1 Johdanto

Viime vuosina kiinnostus metsänlannoitukseen on kasvanut lähes 30 vuoden hiljaisemman kauden jälkeen. Käytännön metsänlannoitustoiminta alkoi Suomessa 1960-luvun puolivälissä ja saavutti huippunsa 1975, jolloin lannoitettiin lähes 250 000 hehtaaria metsää (Kukkola ja Nöjd 2000). Metsiä lannoitettiin 1960-luvulta 1980-luvun loppupuolelle yhteensä 3,2 milj. hehtaaria (n. 15 % metsämaan pinta-alasta), josta noin puolet oli kangasmaita ja puolet turvemaita (Saarsalmi ja Mälkönen 2001). Lannoitusala pieneni 1980-luvulla, ja 1990-luvun alkupuolen lamavuosina se oli enää muutamia tuhansia hehtaareja. Kukkola ja Nöjd (2000) arvioivat kangasmaiden lannoituksen lisänneen puuston kasvua yhteensä 16,2 milj. kuutiometriä vuosina 1950–1998, valtaosa jakson viimeisimmän 35 vuoden aikana. Vuosina 1976–1978 lannoituksin tuotetun kasvunlisäyksen arvioitiin olleen noin miljoona kuutiometriä vuosittain (Kukkola ja Nöjd 2000).

Kangasmailla käyttökelpoinen typpi rajoittaa puuston kasvua (Hedwall ym. 2014; Högberg ym. 2017). Typpilannoitus parantaa siten puuston kasvua lannoitteista eniten (Saarsalmi ja Mälkönen 2001), ja valtaosa kangasmaiden lannoituksilla saadusta kasvunlisäyksestä lieneekin typpilannoituksen ansiota. Tavallisissa metsän typpilannoitteissa typpi on ollut nopeasti vapautuvassa, nopealiukoisessa muodossa, ammonium- ja nitraattityppenä tai ureana, joka hydrolysoituessaan myös vapauttaa typen nopeasti ammoniumtyppenä.

Suuri kerta-annos nopealiukoista typpilannoitetta nostaa nopeasti maanesteen typpipitoisuutta. Tämä ei vastaa metsäpuiden ravinteidenoton pääperiaatetta, jonka mukaan ravinteiden pitoisuus maanesteessä ei ole ratkaisevaa vaan niiden jatkuva saanti pienistäkin pitoisuuksista (Högberg ym. 2017). Niinpä puusto ottaa vain pienen osan lisätystä typestä: joissain arvioissa vajaa 10 % lisätystä typestä on puustossa ja valtaosa on aluskasvillisuudessa ja humuskerroksessa (Sponseller ym. 2017). Typpirajoitteiset metsämaat pidättävät lisättyä typpeä hyvin. Silti äkillinen korkea liukoisen typen pitoisuus maassa lisää riskiä typen huuhtoutumiselle vesistöihin varsinkin lannoitettaessa laaja alue kerralla ja valunnan ollessa suuri. Typpilannoituksen on osassa kohteista todettu kiihdyttävän nitrifikaatiota ja nitraattitypen pitoisuuksia maassa (Martikainen ym. 1989; Smolander ym. 1995). Nitrifikaatio ei ole toivottavaa, koska siinä maahan muodostuva nitraattityppi – lannoitteen nitraattitypen lisäksi – huuhtoutuu helposti ja nitrifikaation sivutuotteena muodostuu voimakasta kasvihuonekaasua, dityppioksidia (N₂O). Lisäksi toinenkin mikrobiologinen prosessi, denitrifikaatio, poistaa nitraattityppeä ilmakehään kaasumaisena typpenä (NO, N₂O, N₂). Metsäekosysteemistä huuhtoutumalla tai kaasumaisina päästöinä karannut typpi on pysyvästi poissa puuston typen saannista.

Lannoituksen toistaminen pienillä kerta-annoksilla ja siten metsäpuiden ravinteidenoton kannalta edullisesti ei ole mahdollista käytännön metsätaloudessa. Sopivin metsän typpilannoite on lannoite, joka vapauttaa typpeä maassa hitaasti, mutta tällaisia lannoitteita on markkinoilla laajamittaisempaan käyttöön saatavissa vain vähän. Typen kontrolloitu vapautuminen lannoitteesta voi perustua nopealiukoisen typpiyhdisteen vapautumista estävään kuoreen, typpiyhdisteen hidasliukoisuuteen tai siihen, että vapautuakseen lannoite on hajotettava kemiallisesti tai biologisesti (Hayatsu 2014). Yleisesti ottaen hitaasti ravinteita vapauttavan lannoitteen etuja verrattuna nopealiukoisiin (Alexander ja Helm 1990) ovat: 1) Kasvin typen otto on tehokkaampaa, 2) Se johtaa pienempiin häviöihin huuhtoumalla tai kaasumaisina päästöinä, 3) Ravinteita on kasvien saatavilla koko kasvukauden ajan, 3) Sillä on hyvä hyötysuhde 4) Levittämiskustannukset ovat pienemmät, koska tarvitaan vähemmän lannoituskertoja, 5) Se ei aiheuta pintakasvillisuuden polttovaikutusta.

2 Ureaformaldehydi – hitaasti typpeä vapauttava lannoite

Ureaformaldehydi eli formaldehydin ja urean muodostama polymeeri esiteltiin ensimmäisenä synteettisenä hidasliukoisena typpilannoitteena. Du Pont Company markkinoi sitä jo vuonna 1939 liuoksena ja 1940-luvulla tehtiin kiinteä kondensoitumistuote, ureaform (Hays 1980). Ureaformaldehydilannoite syntetisoidaan katalyytin läsnä ollessa ureasta ja formaldehydistä erilaissa lämpötiloissa, ja se voi sisältää komponentteinaan lyhytketjuisesta metyleenidiureasta aina tetrametyleenipentaureaan riippuen synteesiolosuhteista ja urean ja formaldehydin moolisuhteesta kaavan 1 mukaisesti:

