T a l o u s m e t s ä t j a l u o n n o n k i r j o Nuoret luonnonmetsät metsien hoidon ja suojelun mallina Uusia mahdollisuuksia metsäluonnon suojeluun talousmetsissä Jari Kouki Vanhat luonnontilaiset metsät ovat metsien suojelussa erityisen arvokkaita. Viime vuosina on kuitenkin havaittu, että myös nuorissa luonnontilaisissa metsissä on poikkeuksellisen rikas eliölajisto. Nuoret luonnontilaiset metsät ovat lähes tyystin hävinneet Suomesta. Pystytäänkö talousmetsien hoitoa muuttamaan niin, että hakkuut loisivat nuorten luonnonmetsien kaltaisia ympäristöjä myös nuoriin talousmetsiin? Laajamittaiset kokeet, kuten Itä-Suomen yliopiston yli kymmenen vuotta sitten alkanut metsänpolttokoe, ovat tuoneet valaistusta asiaan. Vanhat, luonnontilaiset metsät ovat ensiarvoisen tärkeitä metsien suojelun ja metsien monimuotoisuuden kannalta. Vanhojen metsien asema metsien suojelussa näkyy hyvin myös metsien suojeluohjelmissa: Suomen ensimmäinen metsien suojeluohjelma vuodelta 1992 oli Vanhojen metsien suojelu Etelä-Suomen valtionmailla (Vanhojen metsien suojelutyöryhmä 1992). Metsien suojelu usein mielletäänkin nimenomaan vanhojen metsien suojeluksi. Vanhojen metsien korostaminen on biologisesti perusteltua, koska niiden rakenteelliset ja toiminnalliset piirteet ovat ainutlaatuisia, niiden määrä on huvennut ja niiden lajisto on taantunut voimakkaasti (Raunio ym. 2008; Rassi ym. 2010). Vanhojen metsien yksipuolinen korostaminen on kuitenkin perusteetonta. Myös luonnonmetsien ekologiset piirteet määräytyvät pitkälti metsien sukkessiovaiheen ja metsiä muokkaavien häiriötapahtumien seurauksena. Koska eri-ikäiset ja rakenteeltaan monipuoliset metsät ovat leimallisia myös luonnonmetsissä, on helppo arvata, että metsien lajistolle tärkeitä elinympäristöjä on myös muun ikäisissä metsissä kuin vain vanhoissa metsissä. Metsien suojelun ja metsien monimuotoisuuden turvaamista onkin viime aikoina pyritty kohdistamaan myös nuorten metsien suojeluun. Syy ei ole ainoastaan edellä mainittu metsien luontainen dynamiikka, vaan myös se, että nuorissa metsissä on meidän oloissamme huomattavan suuri monimuotoisuuden turvaamisen mahdollisuus: Vain hyvin pieni osa Suomen metsistä on luonnontilaisen kaltaisia vanhoja metsiä, eikä niitä myöskään kehity nopeasti. Sen sijaan nuoria metsiä syntyy päivittäin, kun vanhoja (talous)metsiä hakataan. Olisiko näissä metsissä aiemmin tunnistamattomia mahdollisuuksia eliölajien suojelemiseksi ja monimuotoisuuden turvaamiseksi? Asian selvittäminen edellyttää luonnonmetsien eri vaiheiden ekologisten piirteiden ja monimuotoisuuden ymmärtämistä. Sen jälkeen voidaan edetä pohtimaan, mitä näistä piirteistä voidaan ja tulisi suojella ja ylläpitää metsissä ja keskeisenä kysymyksenä toteutetaanko nämä toimet ekologisesti ja taloudellisesti parhaiten suojelualueilla vai talousmetsissä. Talousmetsien asema on monimuotoisuuden suojelussa väistämättä hyvin keskeinen, koska niiden osuus on 85 95 % kaikista metsistä. Se, mitä tapahtuu talousmetsissä, vaikuttaa monella tavalla ratkaisevasti metsien eliölajistoon. Tämä kirjoitus luo lyhyen katsauksen metsän varhaissukkession ekologiaan ja merkitykseen metsien suojelussa ja talousmetsien hoidossa sekä esittelee ajankohtaisia tutkimushankkeita. Kirjoitus perustuu ensi sijassa oman tutkimusryhmämme runsaan 15 vuoden aikana tekemiin maastotutkimuksiin ja etenkin metsänpolttokoehankeeseen eikä pyri olemaan kattava katsaus teemaan. Viime aikoina on ilmestynyt muutamia aihetta sivuavia katsausartikkeleita (Kouki ym. 2001; Swanson ym. 2011; Gustafsson ym. 2010; Lindenmayer ym. 2012). Nuorten luonnonmetsien tärkeys avautuu Vanhojen metsien suojeluohjelman valmistelun aikaan vuonna 1992 ei 4 Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk.
Kuva 1 Lieksan Kitsissä paloi kesäkuun alussa vuonna 1992 lähes 150 hehtaaria metsää. Palon jälkeen alue suojeltiin ja jätettiin kehittymään luontaisesti. Kitsin alue tarjoaa ainutlaatuisen näyteikkunan metsien varhaissukkession ekologiaan. Kuva 2 Tavanomaisen talousmetsän varhaisista sukkessiovaiheista puuttuu kuollut järeä puuaines lähes kokonaan. Lisäksi maanmuokkaus saattaa hävittää senkin maassa olevan lahopuun, joka on jäänyt hakkuiden yhteydessä. Varpu Heiskanen Maarit Simila 5
toistot talousmetsä ikäluokat nuorista vanhoihin Metsien käytön vaikutus luonnonmetsä Eri-ikäiset metsät (esimerkiksi 0 200-vuotiaat) vertailtavissa samalla hetkellä Kuva 3 Aikaverrokki- eli kronosekvenssitutkimuksen periaate. Kustakin metsäsukkession vaiheesta etsitään vertailukelpoiset parit, jotka eroavat tutkittavan tekijän (kuvassa metsien käsittelyn) suhteen. Asetelmaa voidaan laajentaa monen tekijän vertailuun sisällyttämällä esimerkiksi metsätyyppi luokittelijaksi. nuoria luonnonmetsiä juuri otettu huomioon. Syy ei ollut ekologinen vaan käytännön sanelema: nuoria luonnonmetsiä ei eteläisessä Suomessa käytännössä enää ollut. Kun metsien polttamiseen perustuva kaskiviljely väistyi 1800-luvun lopulla ja kun palontorjunta sen jälkeen tehostui ja esti myös luontaiset palot, katosivat metsäpalot käytännössä kokonaan. Myös ne pienet metsäalueet, jotka vuosittain paloivat, raivattiin ja muokattiin. Varsinkin 1960-luvulta alkaen toiminta oli niin tehokasta ja kattavaa, ettei tuol- Kuva 4 Metsäpalossa kuollut puusto on arvokasta elinympäristöä sadoille eliölajeille, joista monet ovat uhanalaisia. Kuvassa silmälläpidettäväksi (NT) luokiteltu riekonkääpä (Antrodia albobrunnea) hiiltyneen puun rungolla. Kuva on otettu Patvinsuolla kesällä 1989 poltetussa suosaarekkeessa 12 vuotta palon jälkeen. Jari Kouki 6
