritel tiin, näytteet kuivattiin4B h 60°C:ssa, ja kuivamassat punnittiin. Varvuista eroteltiin uusin vuosikasvain, muu elä vä biomassa ja kuolleet kasvinosat omiksi näytteikseen. Jäkälistä ja sam malista eroteltiin elävä biomassa ja hajoava vanhempi biomassa värieron perusteella. Kemiallista analyysiä var ten koealan samaltasivultaolevat näyt teet yhdistettiin kokoomanäytteeksi. Jos näytettä ei riittänyt analyysiin, ko koomanäyte edusti koko koealaa. Rik ki- ja typpianalyysit tehtiin LECO analysaattorilla ja muut alkuaineet analysoitiin ICP-spektrofotomctrisesti. Analyysit tehtiin pesemättömistä kas vinäytteistä, jolloin pitoisuudet edus tavat myös kasvin ulkopinnalle kerty neitä aineita. Puuston eri ositteiden (neulaset ikä luokittain, kävyt, rungoneläväja kuol lut kuori ja puuaine, oksien kuori ja puuaine, tukijuurten osanäytteet) bio massa ja ravinnepitoisuudet määrite tään kustakin metsi kiistä kaatokoepuis ta syksyllä 1994. Lisäksi kesäkuussa 1994 kustakin metsiköstä kaadettiin viisi koepuuta, joista selvitettiin, onko päästöjen vähentäminen vaikuttanut rungon vuosilustojen raskasmetallipi toisuuksiin (Rutter 1994). Puustomit taukset tehtiin kokeita perustettaessa ja toistetaan tutkimusjakson lopussa. Neulasnäytteet otettiin kultakin koe alalta v. 1992 ja 1993 keskikesällä neulasten kasvun päätyttyä sekä lepo kautena vuotuisen minimi- ja maksi miravinnetilan määrittämiseksi sekä sisäisen kierron määritystä varten. Hie nojuuribiomassa ja sen ravinnepitoi suudet määritettiin syyskuussa 1992 ja 1993. Hienojuuriston kasvua ja kuol leisuutlatulkitaan vuosina 1994 ja 1995 ns. juurten kasvukolonnien avulla (ks. Frit/.e ym. tässä julkaisussa). Männyntaimien bioniassaluot ostaja ravinteiden allokaatiota taimen eri osiin raskasmetallien kuormittamassa maas sa tutkitaan lisäksi v. 1994 aloitetulla kasvihuonekokeella, jossa männyn taimia kasvatetaan koemetsiköistä nos tetuissa maakolonneissa sekä kvartsi hiekassa. Kvartsihiekassa kasvaville taimille annetaan lisäksi kuparia ja nik keliä eri annoksina. Tulokset Ravinnelaskeuma Metsäekosysteemeissä pääosa kal siumista, kaliumista, magnesiumista ja fosforista tulee kasvien saataville rapautumisesta. Vapaan sadannan mu 162 Suomen metsien kunto kana tuli kalsiumia ja magnesiumia hieman suurempia määriä metsikköön HarO,s kuin muihin metsiköihin (tau lukko 1). Vuotuinen typpilaskeuma oli 5-6 kg/ha/v. Hämeenkankaalla ja metsi kössä HarB ja 7,3 kg/ha/v. metsikössä Haro,s. Vapaa sadanta sisälsi huomat taviamääriäraskasmetallejametsikös- sä Haro,s, ja metsiköiden raskasme tallilaskeumassa oli selvä gradientti (taulukko 1). Sadevesi myös huuhtoo ravinteita latvustosta. Runsaimmin lat vustosta huuhtoutuu mangaania, kali umia, kalsiumia ja magnesiumia (Hel misaari ja Mälkönen 1989), joiden määrät metsikkösadannassa olivat monikertaisia vapaaseen sadantaan verrattuna (taulukko 1). Myös rikin ja raskasmetallien, kuten esim. kuparin määrät lisääntyivät metsikkösadannas sa, johtuen todennäköisesti maaperäs tä otetusta jalat vuston keräämästä kui valaskeumasta. Tässä tutkimuksessa ei erikseen määritetty kuivalaskeumaa. Lindbergin ja Lo vellin (1992) mukaan sulfaatin kuivalaskeumaa voidaan ar vioida sadantamittausten perusteella seuraavasti: =((metsikkösadanta+run kovalunta) - vapaa sadanta)). Hm. ta valla määritettynä sulfaatin kuivalas keuma oli suurin metsikössä Har(),sja se väheni pistelähteestä poispäin (tau lukko 1). Kuivalaskeuman osuus ko konaislaskeumasta vaihtelee suuresti eri ravinteilla: se voi olla rikillä 20 %, nitraattitypellä 10-20 %, ammonium typellä ja kaliumilla 50 % (Hyvärinen 1990). Kuparin vuotuinen kuivalas keumaem. tavalla laskettuna oli n. 154 mg/m 2 metsikössä Har(),sja 3,1 mg/m 2 metsikössä Har4 (taulukko 1, runko valuntaa ei mitattu). Ravinnekierto Sisäinen kierto ia karike Biologiseen kiertoon kuuluu ravintei den otto maasta ja ravinteiden palautu minen kasvien saataville ns. sisäisessä kierrossa ja karikkeen hajotuksessa. Sisäisessä kierrossa palautuu valtaosa kellastuvien neulastensisältämistäliik kuvista ravinteista. Typen, fosforin ja kaliumin palautumisprosentit kellas tuvista neulasista takaisin puuhun vaih telivat välillä 67-89 % (taulukko 2). Magnesiumin palautumisprosentti vaihteli välillä 43-59 %. Kellastuvien neulasten sisältämästä kuparista pa lautui 71 ja 80 % Mekrijärven ja Hä meenkankaan metsiköissä, mutta mui den metsiköiden voimakkaasta kupa rilaskeumasta johtuen karikeneulasis saoli huomattavasti enemmän kuparia kuin vihreissä neulasissa (taulukko 2). V. 1992 puut saivat sisäisestä kier rosta 52-57 % vuotuisesta neulasbio massan kasvuun tarvittavasta typestä Harjavallan metsiköissä(Levula 1992). Vastaavasta magnesiumin tarpeesta sisäinen kierto tyydytti samoissa met siköissä 19-28 %. Mekrijärven (Hel misaari 1992) ja Hämeenkankaan män niköissä sisäinen kierto tyydytti 70 ja 75 % typen sekä 35 ja 36 % magne siumin tarpeesta uuden neulasbiomas san kasvuun. Ravinteita tarvitaan myös runkopuun, kuoren, juurten ja oksien kasvuun. Näiden ositteiden vaatima vuotuinen ravinnemäärä voidaan mää rittää v. 1994 näytteenoton jälkeen. Latvustoltaan juuri sulkeutuneessa VT männikössä neulasten kasvuun tarvit tava typpimäärä oli 70 % vuotuiseen kokonaistuotokseen (hienojuuria lu kuunottamatta) tarvittavasta typestä (Helmisaari 1992). Männikössä sisäi nen kierto voi tyydyttää jopa 60 % typen, 45 % fosforin, 35 % kaliumin ja 25 % magnesiumin tarpeesta maan päälliseen kasvuun sekä tukijuurten kasvuun (Helmisaari 1992). Lopun saavat ottamalla ravinteita maasta. Neulaskierto oli nopeinta lähinnä tehdasaluetta sijaitsevassa metsikössä Haro,s, jossa syksyinen neulaskarike sato (kuva 3a) oli 34 % neulasmassasta 163 Metsäntutkimuslaitos Taulukko 1. Vapaan sadannan ja metsikkösadannan vuotuiset ravinnemäärät 6.6.1992-5.6.1993 eri metsiköissä (*puuttuva tulos). Vs = vapaa sadanta, Ms = metsikkösadanta. v. 1992. Metsiköissä Har4, Harß, Häm ja Mek vastaavat arvot olivat 22, 22, 20 ja 25 % neulasmassasta. Metsikös sä HarO,s on enimmäkseen vain kahta neulasikäluokkaa. Syksyisen karikesadon määrä oli pienin Harjavallassa lähinnä päästö lähdettä sijaitsevassa metsikössä (kuva 3a). Mekrijärven (A) ja Hämeenkan kaan (B) karikemassojen suuri ero ai heutuu ko. metsiköiden erilaisesta ti heydestä (runkoluvut 2 944 ja 2 ()47 kpl/ha) ja vastaavasti neulasmassan määrästä. Tomun määrä oli huomatta vasti suurempi kahdessa tehdasaluetta lähinnä olevassa metsikössä kuin kau empana. Suurin osa tomusta oli toden näköisesti pölynä tulevaa kuivalas Taulukko 2. Neulasten ravinnesisällön (µg/neulanen) suhteellinen vähenemi nen kellastumisen aikana v. 1992 eri metsiköissä. Neulasten ravinnemäärät ennen kellastumista heinäkuussa 1992 (10 puuta/metsikkö, 3-vuotiset neulaset) ja kellastumisen jälkeen elo-syyskuussa 1992 metsikkökohtaisista neulaskarik keen kokoomanäytteistä. Hämeenkangas Harjavalta 8 Harjavalta 4 Harjavalta 0,5 Määrä, mm Vs 666,0 497,9 638,3 526,0 Ms 539,1 403,3 389,8 399,5 H+ , mg/m 2 Vs 31,9 29,5 19,4 21,5 Ms * 34,1 32,2 26,8 S, mg/m 2 Vs 556,0 493,6 476,3 815,0 Ms 465,0 575,2 604,3 1 016,0 K, mg/m 2 Vs 39,5 15,3 50,2 6,6 Ms 143,4 132,4 132,7 171,4 Ca, mg/m 2 Vs 71,9 55,7 74,3 120,0 Ms 115,1 133,9 185,1 252,5 Mg, mg/m 2 Vs 28,0 19,6 23,0 72,3 Ms 38,1 42,0 54,5 76,1 Cu, mg/m 2 Vs 0,0 3,7 13,2 275,0 Ms 0,0 4,1 16,3 428,9 Ni, mg/m 2 Vs 0,0 0,7 1,7 26,9 Ms 0,0 0,6 2,4 51,7 Cd, mg/m 2 Vs 0,0 0,12 0,10 0,72 Ms 0,0 0,07 0,05 0,78 N P K Mg Cu S % Mckrijiirvi 67,2 82,6 88,1 42,8 71,4 47,0 I lämcenkangas 72,9 83,6 88,2 56,3 80,4 53,7 Haijavalta 8 76,6 85,2 89,1 49,4 28,6 54,0 Haijavalta 4 76,4 86,2 88,9 58,7 29,2 60,0 Haijavalta 0,5 77,3 80,6 84,9 52,8 0,0 53,8 164 Suomen metsien kunto keumaa. Tomusta 1,8 % oli kuparia tehdasalueen lähimmässä metsikössä (0,5 kg Cu/ha), mutta 4 km:n etäisyy dellä ainoastaan 0,07 % (kuva 3b). Tomun lisäksi myös kaarna- ja neulas karike sisälsi suuria määriä raskasme talleja, varsinkin kuparia. Karikkeen sisältämien typen ja emäskationien määrä oli verrannolli nen karikemassaaneri metsiköissä (ku vat 3c ja 3d), mutta eri karikeositteiden ravinnepitoisuudet vaihtelivat suures ti. Varsinkin tomu sisälsi runsaasti typ peä kaikilla koealoilla. Magnesiumia palautui pääasiassa neulaskarikkees sa, mutta myös tomu sisälsi runsaasti magnesiumia metsikössä HarO,s (kuva 3d). Sisäisen kierron mukana palautui puuhun määrällisesti enemmän typ peä, kaliumia ja fosforia kuin maahan karikkeen mukana. Karikkeessa palautui maalian huo mattavasti vähemmän magnesiumia suhteessa typpeen Harjavallan metsi köissä ja Hämeenkankaalla verrattuna Mekrijärveen. Hämeenkankaalla tämä todennäköisesti johtuu maaperän ka ruudestaja magnesiumin vähäisyydes tä (Raitio 1990) ja muilla koealoilla siitä, että raskasmetallit ovat syrjäyttä neet maaperän vaihtopaikoilta emäs kationeja, kuten magnesiumia (ks. Frit ze ym. tässä julkaisussa) Karikkeen hajotus Hajotusaktiivisuus oli hyvä Mekrijär ven ja Hämecnkankaan metsiköissä, joissa puolen vuoden jälkeen oli kes kimäärin 74 % karikkeesta hajoamatta (kuva 4). Saastuneimmassa metsikös sä (Har(),s) oli vuoden jälkeen vielä lähes 72 % neulasista hajoamatta. Ero gradientin vähemmän saastuneisiin metsiköihin, joillaoli n. 68 % (Har4)ja vastaavasti 62 % (HarB) neulasista hajoamatta, oli tilastollisesti merkitse vä (p < 0,01, kuva 4). Ravinnevarastot Maaperä Uuttuvia kationiravinteita (Ca, Mg ja K) oli metsikön Haro,s maaperässä huomattavasti vähemmän kuin kau empana päästölähteestä olevissa met siköissä Har4ja HarB (Fritze ym. tässä julkaisussa). Raskasmetallien pitoisuu det humuksessa lisääntyivät jyrkästi tehdasta kohti. Alumiinin kokonaispi toisuudessa ei havaittu eroja metsiköi den välillä, kun taas humuksen koko naisrikkipitoisuus kohosi päästölähdet tä lähestyttäessä. Raskasmetallien, ku ten esim. kadmiumin ja lyijyn sitoutu minen maahan riippuu maan orgaani sen aineen määrästä (Andersson 1977), koska raskasmetallit voivat muodos taa orgaanisen aineen kanssa komp leksiyhdisteitä. Aluskasvillisuus Aluskasvillisuuden kemiallista koos tumusta tarkastellaan tässä artikkelis sa kuparin ja rikin suhteen. Esimerkki lajeiksi valittiin varvuista puolukka (Vaccinium vitis-idaea) ja variksen marja (Empetrum nigrum). Pohjaker roksen sammalia edustavat kynsisam mal (Dicrantim polyselum) ja nuokku varstasammal (Pohtia nutans) sekä jäkäliä valkoporonjäkälä (C Uulina ar buscula) ja isohirvenjäkälä (Cetraria islanilica). Kussakin kasvumuotoryh mässäensin mainittu laji on saasteher kempi kuin jälkimmäinen (Salemaa ym. tässä julkaisussa). Raskasmetallien määrät olivat kai kissa lajiryhmissä selvästi suuremmat Harjavallan metsiköissä kuin Mekri järvellä tai Hämeenkankaalla. Alus kasvillisuuden Cu-pitoisuudet nousi vat jyrkästi Harjavallan kuormitusgra dientilla lähestyttäessä tehdasaluetta (kuva 5). Herkimmät lajit puuttuivat kin kokonaan saastuneimmasta ympä ristöstä, mikä saattaa johtua suorista myrkkyvaikutuksista tai epäsuorista Metsäntutkimuslaitos 165 Kuva 3. Metsiköiden a) karikemassa ositteittain sekä karikkeen ositteiden sisältämä b) kupari-, c) typpi- ja d) magnesiummäärä elo-syyskuussa 1992 . muutoksista kasvupaikan ominaisuuk sissa (Salemaa ym. tässä julkaisussa). Kaikista esimerkkilajeista saatiin näyt teet 8 km etäisyydeltä. Täällä samma lien Cu-pitoisuudet olivat suuremmat kuin jäkälillä ja varvuilla. Koska sam malet tunnetusti keräävät tehokkaasti raskasmetalleja, useimmat sammalla jit näyttävät saavuttavan toksisten pi toisuuksien rajat kauempana päästö lähteestä kuin kestävämmät jäkälät tai varvut. Vain Pohlia nutans kykeni kas vamaan aivan tehdasalueella. Cladina arbusculan Cu-pitoisuudet olivat suu remmat kuin Cetraria islandican, mutta vain jälkimmäinen laji pystyi kasvamaan 2 km:n etäisyydellä saas telähteestä. Humuksesta mitatut ras kasmetallipitoisuudet olivat suurem pia kuin korkeimmat aluskasvillisuu den pitoisuudet (taulukko 3). Vanhempien kasvinosien Cu-pitoi suudet oli vat suuremmat kuin nuorem pien varsinkin saastuneessa ympäris tössä Harjavallassa. Tämä näkyy sel västi variksenmarjalla (kuva 5), joka sietää erittäin suuria Cu-pitoisuuksia elävissä versoissaan. Kuolleiden kas vinosien suuret pitoisuudet johtuvat luultavasti pääasiassa aineiden kerty misestä kasvien pinnoille. On myös mahdollista, että jotkut lajit pystyvät siirtämään haitallisia aineita vanhoi hin kasvinosiin, joiden kuollessa nämä aineet poistuvat kasvista. Puolukan Cu pitoisuudet eivät nousseet yhtä jykästi 166 Suomen metsien kunto Kuva 4. Jäljellä olevan neulaskarikemassan osuus alkuperäisestä massasta hajotuskokeen ensimmäisessä vaiheessa, joka Mekrijärven ja Hämeenkankaan metsiköiden osalta kesti 1/2 vuotta ja Harjavallan metsiköiden osalta vuoden. Keskiarvoestimaatit testattiin varianssianalyysillä vertaamalla keskiarvopare ja t-testillä erikseen metsiköille Mek ja Häm ja vastaavasti koealoille Har0,5, Har4 ja Har8. kuormitusgradientilla kuin variksen marjan, vaikka 8 km etäisyydellä mo lempien lajien pitoisuudet olivat lähes samat. Myös rikkipitoisuudet olivat Harja vallassa kasvavilla kasveilla suurem mat kuin tausta-alueilla (kuva 6). Pi toisuusgradientti ei kuitenkaan ollut yhtä jyrkkä kuin Cu:lla. Jäkälien nuo remmissa ja vanhemmissa osissa ei ollut juuri eroa S-pitoisuuksissa taus ta-alueilla, mutta saastuneessa ympä ristössä vanhoissa osissa pitoisuudet olivat suuremmat. Sama ilmiö havait tiin puolukalla, jonka uusien kasvai mien pitoisuudet olivat tausta-alueilla suuremmat ja saastuneessa ympäris tössä pienemmät kuin vanhempien osien. Tämä kertoo rikin siirtymisestä kasvin sisällä vanhoista osista nuo rempiin puhtaassa ympäristössä, kun taas saastuneessa ympäristössä rikki kertyy ajan kuluessa vanhoihin kas vinosiin. Puusto Neulasten magnesiumpitoisuudet oli vat heinäkuussa 1992 sangen alhaisia metsiköissä Haro,s, Har4 ja Häm (kuva 7a). Lukuarvot vastaavat aiempia tu loksia Hämeenkankaan puiden neula sista (0,38-0,54 g/kg), joiden perus teella Raitio (1990) päätteli Hämeen kankaan männiköiden kärsivän Mg:n puutetta. N/Mg-suhde yksivuotisissa neulasissaoli 8,4 metsikössä Mek, 6,4- 6,1 metsiköissä HarB, Har4 ja Häm, mutta vain 4,2 metsikössä Haro,s. Jos N/Mg-suhde on alle 5, se saattaa il mentää Mg:npuutetta(Nihlgärd 1990). Typpipitoisuudet olivat suurimmillaan päästölähteen läheisessä metsikössä (kuva 7b). Yksivuotisten neulasten yk si kkökuivamassat olivat suurimmil laan metsiköissä Mek ja HarB, mutta kolmi vuoti sten neulasten yksi kkö mas soissa ei ollut metsiköiden välisiä ero ja (kuva 7c). Neulasmassa oli pienin lähellä pääs Metsäntutkimuslaitos 167 Kuva 5. Eri kasvilajien kuparipitoisuus kesinä 1992-1993 tutkimusmetsiköissä. tölähdettä (taulukko 4). Männyn hie nojuuribiomassan suhde neulasmas saan oli 1,0 metsiköissä Mek ja Harß 1,25 metsikössä Har4, mutta 3,3 met sikössä HarO,s. Suhteellisesti suurem pi osa neulasten tuottamista hiilihyd rateista käytetään ilmeisesti tässä met sikössä hienojuurten kasvuun, joten 168 Suomen metsien kunto maanpäälliseen kasvuun (runkoja neu laset) jää vähemmän hiilihydraatteja. Vähäravinteisessa maassa kasvavan puun kannattaa kuluttaa enemmän hii lihydraattejaan esim. hienojuuriston kasvuunjamykorritsasymbioosiin,jos tällä tavoin lisääntynyt ravinteiden saa tavuus lisää yhteyttämistä ja hiilihyd raattien tuotantoa suhteellisesti enem män. Dicksonin ja Isebrandsin (1991) mukaan ravinnestressi vähentää ensin neulasiston kasvua, jolloin fotosyn teesituotteita keräytyy vanhempiin neulasiin (esim. tärkkelyksenä) ja kul jetetaan enemmän juuriin, jolloin juur ten kasvu lisääntyy. Kuivuus (juuret eivät kuljeta tarpeeksi vettä neulasis toon) voi johtaa samoihin seurauksiin (Waring 1991). Aktiivisesti kasvavis sa kasveissa juuret ovat suhteellisen heikkoja ravinteiden "nieluja", ja saa vat yhteyttämistuotteensa latvuston alaosasta tai neulasten kasvun päätty misen jälkeen (Dickson ja Isebrands 1991). Rungon puuaineen raskasmetallipi toisuudet (Cu, Ni, Cd) olivat korkeam pia metsikössä Haro,s kuin muissa metsiköissä (taulukko 3), ja pitoisuuk sien huippu oli vuosina 1966-1980 muodostuneissa vuosilustoissa (Rut ter 1994). Rungon vuosilustojen Cu pitoisuudet metsikössä Har(),s olivat vain 2-4 kertaa korkeampia kuin Hä meenkankaalla. BaesinjaMcLaughli nin (1984) mukaan kupari ei liiku sä teen suunnassa puuaineessa. Neulasten ja hienojuurten Cu-pitoi suudet olivat 40-70-kertaisia, karike neulasten, -oksien, -kaarnan ja -tomun 165-270-kertaisia ja kasvilajeista va riksenmarjan 150-kertaisia metsikös sä Haro,s metsikköön Mek ja Häm verrattuna (taulukko 3). Myös Tylerin (1972) mukaan karike sisältää enem män raskasmetalleja kuin kasvillisuu den elävät maanpäälliset osat. Pitoi suudet lisääntyvät karikkeessa iän ja hajoamisasteen mukaan. Pitoisuuksi en lisääntyminen karikkeessa johtuu siitä, että solukot ovat keränneet ras kasmetalleja pitempään, mutta myös siitä, että kuolevan solukon raskasme tallien läpäisykyky lisääntyy (Tyler 1972). Aluskasvillisuuden korkeat ras kasmetallipitoisuudet saattavat johtua siitä, että monien lajien juuret ovat pääosin humuksessa, jossa on suurin osa raskasmetallilaskeumasta. Hienojuurten kuparipitoisuudet oli vat moninkertaisia neulasiin verrattu na. Metsiköissä Har 4 ja HarB hieno juurissa oli noin 10-kertainen kupari pitoisuus verrattuna samojen koealo jen yksivuotisiin neulasiin, mutta met siköissä Mek ja Har(),s hienojuurten pitoisuudet olivat vain noin kolmin kertaisia neulasiin verrattuna. Raskas metallit kertyvätjuuriinenemmän kuin lehtiin (Mitchell ym. 1978). Koealo jen Har4 ja HarB hienojuurten korkeat raskasmetallipitoisuudet suhteessa neulasiin voivat johtua siitä, että juur ten epidermi ja kutikula eivät päästä raskasmetalleja helposti läpi (Tyler 1972), kun taas metsikössä Har(),s kasvillisuuden maanpäällisten osien korkeat pitoisuudet ovat suurelta osin suoraan ilmasta tullutta raskasmetalli laskeumaa. Päätelmät Tulosten mukaan puuston vuotuisen sisäisen kierron kautta tapahtuva ra vinnetarpeen tyydyttyminen on häi riintyneessä (ts. neulasmassaltaan pie nentyneessä) männikössä vähäisempi kuin terveessä männikössä. Tämä edel leen myötävaikuttaa neulaskierron nopeutumiseen, ja siihen, että puuston on saatava yhä suurempi osa liikkuvis takin ravinteista maasta. Neulaskier ron nopeuteen voi vaikuttaa myös se, että ravinnepuutteessa puut saattavat käyttää enemmän ravinteita tehok kaimpien uusien neulasten yhteyttä 169 Metsäntutkimuslaitos Kuva 6. Eri kasvilajien rikkipitoisuus kesinä 1992-1993 tutkimusmetsiköissä. miseen vanhojen neulasten kustannuk sella (Dickson ja Isebrands 1991). Häiriintyneissä männiköissä ravin teiden saatavuus maasta on kuitenkin heikentynyt kationiravinteiden korvau tuessa raskasmetalleilla sekä heiken tyneen ravinteiden mineralisaation vuoksi, mikä aiheutuu maaperän ja hajotettavan karikkeen sisältämien ras kasmetallien suorasta myrkkyvaiku tuksesta maaperän eliöstöön (Fritze ym. tässä julkaisussa). Kunraskasme talleja kertyy karikkeeseen, negatiivi sesti varautuneet orgaaniset ryhmät vetävät puoleensa raskasmetalleja, ja karikkeesta tulee entistä kestävämpää hajotukselle (Tyler 1972). Koska puut ovat pitkäikäisiä, niiden epäpuhtauksien sietämisen tai välttä misen on perustuttava fenotyyppiseen plastisuuteen. Monilla lyhytikäisem millä kasvilajeilla on havaittu yksilöi den välistä vaihtelua sietokyvyssä (Ba ker 1987), ja niistä voivat geneettisesti 170 Suomen metsien kunto Taulukko 3. Laskeuman, puuston, aluskasvillisuuden ja maaperän kuparipitoisuuksia eri metsiköissä. Laskeumatulokset ovat näytteen ottokertojen keskiarvoja kesältä 1992-kesältä 1993, hienojuuret syyskuulta 1992, runko kesäkuulta 1994 (Rutter 1994), neulaset heinäkuulta 1992, karikeneulaset yhdistetty ajalta 14-28.9.1992 ja muut karikeositteet elo-syys kuulta 1992, aluskasvillisuus elo syyskuulta 1992 ja humus kesäkuulta 1993 (ks. Fritze ym. tässä julkaisussa). Keskiarvo ja keskiarvon keskivirhe,- tarkoittaa lajin tai näytteen puuttumista metsiköstä, * tarkoittaa puuttuvaa tulosta. c 13 13 - Un «O «O «n in U~) »n 10 10 O - - - Har0,5 s.e. 0,216 0,241 1 0,36 0,28 0,27 0.32 0,26 0,38 0,25 13,70 15,90 vo" •-H 1 1 1 1 1 \x 0,593 1,140 482,04 1,73 1,80 2,21 2,39 1,57 O (N 0,87 1 210,53 225,54 173,33 273,68 357,96 1840,23 2859,71 CN CN OO ON CN 00 G 13 13 — un «n «O •O «n un un un 10 10 10 - - - »-H Har4 s.e. O ©* co O o" 1 0,18 00 O ö 0,06 0,12 0,04 0,08 0,04 0,33 1,61 1,34 1,32 1 1 1 1 1 1 (N CO Un CO Un »—H vO VO (N r- CO o\ VO CO 00 CO VO un TJ- Tf O OO CO ON un co r- on VO f-H un cm VO VO IX O o" O Ö" Ö" tJ- CM o" ö" o" o" o" ©" ö" o" CNj o" (N CO CN un cm CN co un OO r-~ On O —« CN oo" VO VO w c 13 13 Un un un un un Un 10 10 01 r-H — b 05 Har8 s.e. co o o © CO O O o' 1 0.08 0,09 (N o' 0.09 0.12 0.13 0.55 0,47 0,29 1 1 1 1 1 1 CL 3 * I* o ö Tt o o' 74,13 0.47 0,47 0.33 0.43 00 CO o 0.51 1 i 8.74 9.26 9.92 13,77 14,21 ON 113,07 7,93 Ov Tf co" un Tf G CO CO U~) Un •O un 10 10 01 1 1 *"""1 —H -H Häm s.e. IV 0 0,13 0,21 0,80 00 CO ö 0,17 0,12 0,16 0,64 1 1 1 1 1 1 IX o o * ON O OS vO (N CO o r- O U") 1 i Tj- VO ON «3 •a 0 3 > CO 1 4-8-vuotiaat 9-12-vuotiaat 13-17-vuotiaat 18-22-vuotiaat 23-27-vuotiaat 28-31-vuotiaat 32-36-vuotiaat 1-vuotiaat 2-vuotiaat 3-vuotiaat Vihreät karikeneul; Ruskeat karikeneul Oksat Kaarna Kävyt Tomu Laskeuma Puusto Hienoiuuret Runko Neulaset Karike 171 Metsäntutkimuslaitos Taulukko 3. Jatkuu. c m co Har 0,5 ai C/j IX 1 1 1 1 1 1 1 1 1 183,69 53,52 1453,66 284.82 4134,83 1236,61 2713,0 390,0 7634,0 880,0 G - - - - (N - - m m Har 4 s.e. 3,44 1 2,55 1 1 1 3,98 1 1 16,9 38,8 IX O On On U-) m On r-~ 108,47 365,43 1 1 872,03 30,18 79,76 8,30 149,32 * 224,7 O, CN M G — — — — — c<-> m "C 08 Har 8 s.e. 0.19 4,31 1 1 Tf un (N VO (N* 1 1 1 1 1 (N vO 40.6 da 3 * Häm s.e. n x 0,37 4 56,94 0,62 4 162,05 1 33,03 1 109,87 Tf ON un 1 r- VO C«1 (N 1 1 268,72 1 11.75 1 27,95 17.16 30,33 * 35.7 293,8 IX 4,57 6,79 3.66 O t*»* 15,63 16,85 13,82 5.24 7,76 1 1 1 * * C —• —1 Mek s.e. 1 1 1 i 1 1 I 1 1 1 IX 2,13 2,82 2,27 3,70 8,45 7,35 7,54 5,62 6,22 * 9,59 * * * Elävä yläosa Hajoava alaosa Elävä yläosa Hajoava alaosa Elävä yläosa Hajoava alaosa Uusin vuosikasvain Vanhemmat elävät osat Uusin vuosikasvain Vanhemmat elävät osat Kuollut biomassa Humus, uuttuva Humus, totaali Aluskasvillisuus Tre 1 Cladina arbuscula Celraria islandica Sammalet Dicranum polysetum Pohlia nutans Varvut Vacciniiun vitis-idaea Empetrum nigrum Maaperä 172 Suomen metsien kunto Kuva 7. Männyn neuleisten (1-vuotiset (1991) ja 3-vuotiset (1989)) kuivamassa a), typpipitoisuus b) ja magnesiumpitoisuus c) heinäkuussa 1992 (kuvissa keskiarvon keskivirhe). Metsäntutkimuslaitos 173 Taulukko 4. Harjavallan metsiköiden neulasmassa (Levula 1993) ja hienojuu rimassa (läpimitta < 2 mm) syksyllä 1992. valikoitua kestävimmät (Dickinson, Turner ja Lepp 1991). Esimerkki feno tyyppisestä plastisuudesta saattaa olla hiilihydraattien allokaation muuttumi nen. Maanalainen ja maanpäällinen kasvu on yhteydessä toisiinsa hiilen, ravinteiden ja hormonaalisten tekijöi den välityksellä. Vuosikymmeniä kestäneillä suuril la S02-päästöillä on myös ollut suoria vaikutuksia puustoon, mm. neulasvau rioiden kautta, joita myös tutkitaan osana tätä hanketta. Outokumpu Har javalta Metals Oy on tehokkaasti vä hentänyt rikkidioksidi- ja raskasme tallipäästöjään viimeisen viiden vuo den aikana. Päästöjen vähentämisellä on välitön positiivinen vaikutus alu een ilman laatuun ja laskeumiin. Rik kidioksidin aiheuttamat kasvillisuus vaikutukset todennäköisesti vähitellen korjautuvat Harjavallan lähialueiden metsissä päästöjen vähentämisen myö tä. Sensijaan raskasmetallipäästöjen vähentämisen vaikutukset ilmenevät paljon pitemmällä viiveellä, koska vuo sikymmenien raskasmetallilaskeuma vaikuttaa pitkän aikaa kasvillisuuteen maaperän kautta. Hutchinsonin(l9Bo) mukaan raskasmetallien viipymisaika maassa voi olla satoja - tuhansia vuo sia riippuen siitä, mikä metalli on ky sessä. Tyler (1978) arvioi humuksen kadmiumpitoisuuden vähenemisen 10 %:lla huuhtoutumalla vievän noin 20 vuotta, kun sadeveden pH on 4,2. Ekosysteemien toipumisnopeudest a on kuitenkin toistaiseksi vähän tutkimus tietoa. Kirjallisuus Andersson, A. 1977. Some aspects on the significance of heavy metals in sewage slud and related products used as fertilizers. Swedish Journal of Agric. Res. 7:1-5. Baes, C.F.