Laaja kirjo erilaisia maamikrobeja kykenee hajottamaan ureaformaldehydiä (Alexander ja Helm 1990; Jahns ym. 1999). Mikrobien tuottamien ureaasientsyymin ja hydrolyyttisten entsyymien avulla typpi vapautuu ureaformaldehydistä maassa pikkuhiljaa ammoniumtyppenä. Ureaformaldehydipolymeerissä ei ole vapaata formaldehydiä eikä sitä myöskään vapaudu maaperään yhdisteen mineralisaatiossa. Ureaformaldehydilannoite voi sisältää lyhyt- ja pitkäketjuisia metyleeniureapolymeereja, ja typen vapautuminen ureaformaldehydistä riippuu hitaammin hajotettavien pitkäketjuisten polymeerien osuudesta (Hayatsu 2014). Kuumaan veteen liukenematon pitkäketjuinen metyleeniurea eli ureaformaldehydi hajoaa maassa huomattavasti hitaammin kuin urea tai lyhytketjuinen metyleeniurea, ei aiheuta ammoniumpitoisuuden äkillistä nousua eikä nitraattia juuri muodostu päinvastoin kuin noilla kahdella muulla yhdisteellä (Jahns ym. 1999). Polymerisaation aste riippuu esim. urean ja formaldehydin moolisuhteesta ollen yli yhden lannoitteissa ja alle yhden joissakin muissa käyttötarkoituksissa kuten muoveissa ja liimoissa (Alexander ja Helm 1990; Jahns ym. 1999). Synteesiä muokkaamalla saadaan siis halutunlainen lannoite ja teoreettisesti ajatellen metsän lannoitteena sekoitus erilaisia ketjupituuksia painottuen pitkäketjuisiin lienee paras.

Ureaformaldehydiä on käytetty maailmalla pääasiassa nurmi-, vihannes- ja kasvihuoneviljelyssä (Jahns ym. 1999), mutta joitakin julkaisuja myös metsälannoitteena on olemassa; ”controlled-release ureaform” (tuotenimi Nitroform Blue-chip) lisäsi enemmän ja kauemmin vaihtuvan typen pitoisuuksia ja typen nettomineralisaatiota männikön (Pinus taeda L.) maassa kuin urea (Elliot ja Fox 2006). Ureaformaldehydilannoitteen hajoamiseen ja typen vapautumiseen siitä vaikuttavat samat tekijät kuin orgaanisen aineksen hajoamiseen maaperässä yleensäkin, tärkeimpinä lämpötila, kosteus ja pH. Ureaformaldehydilannoitteen raekoolla on merkitystä, mutta typpi vapautuu hitaasti jopa jauhemaisesta ureaformaldehydistä (Alexander ja Helm 1990).

Kemira Oy perusti 1970-luvulla kenttäkokeita Suomeen vertaillakseen hidasliukoisia ja nopealiukoisia typpi-, fosfori- ja kaliumlannoitteita (Martikainen 1994; Päivinen 1994). Typpilannoituksen osalta kokeissa verrattiin ureaformaldehydiä (amerikkalainen lannoite tuotenimellä Nitroform) nopealiukoisiin ureaan ja ammoniumnitraattiin (oulunsalpietari, mukana pieniä määriä kalsiumia ja magnesiumia). Kokeita perustettiin kangas- ja turvemaille, kuusikoihin ja männiköihin. Kestävyys- ja ympäristönäkökohtia tutkittiin suomalaisten yliopistojen ja tutkimusorganisaatioiden voimin Lannoituksen vaikutus metsäekosysteemiin (LAVAME) -hankkeessa. Tuloksia julkaistiin vertaisarvioiduissa tieteellisissä artikkeleissa ja Jyväskylän yliopiston raporttisarjan yksi numero omistettiin LAVAME-tuloksille (Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38, 1994). Puuston kasvun osalta mittauksia tehtiin aina vuoteen 1995 asti. Puustotuloksista osa on esitelty em. LAVAME-raportissa ja Kemiran raporteissa. Lannoitustoiminnan rajusti vähentyessä 1990-luvulla LAVAME-hankkeen tulokset saivat Suomessa vähän huomiota.

Kangasmetsien typpilannoitusta pidetään tehokkaana keinona lisätä hiilen sitoutumista metsiin (Sponseller ym. 2016; Hedwall ym. 2014; Högberg ym. 2017). Kehitettäessä uusia hidasliukoisia typpilannoitteita kestää vuosia tai vuosikymmeniä saada selville niiden pitkäaikaisvaikutukset metsäekosysteemiin. Tämän katsauksen tavoitteena on koota tietoa siitä, miten typpeä hitaasti vapauttava ureaformaldehydi vaikuttaa toisaalta puuston kasvuun ja toisaalta metsäekosysteemin muihin komponentteihin ja ympäristöön. Tämä toteutetaan analysoimalla 1970-luvulla perustettujen kenttäkokeiden puustomittauksia ja tarkastelemalla julkaistuja tutkimuksia painottaen erityisesti ekologista kestävyyttä. Ureaformaldehydin vaikutuksia verrataan viime vuosikymmenten yleisimmin käytettyjen typpilannoitteiden eli nopealiukoisten ammoniumnitraatin (oulunsalpietari, nykyisin suomensalpietari) ja urean vaikutuksiin.

3 Lannoituskokeet ja tutkimukset

Kemira Oy:n ja LAVAME-projektin perustamilla lannoituskokeilla vertailtiin useita erityyppisiä lannoitteita ja niiden yhdistelmiä (Martikainen 1994). Tässä käsitellään seuraavia lannoitteita: ureaformaldehydi (Nitroform, Hercules), ammoniumnitraatti (oulunsalpietari sisältäen 4 % kalsiumia ja 2,2 % magnesiumia, Kemira) ja urea (Kemira). Osalla urealannoituskäsittelyistä oli lannoitus uusittu Metsän NP-lannoitteella (Kemira), jossa oli mukana fosforia; typpiannosta 156 kg/ha vastaava fosforiannos oli 19 kg/ha (Päivinen 1994).