ta ajalta ole juuri säilynyt luonnonhäiriön jälkeen syntyneitä ja luontaisesti kehittyneitä metsäalueita, jotka nyt olisivat 30 50-vuotiaita. Kuvaavaa on, että vielä 1990-luvun lopussa julkaistussa Etelä-Suomen metsien suojelutarvetta pohtineessa raportissa (Etelä-Suomen ja Pohjanmaan metsien suojelun tarve -työryhmä 2000) on lueteltu kaikki Etelä-Suomen luonnontilaiset nuoret metsät: yhteensä kahdeksan aluetta, joiden yhteispinta-ala oli noin 200 ha. Sitä paitsi yli ¾ koko tästä pinta-alasta kattoi yksi alue. Suojelualueilla luonnonhäiriöiden jälkeisten nuorten metsien puute ja merkitys alkoi valjeta 1980-luvun lopussa. Koska nuoria luonnonmetsiä ei suojelualueillakaan ollut, yritettiin niitä luoda polttamalla metsiä. Kahtena peräk- Kuolleen puuston määrä (m 3 /ha) 250 200 100 50 luonnonmetsä puoliluonnonmetsä talousmetsä I II III IV V Metsän ikäluokka Kuva 5 Lahopuun määrä metsän sukkession eri vaiheissa. Kuvassa on eroteltu luonnontilaiset, puoliluonnontilaiset ja talousmetsät. Suurin ero lahopuun määrässä on nuorissa metsissä. Kuvan puoliluonnontilaiset metsät on esimerkiksi poimintahakattu, mutta niiden historia ei edusta nykymuotoista, intensiivistä talousmetsien metsänhoitoa. Sukkessioluokat: I = alle 10-vuotias, II = noin 40-vuotias, III = noin 70-vuotias, IV = yli 100-vuotias ja V = yli 150-vuotias metsä. (Uotila ym. 2001; Junninen ym. 2006.) Kuva 6 Lahopuun määrä on luonnonmetsissä suurimmillaan nuorissa sukkessiovaiheissa, joissa metsäpalon tai myrskyn jäljiltä voi olla useita satoja kuutioita kuollutta puustoa hehtaarilla. Petri Martikainen 7
Kuva 7 Jos säästöpuita on riittävän paljon, ne tarjoavat elinmahdollisuuksia monille paahteisilla paikoilla viihtyville eliölajeille. Kuvassa monipistehaapsanen (Saperda perforata), jonka uhanalaisluokkaa pystyttiin lieventämään silmälläpidettävästä (NT) elinvoimaiseksi (LC) vuoden 2010 uhanalaisarvioinnissa. Kovakuoriainen viihtyy haapapuissa, ja se on tavattu myös säästöpuissa. Havaittujen lajien määrä 10 8 6 4 2 sukkessiovaihe I Metsän ikä uhanalaiset silmälläpidettävät (NT) talousmetsä luonnonmetsä talousmetsä luonnonmetsä sukkessiovaiheet II V Kuva 8 Uhanalaisten ja silmälläpidettävien kovakuoriaisten esiintyminen nuorissa ja vanhoissa luonnonmetsissä ja talousmetsissä. Sukkessiovaiheet II V on yhdistetty. Sukkessioluokat kuten kuvassa 5. (Similä ym. 2002.) Petri Martikainen käisenä vuonna poltettiin pieniä alueita Oulangan ja Patvinsuon kansallispuistoissa sekä eräällä kuhmolaisella suojelualueella. Varsinkin Patvinsuon Lahnasuolla vuoden 1989 poltto onnistui hyvin. Nuorten luonnonmetsien ekologiaan päästiin kuitenkin perehtymään aivan uudella tavalla, kun kesällä 1992 Lieksan Kitsissä paloi lähes 150 hehtaaria metsää (kuvat 1 ja 2). Palanut alue oli Metsähallituksen talousmetsää. Metsähallitus teki poikkeuksellisen päätöksen jättää alue raivaamatta. Alue liitettiin valmisteilla olleeseen vanhojen metsien suojeluohjelmaan, jossa se lienee ainoa luontaisen häiriön jälkeen syntynyt suojeltavaksi esitetty kohde. Kitsissä ja sen lähialueilla sekä rajantakaisissa Venäjän metsissä jotka avautuivat tutkijoille Neuvostoliiton hajoamisen jälkeen 1990-luvun alussa on sen jälkeen tehty useita tutkimuksia, joissa on selvitetty luonnonhäiriöiden jälkeisiä nuoria metsiä ja niiden monimuotoisuutta. Tutkimus on laajentunut niin, että se kattaa täydellisiä sukkessiosarjoja nuorista metsistä vanhoihin metsiin eri metsätyypeissä sekä etenkin luonnonmetsien ja talousmetsien vertailuja. Kuvailevasta tutkimuksesta on samalla edetty kokeelliseen. Luonnonmetsien ja talousmetsien vertailua Luonnonmetsien ja talousmetsien vertailun suurin vaikeus on metsien sukkessiokehityksen hitaus. Käytännössä ei juuri ole mahdollista seurata saman metsikön kehitystä koko sen sukkession aikana, koska seurannan aikajänne pitenisi jopa useaan sataan vuoteen. Yksinkertainen ja paljon käytetty menetelmä onkin verrata metsiköitä, jotka tällä hetkellä ovat sukkession eri vaiheissa ja jotka edustavat luonnonmetsiä tai talousmetsiä. Asetelma on esitetty kaavamaisesti kuvassa 3. Näin muodostettuja metsikköaikasarjoja kutsutaan kronosekvenssisarjoiksi (engl. chronosequences). Sopiva suomenkielinen ilmaisu voisi olla aikaverrokkisarja, koska kyse ei ole aidosta tilastollisesta aikasarjasta. 8 Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk.