& McLaughlin, S.B. 1987. Trace metal uptake and accumulati on in trees as affected by environ mental pollution. Julkaisussa: Hut chinson, T.C. & Meema, K.M. (toim.), Effects of Atmospheric Pol lutants on Forests, Wetlands and Agricultural Ecosystems. NATOASI Series, Vol. G 16:307-319 Springer- Verlag, Berlin. Baker, A.J.M. 1987. Metal tolerance. New Phytol. 106: 93-111. Dickinson, N.M.,Turner, A.P. &Lepp, N.W. 1991. How do trees and other long-lived plants survive in polluted environments? Functional Ecology 5:5-11. Dickson, R.E. & Isehrands, J.G. 1991. Leaves as regulators of stress res ponse. Julkaisussa: Mooney, H.A., Winner, W.E. & Pell, E.J. (toim.), Response of plants to multiple stres ses, Academic Press, London, s. 3- 34 Helmisaari, H-S. 1992. Nutrient ret ranslocation in three Pinus sylvestris Harjavalta 0,5 Harjavalta 4 Harjavalta 8 kg/ha % kg/ha % kg/ha % Neulaset 903 23 2 827 40 3 614 49 Hienojuuret 2 954 77 4211 60 3 750 51 Yhteensä 3 857 100 7 038 100 7 364 100 174 Suomen metsien kunto stands. Forest Ecology and Manage ment 51:347-367. Helmisaari, H.-S. 1994 a. Metsikön ravinnekierto ympäristömuutosten osoittajana. Metsäntutkimuslaitok sen tiedonantoja 492:40-48. Helmisaari, H-S. 1994b. Nutrient cycling in Pinus sylvestris stands in eastern Finland. Plant and Soil (pai nossa). Helmisaari, H-S. & Mälkönen, E. 1989. Acidity and nutrient content of throughfall and soil leachate in three Pinus sylvestris stands. Scand. J. For. Res. 4:13-28. Hutchinson, T.C. 1980. Impact of hea vy metals on terrestrial and aquatic ecosystems. Julkaisussa: Miller, P.R. (toim.), Effects of air pollutans on mediterranean and temperate forest ecosystems. USDA Forest Service Report PSW-43, s. 158. Hyvärinen, A. 1990. Deposition on forest soils: effect of tree canopy on throughfall. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. ja Kenttämies, K. (toim.), Acidification in Finland. Springer- Verlag, Berlin, s. 199-213. Jarva, M. & Tervahauta, A. 1993. Ve sinäytteiden analyysiohjeet. Metsän tutkimuslaitoksen tiedonantoja 477: 1-171. Levula, T. 1993. Metsien terveydenti la Harjavallan ympäristössä. Julkai sussa: Laiho, O. & Luoto, T., (toim.), Metsäntutkimuspäivä Porissa 1992. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonan toja 470:54-66. Lindberg S. E. & Lovett G. M. 1992. Deposition and canopy interactions of airborne sulfur: results from the Integrated Forest Study. Atmos. En viron. 26A: 1477-1492. Mitchell, G. A., Bingham, F.T. & Page A.L. 1978. Yield and metal compo sition of lettuce and wheat grown on soils amended with sewage sludge enriched with cadmium, copper, nickel and zinc. J. Environ. Qual. 7:165-171. Nihlgärd, B. 1990. Svenska skogsträds vitalitet och näringstillständ. Stress symptom och orsakssamband. Jul kaisussa: Eiljelund, L.-E., Lundmark, J.-E., Nihlgärd, 8., Nohrstedt, H.-Ö. & Rosen, K., (toim.), Skogsvitalise ring - kunskapslägeoch lorsknings behov, Naturvärdsverket. Rapport 3813:45-70. Raitio, H. 1990. The foliar chemical composition of young pines (Pinus sylvestris L.) with or without decli ne. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidifi cation in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 699-713 Rantalaini, R. 1994. Outokummun Harjavallan tehtaiden ympäristön suojelusta. Vaskenviesti (Outokum pu Harjavalta Metals Oy:n tiedotus lehti) 3 ja 4: 2-6. Rutter, O. 1994. Do tree rings reflect changes in local pollution emissions in the short term? Master of Science thesis in Applied Environmental Science. Wye College, University of London, 75 s. Tyler, G. 1972. Heavy metals pollute nature, may reduce productivity. Ambio, Vol. 1, No 2: 52-58. Waring, R.H. 1991. Responses of ever green trees to multiple stresses. Jul kaisussa: Mooney, H.A., Winner, W.E. & Pell, E.J. (toim.), Response of plants to multiple stresses. Acade mic Press, London, s. 371-390. Metsäntutkimuslaitos 175 Männyn neulasten rakenteen ja ravinnepitoi suuksien vuodenaikaisvaihtelu Hannu Raitio ja Sirkka Sutinen Johdanto Puiden kuntoa arvioidaan usein neu lasten hienorakenteen ja kemiallisen koostumuksen perusteella, koska neu lasten kunnon muutokset vaikuttavat moniin muihin puun elintoimintoihin ja siten koko puun elinvoimaisuuteen. Solutasoinen tutkimus perustuu solu jen ja solukoiden rakenteessa tapahtu viin eri aiheuttajille tyypillisiin muutoksiin. Elektroni mikroskooppi - sesti voidaan erottaa toisistaan mm. otsoni-, hapansade-, fluoridi-ja klori dialtistuksen, pakkasen, kuivuuden ja erilaisten ravinnepuutosten aiheutta mia muutoksia (Holopainen ym. 1992, Sutinen 1994). Neulasten soluraken teen vuodenaikaiset sekä neulasten ikääntymisestä aiheutuvat muutokset eroavat sekä toisistaan että edellä mai nittujen ympäristötekijöiden aiheutta mista muutoksista (Soikkeli 19X0, Sutinen 1987). Neulasista ja lehdistä tehtyjen ke miallisten analyysien perusteella kye tään arvioimaan, kärsiikö puu joiden kin ravinteiden puutteesta vai onko joitakin ravinteita liikaa. Neulasana lyysien avulla voidaan lisäksi tehdä päätelmiä esimerkiksi ilman epäpuh tauksien leviämisestä (Raitio 1994). Neulasten ja lehtien rakenteen ja kemiallisen koostumuksen hyväksi käyttö edellyttää, että eri ympäristöte kijöiden aiheuttamat muutokset tun netaan riittävän hyvin. Tämän työn tavoitteena oli selvittää männyn neu lasten rakenteen ja kemiallisen koos tumuksen vuodenaikaisvaihtelua ja eri ravinnelisäysten vaikutusta siihen ka rulla kankaalla. Aineistoja menetelmät Neulasnäytteet hienorakennetutki muksia ja kemiallisia analyysejä var ten kerättiin vuonna 1992 Hämeen kankaalle noin 25-vuotiaaseen kaner vatyypin männikköön toukokuussa 1991 perustetulta terveyslannoitusko keelta (Levula 1993). Näytteitä kerät tiin seuraavilta lannoituskäsittelyiltä: 1. lannoittamaton. 2. ammoniumsulfaattilannoitus (N 25 ja S 30 kg/ha vuosina 1991 ja 1992) 3. moniravinnelannoitus = koelannos (P 31, K 56, Ca 98, Mg 61, S 37, Cu 0,8, Zn 0,8, B 1,3 kg/ha) + typpilannos (N 150 kg/ha; N 100 metyleeniureana ja N 50 oulunsalpietarina) + 1 000 kg/ ha kalkkikivijauhetta (Mg 5%). Neulasnäytteet kerättiin kerran kuu kaudessa helmi-huhtikuussa 1992 se kä marraskuussa 1992 - tammikuussa 1993 ja kahden viikon välein touko lokakuussa 1992. Näytteet otettiin sa mojen puiden kolmesta nuorimmasta neulasvuosikerrasta paitsi kesäkuussa 176 Suomen metsien kunto 1992, jolloin ne otettiin neljästä nuo rimmasta neulasvuosikerrasta. Neulas näytteet kerättiin puukohtaisesti lat vuksen ylimmän kolmanneksen ete länpuoleisesta osasta lannoituskäsit telyjen kolmelta toistolta yhteensä 10:stä puusta. Näyteoksat säilytettiin ennen esikä sittelyä pakastimessa (-20° C). Esikä sittelyn yhteydessä eroteltiin puukoh taisesti versot vuosi kerroi tt ai n eri lleen, jonka jälkeen ne kuivattiin (10 vrk, +4o° C), ja karistettiin neulaset irti oksista. Ennen kemiallista analyysiä neulasnäytteistä määritettiin neulas vuosikerroittain 25 neulasen tuorepai no ja kuivamassa sekä 10 neulasen pituus. Analysoitavaa näytettä varten muodostettiin kokoomanäyte punnit semalla yhtäsuuri määrä kuivia neula sia vuosikerroittain kustakin puusta analysoitavaan näytteeseen, jonka jäl keen neulaset jauhettiin. Näytteistä määritettiin kokonaistyp pi Kjeldahl-menetelmällä (Halonen ym. 1983) sekäP, K, Ca, Mg, S, Ee, Cu, Zn, Mn sekä AI typpihappo/vetyper oksidi märkäpoltetuista näytteistä ICP spektrofotometrisesti (Huang ja Sc hulte 1985). Boori määritettiin atso metiini-H värjäyksellä spektrolo tometrisesti (Halonen ym. 1983). Tu lokset on laskettu kuiva-ainetta koh den (105° C, 1 vrk). Mikroskooppisia tutkimuksia var ten kultakin lannoituskäsittelyltä ke rättiin 10:stä neulasnäytepuusta kol men nuorimman neulasvuosikerran neulasia, yksi neulanen kustakin neu lasvuosikerrasta/puu. Neulaset irrotet tiin pinsetillä oksien yläpinnoilla vuo sikasvainten keskikohdalta välittömäs ti oksan irroittamisen jälkeen ja pan tiin flksatiiviin. Näyteputket kuljetet tiin laboratorioon kylmälaukussa. Kus takin neulasesta leikattiin 0,5-1,0 mm:n näytepala noin 5 mm neulasen kärjestä. Esifiksaatiossa käytettiin 1,5 % glutaraldehydiä ja 1,5 % paralor maldehydiä kakodylaattipuskurissa (pH = 7,0; 0, IM). Jälkifiksaatio tehtiin 1 %:lla osmiumtetroksidilla. Kiinnit täminen ja sen eri työvaiheet ilmenee lähemmin aiemmista julkaisuista (esim. Sutinen 1987). Valomikroskooppista tutkimusta varten leikattiin lannoituskäsittelyit täin kunkin neulasvuosikerran viides tä neulasesta 2 m:n paksuisia poikki leikkauksia, jotka värjättiin 1 %:11a fenoldiamiinilla (Sutinen 1987). Poik kileikkauksista kuvattiin diafilmille 40- kertaisella suurennoksella yhteyttäväs tä solukosta kaksi kenttää, toinen neu lasen abaksiaaliselta ja toinen adaksi aaliselta puolelta. Kuvausta varten neulasen poikkileikkauksesta määri tettiin tasavälein 10 kohtaa, joista ku vattavat alueet valittiin satunnaisluku taulukon perusteella. Kuvailu solukko heijasteltiin diaprojektorin kuvatasoon, jolloin analysoitavan kuvan suuren nos oli noin 700-kertainen. Näin saa dusta värikuvasta määritettiin tervei den ja eri tavoin muuttuneiden solujen prosenttiosuudet pistemittaustekniikal la (Romppanen ja Collan 1984). Ku vaus ja analyysit tehtiin sokkotestinä eli kuvaaja tai analysoija ei tiennyt, mistä työstettävä kohde oli peräisin. Tulokset ja niiden tarkastelu Neulasien kemiallinen koostumus Kuvassa 1 on esitetty männyn neulas ten keskimääräiset ravinnepitoisuudet eri lannoituskäsittelyillä neulasvuosi kerroitlain. Suurin keskimääräinen vuodenaikaisvaihtelu ilmeni nuorim missa neulasissa ja pienin vanhimmis sa. Nuorimpien neulasten pitoisuudet olivat yleensä suurimmat alkukesästä, pitoisuudet laskivat nopeasti neulas ten kasvaessa. Neulasten ravinnepi toisuudet ovat yleensä vakaimmillaan talvella (esim. Tamm 1955, Helmi Metsäntutkimuslaitos 177 Kuva 1. Eri ikäluokkien neulasten keskimääräiset alkuainepitoisuudet tutki musjakson aikana lannoituskäsittelyittäin. Jana pylvään päällä kuvaa keskiha jontaa. saari 1990). Keskimääräistä vuoden aikaisvaihtelua kuvaava variaatioker roin oli 15-20 % muille alkuaineille paitsi magnesiumille, rikille ja sinkille seoli 10-15 %jaalumiinille2o-30%. Liikkuvien ravinteiden (N, P, K, S, Mg) pitoisuudet yleensä laskivat kas vukauden ajaksi, kun taas liikkumat tomien tai heikosti liikkuvien ravintei den (Ca,Mn, Fe) pitoisuudet pysyivät varsin vakaina tai kohosivat koko ajan (kuva2).Lannoituskäsittelyilläei näyt tänyt olevan vaikutusta siihen, millai sena vuodenaikaisvaihtelu ilmeni. Se vaikutti ainoastaan pitoisuustasoihin. Ravinteiden vuodenaikaisvaihtelu noudatti aiemmin kirjallisuudessa ku vattuja malleja (esim. Helmisaari 1990). Suomen metsien kunto 178 Neulasten rakenne Neulasten pituus, kuivamassa ia kos teusprosentti Vuonna 1992 kasvaneet neulaset saa vuttivat täyden pituutensa kai kill a 1 an noituskäsitelyillä elokuun alkupuolel la (kuva 3). Moniravinnelannoitettu jen puiden neulaset olivat hieman pi dempiä kuin ammoniumsulfaatilla lan noitettujen tai lannoittamattomien pui den neulaset. Ravinteista etenkin ty pen on todettu säätelevän neulasten pituutta (Romell ja Malmström 1945, Linder ja Rook 1984). Metsäntutkimuslaitos 179 Kuva 2. Lannoittamattomien mäntyjen eri ikäluokkien neulasten keskimäärät set alkuainepitoisuudet eri keräysajankohtina. Vuonna 1992 kasvaneiden neulas ten kuivamassa lisääntyi marraskuun puoliväliin saakka (kuva 3). Lannoi tuskäsittelyjen välillä ei ollut eroja neulasten kuivamassassa. Neulasten kosteusprosentti oli suurin talvella ja se laski jyrkästi keväällä kohoten vä hitellen kesän myötä (kuva 4). Kesän aikana ilmeni voimakasta vaihtelua, joka oli samansuuntaista eri ikäluok kien neulasissa lukuun ottamatta nuo rimpia neulasia (kuva 4). Vaihtelu ai heutunee pääosin säätilan muutoksis ta. Yhteyttävä solukko Tärkkelyksen määrä vaihteli vuoden ajan mukaan. Kesäkuun alussa tärkke lystä oli noin 75 %:ssa tutkituista so luista kaikilla lannoituskäsittelyillä. Lannoittamattomien ja ammo niumsul faatillalannoitettujen puiden neulasis sa tärkkelyksen määrä laski hieman kesäkuun lopulla. Moniravinnelannoi tuksen saaneiden puiden neulasissa tärkkelystä oli tuolloin enää alle 40 %:ssa tutkituista soluista. Elokuun lo pulla ammoniumsulfaatilla lannoitet tujen puiden neulasissa tärkkelystä oli noin 35 %:ssa soluista, lannoittamat tomien ja moniravinnelannoitettujen puiden neulasissa alle 20 % :ssa soluis ta. Syyskuussa solukot olivat jo lepoti lassa, jolloin viherhiukkaset olivat ka saantuneet, eikä niissä ollut enää tärk kelystä. Samanlainen tärkkelyksen vuodenaikaisvaihtelu on kuvattu ai kaisemminkin sekä kuusella että män nyllä (Soikkeli 1980). Viherhiukkasten pienentyminen, johon liittyi myös stroman tummumi nen, on aiemmin todettu otsonille al tistetuissahavupuiden neulasissa (mm. Sutinen ym. 1990). Kokeellisesti oi 180 Suomen metsien kunto Kuva 3. Lannoittamattomien mäntyjen eri ikäluokkien neulasten keskimääräi nen pituus sekä sadan neulasen kuivamassa eri keräysajankohtina. reiston on todettu lisääntyvän neulas ten vanhetessa, mikä näkyi myös tässä aineistossa. Vuonna 1992 syntyneissä neulasissa oireilevien solujen osuus oli noin 40 %, vuoden 1991 neulasissa noin 50 % ja vuosien 1989 ja 1990 neulasissa noin 60 %. Oireilevien so lujen osuus moniravinnelannoitettujen puiden vuosien 1989 ja 1990 neulasis sa oli kuitenkin alle 50 %. Tämä saat taa liittyä typen viherhiukkasten ko koa suurentavaan ja/tai typen otsoni vaikutuksi a vähentävään vaikutukseen (Holopainen ym. 1993). Vuosien 1990 ja 1991 neulasissa viherhiukkasten pienenemisessä ilmeni vuodenaikaisvaihtelua, joka oli kai killa lannoituskäsittelyillä samanlai nen. Pienentyneiden viherhiukkasten maksimi sijoittui helmi-toukokuulleja minimi kesä-elokuulle. Vuoden 1989 neulasissa, joita kerättiin ainoastaan Kuva 4. Neulasten keskimääräinen kosteusprosentti eri keräysajankohtina. Katkoviivakuvaavuoden 1992 neulasvuosikertaa sekä yhtenäiden viivavuosien 1989-1991 neulasvuosikertoja. Metsäntutkimuslaitos 181 kesäkuuhun asti, oli todettavissa sama ilmiö. Vastaavanlaista vuodenaikais vaihtelua ei ole aiemmin kirjallisuu dessa kuvattu. Viherhiukkasten pienenemisen vuo denaikaisvaihteluun voi olla useita eri syitä. Yhtenä tekijänä voi olla otsoni pitoisuuksien vaihtelu. Otsonipitoi suuksien huippu Suomessa sattuu yleensä juuri kevätkuukausiin, jonka jälkeen pitoisuudet laskevat. Toisaalta puut ovat normaalisti sopeutuneet jo kavuotiseen keväiseen otsonihuip puun, joka liittyy ilmamassojen suur liikkeisiin. Oireen palautuminen on myös mahdollista, koska siihen ei al kuvaiheessaliity kai vojen tuhoutumis ta. Toisena selittävänä tekijänä saatta vat olla säteilyolot. Uusimmissa tutki muksissaon todettu, että UV-B-säteily vähentää otsonin vaikutuksia havupui den neulasissa (Sutinen, julkaisema ton aineisto). Vaikka puolustusmeka nismia ei vielä tarkkaan tunneta, UV- B-säteilyn suojavaikutus saattaa liit tyä esimerkiksi säteilyn indusoimaan antioksidatiivislen yhdisteiden lisään tymiseen neulasissa. Tällöin aktiivi sen metabolian aikana otsonioireiden määrä voi vähentyä. Oireiden määrän vuodenaikaisvaihteluun saattaa vaikut taa osaltaan myös ravinteiden saata vuus ja niiden vuodenaikaisdynamiik ka. Samanlainen vuodenaikaisvaihtelu, jossa oireiden maksimi sijoittui kasvu kauden ulkopuolelle, todettiin myös soluliman rakkuloitumisessa. Sitä il meni kahdessa nuorimmassa neulas vuosikerrassa enemmän kuin vanhem missa neulasvuosikerroissa. Sama ha vainto on tehty myös aiemmissa tutki muksissa (Sutinen ym. 1992). Nuo rimmissa neulasissa soluliman rakku loitumista esiintyi suurimmillaan noin 20 % tutkituista soluista lukuunotta matta vuoden 1992 neulasia, joissa moniravinnelannoitettujen puiden neu lasissa oireiston määrä talvella oli noin 40 %. Solukalvojen rakkuloitumista on havaittu kokeellisesti happamalla sa teella käsiteltyjen havupuiden neula sissa (Holopainen ja Nygren 1989). Rakkuloitumisen voimakas leviämi nen solulimaan saattaa johtua paitsi happamasta sateesta, myös sen aiheut tamasta solun pakkasensietokyvyn ale nemasta. Tähän viittaa havainto, että moniravinnelannoitettujen puiden nuo rimmissa neulasissa oireisto oli kaksi kertaa yleisempää kuin lannoittamat tomien ja ammoniumsulfaatilla lan noitetujen puiden neulasissa. Lannoi tuskokeissa on aiemmin todettu typpi lannoituksen pakkasvaurioita lisäävä vaikutus sekä kuusella että männyllä (Soikkeli ja Kärenlampi 1984). Soluliman rasvojen määrissä oli havaittavissa myös vuodenaikaisvaih telua. Talvella rasvoja oli vähän ja ke sällä eniten. Rasvojen lisääntyminen yhteyttävissä soluissa liitetään moniin eri tekijöihin esimerkiksi neulasten ikääntymiseen (Holopainen ym. 1992) Tässä tutkimuksessa todettua vuoden aikaisvaihtelua ei ole aiemmin kuvattu kirjallisuudessa. Johtosolukko Johtosolukossa todettiin solujen liika kasvua ja onteloitumista nilan ja tuki solukon välissä, sii viläsolujen luhistu mista ja nilan parenkymaattisten solu jen rasvoittumista. Kesäkuukausina rasvoittuminen saattoi olla niin voi makasta, että koko solu näytti tummal ta. Keskuslieriön muutokset liitetään usein ravinnepuutoksiin (Raitio ja Ran tala 1977, Raitio 1981, Fink 1989). Liikakasvua ja onteloitumista on to dettu mm. puilla, joilla on boorin (Rai tio 1979) ja magnesiumin puutetta (Fink 1989). Siiviläsolujenluhistumis ta puolestaan on todettu mm. kaliumin puutteesta kärsivillä puilla (Fink 1989). Johtosolukon solujen rasvoittuminen on todennäköisesti myös yleinen stres siin liittyvä muutos. 182 Suomen metsien kunto Taulukko 1. Johtosolukossa todettujen rasvaisien solujen (rasvat), nilan ja tukisolukon välisen onteloitumisen (ontelot) ja siiviläsolujen luhistumisen (lu histuneet solut) esiintyminen eri ikäisissä (kk) männyn neulasissa lannoituskä sittelyittäin. 0 = oiretta ei esiintynyt, 1 = oiretta esiintyi yhdessä, 2 = kahdessa, 3 = kolmessa, 4 = neljässä ja 5 = viidessä tutkituista viidestä neulasesta. Tässä tutkimuksessa lannoittamat tomien mäntyjen neulasten johtosolu kon rasvojen määrä oli suurimmillaan vuoden 1991 neulasissa (taulukko 1). Vuosien 1990 ja 1989 neulasissa ras voittuneiden solujen määrä oli pienem pi. Samanaikaisesti esiintyi onteloitu mista ja siiviläsolujen luhistumista. Lannoitus aikaisti havaittuja muutok sia. Ammoniumsulfaatilla lannoitettu jen puiden nuorimmissa neulasissa ras voittuneiden solujen määrän kehitys oli lähes samankaltainen kuin vertai luaineistossa, mutta moniravinnelan noitettujen mäntyjen neulasissa ras voittuneita soluja esiintyi jo toisesta Neulasen Rasvat Ontelot Luhistuneet solut ikä, kk Lannoit- Ammo- Moni- Lannoit- Ammo- Moni- Lannoit- Ammo- Moni- tamaton nium- ravinne tamaton nium- ravinne tamaton nium- ravinne sulfaatti sulfaatti sulfaatti 1992 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 2 0 0 3 0 0 0 0 0 0 3 0 0 3 0 0 0 0 0 4 0 0 0 0 1 1 0 0 0 5 5 4 3 0 0 0 0 0 0 1991 8 2 2 0 0 0 1 0 1 1 9 3 1 3 0 1 0 0 0 0 10 3 4 3 0 0 1 0 0 1 11 4 3 3 1 2 2 0 0 0 12 5 3 3 0 0 1 0 2 1 14 5 1 3 0 2 1 0 2 1 15 4 2 1 0 1 0 1 2 2 16 2 2 4 0 2 0 2 0 1 17 2 3 1 3 1 4 0 1 0 1990 20 1 1 2 3 3 1 1 1 1 21 2 0 2 2 2 1 0 1 0 22 4 3 1 1 0 2 0 2 2 23 3 2 0 1 3 0 0 0 0 24 2 4 1 0 0 1 0 1 1 26 3 1 0 0 1 0 3 3 0 27 1 2 2 4 1 2 0 2 1 28 1 0 2 1 2 2 0 2 1 29 3 0 1 2 3 1 1 2 3 1989 32 2 0 0 1 3 3 2 2 1 33 2 1 0 2 2 4 0 2 1 34 2 3 2 2 1 2 1 1 1 Metsäntutkimuslaitos 183 ikäkuukaudesta alkaen (taulukko 1). Onteloituminen, jota lannoittamat tomien mäntyjen neulasissa ai koi esiin tyä runsaammin neulasten ollessa 17 kk ikäisiä, tavattiin ammoniumsulfaa tilla lannoitettujen puiden neulasissa jo 11 kk iästä lähtien ja moniravinne lannoitcttujen puiden neulasissa 10 kk iästälähtien. Sii viläsolujen luhistumis ta ilmeni lannoittamattomillapuillaen simmäisen kerran 15 kk ikäisissä neu lasissa ja sitä vanhemmissa satunnai sesti (taulukko 1). Lannoitetuilla puil la tämä oire esiintyi ensimmäisen ker ran 8 kk ikäisissä neulasissa ja 12 kk vanhemmissa lähes aina. Ammonium sulfaatilla lannoitettujen puiden neu lasissa onteloituminen esiintyi hieman runsaampana ja siiviläsolujen luhistu minen selvästi runsaampana kuin mo niravinnelannoitettujen puiden neula sissa (taulukko 1). Yhteenveto Neulasten ravinnepitoisuuksien suu rin keskimääräinen vuodenaikaisvaih telu ilmeni nuoremmissa neulasissa ja pienin vanhimmissa. Nuorimpien neu lasten pitoisuudet olivat yleensä suu rimmat alkukesästä, minkä jälkeen ne laskivat nopeasti neulasten kasvaessa. Keskimääräistä vuodenaikaisvaihtelua kuvaava variaatiokerroin oli 15-20 % muille alkuaineille paitsi magnesiu mille, rikille ja sinkille se oli 10-15 % ja alumiinille 20-30 % sekä natriumil le 70-80 %. Liikkuvien ravinteiden pitoisuudet laskivat kasvukauden ajaksi, kun taas liikkumattomien tai heikosti liikkuvi en ravinteiden pitoisuudet pysyivät varsin vakaina tai kohosivat koko ajan. Lannoituskäsittelyilläei näyttänyt ole van vaikutusta vuodenaikaisvaihte luun. Vuonna 1992 syntyneet neulaset saavuttivat täyden pituutensa elokuun alkupuolella. Moniravinnelannoitettu jen puiden neulaset olivat tuona vuon na hieman pidempiä kuin ammonium sulfaatilla lannoitettujen tai lannoitta mattomien puiden neulaset. Nuorim pien neulasten kuivamassa lisääntyi marraskuun puoliväliin saakka. Lan noituskäsittelyjen välillä ei näyttänyt olevan eroja neulasten kuivamassas sa. Yhteyttävässä solukossa todettiin sekä otsonin että happaman sateen ai heuttamia oireita. On kuitenkin vaikea arvioida, missä määrin havaitut oireet vaikuttavat puun kuntoon pitkällä ai kavälillä. Yhteyttävän solukon kan nalta kalkituksella ja typpilannoituk sella saattaa olla sekä posiitivisia (ot sonioireiston väheneminen) että nega tiivisia (mahdollinen pakkasensieto kyvyn aleneminen) vaikutuksia. Joh tosolukko oli terveintä lannoittamat tomilla puilla ja sairainta ammonium sulfaatilla lannoitetuilla puilla. Kirjallisuus Collan, Y„ Aalto, M.-L., Koska, V.- M., Naukkarinen, A., Romppanen, T. & Syrjänen, K. (toim.), 19K4. Ste reology and morphometry in patho logy. Kuopio University Press, 270 s. Fink, S. 1989. Pathological anatomy of conifer needles subjected to gase ous air pollutants or mineral defi ciencies. Aquilo Ser. BotanicaTom. 27: 1-6. Helmisaari, H.-S. 1990. Temporal va riation in nutrient concentrations of Finns sylvestris needles. Scandinavi an Journal of Forest Research 5,177 193. Holopainen, T., Palomäki, V. & Ranta nen, L. 1993. Responses of conifer seedlings to slightly elevated ozone level in Kuolio open-field fumigati on experiment.. Julkaisussa: Tuomis 184 Suomen metsien kunto to, J. & Ruuskanen, J. (toim.) Pro ceedings, First Finnish Conference of Environmental Science. Kuopio, October 8 - 9,1993. Kuopio Univer sity Publications C. Natural and En vironmental Sciences 14: 117-120. Holopainen, T., Anttonen, S., Wulf, A., Palomäki, V. & Kärenlampi, L. 1992. Comparative evaluation of the ef fects of gaseous pollutants, acidic deposition and mineral delifiences: structural changes in the cells of fo rest plants. Agriculture, Ecosystems and Environment 42: 365-398. Holopainen, T. & Nygren, P. 1989. Effects of potassium deficiency and simulated acid rain alone and in com bination on the ultrastructureol'Scots pine needles. Canadian Journal of Forest Research 19: 1402-1411. Eevula, T. 1993. Metsien terveydenti la Harjavallan ympäristössä. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 470: 54-66. Linder, S. & Rook, D.D. 1984. Effects of mineral nutrition on carbon dioxi de exchange and partitioning of car bon in trees. Julkaisussa: Bowen, G.D. & Nambiar, E. K.S. (toim.). Nut rition of plantation forests. Acade mic Press, London, s. 211-236. Raitio, H. 1979. Boorin puutteesta ai heutuva männyn kasvuhäiriö metsi tetyllä pelolla. Oireiden kuvaus ja tulkinta. Folia Forestalia 412: 1-16. Raitio, H. 1981. Pääravinnelannoituk sen vaikutus männyn neulasten ra kenteeseen ja ravinnepitoisuuksiin ojitetullalyhytkorsinevalla. Folia Fo restalia 456: 1-10. Raitio, H. 1994. Chemical needle ana lysis as a diagnostic and monitoring method. CEC Report, painossa. Raitio, H. & Rantala, E.-M. 1977. Männyn kasvuhäiriön makro-ja mik roskooppisia oireita. Oireiden kuva us ja tulkinta. Communicationes In stituti Forestralis Fenniae 91.1: 1- 29. Romell, L.G. & Malmström, C : 1945. The experiments by H. Hesselman in lichen pine forests 1922-1942. Meddelanden Statens Skogsförsök sanstalt 34: 543-615. Romppanen, T. & Collan, Y. 1984. Practical quidelines for a morpho metric study. Julkaisussa: Collan, Y., Aalto, M.-L., Kosma, V.M., Nauk karinen, A., Romppanen, T. & Syrjä nen, K. (toim.) Sterology and mor phometry in pathology. Kuopio Uni versity Press. s. 72-95. Soikkeli, S. 1980. Ultrastructureofthe mesophyll in Scots pine and Norway spruce: seasonal variation and mola rity of the fixative buffer. Protoplas ma 103:241-252. Soikkeli, S. & Kärenlampi, L. 1984b. The effects of nitrogen fertilization on the ultrastructure of mesophyll cells of conifer needles in northern Finland. European Journal of Forest Pathology. 14: 129-136. Sutinen, S. 1987. Cytology of Norway spruce needles. I. Changes during ageing. European Journal of Forest Pathology 17: 65-73. Sutinen, S. 1994.Soluvaurioidendiag nostiikka. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 492: 54-63. Sutinen, S., Skärby, 1.., Wallin, G. & Sellden, G. 1990. Long-term expos ure of Norway spruce, Picea abies (L.) Karst., to ozone in open-top chambers. 11. Effects on the ult rastructure of needles. New Phyto logist 115: 345-355. Sutinen, S., Koivisto, E. & Mylly virta, T. 1992. Männyn neulasten solura kennetutkimus Itä-Uudellamaalla 1991. Moniste, 30 s. Taruni, C.O. 1955. Studies on forest nutrition. I. Seasonal variation in the nutrient content of conifer needles. Meddelanden Iran Statens Skogs forskningsinstitut 45(5), 1-34. Metsäntutkimusbitos 185 Hienojuuret ja maaperän eliöstö raskasmetal lien kuormittamassa maassa Hannu Fritze, Jari Haimi, Heljä-Sisko Helmisaari, Anne Siira-Pietikäinen, Aino Smolander ja Pekka Vanhala Johdanto Metsämaan mikrobi-ja maaperäeläin yhteisöllä on tärkeitä tehtäviä metsä ekosysteemin hiilenjaravinteiden kier rossa, esim. ravinteiden mineralisaa tio (orgaanisen aineen hajotus), ravin teiden immobilisaatio ja mykorritsa sienten ja havupuiden välinen symbi oosi. Y mpäristötekijöiden aiheuttamat muutokset maaperän eliöyhteisöön tulisi tuntea mahdollisimman hyvin, jotta voitaisiin arvioida näiden tekijöi den vaikutukset metsän ravinnekier toon ja koko metsäekosysteemin toi mintaan. Harjavallan kupari-ja nikkelisulat to on pistemäinen päästölähde, joka kuormittaa ympäristöä raskasmetalleil la ja rikillä, joskin päästöt ovat viime aikoina merkittävästi pienentyneet. Tehtaan lähiympäristöstä on metsä maan humuskerroksesta niitattu kor keita raskasmetallipitoisuuksia, eten kin kuparia (Fritze ym. 1989, Levula 1993). Korkeat raskasmetallipitoisuu det ovat toksisia maaperän mikrobis tolle (Baath 1989), mikä on todettu aikaisemmin myös Harjavallan met sämaassa (Fritze ym. 1989). Myös maaperän hajottajaeläimistöön voi ras kasmetalleilla ja rikillä olla huomatta va vaikutus (esim. Strojan 1978, Bengtsson ja Tranvik 1989). Tämä vaikutus on joko suora (toksisuus) tai epäsuora (maaperän orgaanisen aineen ja mikrobiyhteisön muutokset). Juuriston vaikutuspiirissä eli ritso sfäärissä elävät mikrobit sekä minera lisoivat ravinteita kasvien käyttöön että immobilisoivat niitä pois kasvien saa tavilta. Kasvit edistävät ritsosfäärimik robiston kasvua ja aktiivisuutta tuotta malla juurieritteitä, mutta toisaalta ne voivat rajoittaa mikrobistoa kilpaile malla ravinteista mikrobien kanssa. Metsäpuiden ritsosfäärin mi krobistosta ja sen merkityksestä ravinteiden kier rossa ei tiedetä paljoakaan. Raskasme tallien vaikutus ritsosfäärissä elävään mi krobistoon saattaa olla erilainen kuin maaperässä juurten vaikutuspiirin ul kopuolella elävään mikrobistoon. Puiden hienojuuret reagoivat nope asti metsämaan muuttuneeseen ravin netilaan. Maan happamoitumisen on todettu aiheuttavan vaurioita hieno juuristossa (Ahlström ym. 1988). Hie nojuurivauriot ilmenevät mm. elävien juurten vähenemisenä ja kuolleiden juurten lisääntymisenä. Hienojuuris ton vauriot heikentävät puun tervey dentilaa, mutta tähän mennessä niitä on tutkittu Suomessa vähän. Kohon nut liukoisen alumiinin pitoisuus saat taa estää hienojuurten ravinteiden ot toa (Ulrich 1983), mm. vähentämällä mykorritsasienten kasvua (Väre 1990). Korkeat raskasmetallipitoisuudet voi vat vaurioittaa hienojuuria ja mykorri 186 Suomen metsien kunto tsoja (Baes ja McLaughlin 1987). Toi saalta mykorritsat voivat myös suojata kasveja haitallisilta ympäristötekijöil tä, esim. raskasmetalleilta (Wilkins 1991) ja maaperän patogeeneiltä (Ca ron 1989). Tämä työ on osa Harjavallan pääs tölähteen ympäristössä tehtävästä ekosysteemitutkimuksesta, jossa sel vitetään raskasmetalleilla kuormitetun metsän toimintaa. Maaperäbiologises sa osatutkimuksessa selvitetään ras kasmetallien vaikutusta hienojuurten ominaisuuksiin, määrään ja kasvudy namiikkaan, ritsoslaäri-ja maamikro bien biomassaan ja maaperän mikro biologiseen aktiivisuuteen sekä maa perän hajottajaeläimiin. Tavoitteena on myös määrittää ympäristötekijöiden ja mahdollisten ravinnekierron muutos ten vaikutusta hienojuurten kasvudy namiikkaan. Aineistoja menetelmät Vuonna 1992 metsän terveyslannoitus -tutkimushanke perusti neljäkoettaO,s (Haro,s), 2 (Har2), 4 (Har4) ja 8 km:n (HarB) etäisyydelle Harjavallan pääs tölähteestä. Näiden kokeiden lannoit tamattomia koealoja (Har(),s, Har2, Har4 ja HarB) käytetään tämän tutki muksen koemetsikköinä. Humuksen mikrobiologisia ja ke miallisia määrityksiä varten otettiin kesäkuussa 1993 kairalla (läpimitta 72 mm) kokoomanäytteitä koealoilta Har(),s, Har4 ja HarB (kukin näyte koostui yhteensä 18 osanäytteestä). Laboratoriossa näytteet seulottiin (4 mm:n verkko) ja ravinne-ja raskasme tallipitoisuudet mitattiin ICP-emissi ospektrometrilläO, 1 M BaCl2-uuttees ta Tammisen ja Starrin (1990) mu kaan. Mikrobiologisista määrityksistä mikrobibiomassan hiili-, ergosteroli jahengitysaktiivisuusmääritykset teh tiin Fritzen ym. (1994), ATP-määritys Vanhalan ja Ahtiaisen (1994) ja fosfa taasimääritys Anon. (1993) mukaan. Maaperäeläimistä otettiin näytteitä koealoilta Haro,s, Har2 ja HarB kaik kiaan kolme kertaa vuonna 1993 (27.5., 9.8. ja 2 8.9.). Änkyri m ato näy tteet otet - tiin 25 cm 2 :n kairalla (kerrokset (>-4 cm ja 4-8 cm) ja mikroniveljalkais näytteet 10 cm 2 :n kairalla (0-3 cm ja 3-6 cm). Sukkulamadoista otettiin näytteet 10 cm 2 :n kairalla ainoastaan 28.9. Maaperäeläimistä otettiin kuusi näytettä kerrallaan kultakin koealalta (sukkulamatojen osalta neljä näytet tä). Näytteistä eroteltiin eläimet labo ratoriossa standardimenetelmin (änky ri- ja sukkulamadot: märkäsuppilon muunnelmat, mikroniveljaikaiset: kui vasuppilo). Tässä yhteydessä eläinai neisto käsitellään maakerrokset yhdis tettynä (0-8 cm tai 0-6 cm). Juuristotulkimuksessa käytetään päämenetelmänä metsämaahan sijoi tettavia juurikolonneja (ingrowth co res), joiden avulla tutkitaan hienojuur ten vuotuista kasvua ja kuolemista (uu siutumisnopeutta). Tämän lisäksi kai ralla otetuista näytteistä selvitetään elävien ja kuolleiden hienojuurten ko konaismäärän vaihtelua. Juuristotut kimus suoritetaan kussakin metsikös sä samalla lannoittamattomalla koe alalla, jota käytetään intensiiviseen ravinnekiertotutkimukseen (Helmi saari ym. tässä julkaisussa). Juurikolonnit ovat nylonverkon ympäröimiä määrälilavuisia maapat saita, jolka valmistettiin syksyllä 1992 samankokoisella kairalla maahan teh tyihin reikiin (140 kpl/koeala). Rei kään laskettiin seulotulla, tasajakoi sella ja juurettomalla kivennäismaalla täytetty verkkopussi, johon hienojuu ret kasvavat. Kolonneja alettiin nostaa ylös syksyllä 1993 (20 kpl/näytteenot tokerta/koeala). Kesällä 1994 kolon neja nostettiin kerran kuukaudessa. Kokeen perustamisvaiheessa syys kuussa 1992 otettiin hienojuurinäyt Metsäntutkimuslaitos 187 teet maakairalla humuskerroksesta, ja 0-10, 10-20, 20-30 ja 30-40 cm:n syvyydeltä kivennäismaasta, 20 pis teestä/koeala. Esikäsittelyn jälkeen hienojuuristosta eroteltiin kolme osi tetta: männyn elävät juuret, männyn kuolleet juuret ja pintakasvillisuuden juuret. Männyn elävät juuret jaettiin kokoluokkiin: läpimitta < 1 mm, 1-2 mm, 2-5 mm ja > 5 mm sekä männyn kuolleet juuret: läpimitta < 2 mm ja > 2 mm. Kuolleiden hienojuurten määrän li sääntyminen aikayksikössä kuvastaa hienojuurikariketta. Osasta näytteitä määritetään myös ravinnepitoisuudet hienojuuriin sitoutuneiden ravinteiden kokonaismäärien määrittämiseksi (ks. Helmisaari ym. tässäjulkaisussa). My korritsatutkimuksessa, joka aloitettiin keväällä 1994 yhteistyössä Kuopion yliopiston kanssa, tutkitaan myös eri mykoritsatyyppien esiintymisfrek venssejä. Näytteistä t arkastellaan myös hienojuurten elinvoimaisuuteen liitty viä ominaisuuksia, mm. juurenkärki en lukumäärää ja hienorakennetta. Juurikolonneja käytetään myös rit sosfääritutkimukseen, joka aloitettiin v. 1993. Tässä tutkimuksessa tarkas tellaan ritsosläärin mikrobipopulaati on kehittymistä juurten kasvaessa juu rikolonneihin. Juurikolonneista, joista juuret on poistettu kuivaerottelemalla, määritetään mikrobibiomassa kahdel la eri menetelmällä, lumigaatio-suo rauuttona ja substraatin indusoimana hengityksenä (Smolander ym. 1994). Mikrobibiomassan ja elävien ja kuol leiden juurten biomassan välinen suh de lasketaan. TUlokset ja tarkastelu Taulukkoihin 1 ja 2 on kerätty humus kerroksesta mitatut ravinne-ja raskas metallipitoisuudet. Uuttuvia kationi ravinteita (Ca, Mg, K ja Na) oli metsi kössä Haro,s huomattavasti vähem män kuin kauempana päästölähteestä olevissa metsiköissä Har4ja HarB. Kal siumin ja kaliumin kokonaispitoisuu det eivät kuitenkaan vähentyneet maa perässä tehdasta kohti tultaessa, ja mag nesiumin ja natriumin kokonaispitoi suudet olivat tehtaan lähellä (Haro,s) jopa korkeammat kuin kauempana (Har4 ja HarB). Tämä vastaa tuloksia aiemmasta tutkimuksesta, jonka koe alat olivat likimain samoilla paikoilla (Fritze ym. 1989) kuin tämän tutki muksen (Har(),s ja HarB). Raskasme tallien pitoisuudet humuksessa lisään tyivät jyrkästi tehdasta kohti tultaessa (taulukko 2). Ainoastaan uuttuva sink ki käyttäytyi poikkeavasti, mikä myös havaittiin aiemmassa tutkimuksessa (Fritze ym. 1989). Alumiinin koko naispitoisuudessa ei havaittu eroja met siköiden välillä, kun taas humuksen kokonaisrikkipitoisuus kohosi tehdas ta lähestyttäessä (taulukko 2). Kaikki humuksesta tehdyt mikro biologiset analyysit osoittivat samaa suuntausta. Mikrobi biomassan hiili, mikrobi biomassaa kuvaavaATP-mää rä ja sienibiomassaa kuvaava ergoste rolimäärä vähenivät päästölähdettä kohti (taulukko 3). Myös mikrobien aktiivisuutta ja hiilen mineralisaatiota kuvaava maahengitys ja lbslbrin kier rossa tärkeän losfataasi-entsyymin ak tiivisuus vähenivät samalla tavalla. Mikrobiologiset määritykset korreloi vat selkeästi esimerkiksi nousevien ku paripitoisuuksien kanssa. Raskasmetallien korkea määrä ja ravinteiden vähäinen mineralisaatio nopeus selittävät metsikön Haro,s uut tuvien ravinteiden niukkuutta. Em. metsikössä karikkeessa tuli maalian enemmän raskasmetalleja ja vähem män pääravinteita esim. typpeä kuin metsiköissä Har4 ja Harß (Helmisaari ym. tässä julkaisussa). Lisäksi raskas metallit vaikuttavat toksisesti mikro beihin vähentäen niiden suorittamaa ravinteiden mineralisaatiota, jolloinra 188 Suomen metsien kunto Taulukko 1. Harjavallan metsiköiden humuskerroksen kemiallisia ominaisuuk sia. Ca-, Mg-, K- ja Na-pitoisuudet ovat mg/kg La., kationivaihtokapasiteetti (KVK) on me 100 g k.a., emäskyllästysaste (EKA) on prosentteina KVK:sta, ja C- ja N-pitoisuudet ovat mg/g k.a. Suluissa kolmen koealan keskiarvon keskivir he. vinnetäydennystä hajoavasta orgaani sesta aineesta ei tule. Maan hengitys akti visuus mitattiin tässä tutkimukses sa samalla menetelmällä kuin Fritzen ym. (1989) tutkimuksessa. Samoin tä män tutkimuksen ergosterolimäärityk setovat verrattavissa vuonna 1988 teh tyyn sienirihmaston pituuden määri tykseen. Molemmista muuttujista käy ilmi, että viiden vuoden aikana maape rän mikrobisto ei ole muuttunut kohti kontrolliarvoja (metsikön Harß arvot), vaikka kuormitusta on tällä välillä saa tu vähennettyä (ks. Helmisaari ym. tässä julkaisussa). Maahan tulleet ras kasmetallit viipyvät maassa satoja tai jopa tuhansia vuosia, joien kuormituk sen vähentämisen vaikutukset eivät il mene maaympäristössä lyhyenä aika na. Hutchinsonin (1980) mukaan kad miumin viipymisaika (residence time) maassa voi olla 280 ja sinkin 2100 vuotta. Maaperäeläinten jakautuminen oli voimakkaasti laikuttaista kaikissa tut kituissa metsiköissä (Haro,s, Har2 ja Harß). Pääsääntöisesti eläimiä oli vä hemmän metsikössä Har(),s kuin Har2 ja Harß (taulukko 4). Jälkimmäisten metsikköjen eläimistöt eivät useim missa tapauksissa poikenneet toisis taan. Hajotustoiminnassa tärkeitä än Muuttuja Har0,5 Metsikkö Har4 1 ku'8 Ca uu«. 322 1895 1589 (100) (97,2) (131) Ca,, 1583 1973 1680 (120) (98,3) (86,2) MS UU„. 36,1 188 154 (6,6) (12,6) (8,1) M g k O, 880 313 303 (125) (8,8) (14,5) K uuu 69,5 447 538 (12,2) (29,5) (70,6) K, 633 643 700 (82,5) (23,3) (41,6) Na uuU. 10,5 36,6 34,6 (1,19) (2,90) (4,08) N^, 79,9 62,1 58,1 (3,48) (3,69) (2,13) KVK 16,5 30,0 26,5 (2,03) (0,95) (0,63) EKA 12,4 41,1 40,4 (2,37) (1,24) (0,84) C, 322 499 452 org. (53,1) (8,0) (8,0) N k„k . 10,7 13,4 11,9 (1,2) (0,7) (0,2) Metsäntutkimuslaitos 189 Taulukko 2. Raskasmetallien uuttavat ja kokonaispitoisuudet sekä alumiinin ja rikin kokonaispitoisuudet Harjavallan metsiköissä. Pitoisuudet mg/kg k.a. Su luissa kolmen koealan keskiarvon keskivirhe. kyrimatoja (koealoilla esiintyi vain Cognettia sphagnetorum) oli metsi kössä Har(),s erittäin vähän, ja kaikki havaitut yksilöt olivat 4—B em:n ker roksessa, kun muissa metsiköissä eläi miä oli yleensä enemmän maan pinta kerroksessa. Elokuussa änkyrimatoja oli myös metsikössä Har2 vähemmän kuin Harß. Saman suuntaisia havain toja änkyrimatojen esiintymisestä me tallisulaton ympäristössä ovat Ruot sissa tehneet Bengtsson ja Rundgren (1982). Myös sukkulamatojen määrä oli metsikössä Har(),s erittäin vähäi nen, eivätkä kauempana olevat metsi köt eronneet toisistaan (taulukko 4). Niinikään mikroniveljalkaisten yksi lömäärät olivat pienempiä metsikössä Haro,s verrattuna muihin metsikköi hin (taulukko 4). Eläinryhmittäin oli havaittavissa eroja, esimerkiksi peto punkkeja (Mesostigmata) oli metsi köissä Har(),s ja Har2 vähemmän kuin metsikössä Harß, eivätkä ensin maini tut eronneet toisistaan. Hyppyhäntäis ten määrät laskivat tasaisesti lähestyt täessä tehdasta. Maaperän hajottajaeläinten yksilö määrä tili huomattavan alhainen lähin nä tehdasta olevassa metsikössä Har(),s, mikä osoittaa mikrobiologis ten ja kemiallisten analyysien ohella maaperän ja sen hajotustoiminnan huo noa tilaa. Kuitenkin jo 2km päässä tehtaasta useimpien eläinten määrät ovat metsikön Harß tasolla (eläimis tön monimuotoisuudessakaan ei ha vaittu merkittäviä eroja). Metsikössä Muuttuja HaiO,5 Metsikkö Har4 Har8 CU uuu. 2713 224,7 35,7 (390,1) (16,9) (6,17) CU kok 7634 1112 293,8 (879,8) (38,8) (40,6) Zn UU „ 88,1 127,3 58,1 (20,9) (13,4) (3,14) Zll kok . 786,9 203,5 95,6 (40,8) (12,3) (5,70) N 'k„k. 662,9 195,1 77,4 (86,3) (8,46) (5,57) CJ k„k 3,76 2,03 1,02 (0,43) (0,07) (0,08) Pb k.,k 407,7 138,2 95,8 (16,7) (3,94) (9,16) Cr k„k. 21,8 5,35 3,95 (0,34) (0,38) (0,15) A1 k„k. 2578 2312 2243 (268,2) (147,7) (215,8) Fe k„k. 32260 4338 2811 (531,0) (59,8) (228,5) S kok. 1304 998,7 698,0 (137,6) (23,1) (25,6) 190 Suomen metsien kunto Haro,s raskasmetallien pitoisuudet ovat jo niin korkeita, että ne jo sinänsä ovat toksisia useimmille eläimille (vrt. Strojan 1978, Bengtsson ja Tranvik 1989). Toisaalta myös mikrobiston al hainen määrä vaikuttaa eläinten mää riin epäsuorasti (ravinnon puute). Ritsosfäärin mikrobiologiset mää ritykset maassa vuoden olleista juur ten kasvukolonneista ovat meneillään Harjavallan koealojen aineistosta. Yhden vuoden jälkeen juurten kasvu kolonneihin kasvaneiden liienoj uurten määrä oli vielä vähäinen, joten mikro bibiomassa ritsosfäärissä ei vielä poi kennut kivennäismaan mikrobibiomas sasta. Elävien ja kuolleiden männyn hie nojuurten massasuhde oli alhainen: 0,25 metsikössä Har(),s ja 0,35 metsi köissä Har4ja HarB. Massasuhteeseen vaikuttaa hienojuurten uusiutumisno peus (kasvuja kuolleisuus) sekä hajo tusnopeus, joista saadaan tietoa kesän 1994 jälkeen. Mikrobiston ja maape räeläinten määrän gradientti viittaa myös hienojuurten hajotustoiminnan välienemiseenpäästölälidettä lähestyt täessä. Elävien ja kuolleiden hienojuurten syvyysjakauma poikkesi toisistaan kaikilla koealoilla. Humuskerrokses sa oli suhteellisesti enemmän kuolleita hienojuuria eläviin verrattuna kuin syvemmissä maakerroksissa (kuva 1). Tähän saattaa vaikuttaa paitsi koealoil le kohdistuvaraskasmetallikuormi tus, myös humuskerroksen mahdollinen kuivuminen jossain vaiheessa kasvu kautta. Myös Dickinson ym. (1989) totesivat juurten välttävän raskasme talleilla saastuneita maan pintakerrok sia. Männyn hienojuurten sekä aluskas villisuuden juurten biomassat eivät kuitenkaan olleet merkitsevästi poik keavia lähinnä Harjavallan tehdasta sijaitsevassa metsikössä kauempana sijaitseviin verrattuna (kuvat 1 ja 2). Männyn hienojuuribiomassan suhde Taulukko 3. Mikrobibiomassa ja mikrobiaktiivisuus Harjavallan metsiköissä. Mikrobibiomassan hiili (CV ) substraatin indusoinut hengitys (SIR) ja fumikaa tio-suorauutto (FE) menetelmällä määritettynä, ATP ja ergosteroli (Erg) on ilmoiteltu mg/kg k.a. Maahengitys (Heng) on ilmoitettu ml C0 2 - ja fosfataasiak tiivisuus (Fos) mmol PNP-tuottoa/h/kg k. a. Suluissa kolmen koealan keskiarvon keskivirhe. Muuttuja Har(),5 Metsikkö II;u4 I Iiu'8 c iiiit -siR 1154 4489 6376 (131,4) (537,7) (564,5) C.i.-FE 1650 4351 5796 (174,9) (171,8) (163,2) ATP 0,288 1,81 2,75 (0,019) (0,10) (0,13) Erg 51,3 211,9 282,4 (9,64) (29,0) (34,8) Heng 2,63 12,4 17,0 (0,47) (0,30) (0,97) Fos 4,05 25,0 30,4 (0,43) (1,32) (0,75) Metsäntutkimuslaitos 191 Taulukko 4. Maaperäeläinten keskimääräiset yksilömäärät (yksilöä/m 2 ) Har javallan metsiköissä. Suluissa keskiarvon keskivirhe. Kussakin eläinryhmässä ne metsiköt, joiden yksilömäärän perässä on sama kirjain eivät eroa tilastolli sesti toisistaan (varianssianalyysin jälkeinen Tukeyn testi, P > 0,05). Kuva la. Männyn hienojuuriten biomassa (läpimitta < 2 m/n) humuskerrokses sa sekä kivennäismaan 0-10 cm ja 10-20 cm kerroksissa. Kuvassa 20 näytteen keskiarvo ja keskiarvon keskivirhe. Haifl,5 Metsikkö Har2 Har8 Änkyrimadot (0-8 cm) 27.5.1993 133 (133)a 4 733 (632)b 7 133 (2 025)b 9.8.1993 67 (67)a 5 733 (1 872)b 33 533 (9 259)c 28.9.1993 200 (200)a 13 600 (2 930)ab 21 933 (6 995)b Sukkulamadot (0-6 cm) 28.9.1993 55 000 (35 765)a 451 250 (195 324)b 662 500(189 126)b Mikroniveljalkaiset (0-6 cm) Hyppyhäntäiset 27.5.1993 5 400 (2 088)a 12 000 (2 066)ab 15 333 (2 578)b 9.8.1993 16 000(4 768)a 51 333 (13 737)ab 65 833 (9 156)b Petopunkit 27.5.1993 2 000 (1 549)a 1 833 (477)a 3 167 (946)a 9.8.1993 3 333 (760)a 4 333 (919)a 11 667 (3 232)b Kaikki yhteensä 27.5.1993 44 400 (9 740)a 122 500 (15 836)ab 188 167 (30 014)b 9.8.1993 11 2000 (22 884)a 234 833 (19 932)b 302 500 (34 416)b 192 Suomen metsien kunto Kuva lb. Männyn kuolleet hienojuuret (läpimitta < 2 mm) humuskerroksessa sekä kivennäismaan 0-10 cm ja 10-20 cm kerroksissa. Kuvassa 20 näytteen keskiarvo ja keskiarvon keskivirhe. Kuva 2. Aluskasvillisuuden juuribiomassa humuskerroksessa sekä kivennäis maan 0-10 cm ja 10-20 cm kerroksissa. Kuvassa 20 näytteen keskiarvo ja keskiarvon keskivirhe. Metsäntutkimuslaitos 193 neulasmassaan oli humuskerroksessa ja 20 cm:n kivennäismaakerroksessa 3,3 metsikössä HarO,s; 1,25 metsikös sä Har4; ja 1,0 metsikössä Harß sekä vastaavan ikäisessä VT-männikössä Ilomantsissa (Helmisaari ym. tässä julkaisussa). Tämä viittaisi siihen, että ravinneköyhässä ja raskasmetallien saastuttamassa maassa kasvava puus to (HarO,s) käyttäisi suhteellisesti suu remman osan hiilihydraateistaan hie nojuuriston kasvattamiseen kuin neu lasmassanjarunkopuun kasvuun. Hie nojuurten uusiutumisnopeutta koske vat tulokset saadaan v. 1994 näytteen ottojen jälkeen, jolloin varmistuu, onko edellä esitetty päätelmä oikea. Myös juuriston heikko kunto voi lisätä juu riston uusiutumisnopeutta. Metsikös sä HarO,s hienojuuret olivat silmin nähden vaurioituneita, mutta tarkempi käsitys tästä saadaan v. 1994 juurten hienorakenneanalyyseissä. Kirjallisuus Ahlström, K., Persson, H. & Börjes son, 1.1990. Fertilization in a mature Scots pine (Pinus syl vestris L.) stand - effects on roots. Plant and Soil 106:179-190. Anonymous 1993. Manual for integ rated monitoring, Programme Phase 1993-1996. UN EC E Convention on long-range transboundary air pol lution. International co-operative programme on integrated monito ring on air pollution effects. Envi ronmental Data Center, National Board of Waters and the Environ ment, Helsinki. Baes, C.F. & McLaughlin, S.B. 1987. Trace metal uptake and accumulati on in trees as affected by environ mental pollution. Julkaisussa: Hut chinson,T.C. & Meema, K.M. (toim.) Effects of Atmospheric Pollutants on Forests, Wetlands and Agricultu- ral Ecosystems. NATO ASI Series, Vol. G 16:307—319 Springer-Verlag Berlin 1987. Bengtsson, G. & Rundgren, S. 1982. Population density and species num ber of enchytraeids in coniferous fo rest soils polluted by a brass mill. Pedobiologia 24: 211-218. Bengtsson, G. & Tranvik, L. 1989. Critical metal concentrations for fo rest soil invertebrates. Water, Air, and Soil Pollution 47: 381—417. Bääth, E. 1989. Effects of heavy me tals in soil on microbial processes and populations (a review). Water, Air, and Soil Pollution 47: 335-379. Caron, M. 1989. Potential use of my corrhizae in control of soil borne diseases. Canadian Journal of Plant Path. 11: 177-179. Dickinson, N.M., Lepp, N.W. & Tur ner, A.P. 1989. Tolerance of trees to metal pollution. Proceedings 3rd In ternational ConferenceEnvironmen tal Contamination, Venice, s. 317 319. CEP, Edinburgh. Fritze, H., Niini, S., Mikkola, K. & Mäkinen, A. 1989. Soil microbial effects of a Cu-Ni smelter in south western Finland. Biology and Ferti lity of Soils 8: 87-94. Fritze, H., Smolander, A., Levula, T., Kitunen, V. & Mälkönen, E. 1994. Wood ash fertilization and fire treat ments in a Scots pine forest stand: effects on the organic layer, micro bial biomass and microbial activity. Biology and Fertility of Soils 17: 57-63. Hutchinson, T.C. 1980. Impact of hea vy metals on terrestrial and aquatic ecosystems. Julkaisussa: Miller, PR. (toim.) Effects of air pollutants on mediterranean and temperate forest ecosystems. USDA Forest Service Report PSW-43, s. 158. Levula, T. 1993. Metsien terveydenti la Harjavallan ympäristössä. Met- 194 Suomen metsien kunto säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 470: 54-66. Smolander, A., Kurka, A., Kitunen, V. & Mälkönen, E. 1994. Microbial bio mass C and N, and respiratory activi ty in soil of repeatedly limed, and Inl and P-fertilized Norway spruce stands. Soil Biology and Bioche mistry 26: 957-962. Strojan, C.L. 1978. Forest leaf litter decomposition in the vicinity of a zinc smelter. Oecologia 32: 203- 212. Tamminen, P. & Starr, M. 1990. A survey of forest soil properties rela ted to soil acidification in southern Finland. Julkaisussa: Kauppi P., Ant tila P. & Kenttämies K. (toim.). Acidification in Finland. Springer- Verlag, Berlin, s. 235-251. Ulrich, B. 1983. Soil acidity and its relation to acid deposition. Julkai- sussa: Ulrich, B. & Pankrath, J. (toim.), Effects of Accumulation of Air Pollutants in Forest Ecosystems. D. Reidel Publishing Co., Dordrecht, Holland, s. 127-146. Vanhala, P. & Ahtiainen, J. 1994. Soil respiration, ATP content and Photo bacterium phosphoreum toxicity test as indicators of metal pollution in soil. Environm. Toxicol, and Water Qual. 9: 115-121. Väre, H. 1990. Aluminium po lyphosphate in the ectomycorrhizal fungus Suillus variegatus (Fr.) O. Kunze as revealed by energy disper sive spectrometry. NewPhytol. 