Puuston kasvun tarkastelu perustuu yhteensä 12 kenttäkokeeseen viidellä paikkakunnalla: Pudasjärvellä, Kestilässä, Saarijärvellä, Sumiaisissa ja Tammelassa (Kuva 1). Kemira perusti kokeet 1970-luvulla, ja puustotiedot on mitattu viimeksi 1990-luvulla (Taulukko 1). Kokeet 2 ja 6 Kestilässä on perustettu latinalaisen neliön muotoisina. Perustamisvaiheessa Kestilän kokeissa oli neljä käsittelyä (KO = lannoittamaton kontrolli, UF = ureaformaldehydi, U = urea ja CaAN = oulunsalpietari), joista kaikista oli neljä toistoa. Toistoruutujen pinta-ala oli 400 m², ja ruutuja erotti 10 m levyinen vaippa. Kokeella 6 osa toistoista oli hylätty uudelleenmittauksen yhteydessä (Taulukko 1). Syynä oli ilmeisesti soistuneisuus, jonka takia kokeen reunoilla on myös sen perustamisen jälkeen tehdyn ojituksen vaikutusta. Pudasjärven, Tammelan, Sumiaisten ja Saarijärven kokeilla käsittelyt ja toistot on arvottu kartalle rajatuille ruuduille, joiden pinta-ala oli 1600 m² (40 m × 40 m). Osalla kokeista oli maatutkimuksia varten rajattu myös pieniä, 100 m² ja 25 m² ruutuja. Ne eivät sisälly taulukon 1 toistoihin.

Kuva 1. Kokeiden sijainti.

Tässä tarkastelussa mukana ovat sellaiset kangasmaiden mänty- tai kuusivaltaisten metsiköiden kokeet, joista oli mittaustietoa yli kymmenen vuoden ajalta ja joissa oli toistoja käsittelyistä. Käsittelyistä verrattiin ureaformaldehydi- oulunsalpietari- ja urealannoituksia sekä lannoittamatonta kontrollia. Sumiaisten, Tammelan ja Saarijärven kokeilla lannoitus oulunsalpietarilla oli toistettu mittausjakson puolivälissä ja urealannoituskäsittelyt oli uusintalannoitettu NP-lannoitteella (Taulukko 1). Kokeet olivat hiekka- tai hietamoreenimailla paitsi Pudasjärven koe 617, jonka maalaji oli lajittunut hieno hiekka (Kestilän kokeista ei tietoa). Humuskerroksen pH oli 3,8–4,3 ja kivennäismaan pH 4,6–5,1 kokeesta riippuen (Kestilän kokeiden kivennäismaan pH:sta ei tietoa).

Päivinen (1994) on kuvannut puustotietojen mittauksen ja koealojen vuotuisten keskikasvujen laskennan. Kokeiden kasvupaikkatyypit, puuston tilavuus, keskipituus ja keski-ikä on esitetty taulukossa 2. Vain Kestilän kokeelta 2 on olemassa tietoja puustosta käsittelytasolla ennen lannoitusta. Muista kokeista ei siis tiedetä, oliko puustoissa eroja kokeen sisällä ennen käsittelyä. Kokeilta on kuitenkin olemassa laskettu tilavuuskasvu myös 1–4 vuodelle ennen lannoitusta (jakson pituus vaihtelee eri kokeilla). Ne on esitetty taulukossa 3. Tämän tarkastelun perusteella ureaformaldehydi (UF) -käsittelyt ovat sattuneet Etelä-Suomessa kaikissa kokeissa keskimäärin huonompiin kohtiin (alhaisempi keskikasvu ennen käsittelyä) kuin oulunsalpietari- ja ureakäsittelyt, ja useimmilla kokeilla ja keskimäärin myös huonompiin kohtiin kuin käsittelemätön kontrolli. Suurin kokeen sisäinen vaihtelu on Sumiaisten kokeella 308, jossa ureaformaldehydikäsittelyn keskikasvu ennen lannoitusta oli 5,1 m³/ha/v ja kontrollin 8,4 m³/ha/v. Samalla kokeella myös oulunsalpietari-käsittelyt poikkesivat selvästi kontrollista ja kasvu oli 5,7 m³/ha/v. Kestilän ja Pudasjärven kokeilla erot käsittelyjen tilavuuskasvuissa olivat pieniä ja erojen suunta vaihteli eri kokeilla.

Kestävyysnäkökohtien tarkastelu perustuu vertaisarvioituihin tieteellisiin julkaisuihin (Martikainen 1984, 1985a; Martikainen ym. 1989; Aarnio ja Martikainen 1995; Sen 1990; Aarnio ym. 1996; Insam ja Palojärvi 1995) ja osaksi niihin pohjautuviin väitöskirjoihin (Martikainen 1986; Aarnio 1996). Lisäksi tarkastelu perustuu LAVAME-raportin (Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38, 1994) sisältämiin artikkeleihin, joihin jatkossa viitataan kuhunkin erikseen. Pääosa raportin tuloksista perustuu samoilla kokeilla tehtyihin tutkimuksiin kuin puustotulokset. Lisäksi osa tuloksista on Tammelan CT-männikön kokeen 103 viereen perustetuista pienruutukokeista (koealakoko 10 m × 10 m) ja osa muista koesarjaan kuuluvista kokeista.

4 Ureaformaldehydin vaikutus puuston kasvuun

Keskimääräinen tilavuuskasvu (m³/ha/v) lannoituksesta kuluneen ajan funktiona on esitetty kuvassa 2 ja tilavuuskasvun erotus kontrollista lannoituskäsittelyissä kuvassa 3. Oulunsalpietari ja urea antoivat noin 7 vuotta kestävän kasvusykäyksen, joka toistui uusintalannoituksen jälkeen (Tammelan, Sumiaisten ja Saarijärven kokeet). Kasvuvasteen muoto ureaformaldehydilannoituksen jälkeen oli erilainen alkaen hitaammin mutta kestäen kauemmin.