Menetelmän hankaluutena on, että metsien historia tulisi olla kohtalaisen hyvin tiedossa, jotta voidaan varmistua luonnon- ja talousmetsäkohteiden vertailukelpoisuudesta. Metsien historiasta on mahdollista saada melko paljon taustatietoa esimerkiksi arkistolähteistä tai selvittämällä erikseen vaikkapa metsäpalohistoriaa, mutta tämä on työlästä. Aikaverrokkisarjoja käytettiin paljon etenkin 1990-luvun ja 2000- luvun alun luonnonmetsätutkimuksessa. Niillä on vertailtu mm. puuston ja kasvillisuuden (Uotila ym. 2001, 2002, 2005; Uotila & Kouki 2005), kovakuoriaisten (Similä ym. 2002, 2003) ja kääpien (Junninen ym. 2006) eroja luonnon- ja talousmetsien sukkession eri vaiheissa. Aikaverrokkitutkimukset muuttivat jo tuolloin käsityksiä metsiensuojelusta ja metsien monimuotoisuudesta. Aikaverrokkien päätulokset talousmetsien ja luonnonmetsien eroista voidaan kiteyttää muutamaan havaintoon: luonnonmetsät ja talousmetsät ovat rakenteeltaan erilaisia kaikissa sukkessiokierron vaiheissa, mutta erityisen suuri tämä ero on varhaisissa sukkessiovaiheissa. Luonnon- ja talousmetsien sukkession varhaisvaiheiden ehkä merkittävin ero liittyy kuolleen puun määrään, joten on helppo ennustaa, että myös esimerkiksi lajis- Petri Martikainen Kuva 9 Keltakerroskääpä (Perenniporia tenuis) on luokiteltu äärimmäisen uhanalaiseksi (CR). Se kasvaa myös nuorissa luonnonmetsissä, mutta vain, jos sille sopivaa kasvualustaa järeitä haapapuiden runkoja on tarjolla. Kääpälajin turvaaminen säästöpuiden avulla edellyttäisi melko paljon säästöpuita, jotta sille soveliaan lahopuun jatkumo säilyy. Kuva 10 Metsäpalon seurauksena metsikköön syntyy pienipiirteisesti vaihteleva monipuolisten elinympäristöjen kirjo. Monin paikoin kulo polttaa vain varvikon. Tällöinkin juuret saattavat vaurioitua ja puut kuolla, mutta tyypillisesti lahopuuta tulee vasta useiden vuosien kuluttua. Seppo Rouvinen 9
ton monimuotoisuudessa on suuria eroja ja että ero kohdistuu ennen muuta lahopuussa elävään lajistoon. Lahopuussa elävälle lajistolle luonnonmetsien sukkession varhaisvaiheet ovatkin erittäin monipuolisia elinympäristöjä (kuva 4). Kuvassa 5 on esitetty, miten lahopuun määrä vaihtelee sukkession eri vaiheissa. Kuvan metsät sijaitsevat itärajan tuntumassa, missä talousmetsätkään eivät vielä ole olleet kovin pitkään intensiivisessä käytössä ja mistä löytyy myös puoliluonnontilaisia metsiä. Ero luonnon- ja talousmetsien lahopuun määrässä on silmiinpistävä vanhoissa sukkessiovaiheissa, joita usein korostetaan suojeluarvioissa. Suurin suhteellinen ja absoluuttinen ero on kuitenkin nuorissa metsissä (kuva 6). Nuoret talousmetsät eroavat rakenteeltaan luonnonmetsistä: käytännössä yksi eliöille keskeinen resurssi, kuollut puu, puuttuu näistä metsistä. Luonnonmetsissä taas kuollutta puuta on eniten nimenomaan varhaisissa vaiheissa. Rajun latvapalon tai myrskyn jäljiltä voi eteläsuomalaiseen kuusikkoon muodostua lahopuuta jopa 400 500 m³/ha, mikäli luonnonilmiö Kuva 11 Yksittäiset puut saattavat leimahtaa latvustoa myöten tuleen, mutta jos tuuli ei ole voimakas, palo ei yleensä leviä latvasta toiseen. Näin muodostuu puustorakenteeltaan hyvin monipuolisia metsiä, joiden eliölajisto on omaleimainen. tappaa kerralla kaikki metsikön puut. Aikaverrokkitutkimuksista saatiin nopeasti näyttöä siitä, että monet uhanalaiset lajit viihtyvät luonnonmetsissä varhaisissa sukkessiovaiheissa (kuva 7). Laajojen kenttätutkimusten perusteella osoittautui, että lahopuussa eläville uhanalaisille lajeille nuoret luonnonmetsät saattavat olla jopa otollisempaa ympäristöä kuin vanhat luonnonmetsät (kuva 8). Tämä pätee kuitenkin vain, jos tarkastellaan uhanalaisten lajien kokonaismäärää erityyppisissä metsissä. Koska vanhoissa metsissä on koostumukseltaan erilainen lajisto, eivät nuoret sukkessiovaiheet voi koko lajiston suojelussa korvata vanhoja metsiä; molempia tarvitaan. Sen sijaan oli yllätys, että nuorissa luonnonmetsissä tavataan useita sellaisiakin uhanalaisia lajeja, joiden aiemmin arveltiin olevan sidoksissa ainoastaan vanhoihin metsiin (kuva 9). Useiden uhanalaisten lajien esiintyminen myös luonnonhäiriöiden myötä syntyneissä nuorissa metsissä oli metsien monimuotoisuuden suojelun kannalta erittäin merkittävä uusi havainto. Syy on yksinkertainen: jos monet uhanalaiset lajit pystyvät elämään myös nuorissa metsissä, ei lajien tulevaisuus ole yksinomaan harvojen vanhojen metsien varassa. Havainto avaa siis uusia mahdollisuuksia turvata metsien uhanalaisia lajeja. Aikaverrokkisarjat kertovat kuitenkin vain siitä erosta, joka syntyy metsien talouskäytön seurauksena talousmetsien ja luonnonmetsien välille. Samoin se kertoo, että monet uhanalaiset lajit pystyvät elämään nuorissa luonnonmetsissä tai jopa suosivat niitä elinympäristönään. Mutta miten tämä liittyy lajiston suojeluun talousmetsissä? Palapelistä puuttuukin merkittävä osa: aikaverrokkisarjat eivät kerro, kuinka lähellä luonnonmetsiä nuorten talousmetsien rakenteen tulisi olla, jotta lajit pystyisivät niissä elämään. Ongelma voitaisiin ratkaista aikaverrokkitutkimuksilla, jos käytössä olisi erilaisella intensiteetillä käsiteltyjä talousmetsiä (vrt. kuva 5), mutta yleensä historiatietoja ei voida saada riittävän tarkasti, jotta pienet erot käytön intensiivisyydessä voitaisiin osoittaa. Kuitenkin tiedetään, että pienilläkin metsien käytön intensiivisyyden eroilla voi olla huomattavia vaikutuksia lajien elinmahdollisuuksiin (Junninen ym. 2006). Suoraviivaisin tapa selvittää nuorten (talous)metsien merkitystä eliölajistolle ovat kenttäkokeet, joissa vaihdellaan metsien käytön voimaperäisyyttä ja jäljitellään luonnonhäiriöiden vaikutuksia. Onneksi juuri tällaisten laajamittaisten kokeiden suuntaan voitiin 2000-luvulla edetä aikaverrokkitutkimusten jälkeen. Jari Kouki Laajamittaiset ekologiset kokeet käynnistyvät Nuorten sukkessiovaiheiden kokeellinen tutkiminen näyttää helposti yksinkertaiselta: luodaan sopiva määrä erityyppisiä nuoria metsiä ja seurataan niiden lajistoa ja monimuotoisuutta. Nuorten sukkessiovaiheiden ja eri häiriötekijöiden monipuolisuus on kuitenkin hämmentävää: miten valita niiden joukosta sopivat, ekologisesti perustellut ja tulosten osalta sovellettavimmat? On selvää, että valinta 10 Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk.