116: 663-668. Wilkins, D.A. 1991. The influence of sheathing (ecto-) mycorrhizas of trees on the uptake and toxicity of metals. Agriculture, Ecosystems and Environment 35: 245-260. Metsäntutkimusbitos 195 Soluvaurioiden diagnostiikka - kirjallisuus katsaus Sirkka Sutinen ja Leena Koivisto Johdanto Kuvailu ja luokittelu ovat perustyöka luja histopatologiassa, joka sai alkun sa havainnosta, että erilaisten tautien vaikutuksesta ihmisten soluissa oli mikroskooppisesti havaittavissa toisis taan poikkeavia oireita. Oireiden eri laisuus on varsin hyvin tunnettu myös havupuiden neulasten rakenteessa eri laisten haittatekijöiden yhteydessä (esim. Soikkeli ja Kärenlampi 1984 a, Fink 1989, Holopainen ym. 1992). Luonnossa tapahtuvien vauriotumis ten syy-seuraussuhteiden sekä vauri oiden aiheuttamien kasvutappioiden selvittämiseksi tarvitaan lisää kokeel lista tutkimusta. Vuonna 1993 Met säntutkimuslaitoksen Suonenjoen tut kimusasemalla aloitettiin yhteistyönä useiden koti-jaulkomaisten tutkimus laitosten kanssa tutkimusprojekti "So luvaurioiden diagnostiikka-kokeelliset altistukset". Tutkimusten aikana puita altistetaan koetilanteissa luonnossa esiintyville tai hieman kohotetuille saastepitoisuuksille pitkiä ajanjakso ja. Näin pyritään mahdollisimman suu reen vastaavuuteen koetilanteen ja luonnon välillä. Hankkeen tavoitteena on mm. 1) täydentää aikaisempaa tietämystä neulasten rakennemuutoksista sekä tutkia kuivuuden, pakkasen, otsonin, lisääntyneen UV-säteilyn ja orgaanis ten hiilivetyjen aiheuttamia solutasoi sia vaikutuksia yksin ja eri yhdistelmi nä, 2) määrittää vaurioiden vakavuusaste ja määrät solukkotasolla suhteessa saastepitoisuuteen ja altistusaikaan, ja 3) selvittää miten havaittu rakenne muutos vaikuttaa puiden toimintaan ja kuntoon. Tässä artikkelissa kuvataan muuta min esimerkein solurakennetutkimuk sien tuloksia kokeellisesti eri tavoin käsiteltyjen havupuiden sekä osin maastossa kasvaneiden puiden neula sista. Tuloksia voidaan tarkastella monesta näkökulmasta, kuten esimer kiksi miten havaittu solutasoinen muu tos vaikuttaa kasvin toimintoihin tai mikä biokemiallinen muutos on edel tänyt rakenteellista muutosta. Tässä yhteydessä käsitellään lähinnä mene telmän sopivuutta syy-seuraussuhtei den selvittämiseen so. mikroskooppi seen diagnostiikkaan, jonka kehittä miseen ja varmistamiseen edellä mai nittu, vuonna 1993 aloitettu hanke voi makkaasti keskittyy. Menetelmästä Aikaisemmin kokeellisissa tutkimuk sissa käytettiin korkeita saastepitoi suuksia ja lyhyitä kaasutusaikoja. Lu kuunottamatta muutamia poikkeuksia, kuten esimerkiksi rikkidioksidin vai kutukset tehtaiden välittömässä lähei 196 Suomen metsien kunto syydessä, tulosten soveltaminen maas toon oli vaikeaa. Tämän vuoksi uu simmissa tutkimuksissa on käytetty alhaisempia, luonnon tilannetta vas taavia saastepitoisuuksia ja pitkiä kaa sutusaikoja. Kaasutuskokeita voidaan tehdä joko laboratorio-olosuhteissa suljetuissa kammioissa, joissa olosuh teet ovat tarkoin säädeltävissä tai maas tossa joko kammioaltistuksina tai avo kenttäkaasutuksina. Viimeksi maini tuissa olosuhteiden säätely on vaikeam min hallittavissa kuin laboratoriossa, mutta ekologinen vastaavuus on suu rempi. Mikroskooppista tutkimusta varten neulasten solukko on säilytettävä mah dollisimman samanlaisena kuin se on keräyshetkellä. Tämän vuoksi näyt teet on kiinnitettävä (fiksoitava). Epä onnistunut fiksaatio johtaa solutasolla rakenteessa havaittaviin "keinotekoi siin" muutoksiin ns. artefakteihin (Soikkeli 1980; taulukko 1). Vaurioi den syy-seuraussuhteiden selvittämi seksi pitäisi kerätä mahdollisimman terveennäköisiä neulasia, koska väri viallisissa neulasissa saattaa olla jo toissijaisia muutoksia, jotka myös saat tavat johtaa väärään johtopäätökseen. Ensisijaisilla muutoksilla, joiden avulla pyritään haittaavan tekijän jäljille, tar koitetaan tässä yhteydessä rakentees sa tavattavia varhaisoireita eikä niin kään todellisia ensisijaisia muutoksia, jotkatapahtuvat jo ennen rakennemuu tosta biokemiallisella ja molekulaari sella tasolla. Neulasen normaali rakenne Terveen neulasen viherhiukkaset ovat muodoltaan jyvämäisiä. Kasvukauden aikana niissä on tärkkelystä (kuva 1). Viherhiukkasten lisäksi yhteyttävissä soluissa on muitakin soluelimiä kuten mitokondriot, jotka huolehtivat solun hengityksestä ja tuma, joka ohjailee solun toimintoja. Talvella viherhiuk kaset ovat useimmiten kasoissa eikä niissä ole tärkkelysjyvästä (kuvat 5 ja 6; Soikkeli 1978). Diagostisen työn kannalta tärkeitä ovat mm. seuraavat terveistä neulasis ta tehdyt havainnot: 1) Neulasten rakenne on pieniä, usein vuodenaikaan liittyviä yksityiskohtia lukuunottamatta samanlainen kaikkial la terveessä puussa (Sutinen ym. 1990). 2) Samanikäisten, terveiden neulasten rakenne on samanlainen kaikenikäi sissä puissa (Sutinen 1987 a; Holopai nen ja Nygren 1989). 3) Samanikäiset, terveet neulaset ovat samanlaisia rakenteeltaan Keski-Eu roopasta Suomen Lappiin ja eri korke uksilla sekä erilaisilla maaperillä kasvaneissa puissa ellei varsinaista ravinnepuutosta ilmene (esim. Soik keli 1980; Soikkeli ja Kärenlampi 1984 b; Sutinen 1987 a). 4) Useimmissa tapauksissa sama hait tatekijä aiheuttaa samanlaisen soluta soisen oireen sekä männyn että kuusen neulasissa. Taulukossa 1 esitetään eräiden hait tatekijöiden yhteydessä todettuja oi reistoja. Luontaiset haittatekijät Vaurioitumisen erottamiseksi on tun nettava paitsi varsinaisten haittateki jöiden vaikutukset myös neulasten ikääntymiseen liittyvät rakennemuu tokset. Vanhenevassa neulasessa vi herhiukkaset kapenevat, perusmassa harvenee ja rasvat lisääntyvät sekä vi herhiukkasissa että solulimassa (Suti nen 1987 a, Holopainen ym. 1992). Kuusen neulasessa muutokset alkavat näkyä nelivuotiaassa neulasessa, min kä jälkeen muuttuneiden solujen osuus vähitellen lisääntyy, kunnes noin yh deksän vuoden iässä suurin osa yh teyttävän solukon soluista on muuttu 197 Metsäntutkimuslaitos nut. Ilmansaasteiden vaikutukset puo lestaan näkyvät jo ensimmäisen ja toi sen vuoden neulasissa, joten vanhene mista ja ilmansaasteiden aiheuttamia oireita ei yleensä voi sotkea toisiinsa, jos tutkittavaksi kerätään nuorimpia neulasvuosikertoja. Keinotekoinen maaperän kuivuus aiheutti soluissa tärkkelysjy västen hä viämisen ja viherhiukkasten pyöris tymisenjatummumisen( Sutinen 1991; kuva 2; taulukko 1). Kun taimia kastel tiin, palautuminen oli havaittavissa jo viikon kuluttua otetuissa näytteissä viherhiukkasiin kerääntyneenä tärkke lyksenä. Viherhiukkasten pyöristymis tä ja samanaikaista asteittaista tärkke lyksen häviämistä ei ole todettu mui den haittatekijöiden yhteydessä. Ken tällä tehdyissä lukuisissa tutkimuksis sa kyseinen oireisto on todettu äärim mäisen harvoin. Talvella pakkanen ei yleensä ole havupuille ongelma, mutta alkukesäl lä melko vähäinenkin halla saattaa vaurioittaa niiden uusia kasvaimia. Kokeellisissa tutkimuksissa on sekä hallan että talviaikaisen pakkasen var haisimpina oireina todettu mm. soluli man rakenteen harveneminen sekä tummien kasautumien ilmaantuminen viherhiukkasiin (mm. Holopainen ja Holopainen 1988: taulukkol). Vauri on edetessä solun ulkokalvo tuhoutuu Taulukko Eräiden haittatekijöiden aiheuttamia solutasoisia muutoksia havu puiden neulasten kahdessa nuorimmassa vuosikerrassa. Lihavoidut muutokset ovat tyypillisiä mainituille oireille. Muut oireet ovat yleisempiä, useimpien haittatekijöiden yhteydessä havaittavia muutoksia. 198 Suomen metsien kunto ja irtaantuu soluseinistä, jolloin solun sisältö painuu kasaan (kuva 3) ja solu seinät murtuvat. Vaurioitumista tapah tuu tasaisesti koko yhteyttävässä solu kossa. Talveentumisvaiheessa tapah tuva pakkaskäsittelyn aiheuttama vau rioituminen on palautuvaa tiettyyn ra jaan saakka. Palautumisen jälkeen so lukossa näkyy tuhoutuneita soluja, joi hin on jäänyt kesäinen tärkkelys sekä soluja, joissa ilmeisesti pakkasen ai heuttaman vedenkuljetuksen häiriin tymisen ja/tai kalvovaurioiden vuoksi näkyy kuivumisoireita (kuva 4). Pa lautuminen näkyy myös yhteytystuot teen, tärkkelyksen kerääntymisenä vi herhiukkasiin sitä enemmän, mitä al haisempi pakkaskäsittely on (Sutinen, julkaisematon aineisto). Maastotutki muksissa pakkaseen liittyviä soluvau rioita on kuvattu vain harvoin (Soik keli ja Kärenlampi 1984 b). Ravinnepuutosten vaikutuksia ha vupuiden neulasten solukoihin on tut kittu vasta viime aikoina. Elektroni mikroskooppisella tasolla ravinteiden puutosoireista tunnetaan mm. typen aiheuttama yhteyttävän kalvoston vä heneminen ja viherhiukkasten kutistu minen, joka alkaa neulasen sisäosista (vertaa myöhemmin mainittu otsonin vaikutus) ja kaliumin puutteen aiheut tama rasvojen kertyminen ja keskus vakuolin solukalvon voimakas kihar tuminen (Holopainen ym. 1992). So lukkotasolla useimpien ravinteiden puutteen on todettu ilmenevän ensin neulasten johtosolukossa, kun taas il mansaasteiden vaikutukset näkyvät ensin yhteyttävässä solukossa (Fink 1989). Tutkimalla neulasten solukoi den vaurioitumisjärjestystä on siis mahdollista saada selvyyttä siitä, onko vaurion aiheuttaja maasta vai ilmasta. Myös hyöteiset vaurioittavat havu puiden neulasia. Nejättävät mm. pure ma- tai imemäjälkiä neulasen soluk koon tai neulasen pinnalle. Sienitauti puolestaan on usein todettavissa solu kossa tavattavista sienirihmoista (Campbell 1976). Virukset on hyvin pieniä, mutta niiden aiheuttamat tuhot hyötykasveilla voivat olla hyvinkin merkittäviä. Havupuiden virustauteja ei tällä hetkellä juurikaan tunneta. Ilmansaasteiden vaikutukset Useimmat jatkossa esitellyt esimerk kitapaukset ovat kokeellisista altistuk sist a, joissa havupuitaon käsitelty tun netuimmillailmansaasteilla pitoisuuk silla, joita on mitattavissa myös luon nosta. Näytteet on otettu vielä silmä määräisesti vihreistä neulasista. Korkea rikkidioksidipitoisuus (yli 100 |ig/m 3 ) aiheuttaa akuutin, äkillisen neulasvaurion (Smith 1981). Suomes sa tämäntasoisia rikkidioksidipitoi suuksia on yleensä vain rikkiä päästä vien teollisuuslaitosten lähiympäris töissä. Akuutti vaurio näkyy neulasen uloimpen solukerrosten solujen jouk kotuhona. Äkillisten vaurioiden toi sistaan erottaminen voi olla hankalaa. Tarkastelemalla vaurioituneiden solu jen viereisiä, lievemmin vaurioitunei ta soluja on kuitenkin mahdollista tun nistaa oireistoja näin jäljittää vaurion aiheuttajaa. Alhaisempi (20-100 3 ), pitkä aikainen rikkidioksidipitoisuus aihe uttaa mahdollisesti vuosiakin piilevä nä esiintyvän kroonisen vaurion. Tä mäntasoisiapitoisuuksia (kuukausi-ja/ tai vuosikeskiarvoina) on Suomessa mitattu mm. taajamissa ja teollisuus laitosten vaikutusalueilla. Piilevä, vih reissä neulasissa mikroskooppisesi havaittava vaurioituminen näkyy kes kusvakuolin lanniinin nauhoittumise na ( Soikkeli 1981; kuva 5; taulukko 1). Vaurioituminen alkaa yhteyttäväs tä solukosta ilmarakojen ja ilmaonte loiden läheisyydestä. Elektronimikro skoopilla solulimassa nähdään suuria, epämääräisen muotoisia rasvakaylei Metsäntutkimuslaitos 199 saumia. Usein koko solun sisus on ikäänkuin litistynyt soluseinän ja pak sun tanniinikerroksen väliin. Viher hiukkaset saattavat pyöristyä ja niiden rasvapalloset, plastoglobulit ovat muuttuneet epämääräisen muotoisiksi ja näkyvät joko vaaleina tai pahimmil laan reikämäisinä (taulukko 1). Edellä kuvattuja oireita on todettu myös ko keellisesti rikkidioksidille altistetuis sa havupuiden neulasissa (Kärenlam pijaHoupis 1986). Suorien kasvi vaikutusten lisäksi rik kidioksidi vaikuttaa kasveihin myös happamoittamalla sadevettä. Hapan sadetutkimuksissa on yleensä selvitet ty maaperämuutoksia ja sitä kautta kasveihin heijastuvia vaikutuksia. Sa detuskokeissa (veden pH = 3,0-5,7) neulasissa on todettu suoria solutasoi sia oireita jo yhden kasvukauden aika na (Holopainen ja Nygren 1989; Suti nen 1991). Vaurio, jolle on tyypillistä voimakas rakkuloituminen (kuva 6; taulukko 1) näkyy ensin yhteyttävässä solukossa, mikä on tyypillistä myös muille ilmansaasteille. Lisäksi on to dettu viherhiukkasten koon suurene mista ja yhteyttävän kalvoston lisään tymistä. Näiden muutosten on arveltu johtuvan altistusvedessä olevasta ty pestä eikä niinkään veden happamuu desta (Bäck ja Huttunen 1992). Typen oksidit ovat kasveille vähem män myrkyllisiä kuin rikin oksidit (Smith 1981). Typen oksideista muo dostuu kuitenkin ilmakehässä kemial lisissa reaktioissa otsonia, joka on kas veille haitallinen kaasu. Suomessa mitatut otsonipitoisuuksien kuukausi keskiarvot kasvukauden aikana ovat 60-100 (ig/m 5 . Pitoisuuksissa ei ole havaittu suuriakaan eroja eteläisen ja pohjoisen Suomen välillä. Otsoni ku ten rikkidioksidikin, aiheuttaa sekä akuutteja että kroonisia vaikutuksia. Äkilliselle, korkean otsonipitoisuuden (useita satoja (ig/m 3) aiheuttamalle vau riolle on tyypillistä neulasen ja lehden ilmarakojen läheisyydessä olevien so lujen tuhoutuminen ja näkyvien vauri oiden ilmaantuminen (Smith 1981)). Solutasoisissa muutoksissa on samoja piirteitä kuin jäljempänä kuvatussa kroonisessa oireistossa. Alhaisemmat (60-100 ng/m3 ), mut ta pitkäaikaiset otsonipitoisuudet ai heuttavat neulasiin piilevän oireiston, joka alkaa aina neulasen yläpinnan soluista ja etenee asteittain sisempiin solukerroksiin. Solutasolla otsonin ai heuttama muutos näkyy ensin viher hiukkasten pienenemisenä (kuva 7). Samanaikaisesti hiukkasen perusmas sa tummuu ja rakeistuu (taulukko 1). Solulima ja sen muut elimet ovat useim miten lähes terveen näköisiä vielä so luissa, joissa viherhiukkaset ovat jo erittäin pieniä (Suti nen ym. 1990; kuva 8). Otsonille tyypillinen oireisto on nykyisin varsin yleinen maastosta ke rätyissä havupuiden näytteissä. Haihtuvat halogeeniset hiilivedyt säilyvät sekä maaperässä että pitkän viipymän vuoksi myös ilmassa kauan ja pystyvät siten kulkeutumaan kauas päästölähteistään. Hiilivedyistä muo dostuu mm. trikloorietikkahappoa, TCA:ta, jota on aiemmin käytetty var sin yleisesti heinämäisten kasvien, kuten juolavehnän torjuntaan. Nyttem min TCA:ta on mitattu puiden neula sista ja lehdistä < 150 ng/g olevia pitoi suuksia sekä Suomen eri osista että Etelä-Saksasta (Frank ym. 1992,1994; Juuti ym. 1993). Klooratuilla hiilive dyillä on arveltu olevan osuutensa myös metsien vaurioitumiseen. Ko keellisissa tutkimuksissa, joita on tois taiseksi tehty vain muutamia, on todet tu mm. rasvojen lisääntymistä viher hiukkasissa ja solulimassa sekä viher hiukkasten pienenemistä. Tässä tapa uksessa hiukkasten pienenemiseen ei liittynyt perusmassan tummumista eikä rakeistumista kuten otsonialtistuksen yhteydessä (Sutinen ym. käsikirjoitus). Muista saasteista, joiden vaikutus 200 Suomen metsien kunto Kuvat 1-8. Valomikroskooppikuvia männyn neulasen yhteyttävästä solukosta. Jana on 6 µm. Kuva 1. Terve neulanen TCA-altistusten vertailuaineistosta kesätilanteessa. Kasvukaudelle tyypillisesti viherhiukkasissa on suuret tärkkelysjyväset (nuolet). Solujen keskellä on tanniinin (T) täyttämä keskusvakuoli. Kuva 2. Keinotekoisen kuivuuden aiheuttama muutos. Viherhiukkaset ovat pyöreitä (nuolet) eikä niissä ole kasvukaudelle tyypillistä tärkkelysjyvästä. Kuva 3. Alkutalvesta annetun pakkaskäsittelyn aiheuttama muutos. Solun sisältö on tuhoutunut ja irronnut soluseinästä (nuolet). Kuva 4. Syksyisen pakkaskäsittelyn aiheuttama muutos kolmen viikon palautumisjakson jälkeen. Käsitte lyn aikana tuhoutuneeseen soluun on jäänyt tärkkelysjyväset (tähti). Terveimmissä soluissa näkyy kuivuusoireita ja soluliman harventumista (nuolet). Metsäntutkimuslaitos 201 Kuva 5. Rikkidioksidin aiheuttama krooninen muutos erään rikkiä päästävän teollisuus laitoksen läheisyydestä. Näyte on kerätty talvella. Tanniini on nauhatnaisena (nuolet) ja solun sisältö on tummunut. Viereiset solut ovat jokseenkin terveennäköisiä. Kuva 6. Happaman sateen aiheuttanut voimakas soluliman rakkuloituminen (nuolet) Inarin alueelta talvella kerätyssä näytteessä. Oireen voimakkuus voi johtua myös happaman veden aiheuttamasta pakkasen sietokyvyn alenemasta. Kuva 7. Otsonikäsittelyn aiheuttama asteittainen viherhiukkasten pienentyminen (nuo let) vaurioitumisen alkuvaiheessa. Kuva 8. Otsonikäsittelyn aiheuttama muutos vaurioitumisen loppuvaiheessa. Viher hiukkaset ovat erittäin pieniä kaikissa soluissa. 202 Suomen metsien kunto Taulukko 2. Eräitä tekijöitä, jotka saattavat hankaloittaa mikroskooppisesti havaittavan vaikutuksen tulkintaa sekä ehdotuksia haittatekijöiden välttämisek si ja diagnostisen analytiikan parantamiseksi. Tekijä Vaikutus Parannusehdotukset kiinnitysvirhe artefakti ja huono erottuvuus -» väiirä diagnoosi kerää uusi aineisto eri värjäysmenetelmät soluelimien erottu- minen erilainen tuloksia verrattava varoen (tulokset eivät välttämättä ole ristiriitaisia) saastepitoisuus - korkea - matala - äkillinen vaurio - krooninen vaurio tuloksia on verrattava mahdollisimman samansuuruisen annoksen saaneeseen vertailuaineistoon neulasten kunto - vihreä - kellastunut tms. - vaurion varhaisvaiheet - vaurion loppu- vaiheet tuloksia on verrattava vastaavani vertailu- aineistoon, esim. vihreää vihreiiän useita nimiä samalle muutokselle sekaannusta tulosten ymmärtämisessä nimistö olisi yhden- mukaistettava analyysit on tehty eri soluelimistä saman tekijiin ;uheut- tamat muutokset näenniiisesti erilaisia. Esiin, muutos on solu- limassa. Tutkitaan vain viherhiukkaset -*■ tulos on "ei muutosta". Tutkitaan koko solu -» tulos on "selvä muutos" k;iikki soluelimet olisi analysoitava tarkastelu tehdään kolmiulotteisesta todellisuudesta kaksi- ulotteisella tasolla aiheuttaa sekaannusta varsinkin vasta-alka- jilla. Saattaa johtaa virheellisiin piiätelmiin analysoija on huolellisesti koulutettava työhön kuvailevat, kvalitxitii- viset tulokset vähäiset, jopa epäspesifiset muutokset saattavat ylikorostua muutos 011 määritettävä tarkasti ja tehtävä morlometrinen analyysi diagiux)sin pohjaksi Metsänlulkimuslaitos 203 simmin on paikallinen (onnettomuu det, tien suolaus) on havupuilla tutkit tu mm. fluoridien, kloorikaasun ja suo lan solutasoisia vaikutuksia (mm. Ho lopainen ym. 1992). Näilläkin saas teilla on todettu kullekin haittatekijäl le ominainen vaurioitumisoireisto. Eri saasteyhdistelmien sekä saas teiden ja luontaisten haittatekijöiden yhteisvaikutuksia on tutkittu jonkin verran. Rakennetutkimuksin on selvi tetty mm. otsonin ja rikkidioksidin yhteisvaikutusta, jolloin yhteyttävän solukon viherhiukkaset pienenivät sii nä määrin, että ne eivät enää erottuneet valomikroskooppisilla suurennoksilla, joilla terveen neulasen hiukkaset erot tuvat hyvin (Sutinen 1987 b). Lisäksi on selvitetty mm. happaman sateen ja kaliumin puutteen (Holopainen ja Ny gren 1989) ja toisaalta happaman sa teen ja pakkasen (Huttunen ym. 1990) yhteisvaikutuksia. Yhteisvaikutus on yleensä vakavampi kuin jonkin tekijän yksin aiheuttama vaurio. Rakenneta solla useamman samanaikaisesti vai kuttavan tekijän aiheuttamat oireistot ovat erotettavissa toisistaan. Oireistot voivat esiintyä päällekkäisinä samas sa solussa tai erillään vierekkäisissä soluissa. Maastonäytteissä on varsin yleistä, että solussa/solukossa on use ampaan haittatekijään liitettäviä oirei ta, mikä solutasolla viittaa ns. moni stressivaurioon. Epävarmuustekijöitä ja pa rannusehdotuksia Havupuiden neulasten mikroskooppi nen diagnostinen analyytikka on tie teenalana varsin nuori. Ainakin osit tain johtuen juuri tästä, diagnoosia on aika-ajoin pidetty epävarmana. Epä varmuutta ovat saattaneet aiheuttaa myös tietyt diagnoosia haittaavat teki jät, jotka on mainittu aiemmin myös lääketieteellisen diagnostiikan yhtey dessa (Collan ym. 1984). Taulukossa 2 on mainittu eräitä diagnoosia häiritse viä tekijöitä sekä näiden tekijöiden vaikutuksia kuten myös ehdotuksia, joilla diagnoosin luotettavuutta voi parantaa. Mikroskooppisen diagnos tiikan varmentamiseksi on tietenkin suotavaa, että tutkittavasta aineistosta tutkittaisiin samanaikaisesti esimerkik si neulasten ravinnepitoisuus tai bio kemiallisia muuttujia. Johtopäätelmiä Tähänastiset mikroskooppiset tutki mukset ovat osoittaneet, että eri stres sitekijät aiheuttavat havupuiden neu lasiin erilaiset, toisistaan erotettavat vaurio-oireet. Edellyttäen että tutkit tavasta aineistosta selvitetään vaurio oireisto eikä vain yksittäisiä muutok sia, mikroskooppinen menetelmä so veltuu hyvin myös käytännön diag nostiseen työhön. Menetelmän kehittämiseksi uusissa altistuskokeissa pyritään täydentämään aikaisempaa tietämystä neulasten ra kennemuutoksista. Lisäksi tutkimusta suunnataan kvalitatiivisestä, kuvaile vasta vaiheesta kvantitatiiviseen, mor fometriseen vaiheeseen. Tällöin on yhdessä muilla menetelmillä saatujen tulosten kanssa mahdollista selvittää, miten havaittu rakennemuutos eri va kavuusasteissaan vaikuttaa puiden toi mintaan ja kuntoon. Kirjallisuus Bäck, J. & Huttunen, S. 1992. Structu ral responses of conifer seedlings to acid rain treatment. New Phytology 120: 77-88. Campbell, R. 1976. Theultrastructure of the host-parasite interface in the needles of Pinus nigra infected with 204 Suomen metsien kunto Lophodermella sulcigena. Annales Botany 40: 851-855. Collan, Y., Aalto, M.-L., Koska, V.- M., Naukkarinen, A., Romppanen, T. & Syrjänen, K. (toim.), 1984. Ste reology and morphometry in patho logy. Kuopio University Press, 270 s. Fink, S. 1989. Pathological anatomy of conifer needles subjected to gase ous air pollutants or mineral defi ciencies. Aquilo Ser. Botanica 27: 1-6. Frank, H., Scholl, H., Sutinen, S. & Norokorpi, Y. 1992. Trichloroacetic acid in conifer needles in Finland. Annales Botanici Fennici 29: 263- 267. Frank,H., Scholl, H., Renchen, D., Rether, 8 ., Laoued, A. & Norokorpi, Y. 1994. Haloacetic acids, phytoto xic secondary air pollutants. Envi ronmental Science and Pollution Research 1: 1-11. Holopainen, T. & Holopainen, J. 1988. Cellular responses of Scots pine (Pi nus sylvestris L.) seedlings to simu lated summer frost. European Jour nal of Forest Pathology 18: 207- 216. Holopainen, T. & Nygren, P. 1989. Effects of potassium deficiency and simulated acid rai n alone and i n com bination on the ultrastructure of Scots pine needles. Canadian Journal of Forest Research 19: 1402-1411. Holopainen, T , Anttonen, S., Wulf, A., Palomäki, V. & Kiirenlampi, L. 1992. Comparative evaluation of the ef fects of gaseous pollutants, acidic deposition and mineral deliliences: structural changes in the cells of fo rest plants. Agriculture, Ecosystems and Environment 42: 365-398. Huttunen, S., Reinikainen, J. & Turu nen, M. 1990. Wintering response to acid rain treatment under northern conditions. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.) Acidification in Finland. Springer- Verlag, Berlin, s. 607-633. Juuti S., Hirvonen A., Tarhanen, J., Holopainen, J.K., & Ruuskanen, J. 1993. Trichloroacetic acid in pine needles in the vicinity of a pulp mill. Chemosphere 26: 1859-1868. Kärenlampi, L. & Houpis, J.L.J. 1986. Structural conditions of mesophyll cells of Pinus ponderosa var. scopu lorum after S0 2 fumigation. Canadi an Journal of Forest Research 16: 1381-1385. Smith, W.H. 1981. Air pollution and Forest. Interaction between Air con taminants and forest ecosystems. Springer-Verlag. New York, Heidel berg, Berlin, 5.379. Soikkeli, S. 1978. Seasonal changes in mesophyll tultrastructure of needles of Norway spruce (Picea abies). Ca nadian Journal of Botany 56: 1932 1940. Soikkeli, S. 1980. Ultrastructureofthe mesophyll in Scots pine and Norway spruce: seasonal variation and mola rity of the fixative buffer. Protoplas ma 103: 241-252. Soikkeli, S. 1981. Comparison of cy tological injuries in conifer needles from several polluted industrial en vironments in Finland. Annales Bo tanici Fennici 18: 47-61. Soikkeli, S. & Kärenlampi, L. 1984 a. Cellular and ultrastructure effects. Julkaisussa: Treshow, M. (toim.) Air pollution and plant life. John Wiley & Sons. s. 159-174. Soikkeli, S. & Kärenlampi, L. 1984b. The effects of nitrogen fertilization on the ultrastructure of mesophyll cells of conifer needles in northern Finland. European Journal of Forest Pathology 14: 129-136. Sutinen, S. 1987 a. Cytology of Nor way spruce needles. I. Changes du ring ageing. European Journal of Forest Pathology 17: 65-73. Metsäntutkimuslaitos 205 Sutinen, S. 1987b. Ultrastructure of mesophyll cells of spruce needles exposed to 03 alone and together with S0 2 . European Journal of Fo rest Pathology 17: 362-368. Sutinen, S. 1991. Tissue and cellular effects of air pollutants on conifero us trees. Julkaisussa: Tikkanen, E. ja Varmola, M. (toim.) Research into forest damage connected with air pollution in Finnish Lapland and the Kola Peninsula of the U.S. S.R. Met säntutkimuslaitoksen tiedonantoja 373: 101 108. Sutinen, S., Juuti, S., Koivisto, L., Turunen, M. & Ruuskanen, J. The uptake and structural changes indu ced by trichloroacetic acid (TCA) in the needles of Scots pine seedlings. Käsikirjoitus. Sutinen, S., Skärby, L., Wallin, G. & Sellden, G. 1990. Long-term expos ure of Norway spruce, Picea abies (L.) Karst., to ozone in open-top chambers. 11. Effects on the ult rastructure of needles. New Phyto logy 115: 345-355. 206 Suomen metsien kunto Märkälaskeumatypen otto ja allokaatio kuusen (Picea obies Karst.) taimissa Ilari Lumme Johdanto Teollisuuden, liikenteen ja maatalou den aiheuttamalla typpilaskeumalla saattaa olla sekä negatiivisia että posi tiivisia vaikutuksia metsien terveyden tilaan. Typpilaskeuman on arvioitu joh tavan pitkällä aikavälillä metsäekosys teemin "kyllästymiseen" typell ä (Aber ym. 1989). Ylimääräinen typpi saattaa muuttaa havupuiden ravinnetasapai noa ja juuri-versosuhdetta sekä altis taa niitäsienitaudeille, hyönteistuhoille sekä muuttaa kylmänkestävyyden sää telyä (Boxman ja Roelofs 1988,Sche rommjaPlassardl988,Fermym. 1990, Katzensteiner ym. 1992). Toisaalta kas veille käyttökelpoisen typen niukkuus maassa rajoittaa havupuiden kasvua boreaalisessa havumetsävyöhykkees sä (Mälkönen ym. 1990). Siten typpi laskeuma voi ainakin alkuvaiheessa edistää puiden kasvua. Laskeumatypen vaikutukset metsä ekosysteemissä riippuvat mm. ammo nium- ja nitraattitypen määräsuhteesta sekä kuiva-ja märkälaskeuman osuu desta kokonaislaskeumassa sekä met säekosysteemin "vasteesta" laskeuman suhteen. Juuriston kautta tapahtuvan typen oton lisäksi havupuutkin voine vat ottaa märkä- ja kuivalaskeuman typpeä suoraan neulasten kautta (Bow den ym. 1989, Marshall jaCadle 1989, Eilers ym. 1992, Thomas ja Miller 1992). Neulasten välityksellä tapahtu van assimilaation osuutta ja typen eri muotojen oton (juuriston ja neulasten kautta) määräsuhdettatypen kokonais otossa ei kuitenkaan tunneta riittäväs ti. Lisäksi on epäselvää miten sekä maan että neulasten kautta assimiloitu typpi allokoituu taimissa ja miten typ pilaskeuman määrä vaikuttaa typen ottoon ja allokaatioon. Tämän osahankkeen tavoitteena on tutkia kasvihuone- ja kenttäoloissa kuusen (Picea abies Karst.) taimien ammonium- ja nitraattitypen ottoa märkälaskeumasta sekä juuriston kaut ta että neulasten välityksellä, otetun typen allokaatiota taimissa, kuusen taimen ritsosfäärin vaikutuksia amrno niumtypen nitrifioitumiseen ja las keumatypen allokaatiota maaperän mikrobistoon. Lisäksi tavoitteena on tutkia kasvatuskaappikokein laskeu matypen vaikutuksia kuusen taimien kylmänkestävyyden säätelyyn. Tähän mennessä on toteutetu kaksi kasvihuo nekoetta; esikoe vuonna 1992 ja typpi tasokoe vuosina 1993 ja 1994. Kenttä koe perustettiin vuonna 1991 MET LAn Ruotsinkylän tutkimusalueelle, mutta kenttäoloissa on voitu toteuttaa toistaiseksi vainesitutkimus (vrt. Lum me 1994). Tässä raportissa esitellään tuloksia vuoden 1992 esikokeista kas vihuoneoloissa. Kokeessa tutkittiin mm. ammonium- ja nitraattitypen ot toa märkälaskeumasta sekä juuriston kautta että suoraan neulasten välityk Metsäntutkimuslaitos 207 sellä ja otetun typen allokaatiota tai missa. Menetelmät Kasvihuonekoe perustettiin vuonna 1992 Metsäntutkimuslaitoksen Ruot sinkylän kenttäasemalle (vrt. Lumme 1994). Kokeessa käytettiin kolmevuo tiaita kloonattuja kuusentaimia taimi en välisen vaihtelun pienentämiseksi (yksi kuusiklooni). Kolmen kuukau den ajan taimille annosteltiin typpiliu oksia kahdesti viikossa. Typen lähtee nä olivat 15N-isotoopilla merkityt am moniumsulfaatti ja natriumnitraatti ( 15 N osuus 10 % kokonaistypestä). Typpikäsittelyjä oli kahdeksan ja kus sakin käsittelyssä oli viisi toistoa (tau lukko 1). Typpiliuokset annosteltiin maalian Finnpipetillä. Neulasille typpi annos teltiin kromatograliaruiskun avulla (kapillaarikoko 0,1 mm). Taimien ty vet suojattiin, jotta typpiliuokset eivät leviäisi taimien juuristoon. Kokeen lopussa taimet, joille typpi annostel tiin neulasille, suihkutettiin 2 %:lla etanoliliuoksella neulasten pinnalle j ääneen assi miloimattoman typen pois tamiseksi. Kokeen päätyttyä taimet irrotettiin astioista ja juurista poistettiin maa aines, jonka jälkeen neulaset, varret Taulukko 1. Typpikokeen käsittelyt. sekä juuret erotettiin toisistaan ja kui vattiin + 60° C:ssa. Näytteiden jauha tuksen jälkeen niistä määritettiin ko konaistypen j a 15 N-pitoisuus RoboPreb CN-analysaattorillajaVG-Micromass 622 massaspektrometrilla (Barrie ja Lemley 1989). Analyysit tehtiin Maa talouden tutkimuskeskuksessa Jokioi silla MMT Martti Esalan johdolla. Ti lastolliset merkitsevyydet keskiarvo jen välillä testattiin varianssianalyy sillä ja Tukeyn HSD-testillä. Tulokset Kaikki juuristoon annetut typpikäsit telyt lisäsivät kuusentaimien typpipi toisuutta tilastollisesti merkitsevästi (p < 0,05) (kuva 1). Sen sijaan neulasille tehty annostelu ei tällä typpitasolla muuttanut taimien typpipitoisuutta merkittävästi. Kuusentaimetottivatjuuriston kaut ta lähes yhtä paljon ammonium- ja nitraattityppeä, kun ne annosteltiin erikseen (kuva 2). Sen sijaan ammoni umin ja nitraatin seoksista taimet assi miloivat juuristollaan tilastollisesti merkitsevästi enemmän (p < 0,05) am moniumtyppeä kuin nitraattityppeä. Typen otto kuusen neulasten välityk sellä oli alhaisempaa (p < 0,001) kuin typen otto juuriston kautta (kuva 2). Neulasiin assimiloitui merkitseväs Typpilaji Annostelu mg N taimi 1. 15NH 4 -N taimen juurelle, (NII 4 ) 2 S0 4 200 2. 15NO,-N taimen juurelle, NaNO, 200 3. i5NH 4 -N suihkutus neulasille, (NH 4 ) 2 S0 4 200 4. 15NO,-N suihkutus neulasille, NaNO, 200 5. ,5 NH 4 + NO, (1:1) taimen juurelle 100 + 100 6. 15 NO, + NH 4 (1:1) taimen juurelle 100+ 100 7. 15 NH 4 + NO, (1:1) suihkutus neulasille 100+100 8. 15N0 3 + NH 4 (1:1) suilikutus neulasille 100+100 9. Kontrolli 0 208 Suomen metsien kunto Kuva 1. Kuusentaimien typpipitoisuus eri typpikäsittelyissä, s- annostelu maahan, n= annostelu neulasille, NH4NO3=15NH4+NO3, NO3NH4=15NO3+NH4. ti enemmän (p < 0,01) ammoniumtyp peä kuin nitraattityppeä sekä erikseen annosteltuna että ammoniumin ja nit raatin seoksista (kuva 3). Typen allo kaatio oli samansuuntainen kaikissa juuristoon tehdyissä annosteluissa; eniten typpeä allokoitui neulasiin, seu raavaksi eniten varteen ja vähiten juu riin. Neulasten kautta otetun typen allo kaatiossa havaittiin selvä ero ammo nium- ja nitraattitypen välillä; kolmen kuukauden aikana assimiloidusta am moniumtypestä jäi neulasiin suurempi osa kuin nitraattitypestä (kuva 3). Tulosten tarkastelua Kuusentaimet suosivat ammoniumtyp peä typen lähteenään sekä juuriston kautta että suoraan neulasten välityk sellä. Mikäli siis ammoniumia ja nit raattia sisältävässä märkälaskeumassa ammoniumtypen määrä on kuusen kannalta riittävä, nitraattia saattaajää dä maaperään, josta se voi huuhtoutua pohjaveteen, haihtua typpikaasuna il makehään denitrifikaation kautta tai immobilisoitua maaperän mikrobis toon. Lisäksi ammoniumin otto voi vähentää muiden emäskationien ottoa (Boxman ja Roelols 1988, Scheromm ja Plassard 1988). Ammoniumia suo siva typen käyttö happamoittaa myös maaperää. Kolmevuotiaat kuusentai met ottivat tässä kasvihuonekokeessa neulasten kautta annetusta ammoniu mista 1,6-2,2 % ja nitraatista 0,4-0,8 %. Neulasten kautta otetun ammo niumtypen osuus oli 6-9 % taimen koko typen otosta (juuristo + neula set). Nitraattitypen vastaava osuus oli %. Tulokset olivat samansuuntai set muiden tutkimusten kanssa (Box man ja Roelols 1988, Scheromm ja Plassard 1988, Bowden ym. 1989, Marschner ym. 1991, Filers ym. 1992, Flaig ja Mohr 1992, Thomas ja Miller 1992). Vaikka neulasten kautta otetun typen osuudet olivatkin alhaisia, tällä saattaa olla merkitystä havupuiden ra vinnetalouden ja ravinnetasapainon kannalta pitkällä aikavälillä, erityises ti mikäli esimerkiksi maaperän luon tainen emäskationipitoisuus on alhai nen. Syytä ammoniumin suurempaan assimilaatioon neulasten välityksellä ei tarkoin tunneta. Eräänä tekijänä voi Metsäntutkimuslaitos 209 Kuva 2. Kuusentaimien typen otto ja typen allokaatio neulasiin, varteen ja juuriin s - annostelu maalian, n = annostelu neulasille, NH4NO3=15NH4+NO3, NO3NH4=15NO3+NH . olla nitraattia pelkistävän nitraatti reduktaasientsyymin alhainen pitoi suus neulasissa (Pietiläinen ja Lähdes mäki 1988, Scheromm ja Plassard 1988, Marschner ym. 1991, Schmidt ym. 1991.) Typen otto suoraan neula siin tapahtunee sekä neulasen ilmara kojen kautta että kutikulan lävitse, jo ten mahdollinen ero ammoniumin ja nitraatin kulkeutumisessa neulasen pintakerroksissa vaikuttaa myös assi milaation määrään (Bowden ym. 1989, Marshall ja Cadle 1989). Tulosten mukaan suoraan neulasiin assimiloitu Kuva 3. Kuusentaimien typen otto suoraan neulasten kautta ja assimiloidun typen allokaatio, NH4NO3=15NH4+NO3, NO3NH4=15NO3+NH4. 210 Suomen metsien kunto ammonium allokoitui lähinnä neula siin ja varteen sekä vähäisempi osa juuristoon. Sen sijaan nitraatin allo kaatio oli tasaisempaa eri kasvinosien välillä. Tämä saattaa johtua nitraatti reduktaasientsyymin suuremmasta aktiivisuudesta juurissa kuin neulasis sa. Havaittu ilmiö voi korostaa ammo niumtypenhaitallisia vaikutuksia kuu sen neulasten ravinnetasapainossa. Toisaalta tämä kasvihuonekoe kesti vain kolmen kuukauden ajan, joten ammoniumtypen allokaatiossa pitem mällä aikavälillä mahdollisesti ilme neviä muutoksia ei tunneta. Kirjallisuus Aber, J., Nadelhoffer, K, Steudler, P. & Melillo, J. 1989. Nitrogen satura tion in northern forest ecosystems; hypothesis and implications. Bio- Science 39:378-386. Barrie, A. & Lemley, M. 1989. Auto mated 15N/ 13C analysis of biological materials. American Laboratory 19: 82-91. Bowden, R., Geballe, G. & Bowden, W. 1989. Foliar uptake of 15N from simulated cloud water by Red spru ce (Picea rubens) seedlings. Cana dian Journal of Forest Research 19: 382-386. Boxman, A. & Roelofs, J. 1988. Some effects of nitrate versus ammonium nutrition on the nutrient fluxes in Pinus sylvestris seedlings. Effects of mycorrhizal infection. Canadian Journal of Botany 66: 1091-1097. Eilers, G., Brumme, R. & Matzner, E. 1992. Above-ground N-uptake from wet deposition by Norway spruce (Picea abies Karst.). Forest Ecology and Management 51: 239-249. Ferm,A., Hytönen, J., Lähdesmäki, P., Pietiläinen, P. & Pätilä, A. 1990. Effects of high nitrogen deposition on forests: case studies close to fur animal farms. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 635-668. Flaig, H. & Mohr, H. 1992. Assimila tion of nitrate and ammonium by the Scots pine seedlings under condi tions of high nitrogen supply. Phy siologia Plantarum 84: 568-576. Katzensteiner, K., Glatzel, G. & Kaz da, M. 1992. Nitrogen-induced nutrional imbalances, a contributing factor to Norway spruce decline in the Bohemian forest. Forest Ecolo gy and Management 51: 29^42. Lumme, I. 1994. Nitrogen uptake of Norway spruce (Picea abies Karst.) seedlings from simulated wet depo sition. Forest Ecology and Manage ment 63: 87-96. Marschner, H., Häussling, M. & Eck hard, G. 1991. Ammonium and nit rate uptake rates and rhizosphere pH in non-mycorrhizal roots of Norway spruce (Picea abies Karst.). Trees 5: 14-21. Marshall, J. &Cadle,S. 1989. Eviden ce for transcuticular uptake of HN03 vapor by foliage of Eastern White Pine (Pinus Strobus L.). Environ mental Pollution 60: 15-28. Mälkönen, E., Derome, J. & Kukkola, M. 1990. Effects of nitrogen inputs on forest ecosystem. Estimation based on long-term fertilization ex periments. Julkaisussa: Kauppi, P., Anttila, P. & Kenttämies, K. (toim.). Acidification in Finland. Sprin ger-Verlag, Berlin, s. 325-347. Pietiläinen, P. & Lähdesmäki, P. 1988. Effect of various concentrations of potassium nitrate and ammonium sulphate on nitrate reductase activity in the roots and needles of Scots pine seedlings in N Finland. Annales Bo tanici Fennici 25: 201-206. Scheromm, P. & Plassard, C., 1988. Nitrogen nutrition of non-mycorrhi zed maritime pine (Pinus pinaster) Metsäntutkimuslaitos 211 grown on nitrate or ammonium. Plant Physiology and Biochemistry 26: 261-269. Schmidt, 8., Strack, D. & Weidner, M. 1991. Nitrate reductase in needles, roots and trunk wood of spruce trees. Trees 5: 215-226. Thomas, R. & Miller, H. 1992. Impact of foliar and soil applications of nit rogen on the nutrional status of a young Sitka spruce plantation. Fo rest Ecology and Management 51: 217-225. 212 Suomen metsien kunto Kasvihuonekaasujen päästöt turkistarhojen lähimetsissä Pertti J. Martikainen, Hannu Nykänen, Kristiina Lang ja Ari Ferin (t) Johdanto Maaperän mikrobiologiset prosessit sekä tuottavat että kuluttavat metaania (CH 4 ), dityppioksidia (N 2 0) ja hiilidi oksidia (C0 2 ). Kaikkien näiden kaasu jen pitoisuus ilmakehässä on nouse massa. Kaasujen tuottoon ja kulutuk seen osallistuu maaperässä useita eri laisia mikrobiryhmiä, joiden aktiivi suus riippuu maaperän fysikaalis-ke miallisista oloista sekä kasvillisuuden ja maaperän muiden eliöryhmien toi minnasta. Eri mikrobiryhmien vaati mukset elinolojen suhteen poikkeavat suuresti toisistaan. Kangasmetsissä maan happipitoi suus on yleensä niin korkea, että me taania tuottavat bakteerit eivät niissä menesty. Sen sijaan metsämaissa ta pahtuu mikrobiologista CH 4 :n hape tusta, jossa metaanin hapettajat ottavat tarvitsemansa metaanin pääosin ilmas ta. Metsämaa onkin tärkeä ilmakehän metaanin nielu eli se vastustaa ilmake hän metaanipitoisuuden nousua. Met sämaan metaanin hapettajien säätely tekijät tunnetaan vielä heikosti. On havaintoja, että metaanin hapettajien toiminta voi hidastua maaperän typpi kuormituksen vaikutuksesta (Steudler ym. 1989,NesbitjaBreitenbeck 1992). Nitrifikaatio ja denitrilikaatio ovat kaksi tärkeintä mikrobiologista pro sessia, joissa muodostuu N 2 o:a (Da vidson 1991). Ammoniumin hapettu niinen nitriitiksi nitrilikaatiossa tuot taa aina myös N,o:a. Nitrilikaatioedel lyttää hapellista ympäristöä, mutta denitrilikaatio on mahdollista vain hapettomissa oloissa. Denitrifikaati ossaN 2 0 esiintyy välituotteena nitraa tin tai nitriitin pelkistyessä typpikaa suksi (N 2 ). Alhainen maaperän pH es tää N,Ö:n pelkistymistä edelleen N,:ksi, joten happamissa oloissa, ku ten metsämaassa, N 2 O saattaa olla de nitrifikaation päätuote. Boreaalisten metsien N O-tuottoa on tutkittu vä hän. Toistaiseksi ei tunneta, kuinka typpikuormitus tai metsämaan typen mineralisaatiota lisäävät toimenpiteet edistävät N 2 o:n tuottoa. Olemme tutkineet pitkäaikaisen typ pilaskeuman vaikutuksia metsämaan metaanin nieluun ja N 2 o:n tuottoon käyttämällä tutkimusalueina turkistar hojen lähimetsiä. Aiemmin on osoitet tu, että turkistarhojen typpilaskeuma on aiheuttanut puustossa kasvuhäiri öitä sekä muuttanut maaperän kemial lisia ominaisuuksia (Ferm ym. 1990). Aineistoja menetelmät Tutkimusalueet Tutkimusalueiksi valittiin Pohjanmaal ta turkistarhojen lähellä olevia männi köitä sekä kauempana oleva kontrolli männikkö. Epäorgaanisen typen las 213 Metsäntutkimuslaitos keuma on ollut korkeimmillaan n. 36 kg N/ha/v. (metsikkö 6) ja kontrolli alueella n. 5 kg N/ha/v. (taulukko 1). Tutkimusalueista kaksi oli kangas maalla ja yksi ojitetulla turvemaalla. Nitrifikaatio ja typpilaskeuma Ensimmäisissä laboratoriokokeissa selvitettiin turkistarhan välittömässä läheisyydessä ja turkistarhan vaiku tuspiirin ulkopuolella olevien maan nosten mahdollisia eroja nitrilikaatio aktiivisuudessa. Tätä varten otettiin elokuun alussa 1991 maanäytteet met siköistä 6 ja 52. Metsiköstä 6 otettiin maanäytteet sekä läheltä tarhaa (alle 50 m) että kauempaa tarhasta (150- 300 m). Nitrifikaatiopotentiaalia sel vitettiin maa-vesisuspensiotekniikalla pH 4:ssä ja 6:ssa (Martikainen ym. 1993 b). Nitrifikaatio ja dityppioksidin tuotto maanäytteissä Laboratoriokokein tutkittiin nitraatin syntymekanismia ammoniumilla kuor mitetun metsän maassa (metsikkö 6) käyttäen asetyleeniä spesifisenä inhi biittorina (Martikainen ym. 1993 b). Maa-vesisuspensioinkubaatioilla tut kittiin, voidaanko tutkimuskohteiden maaperästä osoittaa happamiin oloi hin sopeutuneita nitrifikaatiomikrobe ja, ja kuinka N,o:a muodostuu aerobi sissa oloissa pH:n ollessa 4 tai 6. Näi den koejärjestelyjen tarkempi kuvaus on esitetty toisaalla (Martikainen ym. 1993 b) Kaasuvirtojen mittaus kentällä Dityppioksidin, metaanin ja hiilidiok sidi n päästöt/nielut mitattiin metsiköis tä ns. "suljettua kammiotekniikkaa" käyttäen. Kammiot oli tehty ohutsei näisestä teräsputkesta (halkaisija 31 cm, korkeus 30 cm). Putki kierrettiin mittaushetkellä orgaanisen kerroksen läpi kivennäismaahan saakka. Jokai sen kammion korkeus mitattiin maa han laiton jälkeen, jotta kammion maanpäällisen osan tilavuus voitiin määrittää. Kammiot olivat yläpäästään suljettu kaasuja läpäisemättömällä muovi kannella, jossaoliläpivientiläm pöanturia ja näytekaasujen ottoletkua varten. Mittausaika oli 30 min, jonka aikana otettiin 3 kpl (5, 15 ja 30 min) 40 ml:n kaasunäytteitä 60 ml:n muovi ruiskuilla. Ruiskut toimitettiin välittö mästi Kuopioon Kansanterveyslaitok sen ympäristömikrobiologian osastol le, jossa niiden kaasupitoisuudet ana lysoitiin 24 tunnin sisällä näytteen otosta. Näytteiden N,O-, CH 4 - ja C0 2 - pitoisuudet määritettiin kahdella rin nakkain kytketyllä kaasukromatogra lilla.Toisessakaasukromatografissaoli elektroninsieppausilmaisin (ECD) N,O: n anal ysoimiseksi j a toisessa 1 äm mönjohtoilmaisin(TCD)CO,:ajaliek- ki-ionisaatioilmaisin (FID) CH 4 :a var ten. Näytteen syöttö kolonneihin teh tiin kahdella 0,5 ml:n näytteensyöt Taulukko 1. Tutkimuskohteiden puusto ja typpilaskeuma. Met- Sijainti Metsä- N-laskeuina Puusto sikkö tyyppi nh 4 -n no,-n Ikä, Runkoluku, Tilavuus, kg/h;i/v. V. kpl/ha in 3/ha 52 Kannus VT 3,0 1,5 35 720 90 20 Kannus Ss inu 10 2,0 22 3 300 50 6 Jepua, Keppo VMT 33 3,2 31 1 900 70 214 Suomen metsien kunto tösilmukalla mikä varmisti erinomai sen toistettavuuden. Kaasujen tuotto tai kulutus neliömetriä ja vuorokautta kohden voitiin laskea kun tunnettiin kammion tilavuus, kammion lämpöti la ja kaasupitoisuuden lineaarinen muutos kammiossa. Käytetty kaasu kromatografiamenetelmä ja laskutek niikka on kuvattu yksityiskohtaisem min toisaalla (Martikainen ym. 1993 a, Crill ym. 1994). Tulokset Maaperän kemialliset ominaisuudet Korkean typpilaskeuman metsikön (6) maannoksessa olivat vaihtuvan kal siumin, magnesiumin ja kaliumin pi toisuudet, samoin orgaanisen kerrok sen pH, jonkin verran alhaisempia kuin alhaisen typpilaskeuman metsikössä (52). Sen sijaan uuttuvan sinkin ja alu miinin pitoisuudet olivat edellisen männikön maannoksessa korkeammat kuin kangasmaan männikössä, jossa typpilaskeuma oli alhaisempi (tauluk ko 2). Ammoniumlaskeuman vaikutus näkyi metsikön 6 orgaanisen kerrok sen kohonneena ammoniumpitoisuu tena sekä tämän maannoksen korke ampana nitraattipitoisuutena (tauluk ko 3). Typpilaskeuman vaikutus maannoksen nitrifikaatiopotentiaaliin Laboratoriokokeissa kontrollimetsikön maannoksessa nitritikaatiopotentiaali oli erittäin alhainen (kuva 1). Metsi kön 6 maannoksessa nitraattia tuotet tiin kaikissa mitatuissa kerroksissa. Korkein aktiivisuus mitattiin karike kerroksen näytteissä pH 6:ssa. Nitrifi kaatiomikrobit pystyivät toimimaan myös pH 4:ssä. Nitrifikaatio ja N2O:n muodostuminen Metsikön 6 nitritikaatiopotentiaalia ja N 2 O-tuottoa hapellisissa oloissa selvi tettiin lähemmin maa-vesisuspensio tekniikalla. Kuten edellisessä kokees sa nitraatin muodostumista esiintyi karikekerroksesta kivennäismaahan (kuva 2). Karikekerroksessa nitrilikaa Taulukko 2. Tutkimuskohteiden maaperän eräitä kemiallisia ominaisuuksia'. I P, K, Ca, Mg, Mn ja Zn määritetty 1 M ammoniumaseUuittiuutleesta (pH 4,65) ja AI 1 M KCI-uutteesta. Ravinneanalyysit tehtiin Metsäntutkimuskiitoksessa (Halonen ym. 1983). Näytteet otettu 8.-10.12.1992. Metsikkö/ Tot C Tot N P K Ca Mg Mn Zn AI pH Maakerros mg/g mg/kg II 2 0 52 VT-männikkö Org. kerros 334 11,6 218 677 2 030 319 271 37 83 4,2 Kivennäismaa 14,6 0,4 4,3 33 90 18 9,3 1,9 69 4,0 20 Ss mu, männikkö 0-3 cm 458 20,4 322 734 2 350 649 129 45 40 4,3 3-10 cm 474 16,1 120 440 1 600 417 16 10 450 3,9 6 VMT-männikkö Org. kerros 365 19,8 111 431 1 310 278 82 127 299 3,9 Kivennäismaa 31,6 2,2 7,9 25 80 14 1,3 2,5 400 4,2 Metsäntutkimuslaitos 215 Taulukko 3. Tutkimuskohteiden maaperän ammonium- ja nitraattitypen pitoi suudet (Näytteet otettu 8.-10. 1992). 1 Määritetty 2 M KCI-uutteesta b Keskihajonta tioaktiivisuus oli korkeampi pH 6:ssa kuin pH 4:ssä. Orgaanisessa kerrok sessa ja kivennäismaassa ei näiden kahden pH:n välillä ollut juurikaan eroja nitrifikaatiossa. Asetyleenin li säys hidasti nitrifikaatiota 71-100 %. Dityppioksidin tuotto hapellisissa suspensioissa oli voimakkainta kari kekerroksessa (kuva 2). Tässä kerrok sessa N 2 o:a muodostui enemmän pH 6:ssa kuin pH 4:ssä. Sen sijaan orgaa nisen kerroksen ja kivennäismaan sus pensioissa N2 o:n tuotto oli voimak kaampaa pH 4:ssä kuin pH 6:ssa. Ase tyleenin lisäys hidasti N 2 o:n tuottoa 42-89 %:a. Dityppioksidi-N:n ja nit raatti-N:n tuottojen suhde vaihteli. Yleensä N 2 O-N:ä muodostui alle 0,5 % N0 3-N:stä. N0 3 :n samoin kuin N 2 o:n tuotto oli hitaampaa kenttäkos teissa näytteissä inkuboituna hapelli sessa ympäristössä kuin suspensioko keissa (kuva 3). Asetyleeni inhiboi N 2 o:n tuoton maanäytteissä vain 14- 32 %:sti. Kenttäkokeiden kaasuvirrat Metsiköissä 52 ja 20 N 2 o:n päästöt olivat yleensä alhaisemmat kuin met sikössä 6 (kuva 4a). Keskimääräiset N 2 O-päästöt olivat kontrollimetsikös sä 52 |jg ja alueella 6 78 |ag N 2 O/m2/ vrk. Runsaimmin typpikuormitetussa männikössä 6 keskimääräinen päästö oli 195 ng N2 O/m2 /vrk. Lämpötilan ja N 2 O-päästön välillä ei ollut selkeää riippuvuutta (kuva 4b). Kaikki tutkimusmänniköt toimivat metaanin nieluina (kuva 5). Männikön 6 maannoksessa CH,:n kulutus oli hi tainta (keskimäärin 0,75 mg CH 4 /m2/ vrk.). Turvemaa (männikkö 20) kulutti CH 4 :a hieman nopeammin (keskimää rin 1,51 mg CH/mVvrk.) kuin kont rollimännikkö (keskim. 