Kuva 2. Keskimääräiset tilavuuskasvut (m³/ha/v) yksittäisillä kokeilla (ohuet viivat) sekä Etelä- ja Pohjois-Suomen kokeilla keskimäärin (paksut viivat). Alueelliset keskiarvot on laskettu niiden kokeiden keskiarvona, joista Etelä-Suomessa oli havaintoja vähintään 15 kasvukaudelta ja Pohjois-Suomessa männyllä 19 kasvukaudelta lannoituksen jälkeen. Aika käsittelystä kasvukausina: Lannoitusta seuraava kasvukausi = 1 ja lannoitusta edeltävä kasvukausi = 0. Käsittelyjen CaAN+CaAN ja U+NP uusintalannoituksen ajankohta sinisellä pystyviivalla.

Kuva 3. Käsittelyjen tilavuuskasvujen erotukset kontrollista (m³/ha/v) keskimäärin yksittäisillä kokeilla (ohuet viivat) sekä Etelä- ja Pohjois-Suomen kokeilla keskimäärin (paksut viivat). Alueelliset keskiarvot on laskettu niiden kokeiden keskiarvona, joista Etelä-Suomessa oli havaintoja vähintään 15 kasvukaudelta ja Pohjois-Suomessa männyllä 19 kasvukaudelta lannoituksen jälkeen. Aika käsittelystä kasvukausina: Lannoitusta seuraava kasvukausi = 1 ja lannoitusta edeltävä kasvukausi = 0. Etelä-Suomessa käsittelyjen CaAN+CaAN ja U+NP uusintalannoituksen ajankohta sinisellä pystyviivalla. Koe 308, jolla erot kasvussa ennen käsittelyä olivat suuria, on merkitty nuolilla.

Lannoituskäsittelyjen ja kontrollin erotuksen kumulatiivinen summa (Kuva 4, Taulukko 4) kuvaa lannoituksen aiheuttamaa puuston tilavuuden (m³/ha) lisäystä lannoituksesta kuluneen ajan funktiona. Koska käsittelyjen välillä oli eroja tilavuuskasvussa ennen lannoitusta (Taulukko 3), kunkin lannoituskäsittelyn tilavuuskasvuihin on kuvassa 4 lisätty kontrollikäsittelyn ja lannoituskäsittelyn erotus ennen lannoitusta (Taulukko 3). Pudasjärvellä ja Kestilässä, joissa oli tehty vain yksi lannoituskäsittely, ureaformaldehydillä lannoitettujen mäntyvaltaisten koealojen puuston tilavuuden kokonaislisäys ylittää oulunsalpietarilla ja urealla saadun tilavuuden nousun noin 12 vuoden kuluttua lannoituksesta. Etelä-Suomen mäntyvaltaisilla kokeilla (Tammela ja Sumiainen) saatiin ureaformaldehydilannoituksella 15 vuodessa 29 m³/ha tilavuuden lisäys verrattuna kontrolliin. Se on 17 % alkupuuston tilavuudesta. Pohjois-Suomen kokeilla (Kestilän ja Pudasjärven kokeet 616 ja 617) vastaava lisäys oli 15 m³/ha eli noin 19 % alkupuuston tilavuudesta. Kuusivaltaisissa metsissä ureaformaldehydilannoituksen vaikutus puuston kasvuun oli samansuuntainen kuin männiköissä (Kuva 4). Lannoituksen vaikutus puuston tilavuuden kasvuun on kuusella kuitenkin hieman pienempi kuin männyllä. Tammelan ja Sumiaisten kuusikokeilla saatiin ureaformaldehydilannoituksella 15 vuodessa 25 m³/ha (14 %) enemmän puuta kuin kontrollikäsittelyssä. Pudasjärvellä lannoitettu kuusikko oli iältään jo 120-vuotiasta ja sitä seurattiin vain 12 vuotta. Tällä lyhyellä seurantajaksolla ureaformaldehydikäsittelyn vaikutus oli samansuuntainen kuin Etelä-Suomessa.

Kuva 4. Käsittelyjen ja kontrollin vuotuisten tilavuuskasvujen erotuksen kumulatiivinen summa (m³/ha) yksittäisillä kokeilla (ohuet viivat) sekä Etelä- ja Pohjois-Suomen kokeilla keskimäärin (paksut viivat). Kaikkiin käsittelyjen tilavuuskasvuihin on lisätty kontrollin ja käsittelyn vuotuisen keskikasvun erotus ennen lannoitusta (Taulukko 3). Alueelliset keskiarvot on laskettu niiden kokeiden keskiarvona, joista Etelä-Suomessa oli havaintoja vähintään 15 kasvukaudelta ja Pohjois-Suomessa 19 kasvukaudelta lannoituksen jälkeen. Aika käsittelystä kasvukausina: Lannoitusta seuraava kasvukausi = 1 ja lannoitusta edeltävä kasvukausi = 0. Etelä-Suomessa käsittelyjen CaAN+CaAN ja U+NP uusintalannoituksen ajankohta sinisellä pystyviivalla. Koe 308, jolla erot kasvussa ennen käsittelyä olivat suuria, on merkitty nuolilla.

Kaiken kaikkiaan puuston mittaustulokset osoittivat, että ureaformaldehydi sai aikaan huomattavan pitkäaikaisen kasvunlisäyksen verrattuna nopealiukoiseen oulunsalpietariin ja ureaan, joiden vaikutus kesti noin 7 vuotta. Nopealiukoisella lannoitteella saadaan kasvu lisääntymään nopeasti, mutta se palautuu ennalleen 7–10 vuodessa (Saarsalmi ja Mälkönen 2001). Puuston kasvun kannalta ureaformaldehydilannoitteen etuna on se, ettei tarvita useita lannoituskertoja, kun tavoitellaan pitkäaikaista, jopa yli 15 vuoden kasvunlisäystä.

Typpilannoituksen aiheuttamat nopeat muutokset vuosilustojen leveyksissä saattavat huonontaa sahatavaran laatua (Macdonald ja Hubert 2002). Ureaformaldehydillä asiaa ei ole tietääksemme tutkittu, mutta hitaasti typpeä vapauttavana lannoitteena se ei aiheuttane yhtäkkistä vuosilustojen paksunemista ja ylläpitää siten todennäköisesti parempaa puun laatua kuin nopealiukoinen typpilannoite.