kyllä Metsän poltto ei ei hakkuita 50 m 3 /ha 10 m 3 /ha 0 m 3 /ha Säästöpuiden määrä Kuva 12 Metsänpolttotutkimuksen koesuunnitelma. Kokeen tutkimusalueet perustettiin 1999 ja inventoitiin vuonna 2000 (vrt. kuva 16), minkä jälkeen koekäsittelyt toteutettiin talvella 2000 01 (hakkuut) ja 27. 28. 6 2001 (metsien poltto). Kukin koeyksikkö on kooltaan noin 4 ha. Kustakin käsittely-yhdistelmästä on 3 toistoa, joten yhteensä alueita on 24. Ne sijaitsevat noin 20 km 30 km:n alueella Lieksassa. Jari Kouki vaikuttaa ratkaisevasti kokeen merkitykseen esimerkiksi talousmetsien suojelussa tai suojelualueiden ennallistamisessa. Metsiköiden biologiset metsätyyppi- ja kasvupaikkaominaisuudet saattavat vaikuttaa niiden häiriöiden ilmentymiin. Selvästi merkittävimpinä tekijöinä näyttävät kuitenkin olevan häiriön tyyppi ja häiriön voimakkuus. Häiriön tyypeistä tavanomaisia ovat metsäpalot, tuulenkaadot, sieni- ja hyönteisvauriot sekä tulvat. Talousmetsissä vallitseva häiriön tyyppi on metsien hakkuut. Eri häiriötyyppien seurauksena puuston rakenne ja esimerkiksi maaperän ominaisuudet muuttuvat eri tavoin, ja myös häiriön vaikutuksen kestoaika vaihtelee häiriön tyypin mukaan. Häiriön voimakkuus tai intensiteetti on erittäin merkittävä metsän rakennetta muokkaava tekijä. Metsäpalo on tästä hyvä esimerkki, koska metsäpalon voimakkuus voi vaihdella suuresti. Raju latvapalokaan ei yleensä polta kokonaisia puita tuhkaksi. Palo voi olla huomattavasti heikompikin ja rajoittua vähimmillään esimerkiksi vain maanpäälliseen varvikkoon (kuva 10). Heikon ja voimakkaan palotyypin välissä on monenlaisia tilanteita (kuva 11): palo voi tunkeutua vaihtelevaan syvyyteen maaperään ja juuristoon, tai se voi nousta ylöspäin vain joihinkin yksittäisiin puihin. Paitsi palojen välillä myös saman palotapahtuman ja paloalueen sisällä on suurta palon voimakkuuden vaihtelua. Palon voimakkuus ja voimakkuuden vaihtelu ovat hyvin keskeisiä tekijöitä, kun arvioidaan palon ekologisia vaikutuksia. Kuva 13 Kun metsään jätetään hakkuun yhteydessä 50 m³/ha puustoa ja alue poltetaan, saadaan aikaan jo selvästi tavanomaisesta metsien käsittelystä poikkeavia alueita, joilla uhanalaisten lajien elinmahdollisuudet paranevat. Puuston dynamiikka on melko monipuolista, ja lahopuuta muodostuu pitkän ajan kuluessa. Kuvan vasemmassa reunassa näkyy hirvien ja jänisten pääsyn estävä aitaus. Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk. 11
Kuva 14 Metsänpolttotutkimuksen koealueet näkyvät hyvin ilma- ja satelliittikuvissa. Kuvassa oleva alue on poltettu. Säästöpuiden varjot erottuvat tummina, ja paloaluetta kiertää ns. palokuja, jossa kivennäismaa on paljastettu palon leviämisen estämiseksi. Kuvan metsikössä säästöpuita on 50 m³/ha. Kuva vuodelta 2007. Kuva 15 Laajojen kenttäkokeiden kallein vaihe on biologisen seurannan järjestäminen. Monien lajiryhmien ja ekosysteemin rakennepiirteiden osalta mittaustietoa saadaan vasta pitkäjänteisen seurannan myötä. Metsähallitus Petri Martikainen
Kulojen ohella toinen merkittävä varhaisvaiheen luonnonmetsien ja talousmetsien ero on se, kuinka paljon häiriön jälkeen metsään jää biomassaa, etenkin kuollutta runkopuuta. Luonnonmetsissä kaikki runkopuu yleensä jää, ja koko maanpäällisestä biomassasta palaa melko pieni osa, ehkä noin 10 30 %. Talousmetsissä puolestaan lähes kaikki runkopuu korjataan, ja siksi paljaaksi hakattujen metsien rakenne on hyvin erilainen kuin varhaisvaiheen luonnonmetsien. Edellä mainitut kaksi tekijää metsäpalot ja häiriön jälkeen jäävä biomassa näyttävät aikaverrokkitutkimusten perusteella olevan keskeisimmät erot luonnon- ja talousmetsien välillä, joten niiden kokeellinen tutkiminen on ekologisesti perusteltua ja metsien hoidon näkökulmasta kiintoisaa. Lieksan metsänpolttokokeen suunnittelu ja toteutus Vuonna 1999 perustimme Lieksan eteläosiin laajamittaisen ekologisen kenttäkokeen, jonka avulla on selvitetty erityisesti varhaisten sukkessiovaiheiden merkitystä metsäekosysteemin rakenteelle ja monimuotoisuudelle. Koe sijaitsee noin 20 km 30 km:n laajuisella alueella Patvinsuon kansallispuiston ja Ruunaan retkeily- ja luonnonsuojelualueen välisellä seudulla. Kaikki tutkimusalueet ovat Metsähallituksen mailla, osa Patvinsuon kansallispuistossa ja osa Metsähallituksen talousmetsissä. Tutkimuksen koemetsiköitä (koeyksiköitä) on yhteensä 24 kpl, kukin kooltaan noin neljä hehtaaria. Alueellisesti kyse on siis yhdestä laajimmista aidoin, toisistaan riippumattomin toistokäsittelyin toteutetuista ekologisista kenttäkokeista Suomessa. Koeyksiköt on jaettu erilaisiin käsittelyihin, joiden avulla tutkitaan edellä kuvattuja kahta keskeistä nuorten sukkessiovaiheiden rakenteeseen vaikuttavaa tekijää: puuston korjuun voimaperäisyyttä ja metsäpalon esiintymistä (kuva 12). Kyseessä on klassinen ns. kaksisuuntainen faktorikoe, jossa faktoreina ovat hakkuun voimakkuus ja metsäpalo ja jossa faktorit ovat ko Palokoropuut (dendrokronologiset analyysit) Kantojen ja hakkuutähteen mittauspisteet mä Maaperänäytteet joka toisesta kasvillisuusruudusta 100 m Kovakuoriaiset: runkoikkunapyydys (10 kpl/alue) mä = mänty, ku = kuusi, ko = koivu ku ko Elävän puuston mittauspisteet, keskellä olevan säde 12,6 m, kulmissa olevien 9,8 m Kovakuoriaiset: kuoppapyydykset 4 x 5 kpl/alue Hirvien ja jänisten estoaitaukset 20 m x 15 m (kaksiosastoinen) Kuva 16 Koemetsiköiden mittaukset. Mittauskohteet edustavat melko kattavasti eri lajiryhmiä sekä ekosysteemin rakennepiirteitä. Kaikkia kuvaan merkittyjä mittauksia ei ole toistettu säännöllisesti. Mittausalueen keskipiste sijaitsee aina suunnilleen koeyksikön keskustassa. ortogonaaliset. Hakkuun voimakkuuden vaihtelu on toteutettu alueelle hakkuissa jätetyn säästöpuuston avulla, ja tähän tekijään on otettu mukaan neljä astetta: verrokki (ei hakkuita) sekä säästöpuita kolme astetta, 50 m³/ha, 10 m³/ha ja 0 m³/ha (kuva 13). Kokeen tekijöiden valinta perustuu aikaverrokkitutkimuksissa saatuihin tuloksiin monimuotoisuuden kannalta merkittävimmistä tekijöistä. Valittujen tekijöiden käsittelyasteiden valinta on ekologisessa kenttätutkimuksessa kuitenkin aina vaikeaa. Säästöpuuasteet on Lieksan kokeeseen