1,13 mg CHJ m 2 /vrk.). Lämpötilan ja maaperän CH,:n kulutuksen välillä ei havaittu riippuvuutta. Hiilidioksidipäästöissä vuotuinen vaihtelu oli suurempaa (kuva 6) kuin metaanin otossa ja dityppioksidin tuo Metsikkö/ Ammonium-Na Nitraatti-Na Maakerros Hg/g 52 VT-männikkö Org. kerros 1,5 (0,l) b 0,2 (0,0) Kivennäismaa 1,2 (0,1) 0,2 (0,0) 20 Ss mu, männikkö 0-3 cm 9,4 (0,3) 0,2 (0,0) 3-10 cm 2,4 (0,8) 0,3 (0,1) 6 VMT-männikkö Org. kerros 7,6(1,5) 3,0 (0,1) Kivennäismaa 0,5(0,1) 2,2 (0,1) 216 Suomen metsien kunto Kuva 1. NO3-N:n (µg/g kuivaa maata) kertyminen hapellisissa suspensioissa pH:ssa 6 ja 4 eri etäisyyksiltä turkistarhasta kerätyissä maanäytteissä. (-￿-) etäisyys tarhasta <5O m, (-O-) 150-300 m, (-￿-) kontrollimännikkö. Metsäntutkimuslaitos 217 Kuva 2. N 2 O-N:n ja N0 3 -N:n kertyminen maanäytteistä 20° C:ssa hapellisissa suspensioissa. Suspensioiden pH pidettiin 4:ssä tai 6:ssa. N2 O-N:n ja N03-N:n kertyminen pH:ssa 4(0) japH. ssa 6(A) ilman asetyleenin lisäystä. N2 O-N:n ja N03 -N:n kertyminen pH:ssa 4 (9) ja pH:ssa 6 (A) suspensioissa, joihin lisättiin asetyleeniä (2,5 kPa) nuolen osoittamana ajankohtana. 218 Suomen metsien kunto Kuva 3. N 2 O-N:n kertyminen maanäytteistä 20° C:ssa luonnollisessa kosteu dessa. N2O-N:n kertyminen ilman asetyleenin lisäystä (A) ja näytteissä, joihin lisättiin 2,5 kPa asetyleeniä (￿) nuolen osoittamana ajankohtana. Metsäntutkimuslaitos 219 Kuva 4. a) N 2 O-päästö korkean typpilaskeuman alueelta (￿), alhaisemman typpilaskeuman alueella ( V )ja kontrollimännikössä ( ■ ) touko-lokakuussa 1993. b) Kaasumittausten aikana mitatut lämpötilat 5 cm syvyydellä. 220 Suomen metsien kunto Kuva 5. CH4-päästö korkean typpilaskeuman alueella ( ￿ ), alhaisemman typpilaskeuman alueella ( V )ja koiitroUimännikössä ( ■ ) touko-lokakuussa 1993. Kuva 6. C0 2 -päästö korkean typpilaskeuman alueella ( ￿ ), alhaisemman typpilaskeuman alueella ( V )ja koiitrollimännikössä ( ■ ) touko-lokakuussa 1993. Metsäntutkimuslaitos 221 tossa. Maaperän lämpötilan ja C02 - päästöjen välillä oli selkeä riippuvuus. Alueiden välillä ei ollut suurta eroa päästöissä. Tulosten tarkastelu Laboratoriokokeet osoittivat, että typ pilaskeuma lisäsi metsämaan nitrifi kaatiopotentiaalia. Myös kohonnut maaperän nitraatti pitoisuus runsaim min typpikuormitetussa männikössä viittaa nitrifikaation kiihtymiseen. Suo malaisten kangasmetsien nitrifikaatiota rajoittaa yleisesti ammoniumin saata vuus. Myös typpilannoitus on lisännyt nitraatin muodostusta (esim. Martikai nen 1984,Smolanderym. 1994 a). Typ pikuormitetussa maassa oli happamuu teen eri tavoin suhtautuvia nitrifioijia. Karikekerroksen nitrifikaatiosta vas taavat mikrobit olivat sopeutuneet kor keampaan pH:hon kuin orgaanisen kerroksen ja kivennäismaan nitrifioi jat. Aiemmin on havaittu, että typpi kuormitetun metsämaan orgaanisen kerroksen nitrifikaatiopotentiaali voi olla pH 4:ssä korkeampi kuin pH 6:ssa (Martikainen ja Deßoer 1993). Tässä tutkimuksessa orgaanisen kerroksen ja kivennäismaan nitrifikaatiopotentiaa li oli lähes sama pH 4:ssä ja 6:ssa. Tulokset osoittavat, että typpikuormi tetussa maassa nitrifikaatiomikrobit pystyvät toimimaan hyvin happamis sakin olosuhteissa. On mahdollista, että typpikuormi tus ja tähän liittyvä nitrifikaatio ja sen aiheuttama happamoituminen heijas tuivat typpikuormitetuimman metsi kön maaperän kemiallisiin ominai suuksiin (taulukko 2). Suurin typpilaskeuma oli lisännyt N 2 O-päästöjä. Tämä liittyy nitrifikaa tion lisääntymiseen. Osa dityppioksi dista voi vapautua suoraan nitrifikaa tiobakteerien fysiologisissa toimin noissa ja osa muodostuu nitraatin de nitrifioituessa. Aineisto ei anna mah dollisuutta tarkkaan N 2 O-päästön vuo siarvioon. Päästön suuruusluokasta voidaan arvioida, että vuosittainen päästö jää todennäköisesti alle 0,5 kg N 2 O-N/ha. Boreaalisista metsistä on varsin vähän julkaistuja N 2 o:n päästö tuloksia. Kuten tässäkin tutkimukses sa, päästöt alhaisen typpikuorman omaavista käsittelemättömistä havu metsistä ovat yleensä alhaisia (< 0,01- 0,1 kg N2O-N/ha/v, Vermes ja Myrold 1992, Matson ym. 1992, Blew ja Par kinson 1993). Etelä-Ruotsista on ha vaintoja, että vuotuinen N 2 O-N:n pääs tö typpikuormitetusta havumetsästä voi olla 1 kg N/ha/v (Klemedtsson ja Svensson 1986). Suurimmat hetkittäi set päästöt suomalaisista ojitetuista ja metsitetyistä turvemaista ovat olleet 10-kertaisia tässä tutkimuksessa ha vaittuihin päästöihin verrattuna (Mar tikainen ym. 1993 a). Alkukesäälukuunottamattakontrol limetsikkö toimi tehokkaimpana me taanin nieluna. Tulokset viittaavat typ pikuorman laskeneen metaanin hape tusta. Tämä tukee aiempia tuloksia ty pen vaikutuksesta metaanin hapetuk seen (esim. Steudler ym. 1989, Nesbit jaßreitenbeck 1992). Typpikuormitus olisi siis vaikuttanut päinvastoin met sämaan metaanin jadityppioksidin vir toihin. Mitatulla kammiotekniikalla C0 2 - päästöihin sisältyy hajotustoiminnas sa ja kasvien pimeähengityksessä syn tynyt CO,. Typpilaskeumalla ei ollut selvää vaikutusta C0 2 -päästöön. Ty pen tiedetään laskeneen joidenkin metsämaiden C0 2 -tuottoa laboratorio kokeissa (Martikainen ym. 1989, Smo lander ym. 1994 b) ja myös in situ mittauksissa (Martikainen ym. 1990) 222 Suomen metsien kunto Kirjallisuus Blew R.D. & Parkinson D. 1993. Nit rification and denitrification in a white spruce forest in soutwest Al berta, Canada. Canadian Journal of Forest Research 23:1715-1719. Crill P.M., Martikainen P.J., Nykänen H. & Silvola J. 1994. Temperature and N fertilization effects on metha ne oxidation in a drained peatland soil. Soil Biology and Biochemistry 26 (painossa). Davidson E. A. 1991. Fluxes of nitrous oxide and nitric oxide from terrest rial ecosystems. Julkaisussa: Rogers J.E. & Whitman W.R. (toim.). Micro bial Production and Consumption of Greenhouse Gases: Methane, Nitro gen oxides, and Halomethanes. s. 219-235. American Society for Microbiology, Washington. Ferm A., Hytönen J., Lähdesmäki P., Pietiläinen P. & Pätilä A. 1990. Ef fects of high nitrogen deposition on forests: Case studies close to fur ani mal farms. Julkaisussa: Kauppi P. Anttila P. & Kenttämies K. (toim.). Acidification in Finland. Springer- Verlag, Berlin, s. 635-668. Halonen 0., Tulkki H. & Derome J. 1983. Nutrient analysis methods. Metsäntutkimuslaitoksen tiedonan toja 121: 1-28. Klemedtsson L. & Svensson B.H. 1988. Effects of acid deposition on denitrification and N2O emission from forest soils. Julkaisussa: Nils son J. & Grennfelt P. (toim.), Critical loads for sulphur and nitrogen. Re ports from a workshop held at Skokloster, Sweden, 19-24 March 1988. NORD miljorapport 15:343- 362. Martikainen P.J. 1984. Nitrification in two coniferous forest soils after dif ferent fertilization treatments. Soil Biology and Biochemistry 16: 577- 582. Martikainen RJ, Aarnio T„ Taavitsai nen V.-M., Päivinen L. & Salonen K. 1989. Mineralization of carbon and nitrogen in soil samples taken from three fertilized pine stands: long term effects. Plant and Soil 114:99- 106. Martikainen P. J., Aarnio T. & Yrjälä K. 1990. Long-term effects of nitrogen addition on mineralization of carbon and nitrogen in forest soils. Julkai sussa: Brandon O. & Huttl R.F. (toim.), Nitrogen saturation in forest ecosystems. Proceedings of a work shop held in Aberdeen, United King dom, 21-23 September 1988. Klu wer Academic Publishers, Dordrecht, s. 121-126. Martikainen P.J. & Deßoer W. 1993. Nitrous oxide production and nitrifi cation in acidic soil from a Dutch coniferous forest soil. Soil Biology and Biochemistry 25:343-347. Martikainen P.J., Nykänen H., Crill P. & Silvola J. 1993 a. Effect of lowered water table on nitrous oxide fluxes from northern peatlands. Nature 350: 330-332. Martikainen P.J., Lehtonen M., Lang K.,De Boer W. & Ferm A. 1993 b. Nitrification and nitrous oxide pro duction potentials in aerobic soil samples from the soil profile of a Finnish coniferous site receiving high ammonium deposition. FEMS Microbiol. Ecol. 13:113-122. Matson PA., Gower S.T., Volkmann C„ Billow C. & Grier C.C. 1992. Soil nitrogen cycling and nitrous oxide llux in a Rocky Mountain Douglas-fir forest: effects of fertili zation, irrigation and carbon additi on. Biogeochemistry 18:101-117. Nesbit S.P. & Breitenbeck G.A. 1992. A laboratory study of factors influen cing methane uptake by soils. Agri culture Ecosystems and Environment 41:39-54. Metsäntutkimuslaitos 223 Smolander A., Kitunen V., Priha O. & Mälkönen E. 1994 a. Nitrogen trans formation in limed and nitrogen fer tilized soil in Norway spruce stands Plant and Soil (painossa). Smolander A., KurkaA., Kitunen V. & Mälkönen E. 1994b. Microbial bio mass C and N, and respiratory activi ty in soil of repeatedly limed and N and P-fertilized Norway spruce stands. Soil Biology and Bioche mistry 26: 957-962. Steudler P.A., Bowden R.D., Melillo J.M. & Aber J.D. 1989. Influence of nitrogen fertilization on methane up take in temperate forest soils. Nature 341:314-316. Vermes, J.-F.& Myrold D.D. 1992. Denitrification in forest soils of Ore gon. Canadian Journal of Forest Re search 22:504-512. 224 Suomen metsien kunto Typen sitoutuminen ja mineralisaatio typellä kuormitetuissa kuusikoissa Aino Smolander, Eino Mälkönen, Heljä-Sisko Helmisaari, Veikko Kitunen, Mikko Kukkola, Pertti J. Martikainen ja Outi Priha Johdanto Valtaosa metsämaan sisältämästä ty pestä on orgaanisessa muodossa. Kos ka maan orgaanisen aineen hajotus ja typen mineralisaatio ovat meillä val litsevissa oloissa hitaita ilmiöitä, kas veille käyttökelpoisen typen niukkuus rajoittaa usein kangasmetsien kasvua (esim. Viro 1967, Kukkola ja Saramä ki 1983). Mineraalitypen määrää ja laatua maassa säätelevät kasvien ty penotonlisäksi monet tapahtumat, jois ta eräät mikrobiryhmät vastaavat joko kokonaan tai osaksi. Maaperän typpitase voi kuitenkin vähitellen muuttua typpilaskeuman seurauksena, sillä typpipäästöjen vä hentäminen on vaikeasti toteutettavis sa. Ajan mittaan typpilaskeuma voi johtaa tilanteeseen, jossa mineraality pen niukkuus ei enää rajoita puuston kasvua. Koska ammoniumin saatavuus säätelee nitriflkaatiota monissa metsä maissa (Vitousek ym. 1982), nitrifi kaatio ja denitrifikaatio saattavat typ pikuormituksen seurauksena voimis tua ja aiheuttaa ympäristöhaittoja (Nils son ja Grennfelt 1988). Nitrilikaatio happamoittaa maata, ja nitraattityppi huuhtoutuu herkästi, mikä myös edis tää maan happamoitumista. Denitrifi kaatiossa ja lisäksi nitriflkaation sivu tuotteena muodostuu voimakkaana kasvihuonekaasuna tunnettua dityppi oksidia (Martikainen ym. 1993). Metsäekosysteemin typensietokyky -hankkeessa arvioidaan typpikuormi tuksen vaikutuksia vuosikymmenien ajan typpilannoitetuissa metsiköissä. Tarkastelussa on mukana myös kalki tus, koska sitä saatetaan käyttää maan happamoitumisen torjumiseksi, jolloin esi m. ni trifikaatiob akteerien toi mi nt a edellytykset paranevat (De Boer ym. 1993). Myös avohakkuulla ja muok kauksella aiheutetaan maaperässä muutoksia, jotka kiihdyttävät typen mineralisaatiota (esim. RosänjaLund mark-Thelin 1986). Tämän takia hank keessa selvitetään typen mineralisaa tiota pääasiassa metsikön päätehak kuu- ja uudistamisvaiheessa. Tutkimushankkeen tavoitteena on selvittää 1) miten typen tarjonnan pitkäaikai nen lisäys muuttaa metsäekosystee min biomassan tuotosta ja ravinnesuh teita, 2) miten avohakkuu vaikuttaa typen mineralisaatioonjaimmobilisaatioon, typen häviöihin ja niitä aiheuttaviin tapahtumiin sekä maan happamuuteen typellä kuormitetussa metsikössä. Tutkimus toteutetaan METLAn, Joensuun ja Helsingin yliopistojen sekä Kansanterveyslaitoksen ympäristö mikrobiologian osaston yhteistyönä. Tässä raportissa tarkastellaan tuloksia typen mineralisaatiosta ja hienojuur ten biomassasta. Metsäntutkimuslaitos 225 Aineistoja menetelmät Kenttäkokeet Tutkimuskohteet ovat kuusikoiden pit käaikaisia lannoituskokeita Etelä- ja Keski-Suomessa (taulukko 1). Noin 30 vuoden aikana toistuneiden typpi lannoitusten seurauksena humuksen laatu on vähitellen muuttunut ja maa han on kertynyt tavallista enemmän typpeä. Tämän vuoksi kokeiden pe rusteella voidaan arvioida, miten maa peräolot voivat kehittyä pitkään jatku van typpilaskeuman seurauksena (Mäl könen ym. 1990). Nuorimman neulas vuosikerran ravinnepitoisuudet vuon na 1992, viisi vuotta viimeisen typpili säyksen jälkeen, osoittavat booripitoi suuksi en olleen kriittisen alhaisia (kuva 1). Koejärjestely antaa mahdollisuu den typpikuormituksen lisäksi tarkas tella kalkituksen sekä typpi-kalkkikä sittelyn aiheuttamia muutoksia typen mineralisaatiossa. Kerimäen kokeen puusto hakattiin loppumittauksen jäl keen tai vei 1 a 199 3. Maanmuokkauksen vaikutusten selvit tämiseksi osa koealoista mätästettiin seuraavana syksynä. Näytteenotto ja mittaukset Puuston ja aluskasvillisuuden biomas sa. Kerimäen kokeen puusto mitattiin syksyllä 1992. Puuston maanpäällisen biomassan määrittämistä varten kulta kin koealalta valittiin 7 koepuuta siten, että kukin niistä edusti yhtä suurta osaa koealan puuston pohjapinta-alasta. Nämä biomassakoepuut kaadettiin ja jaettiin rungon, oksien ja neulasten biomassaositteisiin, joista määritettiin ravinnepitoisuudet. Puuston eri osien biomassa- ja ravinnemäärät lasketaan biomassayhtälöiden ja koealan puus totietojen perusteella. Hienojuurten biomassan määrittämiseksi otettiin ki vennäismaanäytteet (20 kpl/käsittely) lokakuussa 1992 j a humusnäytteet (25 kpl/käsittely) toukokuussa 1993. Ki vennäismaanäytteet jaettiin kerroksiin 0-10,10-20,20-30 ja 30-40 cm. Esi käsittelyn jälkeen juuret eroteltiin kuu sen ja aluskasvillisuuden eläviin juu riin sekä kuolleisiin juuriin. Erottelun jälkeen juuret kuivattiin (2 vrk 70° C) ja punnittiin. Maanävtteet. Kerimäen kokeelta otettiin maanäytteet syksyllä 1992 hu muskerroksesta (25 osanäytettä/koe Kuva 1. Nuorimman neulasvuosikerran ravinnepitoisuudet Kerimäen kuusiko keella vuonna 1992. 226 Suomen metsien kunto ala) ja kivennäismaasta 10 cm:n ker roksittain 40 cm:n syvyyteen. Näyt teistä määritettiin pH vesisuspensios sa, kokonaistyppi Leco CHN-600 lait teella ja ammoniumasetaattiin (pH 4,65) uuttuvat P, K, Caja Mg. Humus näytteistä määritettiin fosforin, kali umin, kalsiumin ja magnesiumin ko konaispitoisuudet kuivapolttoanalyy sillä. Maavesi. Kerimäen kokeella mitat tiin metsikkösadannan määrää ja laa tua sadevesikeräinten (20 kpl/koeala) avulla ja vajovettä lysimetreillä hu muskerroksen alta sekä 10 ja 40 cm:n syvyyksiltä kivennäismaasta (5 kpl/ koeala/maakerros). Typen huuhtoutu mista mitattiin analysoimalla vajove sinäytteistä kokonais-, ammonium-ja nitraattityppi (FIA). Orgaaninen hiili ja typpi fraktioitiin molekyylipainon mukaan eri luokkiin (Smolander ym. 1994 a). Mikrobisto. Kaikilla tutkimuskoh teilla (taulukko 1) määritettiin maan mikrobibiomassaan sitoutunut hiili ja typpi (Smolander ym. 1994 b). Keri mäen ja Heinolan kokeilla tutkittiin hiilen mineralisaatiota, ammonifikaa tiota ja nitrifikaatiota inkubaatioko keissalaboratoriossa, ammonifikaatio ta ja nitrifikaatiota lisäksi maastossa (Smolander 1994 a, b ja c). Denitrifi kaatiota j a typensidontaa mitattiin pis tokoeluontoisesti (Priha ja Smolander 1994). Kasvihuonekaasujen (hiilidiok sidi, dityppioksidi, metaani) päästöjä mitattiin Kerimäen kokeella (Marti kainen ym. 1994). Lisäksi eri koejä senten maanäytteistä määritettiin joi denkin mikrobiryhmien lukumäärä ja eristettiin eräitäbakt eerilajejapuhdas viljelmiksi Helsingin yliopiston ylei sen mikrobiologian laitoksella. i£2 c % O S o «ö I G S G 3 O £ > § || *B C/5 C/3 3 5 3 ö .2 o. o S 'S. i'& Taulukko 1. Yleistietoja tutkimushankkeen kenttäkokeista. H-kerroksen N-pitoisuus : O-koeala N-koeala g/kg o.a co cC oC »—H CN CN oo l-H r-H 18,6 19,0 22,0 26,5 = "S Ö 3 O ~ if 000 000 000 000 Kokeen aikana: typpeä kalkkik kg/ha 858 6 534 6 956 6 946 6 Puuston tilavuus 1 , cd -C rr) e CT> rs 3,7 4,8 0,4 Puuston ikä 1 , vuotta VC (N CN r- (N (N Maalaji Koe Humus- perustettu kerros 1 , vuonna cm KHt Mr 1959 3,6 KHtMr 1959 4,0 KHt Mr 1959 2,8 KHtMr 1961 1,5 Metsä- tyyppi OMT MT MT OMT S C/5 Kerimäki Sulkava Kannonkoski Heinola Ojitusvuodet 1934, 1991 1963, 1989 1982 1962 Suotyyppi-92 otVatkg IRmu-Vatkg IRjnu IR-Vatkg Sarkaleveys 38 m 25-50 m 40 m 45 m Turpeen paksuus,dm 2-3 9-10+ 10+ 10+ Lannoitukset - NPK-70 NPK-85 NPK-74 N-72 NPK-80 Puuston kunto: Kituva-kuoleva Välttävä, Hyvä Välttävä nokinen Neulasen kuiva-aine, mg/kpl 9,1 14,0-13,9 16,5 14,0 Yleisin maatumisaste 1' 7 2 ja 2 2 2 Yleisin turvelaji 3' Ls-t S-t S-t S-t 258 Suomen metsien kunto Kuva 1. Puuston tilavuus Harja vallan terveyslannoituskokeen suo lohkoilla. Kuva 2. Runkoluku Harjavallan terveys lannoituskokeen suolohkoilla. lainen 1977, 1984, 1991). Neulasana lyysin myrkyllisyystulkinta perustuu lähinnä viljakasveille tarkoitettuihin raja-arvoihin (Kabata-Pendias ja Pen dias 1984). Raudan haitallisuusrajaksi on arvioitu 120 mg/kg (ks. Landolt ym. 1989) ja rikillä 1,3 mg/g (Lehtiö ym. 1980, Kulmala ja Leinonen 1987, Manninenj a Huttunen 1991). Harvem min analysoiduista metalleista oli käy tettävissä myös puhtaan ja saastuneen alueen arvoja Ruotsista (Riihling ja Tyler 1971). Turpeen alkuainepitoi suuksien myrkyllisyysarviot perustu vat vertailuun hollantilaisten raja-ar vojen kanssa (Moen ym. 1985). Tulokset Puuston ravinnetila neulasanalyysien perusteella Pääravinteet Kaikilla lohkoilla esiintyi ankaraa ja lievää typen puutosta (N < 13,0 mg/g) yksittäisissä puissa. Kaikilla lohkoilla oli myös puita, joiden N-pitoisuus vai kutti riittävältä (Paarlahti ym. 1971). Lohkojen välillä ei ollut suuria N-pi toisuuseroja. Keskimääräiset arvot loh koilla 11-V olivat suhteellisen korkei ta, kun otetaan huomioon soiden ka ruus. Lähimmän lohkon (I) arvot oli vat puolestaan yllättävän alhaisia (kuva 3a). Typpipäästöistä ei ollut haittaa tutkituille suomänniköille. Fosforin puutosta (P < 1,6 mg/g) esiintyi yleisesti tehtaita lähinnä ole valla lohkolla. Muiden lohkojen NPK lannoituksilla oli ilmeisesti saatu useimpien puiden fosforitalous kun toon. Muutamien puiden kohdalla to dettiin myös fosforin ylikäyttöä (P > 2,2 mg/g) (kuva 3b). Neulasten ankaraa kaliumin puu tosta (K < 3,5 mg/g) havaittiin vain yhdessä männyssä kullakin lohkolla. Seliittyi aina fosfori n puutokseen. Lie vää puutosta (K < 4,5 mg/g) oli eniten I-lohkolla (73%). Lohkolla IV kali umin puutosta näytti olevan vähem män kuin muualla (kuva 3c). Heikoin NPK-tilanne oli I-lohkolla, jossa myös oli havaittavissa enemmän alhaisia magnesiumpitoisuuksia (Mg < 1,0 mg/ g) kuin muilla lohkoilla (kuva 3e). Kalsiumpitoisuudet olivat kaikilla loh koilla keskimäärin yli 2,0 mg/g (kuva 3d), mitä on pidettävä riittävänä. Vain muutamissa yksittäisissä männyissä Ca-pitoisuus oli alle 1,5 mg/g. Neulasten rikkipitoisuus oli kohon nut voimakkaimmin tehdasta lähinnä olevalla lohkolla (kuva 3f), mutta oli Metsäntutkimuslaitos 259 korkea myös lohkolla 11. Neulasana lyysi kuvaa suhteellisen heikosti van hoja rikkilaskeumia, joten sen perus teella on vaikea päätellä, miten rikki päästöt liittyvät nykyisiin metsävauri oihin. Neulasten rikkipitoisuuksia yli 1,3 mg/g esiintyy suurissa kaupunkikes kuksissa mm. Turussa (Kulmala ja Lei nonen 1987), mutta harvoin metsäoji tetuilla soilla (Veijalainen 1992). Tä män raja-arvon ylittäviä pitoisuuksia ei tavattu ollenkaan 10 km etäisyydel lä päästölähteestä. Suurimmat S-pitoi suudet tehtaan lähellä olivat 2,0 ja 2,2 mg/g. Hivenravinteet ia metallit Neulasten rauta-, kupari-, sinkki- ja molybdeenipitoisuudet olivat vahvas ti kohonneita tehdasalueen lähellä (kuva 4a-d). Neulasia ei huuhdottu Kuva 3. Männyn neulasten pääravinnepitoisuudet ennen kokeen alkua Harja vallan terveyslannoituskokeen suolohkoilla. 260 Suomen metsien kunto ennen analyysiä, koska haluttiin saada selkoa siitä, kuinka tehokkaasti män nyn neulaset pystyvät paljastamaan raskasmetallilaskeumia. Aiemmin suo ritetuissa huuhdontakokeissa kuparis ta 40-50 % oli huuhdeltavissa pois 0,1 N HCI-pesulla, kun neulaserien Cu pitoisuudet olivat 5 3,5-69,5 mg/kg (S. Kaunisto, suullinen tieto). Voidaan ar vioida, että I—III-lohkoilla neulasten Cu-pitoisuudet olivat yli myrkylli syysrajan. Korkeista Fe- ja Zn-pitoi suuksista voi myös olla haittaa män nyille. Mangaani pitoisuudet olivat poikke uksellisen alhaisia (Mn < 200 mg/kg) tehdasalueen lähimmällä suolla, mut ta jo lohkoilla lI—III tavanomaisella tasolla (Mn < 300-600 mg/kg), sa moin etäisimmillä soilla (kuva 4e). Millään lohkolla neulasten booripi toisuudet eivät olleet edes arvelutta van alhaisia (B < 10 mg/kg). Erot loh kojen välillä olivat vähäisiä, vaikka lohkotll-IV olivattodennäköisesti saa neet booria lannoituksen yhteydessä (kuva 4f). Neulasten AI-, Ni-jaPb-pitoisuudet olivat tehtaan lähialueella voimakkaas ti kohonneet (kuva sa-c). AI- ja Pb vaikutus loppui ennen 2,3 km:n etäi syydellä olevaa lohkoa 11. Ni-pitoi suudet olivat selvästi kohonneita 2,4 km:n ja lievemmin vielä 5 ja 10 km etäisyydellä. Neulasten Cd-pitoisuu det olivat usein alle määritysrajan (kuva sd). Näiden aineiden myrkyllisyysra joja havupuille ei tunneta, mutta on selvää, että tehdasta lähinnä olevan lohkon männyissä metallimäärät vai kuttavat suoranaisesti ja epäsuorasti maaperän kautta puiden elinvoimai suutta heikentävästi. Kaikkien analysoitujen raskasme tallien pitoisuudet neulasissa ylittivät selvästi Riihlingin ja Tylerin (1971) puhtaan alueen vastaavat arvot. Vielä Tullerinsuolla, 10 km tehdasalueesta neulasten Cu-, Ni-, Fe-ja Pb-pitoisuu det olivat korkeampia kuin heidän ra portoimansa korkeimmat pitoisuudet. Turveanalyysit Kasvualustan happamuus, tihevs ia tuhkapitoisuus Pintahumuksen happamuudessa ei to dettu suuria eroja kokeen eri lohkoilla (kuva 6). Humus oli hyvin hapanta (pH/H2O 2,93-3,96). Vastaava vaih teluväli 0-20 cm turvenäytteissä oli 2,95-3,69. Myöskään pH/CaCl 2-mää ritysten perusteella ei voitu havaita vahvaa riippuvuutta etäisyyteen pääs tölähteestä. Pintahumuksen tiheys laskettiin vii den paksuusmittauksen perusteella kullekin lohkolle. Kaikkien lohkojen keskiarvoksi tuli 142 g/dm 3. Pintatur peen kuiva-ainetiheys vaihteli seuraa vasti (g/dm 3 ): Turpeen tuhkapitoisuus lohkolla I oli poikkeuksellisen korkea, keskimää rin 24% kaikissa näytekerroksissa. Vaihteluväli oli Korkeita tuhkapitoisuuksia esiintyi kaikissa näytteenottokerroksissa. Muilla loh koilla tuhkaa oli eniten pintahumuk sessa, missä vaihteluväli oli 2,7-6,5%. Lohkoilla 11-V tuhkapitoisuus oli 2,3- 3,3% 0-1 Oem kerroksessajao,9-l ,7% 10-20 cm kerroksessa. Päästölähteen lähimmillä alueilla selitys turpeen kor keaan tuhkapitoisuuteen saattaa olla suuri kiintoainelaskeuma, mutta myös kasvupaikan ohutturpeisuus. Lohko 0-10 cm 10-20 cm I 152 224 II 85 81 III 91 82 IV 68 79 V 97 112 Metsäntutkimuslaitos 261 Kuva 4. Männyn neulasten hivenravinnepitoisuudet Harjavallan terveyskin noituskokeen suolohkoilla ennen kokeen aloittamista. Pääravinteiden määrät Kasvualustan pintaosa (pintahumus + turve 0-20 cm) sisälsi typpeä, fosforia ja kaliumia lohkolla I jopa 2-3-kertaa enemmän kuin muilla lohkoilla. Myös rikin määrä oli lohkolla I muita lohko ja runsaampi (taulukko 2). Kalsiumin ja magnesiumin määrät olivat paljon tasaisemmin jakautuneet. Fosforin ja typen määrä lohkoilla lI—III oli karu jen soiden keskitasoa, mutta kaliumin määrä tavanomaista runsaampi (ks. Kaunisto ja Paavilainen 1988, Niemi nen ja Pätilä 1990). Lohkoni typpi-ja fosforimäärät vastasivat Vilppulan Jaakkoinsuon ruohokorven arvoja. Kaliumia oli lohkolla I niin runsaasti, että vastaava määrä ruohokorvessa esiintyy vasta 40 cm :n paksuisesta tur vekerroksesta (ks. Kaunisto ja Paavi lainen 1988). Kalsiumin määrät olivat kauttaaltaan karujen suokasvupaikko jen tasolla. 