5 Ureaformaldehydin vaikutus maahan ja ympäristöön

Päätuloksia ureaformaldehydilannoituksen vaikutuksista maahan ja ympäristöön on koottu taulukkoon 5. Useassa tutkimuksessa tarkasteltiin samassa koeasetelmassa typpilannoitteiden kanssa hidas- ja nopealiukoisia P- ja K-lannoitteita, joten tähän kootut tulokset ja johtopäätökset eivät aina perustu asianmukaiseen tilastolliseen vertailtavuuteen, mutta ovat kuitenkin suuntaa antavia.

Sekä ammoniumtypen pitoisuus että typen nettomineralisaationopeus, joka kuvastaa helposti mineralisoitavissa olevan typen määrää, oli korkein ureaformaldehydikäsittelyjen humuskerroksessa 2–3, 7 ja 14 vuoden kuluttua lannoituksesta (Taulukko 5; Martikainen 1984; Martikainen ym. 1989). Vertailukohteena olivat lannoittamaton kontrolli sekä urea- ja oulunsalpietarikäsittelyt. Lyhytaikaisessa 3 kk:n tutkimuksessa, jossa maata lannoitettiin ureaformaldehydi-ureaseoksilla (ureaformaldehydi/urea 100, 80, 50, 25 ja 0), havaittiin, että ammoniumtypen määrä maassa oli sitä pienempi, mitä enemmän ureaformaldehydiä oli suhteessa ureaan (Aarnio ja Martikainen 1995).

Nämä tutkimukset osoittivat, että ureaformaldehydi kiihdyttää typen nettomineralisaatiota pitkäaikaisesti, mikä viittaa typen hitaaseen vapautumiseen lannoitteesta tai mineralisoitavissa olevasta maan typestä. Yhdysvalloissa männyllä (Pinus taeda L.) tehdyssä lyhytaikaisessa tutkimuksessa maan mineraalitypen pitoisuudet pysyivät korkeina ureaformaldehydillä lannoitetussa maassa koko 5 kk tutkimuksen ajan, kun taas urealannoitus aiheutti pitoisuuspiikin vain alussa (Elliot ja Fox 2006). Suomessa tehdyissä tutkimuksissa typen mineralisaatiota kiihdyttävä vaikutus oli havaittavissa vielä 14 vuoden kuluttua lannoituksesta; tämän pitempiaikaisia tutkimuksia ei ole tietääksemme olemassa. Lämpötila- ja muut ympäristötekijät vaikuttavat siihen, miten maamikrobit vapauttavat typpeä ureaformaldehydistä. Typen vapautumisnopeus ureaformaldehydistä riippuu kuitenkin suuresti sen kondensaatioasteesta (ketjupituudesta). Tavoitteen mukainen urean ja formaldehydin synteesi korostuu, kun halutaan säädellä typen vapautumisnopeutta lannoitteesta.

Maan happamuus ja ammoniumtypen pitoisuus säätelevät nitrifikaatiota. Boreaalisissa happamissa metsämaissa alhaisen typpilaskeuman alueella nettonitrifikaatiota ei useimmiten tapahdu, ja nitraattitypen pitoisuudet ovatkin olemattomia (esim. Smolander ym. 2000). Nopealiukoisen typpilannoitteen on todettu aloittavan nettonitrifikaation tai kiihdyttävän sitä ja näin lisäävän nitraattitypen pitoisuuksia osassa metsämaita (Martikainen 1984), joissakin maissa kuitenkin vasta kun pH:ta on kohotettu kalkitsemalla (Smolander ym. 1995; Priha ym. 1995; Martikainen 1985b). Ureaformaldehydi ei kiihdyttänyt nettonitrifikaatiota millään kokeella toisin kuin urea (Taulukko 5; Martikainen 1984; Martikainen ym. 1989). Ureaformaldehydi ei myöskään lisännyt nitrifikaatioon kykenevien bakteerien lukumäärää (Martikainen 1985a). Urean hydrolyysissä vapautuu ammoniakkia, joka reagoidessaan maan vetyionien kanssa vähentää maan happamuutta, mikä puolestaan saattaa edistää nitrifikaation alkamista. Ureaformaldehydi-ureaseoskokeessa humuskerroksen pH nousi, kun seoksessa oli ureaa vähintään puolet (Aarnio ja Martikainen 1995). Pitemmällä tähtäimellä eli 2, 7 ja 14 vuoden kuluttua urea-, oulunsalpietari- ja ureaformaldehydilannoituksesta humuskerroksen pH-arvon muutos riippui kenttäkokeesta ja oli aina lievä, enimmillään 0,3 pH-yksikköä (Martikainen 1984; Martikainen ym. 1989). Yleisesti ottaenkin pitkäaikaistutkimukset osoittavat, etteivät toistuvatkaan typpilannoitukset muuta metsämaan happamuustasoa merkittävästi (Saarsalmi ja Mälkönen 2001).

Vaikka ureaformaldehydi siis kiihdytti typen nettomineralisaatiota maassa huomattavasti pidemmän aikaa kuin nopealiukoiset typpilannoitteet, se ei lisännyt riskiä nitrifikaatiolle. Yhtenä syynä lienee ollut ammoniumtypen pitoisuuden pysyminen koko ajan kohtuullisena. Lyhytaikaisessa 3 kk:n tutkimuksessa, jossa maata lannoitettiin ureaformaldehydi-ureaseoksilla, nitrifikaatiobakteereiden lukumäärä oli pienin ureaformaldehydi/urea-suhteen ollessa korkein (Aarnio ja Martikainen 1995). Kyse ei ollut nitrifikaatiobakteereihin kohdistuvasta myrkkyvaikutuksesta, sillä maan pH:n kohotuksen ja nitrifioivien mikrobien lisäyksen jälkeen (pieni lisäys nitrifioivaa metsämaata ureaformaldehydillä lannoitettuun maahan) nitrifikaation todettiin alkavan (Martikainen 1986).