valittu niin, että ne ovat joko ekologisesti tai metsien vallitsevan käytön näkökulmasta mielekkäitä. Verrokkikäsittely on luonnollisesti tarpeen, jotta voidaan arvioida ko ku Kasvillisuusruudut 3 x 5 ruutua, kukin 2 m x 2 m Säästöpuut kuolleisuus käävät jäkälät noin 60 m Kääpäinventointialue (100 m x 100 m) Lahopuun mittausruutu (100 m x 100 m) Maaperäkartta rakenne eliöstö Mikrotopografia Metsätyyppikartoitus Sieniinventointien linjat (ei kääpiä) Taimi-inventoinnit (koko alue, linjoittain) Kovakuoriaiset: vapaasti riippuva ikkunapyydys (10 kpl/alue) Ytimennävertäjien pudottamat kasvaimet (6 linjaa/alue, kukin 150 200 metriä) noin 20 m Puuston uudistuminen (koealan sisäinen asetelma) muokkaus kylvö tukkimiehentäi vuosien välistä vaihtelua, joka aiheutuu esimerkiksi säätekijöistä. Säästöpuuaste 0 m³/ha on kokeessa mukana, koska tämä edustaa pitkään jatkunutta avohakkuiden kautta, jolloin hakkuualalle ei jätetty lainkaan ainespuuta. Aste 10 m³/ha edustaa säästöpuumäärää, jota on usein suositeltu 1990-luvun lopulta alkaen, kun talousmetsien monimuotoisuuteen alettiin kiinnittää enenevästi huomiota. Suositeltavan säästöpuumäärän vaikutuksista ei kuitenkaan ollut tuolloin juuri tietoa, ja edelleenkin etenkin pitkäaikaisvaikutukset ovat huonosti dokumentoituja. Suurin säästöpuumäärä 50 m³/ha edustaa sellaista lahopuun määrää, jota suurempi määrä ei juuri enää lisää lahopuustoa tarvitsevia eliöitä vanhoissa metsissä ja joka näyttää riittävän jo melko vaateliail- Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk. 13
Akseli 2 Akseli 1 ennen käsittelyjä poltettu ei poltettu ei hakkuita 50 m 3 /ha 10 m 3 /ha 0 m 3 /ha Kuva 17 Lahopuissa elävien kovakuoriaisten yhteisön rakenne ennen ja jälkeen koekäsittelyiden (DCA-ordinaatio). Lähellä toisiaan olevat symbolit osoittavat, että yhteisön rakenne (lajimäärä ja lajiston sekä lajien runsaussuhteiden samankaltaisuus) on samankaltainen. Kuva on selitetty tarkemmin tekstissä. Kuva perustuu lyhytaikaiseen vaikutukseen (= yksi vuosi palon jälkeen). Kuvan aineistossa on 18 096 yksilöä ja 255 lajia. (Hyvärinen ym. 2005.) lekin lajeille (Martikainen ym. 2000). On epäselvää, turvaako tämä määrä myös varhaissukkession lajistoa, ja siksi se on hyvin perusteltu myös tällaisessa kokeessa. Metsäpalon osalta kokeessa oli mahdollista toteuttaa vain kaksi käsittelyastetta: joko metsä on poltettu tai ei. Tämä aiheutuu pääasiassa metsäpalon toteuttamisen vaikeudesta ja vaarallisuudestakin. Palointensiteetti vaihtelee kokeessa samoin kuin se vaihtelisi vastaavassa puustorakenteessa luonnonoloissakin, joten lähtökohtaa voi pitää realistisena, vaikkei koesuunnitelma ole ehkä kaikkein optimaalisin tai yleistettävin. Koekäsittelyt ja vaikutusmittaukset on toteutettu siten, että kukin koeyksikkö on mitattu ennen koekäsittelyä ja koekäsittelyn jälkeen mukaan lukien verrokkialueet esimerkiksi säätekijöistä Kuva 18 Metsäpalossa muodostuu etenkin lahopuuston osalta hyvin monipuolisia ympäristöjä. Jos maaperä palaa riittävästi, myös uusia taimia alkaa tulla nopeasti myös täyspuustoisiin palopaikkoihin. Jari Kouki 14
Harvinaisten ja uhanalaisten lajien määrä (lajimäärä/alue) 25 20 15 10 5 poltetussa metsässä noin 4 uhanalaista tai harvinaista lajia enemmän 0 100 150 200 250 300 350 Lajien kokonaismäärä (lajimäärä/alue, pois lukien harvinaiset ja uhanalaiset lajit) Kuva 19 Uhanalaisten ja harvinaisten kovakuoriaislajien määrä poltetuissa ja polttamattomissa metsissä kaksi vuotta palon jälkeen. Koska harvinaisten lajien määrä vaihtelee aineiston kokonaislajimäärän mukaan, on tämä vaikutus analyysissä ensin poistettu. Palon vaikutusta ilmentää poltettujen ja polttamattomien alojen regressiosuorien ero. Palo lisää keskimäärin noin neljä uhanalaista tai harvinaista lajia kullekin alueelle. (Hyvärinen ym. 2006.) Petri Martikainen poltettu ei poltettu aiheutuvan satunnaisvaihtelun erottamiseksi koevaikutuksista. Koealueet perustettiin syksyllä 1999. Alueet valittiin niin, että ne olivat puuston rakenteeltaan mahdollisimman samanlaisia: metsiköt olivat mäntyvaltaisia, valtapuustoltaan noin 150-vuotiaita, ja lisäksi niissä oli alikasvoksena jonkin verran koivuja ja kuusia. Vallitsevaksi metsätyypiksi tavoiteltiin EVT (Empetrum-Vaccinium) - tyyppiä, mutta näin isoilla koealoilla on luonnollista, että koeyksiköiden (metsiköiden) sisällä on pienipiirteistä metsätyypin vaihtelua. Koekäsittelyt toteutettiin mahdollisimman lyhyenä aikana, jotta ajalliset muutokset eivät pääsisi sekoittamaan koekäsittelyiden vaikutuksia. Hakattavat alueet käsiteltiin talvella 2000 01 noin kahden kuukauden aikana. Sitä ennen kesällä 2000 kaikilla alueilla tehtiin kattavat ekosysteemi- ja lajistomittaukset (ks. jäljempänä). Metsien polttaminen oli koejärjestelyn vaikein vaihe. Se tuli tehdä mahdollisimman lyhyen ajan sisällä, jotta poltot sattuisivat etenkin säätekijöiden mutta myös kasvukauden vaiheen osalta samaan tilanteeseen. Poltot toteutettiin kesäkuun lopussa 2001 mittavassa operaatiossa, johon osallistui yli sata henkilöä (kuva 14). Polttojen toteutuksesta vastasivat Metsähallituksen talousmetsistä ja suojelualueista vastaavat tahot, ja lisäksi polttoihin osallistui mm. monia Itä-Suomen yliopiston (silloisen Joensuun yliopiston) metsätieteen ja biologian opiskelijoita. Kaikki poltettavat tutkimusalueet (12 metsikköä 24:stä) onnistuttiin polttamaan kahden peräkkäisen päivän aikana 27. 28. 6. 2001. Lähtötilanne mittavalle ekologiselle kokeelle oli luotu lähes kaksi vuotta hankkeen alun jälkeen! Koekäsittelyiden vaikutuksia voidaan mitata useiden ekologisten muuttujien avulla. Mittareiden valinta on kokeen vaikutusten tulkinnassa ja tulosten soveltamisessa vähintään yhtä ratkaisevaa kuin koerakenteen yksityiskohdat. Tässä kokeessa pyritään selvittämään laajasti vaikutuksia puustorakenteeseen sekä lajistoon, minkä vuoksi on selvitetty useiden lajiryhmien vastetta (kuva 15). Koska käsittelyvaikutus liittyy erityisesti puuston rakenteeseen ja koska puuainekseen sidoksissa olevia eliöitä, saproksyylejä, on erityisen paljon uhanalaisten lajien keskuudessa, on luontevaa keskittyä erityisesti niihin. Keskeisiä saproksyylilajiryhmiä ovat käävät sekä suuri joukko kovakuoriaisia. Näi- Kuva 20 Reunustyppyjäärä (Acmaeops marginata) elää etenkin nuorissa palonjälkeisissä metsissä. Se on luokiteltu silmälläpidettäväksi (NT). Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk. 15
