Luonnontieteiden ja metsätieteiden tiedekunta Faculty of Science and Forestry
ENNALLISTETTAVIEN SOIDEN MONITAVOITTEINEN PRIORISOINTI METSÄHALLITUKSEN METSÄTALOUS OY:N KÄYTÖSSÄ OLEVILLA
MAILLA Joni Sisso
Metsätieteen pro gradu, erikoistumisala metsänarviointi ja metsäsuunnittelu
JOENSUU 2018
Sisso, Joni. 2018. Ennallistettavien soiden monitavoitteinen priorisointi Metsähallituksen Metsätalous Oy:n käytössä olevilla mailla. Itä-Suomen yliopisto, luonnontieteiden ja metsätieteiden tiedekunta, metsätieteiden osasto. Metsätieteen pro gradu, erikoistumisala metsänarviointi ja metsäsuunnittelu. 77 s.
TIIVISTELMÄ
Elinympäristöjen ennallistaminen on noussut kansainvälisessä luonnonsuojelupolitiikassa keskeiseksi tavaksi vähentää luonnon monimuotoisuuden heikkenemistä ja turvata ekosysteemipalvelujen säilymistä. Suomi on omilla päätöksillään mukana tukemassa näitä tavoitteita ja keinoja. Suomen soista hieman yli puolet on ojitettu puuntuotantokyvyn parantamiseksi. Noin viidesosa näistä ojituksista tuottaa kuitenkin heikosti puuta lähinnä kasvupaikan vähäravinteisuuden takia. Soita on ennallistettu Metsähallituksen Metsätalous Oy:n käytössä olevilla mailla vuodesta 2007 lähtien. Toiminta tulee todennäköisesti lisääntymään tulevaisuudessa, siksi olisikin tärkeää osata valita ennallistettaviksi kaikkein suurimman kokonaishyödyn tuottavat suokohteet.
Tutkimuksen tarkoitus oli pohtia soiden ennallistamiseen liittyviä tavoitteita (kriteerejä) ja kehittää menetelmiä niiden mittaamiseksi, sekä löytää sopiva monitavoitteinen päätöstukimenetelmä ennallistettavien kohteiden valitsemiseksi. Tarkasteltaviksi kriteereiksi valittiin hiilensidonta, hillapotentiaali, kanalintupoikueet, kuormitusindeksi, luontoarvo, maisema, porotalous, riekko, puuntuotannon taloudellinen tulos sekä vesistöhyöty. 87 ennallistamiskelpoista kitu- ja joutomaan ojitettua suokohdetta rajattiin Metsätalous Oy:n hallinnoimilta Utajärven ja Puolangan alueilta, ja niille tuotettiin arvot kaikkien tutkimuksessa mukana olevien kriteerien suhteen. Erilaisia monikriteerisiä päätöstukimenetelmiä tarkasteltiin tutkimuksen ongelman kannalta. Tutkimuksen aineistolla testattaviksi menetelmiksi valikoituivat Multicriteria approval (MA), Stochastic Multicriteria Acceptability Analysis ordinaalisin kriteerein (SMAA-O) sekä Simple Multi-Attribute Rating Technique (SMART).
Alueen metsätaloussuunnittelijalta tiedusteltiin kriteereille tärkeysjärjestys, jonka avulla tuotettiin myös menetelmissä käytettävät kriteeripainot. MA:sta ja SMAA-O:sta toteutettiin molemmista kaksi eri versiota, yksi painottamattomin kriteerein, toinen painotetuin. Jokaisella menetelmällä valittiin kahdenkymmenen parhaan ennallistettavan suokohteen joukot, ja tuloksia vertailtiin keskenään.