Hitaasti muuttuva maan kokonaistyppipitoisuus oli korkeampi ja hiilityppisuhde matalampi ureaformaldehydillä lannoitetuissa maissa kuin nopealiukoisilla typpilannoitteilla lannoitetuissa 7 tai 14 vuoden kuluttua lannoituksesta (Taulukko 5; Martikainen ym. 1989). Laboratoriokokeessa osoitettiin ¹⁵N-isotooppileimauksen avulla, että metsämaahan lisätyn urean typpi oli maassa hyvin nopeasti lisäyksen jälkeen vaihtuvana mineraalityppenä, mutta ureaformaldehydin typpi oli pääosin maaperän orgaanisessa typpivarastossa, todennäköisesti sen helposti mineralisoituvassa ositteessa (Aarnio ym. 1996). Ioninvaihtohartseilla tehdyt maastotutkimukset viittasivat siihen, ettei ureaformaldehydin sisältämä typpi huuhtoudu, toisin kuin urean typpi (Aarnio ja Martikainen 1995). Heikkoa huuhtoutumisalttiutta vahvistivat maapylväillä tehdyt laboratoriokokeet, joissa maksimoitiin typen huuhtoutumisriski monin eri tavoin: ureaformaldehydiä saaneesta maasta huuhtoutui typpeä hyvin vähän, kun taas typen huuhtoutuminen oli voimakasta nopealiukoisilla lannoitteilla (Insam ja Palojärvi 1995).

Edellä kuvatut erilaiset koejärjestelyt osoittivat, ettei ureaformaldehydin typpi lähde helposti liikkeelle vaan jää maahan. Yhdenmukaisesti näiden tulosten kanssa on osoitettu, etteivät huomattavan suuretkaan lannoitusmäärät ureaformaldehydillä (typpeä jopa 900 kg/ha) aiheuttaneet merkittävää typen huuhtoumista nurmikkomaista (Alexander ja Helm 1990). Ureaformaldehydin ja urean välinen ero näkyy typpirikkaissa vähemmän happamissakin maissa, joissa nettonitrifikaatio on vilkasta ilman typpilisääkin. Nardi ym. (2018) vertasivat urean ja ureaformaldehydin typen huuhtoutumista tällaisissa maatalousmaista (orgaanisen aineen pitoisuus 10–34 %, C/N-suhde 9,7–18,3, pH 5,2–7,4), ja 90 päivän intensiivisessä huuhtoutumiskokeessa laboratoriossa urean typestä huuhtoutui maasta riippuen 89–100 % ja käytetyn ureaformaldehydin typestä 46–73 %. Näin otollisia olosuhteita nitraatin muodostumiselle ja huuhtoutumiselle ei juuri ole metsämaissamme. Kaiken kaikkiaan nopealiukoiset typpilannoitteet siis lisäävät riskiä typen häviöille, joka saattaa realisoitua kasvupaikkatekijöistä, sääoloista ja vuodenajasta riippuen. Ureaformaldehydin kohdalla tutkimustulokset puhuvat sen puolesta, että metsämaissamme riski ei lisäänny.

Yksittäisissä tutkimuksissa Suomessa selvitettiin lisäksi, miten ureaformaldehydi vaikuttaa maan yleiseen mikrobiaktiivisuuteen ja hajotustoimintaan, sieni- ja bakteerimääriin, mykorritsasienten infektiokykyyn ja itiöemien muodostukseen (Taulukko 5). Selluloosaliuskojen hajotus maastossa, maanäytteiden hiilidioksidin tuotto, viljeltävien bakteerien lukumäärä ja sienirihmaston pituus olivat ureaformaldehydikäsittelyssä samansuuruisia tai suurempia verrattuna lannoittamattomaan kontrolliin eri aikoina lannoituksen jälkeen tehdyissä tutkimuksissa (esim. 3 kk ja 7 v) (Martikainen ym. 1994, 1989). Ureaformaldehydi ei siis näytä hidastavan maan luontaista hajotustoimintaa ja orgaanisen aineen hajotusta, mikä usein on tilanne nopealiukoisen typpilannoituksen pitkäaikaisvaikutuksena.

Nopealiukoinen typpilannoitus lisää metsämaan hiilivarastoa, koska se sekä lisää kariketuotantoa että hidastaa maan orgaanisen aineen hajotusta (Martikainen 1996; Smolander ym. 1994; Högberg ym. 2017). Typpilannoitusta onkin ehdotettu metsien hiilensidonnan lisäämiskeinoksi (Prescott 2010; Hedwall ym. 2014). Maan stabiili hiili koostuu nykykäsityksen mukaan enimmäkseen mikrobien hajotustoiminnassa prosessoimasta hiilestä ja mikrobijätteistä (esim. Liang ym. 2017). Ureaformaldehydin vaikutusta maan hiilivarastoon, sen syvyysjakaumaan ja pysyvämmän hiilen määrään ei tiedetä toistaiseksi.

Taimikokeessa havaittiin, ettei ureaformaldehydi suurinakaan määrinä heikentänyt mykorritsasienten kykyä infektoida männyn taimia (Sen 1990). Ohenojan (1994) mukaan kenttäkokeissa mykorritsasienilajit vähensivät yleensä itiöemien tuottamista 4–5 vuoden kuluttua oulunsalpietarilla lannoittamisesta, mutta ureaformaldehydillä ei ollut tätä vähentävää vaikutusta.

Kasvillisuustarkasteluissa merkittävin ero ureaformaldehydin ja nopealiukoisten typpilannoitteiden välillä oli se, ettei ureaformaldehydi vähentänyt pohjakasvillisuuden peittävyyttä. Se ei tuhonnut sammalpeitettä toisin kuin urea ja ammoniumnitraatti (Sipola 1994a, 1994b; Raatikainen ja Niemelä 1994). Lisäksi ureaformaldehydi lisäsi lievemmin heinien ja ruohojen biomassaa kuin muut typpilannoitteet (Sipola 1994a, 1994b). Tämä viittaa siihen, ettei ureaformaldehydi aiheuttaisi niin suurta kilpailua typestä puuston ja aluskasvillisuuden välillä kuin nopealiukoiset lannoitteet.