10 60 Lajimäärä 9 8 7 6 5 4 3 poltettu ei poltettu Havaintomäärä 50 40 30 20 2 1 10 0 2003 2005 2011 Vuosi 0 2003 2005 2011 Vuosi Kuva 21 Uhanalaisten (myös NT-lajit) kääpien esiintyminen säästöpuissa vuosina 2003, 2005 ja 2011. Pystyakselille on merkitty kokonaishavainto- ja -lajimäärä. Uhanalainen kääpälajisto monipuolistuu koealueilla selvästi myöhemmin kuin kovakuoriaislajisto. (Mai Suominen, Kaisa Junninen ja Jari Kouki, julkaisematon.) Akseli 2 ennen käsittelyjä poltettu ei poltettu ei hakkuita 50 m 3 /ha 10 m 3 /ha 0 m 3 /ha vuonna 2000 ennen käsittelyjä den lajiryhmien seuranta on sikälikin kiintoisaa, että niiden elinkiertopiirteet ja elinympäristövaatimukset vaihtelevat melko paljon. Kovakuoriaisista on seurattu myös muita ryhmiä kuin saproksyylilajeja, mikä avaa mahdollisuuksia verrata käsittelyjen eroja läheisten taksonomisten ryhmien välillä. Otantakehikko ja tärkeimmät mitatut muuttujat on esitetty kuvassa 16. Eri muuttujien kohdalla mittausjaksot ovat vaihdelleet. Kokeesta kertynyt aineisto on laaja: esimerkiksi kovakuoriaisia kerättiin ja määritettiin kolmen ensimmäisen vuoden 2000 02 aikana yhteensä 153 343 yksilöä, jotka kuuluvat 1 142 lajiin (Hyvärinen ym. 2009). Kokeen tuloksia on esitelty useissa julkaisuissa ja myös väitöskirjoissa. Akseli 1 Kuva 22 Kenttä- ja pohjakerroksen kasvillisuuden yhteisörakenteen muutokset ennen paloa vallinneesta tilanteesta vuoteen 2003 ja edelleen vuoteen 2011. NMDS-ordinaatio; tulkitaan kuten kuva 17. Samaa koekäsittelyä edustavat metsiköt on yhdistetty (NMDS-arvojen keskiarvot). (Samuel Johnson, Joachim Strengbom, Jari Kouki ym., julkaisematon.) 2003 2011 Polttotutkimuksen kymmenen ensimmäisen vuoden tuloksia Laajan kokeen päätulokset ensimmäisen vuosikymmenen ajalta voidaan kiteyttää seuraavasti: 1) Luonnontilaiset, hakkaamattomat, häiriön jälkeiset (nuoret) sukkessiovaiheet ovat lajistollisesti hyvin rikkaita. 2) Metsäpalolla on erittäin merkittävä vaikutus sekä uhanalaisten lajien esiintymiseen että yhteisörakenteeseen yleisemminkin. 3) Lajiryhmien välillä on merkittäviä eroja siinä, miten ne reagoivat metsäpaloihin ja säästöpuiden määrään. 4) Metsäpalojen ja säästöpuiden yhdistämisellä saadaan aikaan pitkäkestoisia vaikutuksia, jotka edesauttavat uhanalaisen lajiston säilymistä talousmetsissä. 5) Suojelualueilla tulen käyttö on erittäin tehokas ja nopea keino metsien luontaisen rakenteen ennallistamisessa. Yksityiskohdissa koe on osoittanut lukuisia jännittäviä ilmiöitä, jotka liittyvät etenkin tulen merkitykseen. Esittelen seuraavassa joitain tutkimushankkeen tuloksia. Julkaisemattomien tietojen osalta tiedot ovat alustavia. Lahopuuta tarvitsevat kovakuoriaiset reagoivat hyvin voimakkaasti kaikkiin koekäsittelyihin. Kuvassa 17 on esitetty yhteisöra- 16 Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk.
kenne tutkimusmetsiköissä ennen koekäsittelyitä ja niiden jälkeen. Tilanne kuvaa lyhytaikaista, nopeaa vaikutusta, jonka hakkuu tai metsäpalo lajistossa aiheuttaa. Kaikki koekäsittelyt muuttivat yhteisörakennetta, mutta etenkin palon esiintyminen oli ratkaisevaa. Käsittelyiden jälkeen metsiköt jakautuivat kolmeen uuteen ryhmään: hakatut, hakatut ja poltetut sekä hakkaamattomat poltetut. Verrokkimetsien kovakuoriaislajisto ei juuri poikennut ennen koekäsittelyjä valinneesta, mikä olikin odotettavaa. Tuloksen mukaan hakkuu muuttaa aina kovakuoriaislajistoa. Jos alue hakkuun lisäksi poltetaan, muuttuu lajisto edelleen erilaiseksi. Kolmanneksi voidaan todeta, että aito luonnonhäiriö, jossa metsä palaa mutta sitä ei hakata, on eliölajistoltaan hyvin omaleimainen metsäelinympäristö (kuva 18). Tarkempi tarkastelu osoittaa kuitenkin, että hakattujen metsien polttamisesta on aina hyötyä uhanalaiselle kovakuoriaislajistolle. Kuvasta 19 nähdään, että kaksi vuotta palon jälkeen on poltetuilla alueilla keskimäärin neljä uhanalaista tai harvinaista lajia enemmän kuin polttamattomilla. Eroa voi pitää hyvin merkittävänä, koska yleensä uhanalaisia ja harvinaisia lajeja tavataan yksittäin (kuva 20). Myös kääpälajeihin palolla sekä myös säästöpuustolla on suuri vaikutus, mutta niissä vaikutus näkyy huomattavasti hitaammin kuin kovakuoriaisissa. Kuvassa 21 on esitetty, miten uhanalaisten (kaikki punaisen kirjan lajit) kääpien lajimäärä muuttuu säästöpuukohteissa (10 m³/ha ja 50 m³/ha, luokat yhdistetty) vuodesta 2003 vuoteen 2011. Kuvassa on vain säästöpuissa havaitut lajit. Tulos osoittaa, että uhanalaisten kääpien ilmaantuminen tutkimusalueille kestää hyvin pitkään. Vasta runsaan kymmenen vuoden kuluttua säästöpuiden merkitys kääpälajien esiintymispaikkoina tulee ilmeiseksi. Syy on biologisesti ymmärrettävissä: säästöpuut ovat aluksi pystyssä ja vain osa niistä kuolee palossa. Poltetuilla alueilla välitön kuolleisuus on nopeampaa, mutta Kuva 23 Poltettujen metsien kenttä- ja pohjakerroksen kasvillisuus säilyy omaleimaisena ainakin vielä kymmenen vuotta palon jälkeen, kun sitä verrataan polttamattomiin metsiin. Myös huomattava osa säästöpuista on pystyssä vielä tässä vaiheessa. Jari Kouki 17