262 Suomen metsien kunto Kuva 5. Haitallisten metallien pitoisuuksia Harjavallan suokokeen neulasissa ennen lannoituksia. Taulukko 2. Turpeen alkuainemäärät (humus + 0-20 cm) kg/ha Alkuaine Lohko I Lohko II Lohko III Lohko IV Lohko V N 4 981 1 981 2 064 1 654 2 371 P 304 120 112 122 114 K 147 76 75 86 87 Ca 566 536 505 331 418 Mg 113 97 101 123 125 S 796 399 403 327 405 B 0,8 0,5 0,5 0,4 0,3 Fe 1 644 477 476 235 178 Cu 470 154 156 44 13 Zn 92 34 34 16 12 Mn 11,6 15,0 14,0 9,6 13,1 AI 1 310 127 132 107 151 Ni 86,2 27,2 28,3 9,2 3,5 Pb 28,0 12,7 12,9 6,8 7,6 Cd 1,2 0,4 0,4 0,2 0,2 Cr 6,9 0,9 0,9 0,5 0,6 Na 21,5 9,5 9,7 27,1 13,4 Metsäntutkimuslaitos 263 Kuva 6. Turpeen pH-arvot turpeen eri kerroksissa. Lohkon I kasvualustassa oli päära vinteita 10-20 cm kerroksessa monin kertainen määrä verrattuna muihin loh koihin (kuva 7). Selvää emäskationien vähenemistä päästölähteen lähellä ei voitu todeta. Vain Mg-määrät lohkoil la I—III olivat jonkin verran vähäisem piä kuin lohkoilla IV-V. Suurista rik kipäästöistä huolimatta rikkimäärät eivät juuri vähentyneet päästölähtees tä etäännyttäessä kummassakaan tur vekerroksessa. Vain pintahumuksen rikkimäärissä oli havaittavissa laske va suunta. Lähes samanlainen suunta näkyi kuitenkin myös humuksen N-, P- ja Mg-määrissä. Se voi aiheutua humuksen määrän vähenemisestä etäännyttäessä päästölähteestä. Humuksen kohonneet rikkimäärät voivat olla peräisin kiisupölystä, jota 264 Suomen metsien kunto Kuva 7. Turpeen pääravinnemäärät Harjavallan suokokeen lohkoilla eri näy tekerroksissa. levinnee tehdasalueen lähiympäris töön. I-lohkon korkeammat rikkimää rät humuskerroksen alla voivat aiheu tua vanhoista rikkipäästöistä, mutta osin myös kasvupaikan luontaisesti korkeista rikkipitoisuuksista. AAC-EDTA-liuokseen uuttu vat ravin teet Ammonium-asetaatti-EDTA-liuok seen liukenee vain osa maaperän ra vinnevaroista. Voidaan ajatella, että liukeneva fraktio kuvaa paremmin kas veille käyttökelpoisia ravinnevaroja kuin vastaavat kokonaisravinnepitoi suudet. Harjavallassa näyttikin syntyvän päästölähteeseen päin aleneva uuttu vien emäskationien sarja (kuva 8). Vain uuttuvien fosforipitoisuuksien kuvaa ja poikkesi joukosta tasaisuudellaan. Tuloksen käyttökelpoisuutta vähentää oleellisesti suuri turpeen tuhkapitoi suuden vaihtelu. Sekään ei mitätöi var sinkin pintahumuksessa näkyviä teh dasalueelle päin alenevia K-, Mg- ja Metsäntutkimuslaitos 265 Kuva 8. Ammoniumasetaatti-EDTA-liukenevien ravinteiden pitoisuuksia Har javallan suokokeen pintaturpeissa. Mn-pitoisuuksia. Tulos merkitsee, että tehdasalueen lähisoiden pintakerrok sesta on huuhtoutunut osa kasveille käyttökelpoisista ravinteista. Hivenravinteet ja metallit Turpeen ja humuksen yhteenlasketut raudan, kuparin ja sinkin määrät olivat päästölähteen 1 ähellä j yrkästi j a boori - määrätkin selvästi kohonneita (tauluk ko 2). Mangaanin määrä ei näyttänyt olevan riippuvainen päästöistä. Kas vualustan pintaosien Al-,Ni-, Pb-, Cd ja Cr-määrät alenivat selvästi, jotkut niistä myös hyvin jyrkästi etäännyttä essä lohkolta I länteen. Suhteellisesti suurin muutos lohkojen I ja II välillä ilmeni AI-jaCr-määrissä (taulukko 2). Hivenravinteiden ja raskasmetalli en vertikaalijakaumat poikkesivat voi makkaasti toisistaan. Rauta, kupari, lyijy ja nikkeli näyttivät pidättyvän 266 Suomen metsien kunto Kuva 9. Turpeen hivenravinnemäärät Harjavallan suokokeen lohkoilla eri näytekerroksissa. voimakkaimmin pintahumukseen (ku vat 9-10). Sinkkiä ja kadmiumia pi dättyi voimakkaimmin 0-10 cm turve kerrokseen, mikä lienee osoitus niiden edellisiä suuremmasta huuhtoutumi sesta humuskerroksesta. Liikkuessaan ne saattavat olla voimakkaasti pidätty viä metalleita haitallisempia. Mangaa nin vertikaalijakaumasta nähdään, että päästöl ahteen 1 ähellä hu muskerrokses ta on ilmeisesti huuhtoutunut Mn-yh disteitä, todennäköisesti myös kerrok sesta 0-10 cm (kuva 9d). Boorin vertikaalijakauma(kuva9e) muistuttaa lähinnä kadmiumin jakau maa (kuva lOd). Molemmat alkuai neet tunnetaan luonnossa helposti liik kuvista yhdisteistään (Kabata-Pendi as ja Pendias 1984). Lohkolla I alumiininjakromin mää rät olivat suurimpia 10-20 cm näyte kerroksessa (kuva 11 aja e). Täten kas vualustan suuret AI- ja Cr-määrät voi vat olla peräisin ainakin osittain poh- Metsäntutkimuslaitos 267 Ni, kg/ha Kuva 10. Haitallisten metallien määrät Harjavallan suokokeen turpeissa. jamaasta, jota tuli mukaan 10-20 cm näytteeseen ainoastaan lohkolla I. Analyysitulosten yhteenveto Neulasanalyysin mukaan Harjavallan terveyslannoituskokeen kaikilla suo lohkoilla esiintyi N-puutosta, neljällä niistä vähintään lievää K-puutosta ja P-puutosta lisäksi I-lohkolla, missä havaittiin myös merkkejä Mg-puutok sesta sekä poikkeuksellisen alhaisia Mn-pitoisuuksia. Haitallisen korkeita Cu-, Ni- ja Fe-pitoisuuksia todettiin vielä 5 km etäisyydellä. Neulasten S pitoisuuksien arveltiin olevan haitalli sen korkeita vielä 2,3 km etäisyydellä. Zn- ja Pb-pitoisuuksien kohoaminen haittatasolle rajoittui tehtaan ja Pori- Helsinki-tien väliin jäävälle lohkolle. Turpeen totaalianalyysit osoittivat yhtäpitävästi neulasanalyysin kanssa, että tehdasalueen lähistön soissa on poikkeuksellisen suuriamääriäFe,Cu, Zn, Ni, Pb. Neulasten Cd-pitoisuudet 268 Suomen metsien kunto Taulukko 3. Harjavallanpintahumuksen korkeimmat raskasmetallipitoisuudet eri koelohkoilla verrattuna Hollannissa käytettyihin saastumisen raja-arvoihin (Moen ym. 1985) A = tausta-arvojen taso B = rajan ylitys edellyttää lisätutkimuksia C = rajan ylitys johtaa pulidistainistoimiin eivät osoittaneet mitään muutossuun taa. Sitävastoin turveanalyysi paljasti Cd-laskeuma-alueen suhteellisen sel västi. Se näytti ulottuvan ainakin 5 km etäisyydelle päästölähteestä. Harjavallan raakahumuksen metal lipitoisuuksien vertailu Hollannissa käytettyihin raja-arvioihin (Moen ym. 1985) osoitti, että kuparilaskeuman haitta-alue ulottui ainakin 5 km län teen päästölähteestä (taulukko 3). Nik kelin C-rajan (kts. taulukko 3)ylittäviä arvoja todettiin vain lohkolla I. B-raja arvon ylitti humuksen Cu-pitoisuus vielä lohkolla V, Ni-pitoisuus lohkoil la lI—IV, Pb-pitoisuus lohkoilla Ija 111 sekä Zn-pitoisuus lohkolla I. Männyn taimet kärsivät liian suu resta Cu+Zn-pitoisuudesta humusker roksessa (yli 1 500 mg/kg) lohkoilla 1111. III. Ei edes lohkolla I ylitetty kuoletta van korkeaa pitoisuustasoa, jonka Bääth (1989) päätteli olevan 5 000 mg/ kg. Turvekerroksessa 10-20 cm yh delläkään koealalla ei ylitetty Cu+Zn pitoisuuden arvoa 500 mg/kg. Metalleista ovat kasveille myrkylli simpiä Cd, Cu, Ni ja Pb (Kabata-Pen dias-Pendias 1984). Harjavallan soi den pintaosiin on siten kertynyt useita myrkyllisiä ja haitallisia metalleita, jotka yhdessä selittävät suuren osan tehtaan lähisoiden puustovaurioista. Raskasmetallien haittavaikutukset kasveissa voivat aiheutua ilmarakojen sulkeutumisesta, hengityksen ja foto synteesin vähenemisestä, vaikeuksis ta klorofyllisynteesissä ja myös päära vinteiden otossa (Petterson 1976). Raskasmetallit estävät tehokkaasti myös eräitä mikrobitoimintoja, minkä seurauksena kasvit eivät saa käyttöön sä riittävästi orgaanisesti sitoutuneita ravinteita, esimerkiksi typpeä ja fosfo ria (esim. Tyler 1975, Bääth 1989,Frit ze 1989). On todennäköistä, että loh kolla I todettu epäsuhde kasvualustan pääravinnevarojen ja neulasanalyysin tuloksen välillä aiheutuu raskasmetal lilaskeumasta, joka siten on vaurioi den primäärinen syy. Osalla Harjaval lan soista ojanperkaus on jätetty suo rittamatta. Näillä alueilla se voi olla syynä puuston kasvun heikkenemiseen jo 1,5 km etäisyydellä päästölähteestä. Selvää osoitusta rikki- tai typpipäästö jen haitallisesta vaikutuksesta ei suo alueilla voitu todeta. Alkuaine Haijavalta, koelohkojen maksimipit. Hollantilaiset raja-arvot I II III IV V A B C Humus, mg/kg k.a. Maa, mg/kg k.a. Cd 4,4 3,0 3,2 2,0 0,9 1 5 20 Cr 23 12 12 10 5 100 250 800 Cu 4 308 1 826 2 286 886 214 50 100 500 Ni 590 359 397 199 62 50 100 500 Pb 285 128 159 97 50 50 150 600 Zn 531 228 258 150 97 200 500 3000 Metsäntutkimuslaitos 269 Kirjallisuus Baath, E. 1989. Effects of heavy me tals in soil on microbial processes and populations (A review). Water, Air and Soil Pollution 47: 335-379. Fritze, H., Niini, S., Mikkola, K. & Mäkinen, A. 1989. Soil microbial effects of a Cu-Ni-smelter in south western Finland. Biology and Ferti lity of Soils 8: 87-94. Hawkes, H. & Salomon, M. 1960. Tra ce elements in organic soil as a quide to copper ore. Int. Geol. Congr. XXI session 1966:38-43. Kabata-Pendias, A. & Pendias, H. 1984. Trace elements in Soils and Plants. CRC Press, Inc.,Boca Raton, Florida. 315 s. Kulmala, A. & Leinonen, L. 1987. Ilmanlaadun seuranta. Suomen kar tasto. Vihko 131:26-29. Maanmitta ushallituksen karttapaino. Helsinki, 1988. Kaunisto, S. & Paavilainen, E. 1988. Nutrient stores in old drainage areas and growth of stands. Seloste: Tur peen ravinnevarat vanhoilla ojitus alueilla ja puuston kasvu. Commu nicationes Instituti Forestalls Fen niae 145. 39 s. Landolt, W., Guecheva, M & Bucher, J. 1989. The spatial distribution of different elements in and on the foli age of Norway Spruce growing in Switzerland. Environmental Pollu tion 56: 155-167. Lehtiö, H., Juutilainen, J. & Jantunen, M. 1980. Visible injuries and sulphur contents of the needles of Pinus syl vestris and Picea abies in the city of Kuopio and around two factories in central Finland. Annales Botanici Fennici 17: 1-6. Manninen, S. & Huttunen, S. 1991. Total sulfur concentration of conifer needles and total sulfur deposition in northern Finland. Geological Sur vey ofFinland. Special Paper 9: 195 199. Moen, J., Cornet, J. & Evers, C. 1985. Soil protection and remedial actions: Criteria for decission making and standardization of requirements. Proc. Ist Int. TNO Conf. Contami nated Soil. Uttrecht 11-15.11.1985: 441-448. Paarlahti, K., Reinikainen, A. & Veija lainen, H. 1971. Nutritional diagno sis of Scots pine stands by needle and peat analysis. Seloste: Maa- ja neulasanalyysi turvemaiden männi köiden ravitsemustilan määritykses sä. Communicationes Instituti Fo restalls Fenniae 74(5):58 s. Pakarinen, P. & Mäkinen, A. 1976. Suosammalet, -jäkälät ja männyn neulaset raskasmetallien kerääjinä. Summary: Comparison of Pb, Zn and M n contents of mosses, lichens and pine needles in raised bogs. Suo 27(4-5): 77-8 3. Pettersson, O. 1976. Tungmetaller i mark och växter. En litteraturöver sikt. Statens naturvärdsverk, PM 761. 56 s. Pätilä, A. & Nieminen, M. 1990. Tur peen emäsravinne- ja rikkitase ka ruilla ojitetuilla rämeillä laskeuma huomioon ottaen. Summary: Base cation nutrients and sulphur status of drained oligotrophic pine mires con sidering the atmospheric input. Fo lia Forestalia 759. 16 s. Riihling, Ä. & Tyler, G. 1971. Anrik ning av tungmetaller i barrskog vid Finspäng, Trollhättan, Oskarshamn ochFliseryd. Rapport nr 23 fränEko logiska tungmetallundersökningar (Lund) 14 s. Salmi, M. 1950. Turpeiden hivenai neista. Summary: On trace elements in peat. Geotekn. julk. 51. 20 s. Salmi, M. 1955. Prospecting for bog covered ore by means of peat inves tigations. Bull. Comm. Geol. Fin land 196. 34 s. Tyler, G. 1975. Effects of Heavy Metal Pollution on Decomposition in Fo- 270 Suomen metsien kunto rest Soils I—II. Nat. Swedish Envi ronment Protection Board 21+47 s. Veijalainen, H. 1977. Use of needle analysis for diagnosing micronut rient deficiencies of Scots pine on drained peatlands. Seloste: Neulasa nalyysi männyn mikroravinnetilan teen määrityksessä turvemailla. Communicationes Instituti Foresta lls Fenniae 92 (4): 32 s. Veijalainen, H. 1984. Lannoitustarpeen määritys metsäojitusalueilla. Sum mary: Diagnosing nutrient deficien- cies on drained peatlands. Suo 4-5: 94-97. Veijalainen, H. 1991. Neulasanalyy sin tulkintaohje turvemaille 111. Kor jattu versio 8.4.1992. Moniste. Met sänutukimuslaitos, metsäekologian tutkimusosasto. 1 s. Veijalainen, H. 1992. Neulasanalyysi tuloksia suometsistä talvella 1987 88. Summary: Nutritional diagnosis of peatland forests by needle analy sis in winter 1987-88. Metsäntutki muslaitoksen tiedonantoja 408. 28 s. Metsä n tutki m usla i tos 271 Metsikkösadannan ja maaveden laatu ympä ristön yhdennetyn seurannan valuma-alueilla Michael Starr ja Liisa Ukonmaanaho Johdanto Ympäristön yhdennetty seuranta (YYS) on kansainvälinen pitkän aika välin ekosysteemin seurantaohjelma (EDC 1992). Aloite seurannan aloitta misesta tehtii nYK: n ai aisen Euroopan talouskomission kokouksessa vuonna 1978, jossa käsiteltiin kaukokulkeutu mana leviäviä ilmansaasteita. Vuodes ta 1989 lähtien YYS-ohjelma toimi koeluonteisesti, mutta vuonna 1992 se sai virallisen kansainvälisen yhteistyö ohjelman aseman (UN/ECE ICP on Integrated Monitoring of Air Pollution Effects on Ecosystems). Ruotsi on ohjelmaa johtava maa. Aineisto kerä tään Vesi- ja ympäristöhallituksen alai seen ympäristötietokeskukseen (YTK) Helsinkiin. YYS-ohjelman päätavoitteina on: - luoda näytealaverkko, joka kattaa Euroopan pääkasvillisuustyypit, - seurata ympäristömuutosten vaiku tuksia ekosysteemien tilaan, - mitatabiogeokemiallisia ainetasei ta, - kehittää dynaamisia hydrogeoke miallisia malleja ja liittää ne biolo gisiin vastemalleihin, sekä - tunnistaa ekosysteemin stressiä il mentävät bioindikaattorit. YYS-ohjelma kerää tietoja biootti sista ja abioottista tekijöistä. Käytän nössä tiedon keruu tapahtuu osaohjel missa. Tarkempaa tietoa eri osaohjel mista on saatavissa äskettäin päivite tystä YYS-käsikirjasta (EDC 1993). Yhteisen käsikirjan tarkoituksena on saada ohjelmaan osallistuvista maista jaeri valuma-alueilta mahdollisimman vertailukelpoista ja yhteensopivaa ai neistoa. Eräät osaohjelmat käsittävät koko valuma-alueen, jotkin ovat ra joittuneet koskemaan valuma-alueen sisällä olevia näytealoja. Suomessa on tällä hetkellä viisi YYS-valuma-aluetta, joista neljällä tapahtuvaan toimintaan METLA osal listuu seuraavissaosaohjelmissa: puus ton mittaus ja kartoitus (sisältäen elä vät ja kuolleet puut sekä puiden ter veydentilan), metsikkösadanta, maa vesi, neulaskemia, karikekemia, hajo tustoiminta (maan mikrobiologia) ja maan kemia. Eri osaohjelmista on saa tu jo huomattava määrä tuloksia, joista osa on toimitettu YTK:lle sen vaati massa muodossa. Tämän raportin tarkoituksena on esittää metsikkösadannan ja maave den tuloksia kesä-syyskuulta vuosina 1989-91. Sadevesi muuttuu niin mää rältään kuin laadultaan kulkiessaan latvuston lävitse maahan. Sadeveden mukana kulkevat ravinteet ovat oleel linen osa metsäekosysteemin ravintei den kiertoa. 272 Suomen metsien kunto Aineistoja menetelmät Metsikkösadannasta ja maavedestä kerättiin näytteitä neljältä valuma-alu eelta: Valkea-Kotinen, Hietajärvi, Pe sosjärvi ja Vuoskojärvi (kuva 1). Kul lakin valuma-alueella on 2-3 pysyvää näytealaa, jotka sijaitsevat joko tasai sella maalla tai rinteessä edustaen va luma-alueen vallitsevia metsätyyppe jä. Näytealat ovat mahdollisimman homogeenisia niin maaperältään, kas villisuudeltaan kuin puustoltaankin (taulukko 1). Näytteiden keräyksessä noudatetaan YYS-käsikirjan ohjeita. Resurssien puutteen vuoksi näyttei den keräysajanjakso on täytynyt ra joittaa useissa osaohjelmissa ympäri vuotisen näytteenoton sijasta lumet tomaan ajanjaksoon toukokuusta-loka/ marraskuuhun. Kuva 1. YYS-valuma-alueet Suomes sa. Sadekeräimet sijoitettiin systemaat tisesti näytealojen ympärille noin 10 m välein (kuva 2), joten niillä mitataan sekä latvuksen läpi valuvaa että latvu saukkoihin tulevaa lehvästösadantaa. Keräimiä(keräimen pinta-ala 308 cm 2 ) on 10-16 kpl näytealan ympärillä riip puen sen koosta (esim. Hyvärinen 1990). Lehvästösadannan näytteet ke rättiin kerran viikossa ja samalla jo kaisen keräimen vesimäärä mitattiin. Näytteet yhdistettiin näytealoittain ns. kokoomanäytteeksi, josta otettiin osa näyte analyysien tekemistä varten. Runkovaluntakeräimet sijoitettiin näytealan valtapuihin. Niiden luku määrä vaihtelee 5-10 kpl/näyteala (kuva 2). Sekametsissä runkovalunta keräi met sij oitetti i n useampi i n eri puu lajeihin. Valitut runkovaluntapuut oli vat terveitä ja hyväkuntoisia. Kun py syviä näytealoja perustettiin, käytet tiin etyleenipropaanivalmisteisia (kumi) ns. kaulustyyppisiä runkova luntakeräimiä. Vuonna 1991 ne kor vattiin silikoniletkuista valmistetuilla spiraalityyppisillä keräimillä. Näyte kerättiin sankoon, joka oli ulkopuolel ta peitetty alumiinipinnoitetulla muo vikassilla suoran auringonvalon vai kutuksen ehkäisemiseksi. Viikottain jokaisesta runkoval untakeräimestä saa tu näyte mitattiin, ja saman puulajin näytteet yhdistettiin näytealoittain ko koomanäytteiksi, joista erotettiin osa näyte analyysejä varten. Kullakin näytealalla oli kuusi PREN ART maavesikeräi nt ä (aiipai ne tyyppinen lysimetri). Ne sijoitettiin kunkin näytealan reunalle, 15 cm ja 35 cm syvyyteen, kolmeen eri ryhmään pareittain (kuva 2). Valkea-Kotisen (7) jaVuoskojärven(l) näy teal oja lukuun ottamatta maavesinäytteet otettiin sa moilta näytealoilta kuin metsikkösa dannan näytteet. Maavesikeräimissä oli noin 60 kPa alipaine, joka tarkistet tiin viikottain. Näytteet kerättiin kah den viikon välein. Näytteen tilavuus Metsäntutkimuslaitos 273 Taulukko 1. Näytealojen maanostyyppi (FAO) ja puustotunnuksia. mitattiin ja jokainen näyte kerättiin erikseen polyeteenipulloihin analyy sejä varten. Kaikki maastossa käytetyt keräimet ja näytepullot olivat happo pestyjä. Keräimet huuhdeltiin tislatul la vedellä aina tyhjentämisen yhtey dessä. "e 1 O s £ o ci t/5 £> 3 «O *5O S cci 73 > 'O* M O •8 g 1 ! 5 o II ■* > S 2 S •S, £8 a P if "e ° 06 S s c S o § .JA -S -O *2 cd E a —i ö t« Sa 3 'tä 1 sll sli" H-1 Clr fS fn Näytteitä säilytettiin kylmässä (+4° C) ja pimeässä analysointiin saakka. Näytteet esikäsiteltiin suodattamalla käyttäen Schleicher & Schuell 5892 suodatinpaperia. Kemialliset analyy sit tehtiin YYS-käsikirjan mukaisesti (EDC 1993). H + -konsentraatio saatiin i (r.) G > cd i c/T 3 4—> OO 00 1 ' 00 rH rH IT) (N 1 IT) 53 34 mitta, 3) cm O i/~> CN rt rt *-h rt CD "*t CO rt 3 C/3 n in t VO Q\ Puusto c/3 n ro u-T o" oo rJ co Os O O :cd E S in K rn co rn O O rt o oo oo O rf (N (N oo" r-" O ON ON G '§ g M vo co in in rf oo H Ö "O h V o VO rt m o" o" o" o o o 'JET o CU cd r-] Tf rt vO O vo OO 00 S > > > SS s > S Osa- S jET o LS, RV, MV LS, RV LS, RV, LS, RV, LS, RV LS, RV, MV LS MV LS, RV, i S ~ :cd £ "cd co r- (N (N r-H CO d> G -a § c :c9 'o 1 M C/3 O 1 3 > 274 Suomen metsien kunto Kuva 2. METLAn eri mittaustehtävät YYS-hankkeessa. laskemalla pH-arvosta, joka määritet tiin lasielektrodia käyttäen. Sähkön johtokyky mitattiin johtokykymittaril la. Alkaliniteetti mitattiin titraamalla, jos näytteen pH oli > 4,2. ICP-emissi ospektrometrillä määritettiin Ca, Mg, K, Na, AI (laskettaessa oletettu olevan A 13 + ), Mn, Fe, Si, Pb, Cu, Cd ja Zn. lonikromatografilla määritettiin P0 4 , S0 4 , N0 3 sekä Cl ja NH 4-pitoisuus FIA-autoanalysaattorilla. Liuenneen orgaanisen hiilen (DOC) pitoisuus määritettiin vuodesta 1991 lähtien Shi madzu TOC-5000 analysaattorilla. Yk sityiskohtaisemmin määritysmenetel miä on selostettu YYS näytteiden kä sittely- ja analyysiohjeissa (Ukon maanaho 1992). Tulokset ja niiden tarkastelu Tässä raportissa esitetyt tulokset ovat vain kesä-, heinä-, elo- ja syyskuun ajalta. Nämä kuukaudet valittiin, jotta saatiin tulokset samalta ajanjaksolta jokaiselta valuma-alueelta ympäri vuo tisten tulosten puuttuessa. Yhteisen mittausajanjakson ansiosta valuma alueiden välinen maantieteellinen ver tailu on mahdollista. Mittausolosuh teet ovat kesäkuukausina vakaammat kuin ympärivuotisena ajanjaksona, koska esim. kaikki puut ovat lehdessä, ja näin ollen sadeveden latvuspidäntä on suurinpiirtein sama koko ajan. Metsikkösadannan määrä Tärkein lehvästösadannan määrään vaikuttava tekijä oli vapaan sadannan määrä. Jopa 90 % kaikkien näytealo jen lehvästösadannan määrän vaihte lusta oli selitettävissä pelkästään va paan sadannan määrällä. Yksittäisillä näytealoilla selitysprosentti vaihteli 69 % (Valkea-Kotinen) ja 99 % (Vuosko järvi) välillä (kuva 3a). Metsikkösa dannan määrä oli suurin mäntyvaltai silla näytealoilla (Hietajärvi 1 ja 4, Pesosjärvi 2 ja Vuoskojärvi 3) sekä tunturikoivikossa (Vuoskojärvi 2). Määrä oli pienin kuusivaltaisilla ja sekapuustoisilla (Valkea-Kotinen 2 ja 275 Metsäntutkimuslaitos Taulukko 2. Lehvästösadannan sähkönjohtokyvyn ja ravinnepitoisuuksien tilavuuspainotetut kuukausikeskiarvot (± keskihajonta) kesä syyskuussa 1989-1991 näytealoittain eri valuma- alueilla (n=l2). ON II 3 3 0 "S 1 3 3 ä D M C '53 > o ON i—i ON II —< 5, cc 3" 3 3 3 3 *77 5/3 £ >, § 3 o 5 S « e c •a -a > > ON ON OO 00 ON ON rs s /—S /-N /*-N /—V /^-v m m m VO r- r- Tt r- oo in VO m 00 o O r- r- VO o in o^ 4 1-H rH Tf o O o o o in o oo ,—T vo" On" O T-H vo" On" m CN m c •r; VO in T-H VO VO 00 l-H T"H 00 rn OO r-H CN rn r*^ *n O O O O Tt o VO" vo" o" 1-H m" in On" *5T> ■*t m rH O v /^»s V V s /^-s /^V /»"S /-v /—S M VO VO )£ oo oo y—i CN CN o oo m T-H m m ON C/5 Q ON o O O Tt m o O^ CN VO rn m in o^ OO^ 3 T-H O o o o o o o y—l O VO r^»" o" r_T oo" T-H S—' S—￿ CN w o ON rH m in ON in VO CN T-H rn m" T-H o" o o" O O O o O rn oo" y—T m" oo" in (N V VO *"H T-H -«-v /—V /—V /—V OS o in CN VO 0 in Tf r-H m r-H CN o r-H oo rn 1—< o O CN O O r-H CN O ON O m VO OO O oo" o o o O OO O o O in o rH vg O (N V fN rn rn o" o" o o o" o" o" r-T r-H cn" T-H CN in" vo" :o3 Tf m m T-H / »—» v v s s /^v z- - V s v V v v 3 oo o o in »-H r- oo T—1 m m ON r- CN On g r~; 1—< CN O m o O 1 in 00 O CN VO T—H Tfr o O o O O O O O oo" cn" o T-H cn" MH T-H W 1-H W w CN "^t VO CN CN m O On o^ o^ ON in t-H rn i—r o o" o O O O O cn" m" y—4 cn" in vo" CN CN T—H ￿—s Os oo ON in m rn On Tf CN o CN 1-H CN m m Os VO o (N r-H ON O m VO rn r-H rn r-T CN o" o o o o o o O in o" O Tf" r-H T-H a m w w a 1-H ON CN VO CN CN CN r^- VO r-H in O ON rn vq "Z3 o TT ON o" o" o" CN O O O t-H r-T cn" CN in in" v m CN cn T-H A V V S V ,/— ■s v cd On T—1 ON o VO T—H O y—t o in in CN On 0 0> VO o rH1 m 1—*1 ON 1—< rH OO rn in T-H O^ 00 r—4 in o O o O OO O O vo o" o" CN in" *rt3 —' CN m >w' > (N w w CN CN t—H m cn CN CN vq^ T-H O CN ON o" 1—H o" rn o" o" ,-H CN On" m" t—r in On" T-H Tf CN m r-H ö G 55 s *o mg/: 1 O 4—< x: # o "E1 :0 z °r >> 'rr S M >-,, , s c3 oo cd O O O "O D _o a oo mX z a 2 x z z u a, < u U cu N 1 276 Suomen metsien kunto 3 sekä Pesosjärvi 1) näytealoilla, joi den runkoluku ja latvuspeittävyys oli suurin (kuva 4). Kaikkien näytealojen kuukausittai nen runkovalunnan määrä (laskettu siten, että näytealan kunkin puulajin valuntasumma on painotettu saman puulajin puidenpohjapinta-alalla) kor reloi vapaan sadannan kanssa (r >+o,B; Valkea-Kotinen 3, r=+o,6). Kuitenkin tarkasteltaessa näytealoittain kuukau sittaista runkovalunnan ja vapaan sa dannan suhdetta, runkovalunnan mää rä osoittautui hyvin pieneksi (< 0,4 %) (kuva3b). Runkovalunnan määrä vaih teli puulajeittain, johtuen puiden oksi en erilaisesta asennosta sekä puun kuo ren ominaisuuksista. Saman rungon läpimitan omaavista puista runkova lunnan määrä oli koivulla suurin ja kuusella pienin; männyn ja haavan runkovalunnan määrä oli näiden välil tä (kuva 5). Metsikkösadannanravinnepitoisuudet Lehvästösadannanravinnepitoisuuksi en ja sähkönjohtokyvyn kuukausikes kiarvot on esitetty näytealoittain ja valuma-alueittain taulukossa 2. Leh västösadannan näytteet, joiden PO,~- pitoisuus oli >l,O mg/l hylättiin, kos ka näytteiden epäiltiin kontaminoitu neen esim. lintujen ulosteista (Novo et ai. 1992). Lehvästösadannan ravinnepitoisuu det olivat yleensä suuremmat kuin va paan sadannan (taulukko 3). Tämä joh tuu ensisijaisesti latvustosta liukene vista ja kuivalaskeuman mukana ker tyneiden aineiden huuhtoutumisesta (Parker 1983). Erityisen runsaasti leh västösadanta sisälsi kaliumia. Kalium on liikkuva ravinne ja huuhtoutuu hel posti latvustosta. Typpiyhdisteiden, NH* ja NOj, pitoisuudet olivat leh västösadannassa alhaisemmat kuin va paassa sadannassa ainakin Valkea- Kotisen ja Hietajärven valuma-alueil la. Pohjoisten havumetsien kasvua ra joittaa tavallisesti maaperässä saata villa olevan typen niukkuus, ja puusto pidättääkin tehokkaasti sadeveden mukana tulevia typpiyhdisteitä. Hel misaari ja Mälkönen (1989) sekä Hy värinen (1990) ovat myös raportoineet vastaavanlaisesta latvuston typen pi dännästä. Taulukko 3. Vapaan sadannan sähkönjohtokyvyn ja ravinnepitoisuuksien tila vuuspainotetut kuukausikeskiarvot (±keskihajonta) kesä-syyskuussa 1989-1991 eri valuma-alueilla. Lähde: Karlsson, V. 1990, Juntto, S. 1991, ja Leinonen, L. ja Juntto, S. 1992. Valkea-Kotinen Hietajärvi Pesosjärvi Vuoskojärvi Sähkön- mS/m 2,2 (0,87) 1,9 (0,65) 1,5 (0,45) 1,7 (1,25) johtokyky H (jmol/1 33,8 (13,93) 32,7 (11,32) 28,0 (8,40) 28,8 (14,91) NH-N mg/l 0,4 (0,26) 0,3 (0,19) 0,1 (0,09) 0,0 (0,02) Ca »» 0,2 (0,13) 0,2 (0,14) 0,1 (0,03) 0,1 (0,15) Mg <0,1 (0,02) <0,1 (0,02) <0,1 (0,02) 0,1 (0,14) K »» 0,2 (0,19) 0,1 (0,05) <0,1 (0,03) 0,1 (0,11) Na »» 0,1 (0,04) 0,1 (0,06) 0,1 (0,10) 0,4 (0,94) NO,-N 0,3 (0,11) 0,2 (0,09) 0,1 (0,06) 0,1 (0,04) Cl 0,2 (0,09) 0,2 (0,06) 0,1 (0,10) 0,7 (1,33) so 4 -s 0,8 (0,41) 0,7 (0,32) 0,5 (0,21) 0,4 (0,25) Metsäntutkimuslaitos 277 Kuva 3. a) Lehvästösadannan osuus %:na vapaasta sadannasta YYS-valuma alueilla ja näytealoilla, b) runkovalunnan osuus %:na vapaasta sadannasta valuma-alueilla ja näyte aloilla. Valkea-Kotinen (VK), Hietajärvi (Hj), Pesosjärvi (Pj) ja Vuoskujärvi (Vj). 