Ureaformaldehydin lisäksi on olemassa muitakin urean ja erilaisten aldehydien kondensaatiotuotteita: isobutyyrialdehydin kanssa isobutylideenidiurea ja asetaldehydin kanssa krotonylideenidiurea (Nardi ym. 2018). Tietääksemme tutkimusnäyttö niiden lannoitusvaikutuksista on vielä vähäistä.

6 Johtopäätöksiä

Kaiken kaikkiaan tutkimustulokset olivat ureaformaldehydin osalta lupaavia verrattuna nopealiukoisiin typpilannoitteisiin. Ureaformaldehydi antaa pitkäaikaisen kasvuvaikutuksen lisäämättä riskiä maaperä- tai ympäristöhaitoille. Jos tavoitellaan pitkäaikaista (jopa yli 15 vuoden) kasvunlisäystä, lannoituskertoja ei tarvita useita. Toisaalta tilanteessa, jossa puuta halutaan nopeasti enemmän, nopealiukoisella lannoitteella saadaan kasvu lisääntymään jo alle 10 vuoden kuluessa lannoituksesta. Merkittävin tulos ympäristön kannalta oli, ettei ureaformaldehydi lisännyt riskiä typen häviöille, vaan typpi pysyi täysmääräisenä maassa vapautuen hitaasti hajotustoiminnan tuloksena tyydyttämään puuston typen tarvetta.

Ureaformaldehydilannoitteen vaikutuksesta on olemassa huomattavan monipuolista pitkän ajan tietoa. Se antaa tälle typpilannoitteelle merkittävän edun verrattuna uusiin tai kehitteillä oleviin hidasliukoisiin typpilannoitteisiin, joilla tulosten saaminen pitkäaikaisvaikutuksista kestää vuosia tai vuosikymmeniä. Tulokset varsinkin huuhtoutumisalttiuden osalta ovat vakuuttavia. Tutkimustoiminnan puutteena on kuitenkin se, että osa tutkimuksista rajoittuu karuihin kasvupaikkoihin. Samoin ureaformaldehydin synteesiin täytyy kiinnittää huomiota, jotta tuote saadaan halutunlaiseksi kondensaatiotuotteeksi typen vapautumisen suhteen. Digitaali-, säätö- ja mittaustekniikan kehityksen ansiosta synteesin ohjaaminen on kuitenkin helpompaa kuin aiemmin. Jatkotutkimustarpeita ovat myös lannoitelajien elinkaaren ja taloudellisen kannattavuuden vertailut. Mikäli metsien laajamittaisempaa lannoitusta typellä harkitaan, olemassa olevan tutkimustiedon mukaan hitaasti typpeä vapauttavassa ureaformaldehydissä on monia etuja verrattuna nopealiukoisiin typpilannoitteisiin.

Kiitokset

Kiitämme metsätalousinsinööri Lauri Päivistä pitkäaikaisten puuston mittaustulosten luovuttamisesta käyttöömme, MMM Päivi Sorosta avusta aineiston järjestelyssä ja FT Veikko Kitusta synteesikemian asiantuntemuksesta.

Kirjallisuus

Aarnio T. (1996). Mineralization of carbon and nitrogen in forest soil treated with fast- and slow-release fertilizers. PhD thesis, University of Helsinki. ISBN 952-90-7668-1. 48 s.

Aarnio T., Martikainen P.J. (1995). Mineralization of C and N and nitrification in Scots pine forest soil treated with nitrogen fertilizers containing different proportions of urea and its slow-releasing derivative, ureaformaldehyde. Soil Biology and Biochemistry 27(10): 1325–1331. https://doi.org/10.1016/0038-0717(95)00066-N.

Aarnio T., McCullough K., Trofymow J.A. (1996). Fate of urea and ureaformaldehyde nitrogen in a one-year laboratory incubation with Douglas-fir forest floor. Soil Biology and Biochemistry 28(10–11): 1407–1415. https://doi.org/10.1016/S0038-0717(96)00148-4.

Alexander A., Helm H.-U. (1990). Ureaform as a slow release fertilizer: a review. Journal of Plant Nutrition and Soil Science 153(4): 249–255. https://doi.org/10.1002/jpln.19901530410.

Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38. (1994). Effects of fertilization on forest ecosystem. 218 s.

Elliot J.R., Fox T.R. (2006). Effects of a controlled release fertilizer on the nitrogen dynamics of mid-rotation loblolly pine plantation in the Piedmont, Virginia. Teoksessa: Connor K. (toim.). Proceedings of the 13^th biennial southern silvicultural research conference. General Technical Report SRS-92. U.S. Departments of Agriculture, Forest Service, Southern Research Station, Asheville, NC. 640 s.

Hayatsu M. (2014). A novel function of controlled-release nitrogen fertilizers. Microbes and Environments 29(2): 121–122. https://doi.org/10.1264/jsme2.ME2902rh.

Hays J.T. (1980). Ureaform: first synthetic slow release fertilizer. Weeds, Trees & Turf 6/1980: 42–43.

Hedwall P.-O., Gong P., Ingerslev M., Bergh J. (2014). Fertilization in northern forests – biological, economic and environmental constraints and possibilities. Scandinavian Journal of Forest Research 29(4): 301–311. https://doi.org/10.1080/02827581.2014.926096.

Högberg P., Näsholm T., Franklin O., Högberg M. (2017). Tamm review: on the nature of the nitrogen limitation to plant growth in Fennoscandian forests. Forest Ecology and Management 403: 161–185. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2017.04.045.

Insam H., Palojärvi A. (1995). Effects of forest fertilization on nitrogen leaching and soil microbial properties in the Northern Calcareus Alps of Austria. Plant and Soil 168: 75–81. https://doi.org/10.1007/BF00029315.

Jahns T., Schepp R., Siersdorfer C., Kaltwasser H. (1999). Biodegradation of slow-release fertilizers (methyleneureas) in soil. Journal of Environmental Polymer Degradation 7: 75–82. https://doi.org/10.1023/A:1021856200578.