65 63 61 Uhanalaisten lajien määrä (lajimäärä/alue) RUOTSI 12 10 8 6 4 2 0 Länsi-Suomi SUOMI Alue VENÄJÄ 100 km Itä-Suomi Kuva 24 Uhanalaisten kovakuoriaislajien ilmaantuminen poltettuihin metsiin eri puolilla Suomea. Metsiköt olivat ennen polttoa rakenteeltaan samanlaisia. Itä-Suomessa uhanalaisia lajeja havaitaan huomattavasti enemmän kuin Länsi-Suomessa, mikä heijastanee metsien käytön erilaista historiaa: idässä on vielä säilynyt lähdealueita, joilta lajit voivat asuttaa sopivat uudet elinympäristöt, mutta Länsi-Suomessa vastaavia lähdealueita ei ole. (Kouki ym. 2012.) hiljalleen puut alkavat kuolla ja kaatua kaikkialla. Vasta kun puut ovat kaatuneet maahan, ne alkavat tarjota otollisempaa kasvualustaa lahottajasienille. Tämän seurauksena myös kääpien määrä kasvaa. Huomionarvoista on, että metsän polttaminen lisää selvästi myös uhanalaisten kääpälajien tiheyttä noin kymmenen vuotta palon jälkeen. Putkilokasveissa ja sammalissa on harvoja sellaisia uhanalaisia lajeja, jotka voisivat kasvaa tämän tutkimuksen alueilla. Kasvilajiston muutokset kertovat kuitenkin ekosysteemin olennaisista biologisista piirteistä ja ovat todennäköisesti kytköksissä myös metsän toiminnallisiin ominaisuuksiin. Kuvassa 22 on esitetty kenttä- ja pohjakerroksen kasvillisuuden yhteisörakenteen muutokset ennen koekäsittelyitä vallinneesta tilanteesta vuonna 2000 vuoteen 2003 ja edelleen vuoteen 2011. Kymmenessä vuodessa verrokkimetsiköidenkin kasvillisuus ehtii muuttua lievästi, mutta hakkuiden ja metsäpalon vaikutus on ylivoimainen. Jännittävä ilmiö on, että hakkaamattomat poltetut metsät alkavat muistuttaa polttamattomien hakkuualueiden metsiä. Selitys saattaa olla se, että poltetuissa täysipuustoisissa metsissä, joissa on paljon palon voimakkuuden pienialaista vaihtelua, ja polttamattomilla hakkuualoilla kasvillisuus vahingoittuu lievemmin kuin poltetuilla hakkuualoilla. Poltetuilla hakkuualoilla hakkuutähteiden suuri määrä lisäsi palon voimakkuutta (kuva 23). Nuoret luonnonmetsät ja metsätuhot? Metsäpaloilla ja säästöpuilla on edellisten esimerkkien perusteella erittäin merkittäviä vaikutuksia metsien monimuotoisuuden turvaamisessa. Usein on kuitenkin esitetty, että kuolleen tai kuolevan biomassan jättäminen metsään saattaisi aiheuttaa samalla metsätuhojen yleistymistä, jos jäävä biomassa olisi sopivaa resurssia tuholaislajeille. Polttokokeessa on seurattu myös näitä pelättyjä vaikutuksia. Tutkimusalueen kaltaisissa mäntymetsiköissä merkittävimpiä mahdollisia tuholaisia voisivat olla ytimennävertäjät sekä tukkimiehentäit. Ytimennävertäjät vaivaavat etenkin varttuneita puita, joissa ne kovertavat vuosikasvainten sisäosia ja aiheuttavat kasvutappioita. Tukkimiehentäit puolestaan kaluavat taimia, aiheuttavat vaurioita ja lisäävät taimien kuolleisuutta. Tutkimusalueilla on havaittu molempia kovakuoriaisia. Tulokset ovat kuitenkin selviä: pelättyjä tuhovaikutuksia ole havaittu tavanomaista enempää. Ytimennävertäjien esiintyminen rajoittuu hakkuualueille, joilla niiden tiheys ei poikkea siitä, mitä yleensä havaitaan hakkuiden yhteydessä (Martikainen ym. 2006). Säästöpuut tai tuli eivät siis lisää ytimennävertäjien aiheuttamaa metsävauriovaaraa. Poltto lisäsi jonkin verran tukkimiehentäiden runsautta ja taimille aiheuttamia vaurioita, mutta ero oli pieni (Pitkänen ym. 2005). Erikoinen oli havainto, että kun säästöpuita oli paljon, taimet kokivat vähemmän vaurioita. Syy on epäselvä, mutta on mahdollista, että alueelle jätetyt aikuiset puut tarjoavat vaihtoehtoisen ravintokohteen tukkimiehentäille, mikä puolestaan vähentää taimiin kohdistuvaa syöntiä. Lopuksi Lieksassa yli kymmenen vuotta käynnissä ollut ekologinen metsänpolttokoe osoittaa, kuinka tärkeää on myös biologisessa tutkimuksessa pystyä luomaan ja ylläpitämään sellaisia koejärjestelyjä, joissa koeyksiköt ovat ekologisesti ja tulosten sovellusten näkökulmasta riittävän suuria. Metsänpolttokokeessa yksittäisen koealueen koko määräytyi pitkälti sen perusteella, mikä on tavanomainen avohakkuualan koko Suomessa. Vaikka valinta ei näin ollen ole pelkästään ekologisesti perusteltu, on hyödyllistä, mikäli koe voidaan toteuttaa mittakaavassa, jossa sen tuloksia sovelletaan. Onnistuessaan tällaiset kokeet tarjoavat pitkäkestoisen infrastruktuurin ekologiselle kenttätutkimukselle. Tällaisen infrastruktuurin ylläpito ja varsinkin lajiston seuranta vaativat voimavaroja. Laaja-alainen koekin on aina sidottu tiettyyn alueeseen, eikä kokeen yleistettävyys ole itsestään selvää. Muun muassa metsien käytön historia on hyvin erilainen Suomen eri osissa, ja niinpä metsäluonnon muutokset ovat ajoittuneet eri aikoihin. Alueellisilla eroilla voi olla vaikutusta siihen, kuinka helposti esimerkiksi uhanalaiset lajit voivat metsiin palata, jos niille uudestaan syntyy sopivaa elinympäristöä. Tätä onkin selvitetty toisessa laajamittaisessa kokeessa, jossa uhanalaisen kovakuoriaislajiston palautumista keinotekoisesti poltettuihin metsiin seurattiin eri puolilla Suomea (Kouki ym. 2012). 18 Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk.
Kokeessa poltettiin rakenteeltaan samanlaisia metsiä. Sen jälkeen seurattiin, palautuvatko saproksyylit ja pyrofiilit (paloeliöt) alueille. Tulos oli selvä: lajiston palautuminen on nopeinta maan itäosissa (kuva 24). Syy lienee se, että näillä alueilla metsien käyttö voimistui myöhemmin ja alueella on säilynyt metsälaikkuja, joista lajit voivat edelleen levittäytyä uusiin, sopiviin elinympäristöihin. Länsi-Suomessa jatkumo on katkennut jo liian kauan sitten. Tulos vahvistaa, että sama monimuotoisuutta turvaava toimenpide ei ole yhtä tehokas kaikkialla. Suojelutoimia tulisikin miettiä laajojen alueellisten tekijöiden mukaisesti niin, että suojeluun kohdistuneet varat todennäköisimmin auttavat uhanalaista lajistoa. Vaikka esimerkiksi tulen vaikutus on hieman erilainen eri seuduilla, kaikkialla se on ollut lajiston kannalta myönteinen. Tulokset osoittavat, että nuorten sukkessiovaiheiden merkitys metsäeliöstön suojelussa on huomattavan suuri. Säästöpuiden riittävä määrä ja tulen hallittu käyttö talousmetsissä on yksi tehokkaimmista keinoista vaikuttaa talousmetsien lajiston monimuotoisuuteen. Säästöpuiden merkitys on ymmärretty myös kansainvälisesti, ja säästöpuiden avulla voidaan todennäköisesti merkittävästi vähentää avohakkuun haitallista vaikutusta metsien monimuotoisuuteen (Gustafsson ym. 2012; Lindenmayer ym. 2012). Edellytyksenä on, että säästöpuiden määrä on riittävä. Esimerkiksi Suomessa ja Ruotsissa säästöpuiden määrä jää yleensä valitettavan pieneksi ekologiseen tavoitteeseen nähden (Gustafsson ym. 2012). Suomessa erikoisuutena on myös se, että säästöpuiden jättämistä ei edellytetä lakisääteisesti ei myöskään uudessa, valmisteilla olevassa metsälaissa. Tässä suhteessa tilanteemme poikkeaa esimerkiksi Ruotsista ja Norjasta, joissa säästöpuita on aina jätettävä hakkuualueille nuorten talousmetsien rakenteiden parantamiseksi. Kiitokset: Käsikirjoitusta kommentoivat MMM Osmo Heikkala, MMM Aino Hämäläinen, MMT, suojelubiologi Kaisa Junninen ja MMM Mai Suominen, mistä heille kiitokset. Kirjallisuus Etelä-Suomen ja Pohjanmaan metsien suojelun tarve -työryhmä 2000: Metsien suojelun tarve Etelä-Suomessa ja Pohjanmaalla. Etelä-Suomen ja Pohjanmaan metsien suojelun tarve - työryhmän mietintö. Suomen ympäristö 437. 