278 Suomen metsien kunto Kuva 4. Lehvästösadannan ja a) runkoluvuti (kpl/lm), b) latvuspeittävyyden, c) rungon läpimitan (rinnan korkeudelta) ja d) pohjapinta-alan välinen korrelaa tio. Lyhenteet selitetty kuvassa 3 sivulla 277. Vuoskojärven valuma-aluetta lu kuunottamatta lehvästösadannan ravin nepitoisuudet vähenivät pohjoista koh den. Sama ilmiö oli havaittavissa myös vapaan sadannan ravinnepitoisuuksis sa. Valuma-alueiden sisällä ravinnepi toisuuksissa oli suurin ero silloin, kun puulajisto vaihteli näytealojen välillä. Vuoskojärven näytealojen väliset erot olivat suurimmat (p > 0,05), mutta Hietajärven näytealoilla ravinnepitoi suudet olivat hyvin samanlaisia. Hap pamintalehvästösadantaoli näytealoil la, joiden puulajistoon kuului vähän tai ei ollenkaan lehtipuita (riippumatta valuma-alueesta). Raskasmetallipitoi suudet olivat lehvästösadannassa al haiset (usein alle määritysrajan), eikä niissä ollut vaihtelua valuma-alueiden välillä eikä sisällä. Vuoskojärven vapaassa sadannassa Na+ ja Cl" ionit (taulukko 3) olivat vallitsevia osoittaen Pohjoisen jääme ren läheisyyden. Samat ionit olivat val litsevia myös Vuoskojärven lehväs tösadannassa. Korkeimmat Na + ja Cl pitoisuudet lehvästösadannassa olivat keväällä, talven aikana kuivalaskeuma na keräytyneiden merisuolojen huuh toutuessa pois latvustosta. Tunturi koivikossa (Vuoskojärvi 2) ei ollut Na + ja Cl" kevätmaksimia, johtuen toden näköisesti siitä, etteivät tunturikoivut kerää samassa määrin merisuoloja kuin Metsäntutkimuslaitos 279 Kuva 5. Runkovalunnan määrä ml/cm2 puulajeittain eri valuma-alueilla a) Hietajärvi, b) Vuoskujärvi c) Valkea-Kotinen ja d) Pesosjärvi. männyt talven aikana. Koska tunturi koivut ovat lehdettömiä talvikuukau sien ajan, kuivalaskeumana tulevien aineiden keräyspinta-ala on niillä pie nempi kuin männyllä. Myös sadeke räinten sijoittelu voi vaikuttaa tulok seen, sillä tunturikoivut ovat matalia j a kasvutavaltaan pensasmaisia, joten keräimet eivät aina ulotu täydellisesti niiden alle (Vuoskojärvi 2). Lehväs tösadanta em. näytealalla on ehkä pää asiassa vapaata sadantaa eikä varsi naista latvuston lävitse kulkeutunutta vettä. Runko valunnan ravinnepitoi suuksi - en ja sähkönjohtokyvyn kuukausikes kiarvot on esitetty puulajeittain ja va luma-alueittain taulukossa 4. Merei syyden vaikutus näkyy selvästi myös Vuoskojärven valuma-alueen runko valuntatuloksissa,Na+ja Cl" ionit ovat vallitsevia. Muilla valuma-alueilla ka tioneista vallitsevat K + ja Ca 2+, anio neista SO,. 4 280 Suomen metsien kunto Taulukko 4. Runkovalunnan sähkönjohtokyvyn ja ravinnepitoisuuksien tilavuus kuukausikeskiarvot (±keskihajonta) kesä-syyskuussa 1989-1991 puulajeittain eri valuma-alueilla (n-12). Valkea-Kotinen (VK), Hietajärvi (Hj), Pesosjärvi (Pj) ja Vuoskojärvi (Vj). ON II 3 3 M O 3 3 C/3 C > 2 7T2 S.Cd s" 3 3 3 C/3 (/3 C/3 C/3 I I 3 3 3 3 M O O "ÖJ g a •a -a > > ON ON OO OO ON ON ri oT (N ON ri gv gv ed Q* VO *o O «» co co o »n o »o CO 8 oo" O ON CO ON oo" CO oo" cd CO X fi ST 14,6 n ©" 14,5 3,6 25,0 0,6 ©" 2,0 7,2 oo r-" ra 21,6 ©^ Z'L 17,0 oo s* vo Tf vn co (N OO *n O, o\ co o vq r— ri On O CO o On ri v>~ o' cT ©" CO O o V ri On' »O n cT V ri r-" n © -« VO oo^ oo — ©^ rs -H c> Tf «o GT co co oo O V O r—■ O o V n VO n •o »o *o TT 3 (9,86) oo on" (0,33) (3,02) (0,79) (5,97) (0,93) (0,17) (4,76) (5,85) oT «o »o oT »n TT (0,22) (0,71) o o e CO > 2 n V *2 sT 21,7 382,1 i co Ö" 3,7 ©, 9,5 CO <0,1 T" ON" 70,2 i 291,4 i On ri 12,5 64,5 r- *o O •*r" (0,42) (sn) (0,38) (n On (0,32) (0,14) (1,36) (2,06) OO ri ON OO O vo" o o (0,98) O o (64,02) — w V V u > 16,3 158,6 0,2 3,3 rl 24,4 - <0,1 3,0 6.8 31,7 137,5 ©^ 2,9 12,5 122,3 (200,29) (1,19) OO vq r~-~ (2,66) oo (2,54) (0,18) (6,40) O^ oC oT 8 n (N oo" (0,18) VO OO CO vo" Ci- o n sr o\ VO VO co co 14,5 2,3 16,2 3,5 ©" 9,0 16,4 oo ■*r VO VO" - 10,4 oo oo' 'c/3 3 3 K/ CN On n MM TT »n (110,94 oT TT ri CO ri co O OO On ri VO CO O VO O CO CO (N <» ri »O r-_ r-" cn «O (83,74 <(0,01 ri oo^ \o oC G" es ri > 15,1 147,6 2.4 5,4 0,9 9,2 CO o' 3,9 Cl 436,1 120,9 0,1 mg/l) kanssa, mikä osoittaa että maaveden alumiini on pääasiassa orgaanisessa muodossa (myrkytön). Suurin DOC-pitoisuus oli Vuoskojärvellä (X = 50,2 mg/l). Alu miinin mobilisaatioon Vuoskojärvellä voi syynä olla orgaanisessa muodossa olevan alumiinin tuotto - mahdollises ti maaperän podsolisoitumisesta joh tuen. Maaveden Ca:Al suhdetta (molaa rinen) on käytetty tunnuksena maape rän happamoitumisen mallittamises sa. Suhteen ollessa < 1,0, alumiini voi vaikuttaa haitallisesti puiden kasvuun (Svedrupym. 1992). Valkea-Kotisella ja Hietajärvellä Ca:Al suhde maave dessä oli >l,O, mutta Pesosj ärven maa vesinäytteistä 11 % ja Vuoskojärven näytteistä 15 % alitti tämän arvon. Tuloksia tarkasteltaessa on syytä huo mata, että kysymyksessä on ns. koko naisalumiini eikä vapaa Al 3+ -ioni. Jos 282 Suomen metsien kunto Taulukko 5. Maaveden keskimääräinen (±keskihajonta) sähkönjohtokyky ja ravinnepitoisuudet kesä-syyskuussa 1989-1991 eri valuma alueilla (n = 288). Vuoskojärvi m m (n=57-89) (n=61-104) 4,6 (2,31) 5,1 (4,14) 9,4 (9,86) 8,2 (9,33) 0,1 (0,18) 0,1 (0,17) 00 00 O Tf 00 o «n 0,6 (0,41) 0,6 (0,49) 0,6 (0,49) 0,4 (0,88) 2,6 (1,77) 3,5 (3,14) <0,1 (0,01) <0,1 (0,01) 5,0 (4,84) 5,5 (6,22) 1,0 (0,47) 1,1 (0,63) 24 (28,0) 22 (18,0) 531,7 (676,55) 300,0(597,42) 1,1 (0,28) 1,1 (0,33) 4,3 (4,11) 4,3 (4,29) 17,8 (11,64) 15,4 (8,79) 21,5 (24,60) 29,2 (50,64) Hietajärvi Pesosjärvi Näytteenottosyvyys, cm «n m i—H IT) m »n »-H II (N 2 II e fj 3 il 3 m CN 1 r* Ti 3 4,3 (3,36) 3.8 (2,00) 3,7 (2,90) 4,2 (4,54) 2,2 (2,66) 0,5 (0,58) 2,6 (3,95) 1,0 (1,53) <0,1 (0,03) <0,1 (0,03) <0,1 (0,06) <0,1 (0,04) 1,0 (0,86) 1,1 (0,28) 1,6 (1,09) 1,5 (0,57) 0,3 (0,37) 0,4 (0,09) 0.7 (0,33) 0,8 (0,33) 0,9 (0,87) 0,7 (0,49) 0,7 (0,76) 0,3 (0,44) 1,0 (0,61) 1,1 (0,18) 0,9 (0,36) 1,1 (0,35) <0,1 (0,12) <0,1 (0,00) <0,1 (0,00) <0,1 <(0,01) 0,9 (0.97) 0,8 (0,24) 1.0 (0,79) 0,9 (0,32) 0,9 (0.46) 0,5 (0,21) 1,2 (0,89) 1,2 (0,51) 25 (24,0) 20 (0,0) 30 (69,0) 24 (28,0) 43,7 (39,93) 18,1 (7,28) 221,8 (322,31) 61,8 (298,89) 1,1 (0,35) 1,1 (0,35) 1,1 (0,44) 1,1 (0,24) 3,0 (1,30) 3,8 (1,68) 3,0 (1,56) 3,5 (3,91) 14,1 (5,40) 20,1 (12,54) 14,2 (6,73) 16,0 (8,33) 5.2 (2,25) 6,0 (3,59) 8,8 (8,12) 9,2 (9,82) Valkea-Kotinen 15 35 f? ON CN II g, (N 1 r- IT mS/m 7,8 (7,47) 7,3 (5,47) Hmol/1 5,5 (5,39) 5,1 (7,40) mg/l <0,1 (0,11) 0,1 (0,14) 4,4(3,61) 3,6 (1,32) 1.4 (0,96) 1,5 (0,65) 3,4 (3,20) 1,9 (1,36) 1,3 (1,16) 1,6 (0,71) <0,1 (0,00) <0,1 (0,05) 3,5 (4.64) 2,1 (1,16) 4,8 (2,32) 3,7 (1,42) Hg/1 20 (0.0) 53 (162,0) 149,3(166,75) 265,0 (319,00) 1,1 (0,35) 1,1 (0,31) 3,7 (4,18) 3,4 (2,52) 15,7 (8,39) 14,8 (6,26) 29,1 (18,68) 21,5 (17,41) Sähkön- johtokyky Z Z X a a o" _ KZUS^ZZO c/p o" CO PO -P IV Cd Cu Pb Zn Metsäntutkimuslaitos 283 Ca:AI suhdetta laskettaessa käytettäi siin nimenomaan Al 3+ -pitoisuutta, oli si suhteen arvo korkeampi (Lindroos 1992). Todettakoon, että ekologit ja kasvifysiologit ovat kyseenalaistaneet Ca:Al suhteen 1,0 kynnysarvon käy tön ylipäätänsä (Högberg ja Jensen 1994). Johtopäätökset Sadeveden määrällä oli ratkaiseva merkitys lehvästösadannan ja runko valunnan määrään. Vesimäärä vaihteli kuitenkin myös metsikön rakenteen ja puulajiston mukaan. Mäntyvaltaisissa metsiköissä runkovalunnan osuus va paasta sadannasta oli suurin, sekapuus toisissa ja kuusivaltaisissa metsiköis sä keskimäärin 70-80 %. Runkova lunnan osuus vapaasta sadannasta oli pieni ( < 0,4 %), siitä huolimatta run kovalunnan määrä yksittäissä runko valuntapuissa oli ajoittain huomatta va, esimerkiksi Vuoskojärvellä mitat tiin >lOl runkovaluntamäärä 12 tun nin aikana. Typpeälukuunottamatta lehvästösa dannan ravinnepitoisuudet olivat kor keammat kuin vapaan sadannan. Lat vuston vaikutuksen lisäksi myös lat vustossa elävillä mikrobeilla ja epi fyyteillä voi olla merkittävä vaikutus latvuston lävitse kulkeutuvan sadan nan laatuun (Tarrant ym. 1968, Ed monds 1991). Ravinteiden pitoisuudet olivat runkovalunnassa korkeammat kuin lehvästösadannassa. Latvuston merkitys sadantaan vaihteli metsikön rakenteen ja puulajiston mukaan. Myös lehtien kasvaminen ja kellastuminen, vaikutti lehtipuiden sadantaan. Meren läheisyyden vaikutus Vuoskojärven lehvästösadantaan, runkovaluntaan ja maaveteen oli selvä. Talven aikana lat vustoon kerääntyneet merisuolat huuh toutuivat keväällä pois, mikä heijastui metsikkösadannan huomattavina Cl j a Na + pitoisuuksina erityisesti kevääl lä. Kasvillisuuden lävitse metsämaa han tulevan sadeveden koostumus muuttui edelleen veden imeytyessä maaperään. Maaperässä maaveden ra vi nnepitoisuudet muuttuivat paitsi ka tioni nvaihdon ja adsorption vaikutuk sesta niin myös mineraalien liukene misen ja rapautumisen sekä orgaani sen aineksen mineralisoitumisen myö tä. Maaveden kemia ku vastaakin imey tyvän veden ja fysikaalisten ominai suuksien vuorovaikutusta. Maavesi-osaohjelman toteuttami nen osoittautui hankalaksi, koskausein, etenkin Hietajärven valuma-alueelta, näytettä ei saatu. Maavesinäytteenoton epäonnistuminen saattoi johtua keräin ten asentamisen ongelmista (esim. huono kontakti keräimen ja maa-ai neksen välillä), vuodoista alipainesys teemissä, tai yksinkertaisesti käytetty alipaine oli liian pieni keräintä ympä röivän maaveden irrottamiseen (kesän aikana). Vähäinen maavesinäytteiden lukumäärä vaikeutti aineiston käsitte lyä ja tulosten esittämistä. Myöhem min maaveden näytteenottosysteemiä on pyritty parantamaan. Kirjallisuus Alban, D.H. 1982. Effects of nutrient accumulation by aspen; spruce, and pine on soil properties. Soil Science Society of America Journal 46: 853 861. EDC. 1992. Pilot Programme on In tegrated Monitori ng of Air Pollution Effects on Ecosystems. Evaluation of Integrated Montoring in Terrest rial Reference Areas of Europe and North America, Environment Data Centre, Helsinki. 60 s. EDC. 1993. Manual for Integrated Monitoring. Programme Phase 199 3-1996. Environment Data Cent- 284 Suomen metsien kunto re, National Board of Waters and the Environment, Helsinki, 1993. 114 s. Edmonds, R.L., Thomas, T.B. & Rho des, J.J. 1991. Canopy and soil mo dification of precipitation chemistry in a temperate rain forest. Soil Scien ce Society of America Journal 55: 1685-1693. Ferin-Westerholm, P., Bergström, I. & Mäkelä, K. (toim.). 1992. Tuloksia Suomen Ympäristön Yhdennetystä Seuranta kausilta 1989/90 ja 1990/ 91. Vesi-ja ympäristöhallituksen Mo nistesarja 393, 48 s. . Helmisaari, H-S.& Mälkönen, E. 1989. Acidity and nutrient content of throughfall and soil leachate in three Pinus sylvestris stands. Scandinavi an Journal of Forest Research 4: 13- 28. Hyvärinen, A. 1990. Deposition on forest soils - Effects of tree canopy on throughfall. Julkaisussa: Kauppi, P., Kenttämies, K. & Anttila, P. (toim.). Acidification in Finland. Springer-Verlag, Berlin, s. 199-213. Högberg, P. & Jensdn, P. 1994. Alumi nium and uptake of base cations by tree roots: A critique of the model proposed by Svedrup et al. Water, Air, and Soil Pollution 74: 121-125. Juntto, S. 1991. Ympäristön yhdennet ty seuranta: Laskeuman laatu 1990. Ilmatieteen laitos, Ilmanlaatuosas to, Helsinki. 33 s. Karlsson, V. 1990. Yhdennetty ympä ristön seuranta: Laskeuman laatu 1989. Yhdennetyn ympäristön seu rannan raportti n:o 9. Ilmatieteen laitos, Ilmanlaatuosasto, Helsinki. 17 s. Leinonen, L.& Juntto, S. (toim.). 1992. Ilmanlaatumittauksia - Air Quality Measurements 1991. Ilmanlaatumit tauksia. Ilmatieteen laitos - Finnish Meterological Institute, Helsinki. Lindroos, A-J. 1992. Percolation wa ter quality on the ion-balance moni toring plots of the Lapland Forest Damage Projectinthe 1990 and 1991 growing seasons. University of Lap land, Artie Centre Publications 4: 304-306. Nihlgärd, B. 1970. Precipitation, its chemical composition and effects on soil water in a beech and spruce forest in south Sweden. Oikos 21: 208-217. Novo,A.,Buffoni,A.&Tita,M. 1992. Rain and throughfall chemistry in a Norway spruce forest in the Western Prealps. Environmental Pollution 7s: 199-208. Parker, G.G. 1983. Throughfall and stemflow in the forest nutrient cycle. Advances in Ecological Rese arch 13: 58-133. Starr, M.R. 1985. Variation in the qua lity of tension lysimeter soil water samples from a Finnish forest soil. Soil Science 140: 453^-61. Svedrup, H., Warfvinge, P., & Ros6n, K. 1992. A model for the impact of soil solution Ca:Al ratio, soil mois ture and temperature on tree base cation uptake. Water, Air, and Soil Pollution 61: 365-383. Tarrant, R.F., Lu, K.U., Bollen, W.B. &Chen,C.S. 1968. Nutrient cycling by throughfall and stemflow preci pitation in three coastal Oregon fo rest types. Pacific Northwest Forest & Range Experiment Station, Port land, Oregon. U.S.D.A., Forest Ser vice Research Paper PNW-54. 7 s. Ukonmaanaho, L. 1992. Ympäristön yhdennetty seuranta (YYS): Näyt teiden käsittely ja analyysiohjeet. Kä sikirja. 17 s. Metsäntutkimuslaitos 285 Yhteenveto Eino Mälkönen, Heljä-Sisko Hebnisaari, Eeva-Liisa Jukola-Sulonen, Pekka Niemelä, Hannu Raitio ja Erkki Tomppo Suomessa on monipuolinen metsien elinvoimaisuuden seurantajärjestelmä, joka koostuu metsien terveydentilan tutkimusohjelman valtakunnallisissa hankkeissa määräajoin toistettavista inventointitutkimuksista. Näissä tut kimuksissa käytetään hyväksi syste maattiseen otantaan perustuvaa pysy vää näytealaverkkoa ja sillä tehtävät tutkimukset koskevat maaperän omi naisuuksia, puuston elinvoimaisuutta sekä aluskasvillisuuden lajien ja epi fyyttijäkälien esiintymistä ja runsaus suhteita. Riskialueiksi arvioiduilla alueilla, kuten Kaakkois-Suomessa, maamme länsirannikolla ja Lapissa selvitetään metsien elinvoimaisuuttalaajoissa alu eellisissa tutkimushankkeissa. Metsien elinvoimaisuuteen vaikut tavia tekijöitä ja ilmenneiden metsä vaurioiden syy-yhteyksiä tutkitaan solutasolta ekosysteemitasolle. Tutki mushankkeet ovat poikkeuksetta yh teistutkimuksia koti- tai ulkomaisten tutkijaryhmien kanssa. Maassamme on tehty vuosittain valta kunnallinen metsien elinvoimaisuuden arviointi kansainvälisesti sovituin me netelmin vuodesta 1986 lähtien. Näin muodostuneen aikasarjan perusteella on voitu tarkastella metsien elinvoi maisuudessa ilmennyttä vaihtelua ja metsävaurioiden esiintymisen riippu vuutta paikallisesta, mallilaskelmin arvioidusta kuormituksesta. Puuston yleiskuntoailmentäväharsuuntuminen johtuu Suomessa pääasiassa puuston ikääntymisestä sekä erilaisista, puille epäedullisista ilmasto- ja säätekijöis tä. Paikallisesti, esimerkiksi taajamis sa ja päästölähteiden lähiympäristös sä, ilman epäpuhtaudet voivat ollapää asiallisia syitä puiden harsuuntumi seen. Eteläisessä Suomessa kotimai sista päästöistä lasketun paikallisen rikki- ja typpilaskeuman ja männyn neulaskadon (v. 1993) välillä havait tiin yhteisvaihtelua. Rikin kokonais laskeuma ei kuitenkaan korreloinut männyn eikä kuusen harsuuntumisen kanssa. Valtakunnan metsien inventoinnis sa (VMIB, joka on edennyt läpi maan v. 1985-1994) on kerätty laaja ja edus tava tuhoaineisto. Se antaa monipuo lista tietoa metsiköiden tilaan ja kehi tykseen vaikuttavista tuhoista. Tämän inventoinnin mukaan Etelä-Suomen metsissä oli ajanjaksolla 1986-1992 täydellisiä tuhoja 0,3, vakavia tuhoja 1,9, muita metsikön laatua alentavia tuhoja 11,2 ja lieviä tuhoja 16,7 %:lla metsämaan alasta (11,5 milj. ha). Ha vaituista tuhoista jäi inventoinnissa tunnistamatta 19 %. Yli puolet tunnis tetuista tuhoista oli erilaisia sienitaute ja. Näillä tuhoilla voi olla huomattava vaikutus yksittäisten harsuuntuneiden puiden elinvoimaan. Harsuuntuneissa männyissä korostui bioottisten tuho 286 Suomen metsien kunto jen suuri osuus, harsuuntuneissa kuu sissa vastaavasti tunnistamattomien tuhojen osuus. Epifyyttijäkälät kuvaavat herkästi metsiin kohdistuvaa kuormitusta. Epi fyytijäkälälajisto ja varsinkin naava maisten jäkälien osuus on Etelä-Suo messa alhaisempi kuin Pohjois-Suo messa johtuen ilmeisesti vallitsevasta kuormituksesta. Aluskasvillisuuden lajien kokonaispeittävyydessä, lajisuh teissa ja -määrissä raskasmetallikuor mituksen seurauksena tapahtuvista muutoksista on saatu tuloksia Harja vallan ympäristöstä. Maaperän viljavuuden muutokset ja happamoituminen ilmenevät melko hitaasti, eikä niitä ole tunnistettavissa yhtä nopeasti kuin kasvillisuuden muu toksia. Seurannan pysyviltä näytealoil tamääritetyt maaperätunnukset kuvas tavat kuitenkin metsämaan viljavuu den alueellisia ominaispiirteitä, joten ne parantavat mahdollisuuksia analy soida entistä monipuolisemmin metsi en elinvoimaisuuteen vaikuttavia teki jöitä. Neulasanalyysitutkimuksen mu kaan typen ja fosforin puutos oli varsin yleistä kangasmetsissämme. Hivenra vinteista boorin puutos oli yleisintä. Männyn neulasten typpi-ja rikkipitoi suudet kuvastivat paremmin typpi-ja rikkilaskeuman alueellisia eroja kuin kuusen neulaset. Alueelliset tutkimukset metsien kun nosta osoittavat luontaisten stressite kijöiden suuren merkityksen metsien kunnolle. Metsien elinvoimaisuuteen vaikuttavat hyvin monet eri tekijät (mm. maaperän ravinteisuus, ilmasto ja säätekijät, metsien rakenne sekä il man epäpuhtaudet), joiden yhteisvai kutukset ovat erilaisia maamme eri osissa. Alueellisten hankkeiden ansi osta käsitys metsiemme kunnosta on olennaisesti tarkentunut. Itä-Lapin metsävaurioprojektin tuottamien tulos ten mukaan Suomen Lappi kuuluu Kuolan saastepäästöjen vaikutuspii riin. Selvimmin vaikutus ilmenee Ina rin Lapissa ja Sallan pohjoisosissa. Suomen puolella vaikutukset eivät kuitenkaan ole silmin näkyviä, vaan ne ilmenevät metsäekosysteemin her kimmissä osissa herkimpiä tutkimus menetelmiä käytettäessä. Yhteyttä Kuolan saastepäästöjen ja Suomen Lapissa viime vuosikymmenen lopul la ilmenneiden puustovaurioiden vä lillä ei tutkimuksissa ole todettu. Kaakkois-Suomeapidetäänlähialu eilta kulkeutuvan kuormituksen vuok si yhtenä riskialueena. Männiköiden terveydentila Karjalan kannaksella on yleisesti ottaen heikompi kuin Kaak kois-Suomessa. Tulokset selittynevät usean eri tekijän yhteisvaikutuksista. Venäjän puolella männiköt ovat eri ikäisrakenteisia, tiheitä ja harventa mattomia ja niissä on runsaasti kuole via tai lahoavia puita. Kuolevat puut luovat hyvät edellytykset mm. erilais ten hyönteisten lisääntymiselle. Toi saalta suhteellisen korkea ilman epä puhtauksien laskeuma on saattanut alentaa puiden vastustuskykyä Karja lan kannaksella ja Kaakkois-Suomen eteläosissa. Pohjanlahden rannikko ja Meren kurkun saaristo ovat omaleimaisia alu eita niin maaperän ominaisuuksien, ilmasto-ja sääolojen kuin ihmisen toi minnasta metsille aiheutuneiden rasi tusten osalta. Merenkurkun rannikon ja saariston kuusikoiden heikkoa elin voimaisuutta aiemmin tarkasteltaessa ei ilmeisesti ole kiinnitetty riittävästi huomiota luontaisesti vallitseviin, kuu selle epäedullisiin kasvupaikkatekijöi hin. Sama koskee myös Satakunnan karujen kankaiden männiköitä Useimmat tutkimusohjelman hank keet, joissa selvitetään ilman epäpuh tauksien vaikutuksia metsäekosystee min toimintoihin, ovat vielä aineiston Metsäntutkimuslaitos 287 keruuvaiheessa, joten niissä tulosten tarkastelu on tähän saakka ollut niuk kaa. Altistuskokeiden avulla lisätään tie tämystä eri haittatekijöiden - niin luon taisten kuin ilman epäpuhtauksien - vaikutuksista neulasten solurakentee seen. Vastaavasti neulasten soluraken netta tutkitaan metsiköissä, joissa muil la menetelmillä tutkitaan ekosystee min toimintaa. Tällöin on mahdollista selvittää, miten havaitut rakennemuu tokset vaikuttavat puiden kuntoon ja elintoimintoihin. Ekosysteemitutkimukset ovat tuot taneet merkityksellistä tietoa etenkin raskasmetallien maaperässä aiheutta mien muutosten ja metsävaurioiden välisistä suhteista. Voimakas raskas metallilaskeuma vaikuttaa ekosystee miin erityisesti maaperän kautta vä hentäen maan mikrobistoa ja eläimis töä ja edelleen hajotustoimintaa. Ha jotustoiminnan väheneminen ja ras kasmetallien ylimäärä maassa aiheut taa kasveille ravinnepuutoksia. Ras kasmetallipäästöjen vähentäminen vai kuttaa metsäympäristössä ilmeisesti vasta pitkällä aikaviiveellä, koska ras kasmetallit viipyvät kauan maaperäs sä. Maanparannusaineilla ja hidasliu koisilla lannoitteilla on mahdollista edistää metsäekosysteemien elinvoi maisuutta ja toipumista. Näiden ns. kunnostuslannoitusten tavoitteena on myös vahvistaa puiden kykyä kestää erilaisia tuhoja. Kokeissa käytetyillä ravinnelisäyksillä voitiin lisätä puiden toipumiskykyä ja lannoituksen tuho riskiä lisäävä vaikutus näyttäisi suh teellisen vähäiseltä. Kasveille käyttökelpoinen typpi on useimmiten metsiemme kasvun mini mitekijä, mutta typpilaskeuma voi joh taa pitkällä aikavälillä epätasapainoi seen ravinnetilaan. Typen sitoutumis ta ja mineralisaatiota sääteleviä pro sesseja mitataan erityisesti metsikön uudistamisvaiheessa, jolloinedellytyk set nitraattitypen huuhtoutumiselle ovat suurimmat. Mittausten mukaan typpilisäys muuttaa maan mikrobistoa ja hidastaa hiilen, mutta nopeuttaa ty pen mineralisaatiota. Tutkimusohjelman eri hankkeista saa tavat tulokset lisäävät lähi vuosina huo mattavasti tietämystämme metsävau rioiden ilmenemisestä ja syy-yhteyk sistä meillä vallitsevissa oloissa. Vaik ka ilman epäpuhtauksien kuormitus on viime vuosikymmenen aikana vä hentynyt ilmansuojelutoimenpiteiden ansiosta, päästöjen vähentäminen var sinkin lähialueilla on edelleen välttä mätön tavoite. Etukansi: Mäntymetsää Padasjoella. Kuva: METLA Erkki Oksanen Metsäntutkimuslaitoksen tiedonantoja 527 ISBN 951-40-1 394-8 ISSN 0358-4283 Tätä julkaisua myy METLA, J ulkaisutilaukset Unioninkatu 40 A, 00170 Helsinki Clever Boys Oy 1994