Kukkola M., Nöjd P. (2000). Kangasmetsien tuottama kasvunlisäys Suomessa 1950–1998. Metsätieteen aikakauskirja 4: 603–2000. https://doi.org/10.14214/ma.6065.

Liang C., Schimel J.P., Jastrow J.D. (2017). The importance of anabolism in microbial control over soil carbon storage. Nature Microbiology 2: 17105. https://doi.org/10.1038/nmicrobiol.2017.105.

Macdonald E., Hubert J. (2002). A review of the effects of silviculture on timber quality of Sitka spruce. Forestry 75(2): 107–138. https://doi.org/10.1093/forestry/75.2.107.

Martikainen P.J. (1984). Nitrification in two coniferous forest soils after different fertilization treatments. Soil Biology and Biochemistry 16(6): 577–582. https://doi.org/10.1016/0038-0717(84)90075-0.

Martikainen P.J. (1985a). Numbers of autotrophic nitrifiers and nitrification in fertilized forest soil. Soil Biology and Biochemistry 17(2): 245–248. https://doi.org/10.1016/0038-0717(85)90122-1.

Martikainen P.J. (1985b). Nitrification in forest soil of different pH as affected by urea, ammonium sulphate, and potassium sulphate. Soil Biology and Biochemistry 17(3): 363–367. https://doi.org/10.1016/0038-0717(85)90074-4.

Martikainen P.J. (1986). Nitrification in two fertilized pine forest soils. PhD thesis, University of Helsinki. ISBN 951-99733-1-1. 74 s.

Martikainen P.J. (1994). The experimental sites and the fertilization treatments. Teoksessa: Effects of fertilization on forest ecosystems. Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38. ISBN 951-34-0231-2. s. 29–39.

Martikainen P.J. (1996). Microbial processes in boreal forest soils as affected by forest management practices and atmospheric stress. Teoksessa: Stotzky G., Bollag J.-M. (toim.). Soil Biochemistry 9: 195–222. Marcel Dekker, Inc, New York.

Martikainen P.J., Aarnio T., Taavitsainen 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. https://doi.org/10.1007/BF02203087.

Martikainen P.J., Ohtonen R., Silvola J., Vuorinen A. (1994). The effects of fertilization on forest soil biology. Microbiology. Teoksessa: Effects of fertilization on forest ecosystems. Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38. ISBN 951-34-0231-2. s. 40–79.

Nardi P., Neri U., Di Matteo G., Trinchere A., Napoli R., Farina R., Subbarao G.V., Benedetti A. (2018). Nitrogen release from slow-release fertilizers in soils with different microbial activities. Pedosphere 28(2): 332–340. https://doi.org/10.1016/S1002-0160(17)60429-6.

Ohenoja E. (1994). Forest fertilization and the fruiting body production of larger fungi. Teoksessa: Effects of fertilization on forest ecosystems. Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38. ISBN 951-34-0231-2. s. 140–155.

Prescott C.E. (2010). Litter decomposition: what controls is and how can we alter it to sequester more carbon in forest soils? Biogeochemistry 101: 133–149. https://doi.org/10.1007/s10533-010-9439-0.

Priha O., Smolander A. (1995). Nitrification, denitrification and microbial biomass N in soil from two fertilized and limed Norway spruce forests. Soil Biology and Biochemistry 27(3): 305–310. https://doi.org/10.1016/0038-0717(94)00181-Y.

Päivinen L. (1994). The experiments at Tammela, Sumiainen and Saarijärvi. Teoksessa: Effects of fertilization on forest ecosystems. Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38. ISBN 951-34-0231-2. s. 173–182.

Raatikainen M., Niemelä M. (1994). The effect of fertilization on the yield of wild forest berries. Teoksessa: Effects of fertilization on forest ecosystems. Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38. ISBN 951-34-0231-2. s. 123–129.

Saarsalmi A., Mälkönen E. (2001). Forest fertilization research in Finland: a literature review. Scandinavian Journal of Forest research 16(6): 514–416. https://doi.org/10.1080/02827580152699358.

Sen R. (1990). Isozymic identification of individual ectomycorrhizas synthesized between Scots pine (Pinus sylvestris L.) and isolates of two species of Suillus. New Phytologist 114(4): 607–616. https://doi.org/10.1111/j.1469-8137.1990.tb00431.x.

Sipola K. (1994a). Effects of forest fertilization on the ground vegetation of coniferous forests on mineral soil sites in Northern Finland. Teoksessa: Effects of fertilization on forest ecosystems. Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38. ISBN 951-34-0231-2. s. 98–111.

Sipola K. (1994b). Effects of forest fertilization on the nitrogen content of Vaccinium myrtillus L. Teoksessa: Effects of fertilization on forest ecosystems. Biological Research Reports from the University of Jyväskylä 38. ISBN 951-34-0231-2. s. 130–139.

Smolander A., Kitunen V., Priha O., Mälkönen E. (1995). Nitrogen transformations in limed and nitrogen fertilized soil in Norway spruce stands. Plant and Soil 172: 107–115. https://doi.org/10.1007/BF00020864.

Smolander A., Kukkola M., Helmisaari H.-S., Mäkipää R., Mälkönen E. (2000). Functioning of forest ecosystems under nitrogen loading. Teoksessa: Mälkönen E. (toim.). Forest condition in a changing environment – the Finnish case. Forestry Sciences 65. Kluwer Academic Publishers. s. 229–247. https://doi.org/10.1007/978-94-015-9373-1_27.

Smolander A., Kurka A., Kitunen V., Mälkönen E. (1994). Microbial biomass C and N, and respiratory activity in soil of repeatedly limed and N- and P-fertilized Norway spruce stands. Soil Biology and Biochemistry 26(8): 957–962. https://doi.org/10.1016/0038-0717(94)90109-0.

Sponseller R.A., Gundale M., Futter M., Ring E., Nordin A., Näsholm T., Laudon H. (2016). Nitrogen dynamics in managed boreal forests: recent advances and future research directions. Ambio 45: S175–S187. https://doi.org/10.1007/s13280-015-0755-4.

37 viitettä.