38 s. Ympäristöministeriö. Helsinki. ISBN 951-37-3309-2. Gustafsson, L., Kouki, J. & Sverdrup-Thygeson, A. 2010: Tree retention as a conservation measure in clear-cut forests of northern Europe: a review of ecological consequences. Scand. J. Forest Res. 25: 295 308. Gustafsson, L., Baker, S. C., Bauhus, J., Beese, W. J., Brodie, A., Kouki, J., Lindenmayer, D. B., Lohmus, A., Pastur, G. M., Messier, C., Neyland, M., Palik, B., Sverdrup-Thygeson, A., Volney, W. J. A., Wayne, A. & Franklin, J. F. 2012: Retention forestry to maintain multifunctional forests: a world perspective. Bio- Science 62: 633 645. Hyvärinen, E., Kouki, J., Martikainen, P. & Lappalainen, H. 2005: Short-term effects of controlled burning and green-tree retention on beetle (Coleoptera) assemblages in managed boreal forests. Forest Ecol. Management 212: 315 332. Hyvärinen, E., Kouki, J. & Martikainen, P. 2006: Fire and green-tree retention in conservation of red-listed and rare deadwood-dependent beetles in Finnish boreal forests. Conservation Biol. 20: 1711 1719. Hyvärinen, E., Kouki, J. & Martikainen, P. 2009: Prescribed fires and retention trees help to conserve beetle diversity in managed boreal forests despite their transient negative effects on some beetle groups. Insect Conservation Diversity 2: 93 105. Junninen, K., Similä, M., Kouki, J. & Kotiranta, H. 2006: Assemblages of wood-inhabiting fungi along the gradients of succession and naturalness in boreal pinedominated forests in Fennoscandia. Ecography 29: 75 83. Kouki, J., Hyvärinen, E., Lappalainen, H., Martikainen, P. & Similä, M. 2012: Landscape context affects the success of habitat restoration: large-scale colonization patterns of saproxylic and fire-associated species in boreal forests. Diversity and Distributions 18: 348 355. Kouki, J., Löfman, S., Martikainen, P., Rouvinen, S. & Uotila, A. 2001: Forest fragmentation in Fennoscandia: Linking habitat requirements of wood-associated threatened species to landscape and habitat changes. Scand. J. Forest Res. Suppl. 3: 27 37. Lindenmayer, D. B., Franklin, J. F., Lõhmus, A., Baker, S. C., Bauhus, J., Beese, W., Brodie, A., Kiehl, B., Kouki, J., Pastur, G. M., Messier, C., Neyland, M., Palik, B., Sverdrup-Thygeson, A., Volney, J., Wayne, A. & Gustafsson, L. 2012: A major shift to the retention approach for forestry can help resolve some global forest sustainability issues. Conservation Lett. 5: 421 431. Martikainen, P., Kouki, J., Heikkala, O., Hyvärinen, E. & Lappalainen, H. 2006: Effects of green tree retention and prescribed burning on the crown damage caused by the pine shoot beetles (Tomicus spp.) in pine-dominated timber harvest areas. J. Appl. Entomol. 130: 37 44. Martikainen, P., Siitonen, J., Punttila, P., Kaila, L. & Rauh, J. 2000: Species richness of Coleoptera in mature managed and oldgrowth boreal forests in southern Finland. Biol. Conservation 94: 199 209. Pitkänen, A., Törmänen, K., Kouki, J., Järvinen, E. & Viiri, H. 2005: Effects of green tree retention, prescribed burning and soil treatment on pine weevil (Hylobius abietis and Hylobius pinastri) damage to planted Scots pine seedlings. Agric. Forest Entomol. 7: 319 331. Rassi, P., Hyvärinen, E., Juslén, A. & Mannerkoski, I. (toim.). 2010: Suomen lajien uhanalaisuus. Punainen kirja 2010. 685 s. Ympäristöministeriö & Suomen ympäristökeskus. Helsinki. ISBN 978-952-11-3805-8. Raunio, A., Schulman, A. & Kontula, T. (toim.). 2008: Suomen luontotyyppien uhanalaisuus 1. Tulokset ja arvioinnin perusteet. Suomen ympäristö 2008 (8). 264 s. Suomen ympäristökeskus, Helsinki. ISBN 978-952-11-3027-4. Similä, M., Kouki, J., Martikainen, P. & Uotila, A. 2002: Conservation of beetles in boreal pine forests: the effects of forest age and naturalness on species assemblages. Biol. Conservation 106: 19 27. Similä, M., Kouki, J. & Martikainen, P. 2003: Saproxylic beetles in managed and seminatural Scots pine forests: quality of dead wood matters. Forest Ecol. Management 174: 365 381. Swanson, M. E., Franklin, J. F., Beschta, R. L., Crisafulli, C. M., DellaSala, D. A., Hutto, R. L., Lindenmayer, D. B. & Swanson, F. J. 2011: The forgotten stage of forest succession: early-successional ecosystems on forest sites. Frontiers Ecol. Envir. 9: 117 125. Uotila, A., Hotanen, J. P. & Kouki, J. 2005: Succession of understory vegetation in managed and seminatural Scots pine forests in eastern Finland and Russian Karelia. Canad. J. Forest Res. 35: 1422 1441. Uotila, A. & Kouki, J. 2005: Understorey vegetation in spruce-dominated forests in eastern Finland and Russian Karelia: successional patterns after anthropogenic and natural disturbances. Forest Ecol. Management 215: 113 137. Uotila, A., Kouki, J., Kontkanen, H. & Pulkkinen, P. 2002: Assessing the naturalness of boreal forests in eastern Fennoscandia. Forest Ecol. Management 161: 257 277. Uotila, A., Maltamo, M., Uuttera, J. & Isomäki, A. 2001: Stand structure in seminatural and managed forests in eastern Finland and Russian Karelia. Ecol. Bull. 49: 149 158. Vanhojen metsien suojelutyöryhmä 1992: Vanhojen metsien suojelu valtion mailla Etelä-Suomessa. Vanhojen metsien suojelutyöryhmän osamietintö. Työryhmän mietintö 1992 (70). 60 s. + liitekartat. Ympäristöministeriö. Helsinki. ISBN 951-47-5198-1. Kirjoittaja Jari Kouki, Itä-Suomen yliopisto, metsätieteiden osasto, PL 111 (Yliopistokatu 7), 80101 JOENSUU; jari.kouki@uef.fi Jari Kouki on vuodesta 1996 ollut metsäekologian professori Itä-Suomen yliopiston (ent. Joensuun yliopiston) metsätieteiden osastossa. Koukin tutkimusryhmä keskittyy boreaalisten metsien monimuotoisuuden ja sen turvaamisen tutkimukseen. Tutkimuksista löytyy lisätietoa osoitteesta <http:// wanda.uef.fi/~jkouki/>. Samasta osoitteesta löytyy lisätietoa myös metsänpolttotutkimuksesta. Luonnon Tutkija 1 2 2013 117. vsk. 19