Työkaluksi Metsätalous Oy:lle ennallistettavien soiden valintaan sopinee selkeytensä vuoksi parhaiten MA. Menetelmän käytöstä voi löytyä myös jo olemassa olevaa kokemusta yhtiön sisältä, sillä sitä on aiemmin käytetty luonnonvarasuunnittelun yhteydessä. Mikäli päätöksentekoon ollaan valmiita panostamaan enemmän tai ennallistettaville suokohteille halutaan selvittää tarkempi prioriteettijärjestys, ovat SMAA-O ja SMART soveliaampia menetelmiä. Tutkimuksessa mukana olleiden kriteereiden mittaustapoja voi olla syytä kehittää jatkossa, samoin kuin kohteiden sijainnin huomioon ottamistakin.
Avainsanat: Soiden ennallistaminen, Metsähallitus, Metsien monikäyttö, Monikriteerinen päätöstuki, MA, SMART, SMAA-O
Sisso, Joni. 2018. Multi-criteria prioritization of restorable peatlands in state-governed forestry lands. University of Eastern Finland, Faculty of Science and Forestry, School of Forest Sciences. Master’s thesis in Forest Science specialization Forest Mensuration and Forest Planning. 77 p.
ABSTRACT
In international environmental conservation politics, restoration of habitats has risen to be the key manner of reducing the decline of biodiversity and to maintain the ecosystem services.
Finland has made its own national decisions to support these goals and means. Over half of the Finland’s peatlands have been drained in order to improve wood production. About one fifth of these drained peatlands produce wood poorly, mainly due to nutrient poor ground. Peatlands have been restored in state-governed forestry lands since 2007. It is likely that the activity is going to increase in the future, thus it would be important to be able to select for restoration the peatlands producing the greatest total benefits.
Aim of the study was to consider criteria involved in peatland restoration and ways to measure them, together with the goal to find suitable multi-criteria decision support method for selecting peatland areas for restoration. Carbon sequestration, cloudberry potential, grouse broods, load index, nature values, landscape, reindeer herding, willow grouse, economical outcome of the wood production and water system benefit were picked as criteria to be observed. 87 drained, restorable peatlands were selected from state-governed forestry lands located in Utajärvi and Puolanka. Values were produced to these peatland areas by the means of every criterion involved in the study. Various multi-criteria decision support methods were analyzed.
Multicriteria approval (MA), Stochastic Multicriteria Acceptability Analysis with Ordinal criteria (SMAA-O) and Simple Multi-Attribute Rating Technique (SMART) were chosen to be tested with the data of the study. The order of importance for the criteria was defined by forestry management planner of the area in question. Relaying on this information, weights of the criteria used in decision support methods were produced. Two separate versions of MA and SMAA-O were carried out, one with criteria weights, and the other without. 20 restorable peatlands were selected with every method, and the results were compared with each other.
The most suitable method for selecting peatland areas for restoration in state-governed forestry lands could be MA because of its simplicity. There may also be existing knowledge of the method inside the corporation, because it’s been used before in nature resource planning. If there’s willingness to invest more in the decision making process or a need to produce more accurate order of priority for restorable peatlands, SMAA-O and SMART are more suitable methods. Measurements of the criteria involved in the study might need some improving in the future, as well as taking better into account the spatial geography of the restorable peatlands.
Keywords: Peatland restoration, Metsähallitus, multiple-use forestry, multi-criteria decision support, MA, SMART, SMAA-O
ALKUSANAT
Tutkimuksen idean kokeilla monitavoitteisten päätöstukimenetelmien käyttöä ennallistettavien suokohteiden valinnassa Metsähallituksen Metsätalous Oy:ssä laittoi alulle prof. Jyrki Kangas.
Tahdon kiittää ohjaajiani prof. Jyrki Kangasta sekä prof. Timo Pukkalaa Itä-Suomen yliopistosta, sekä kestävän kehityksen päällikkö Antti Otsamoa Metsähallituksen Metsätalous Oy:stä. Kiitos myös minua avustaneelle Metsähallituksen henkilöstölle, työhön osallistuneille LIFEPeatlandUse-projektin tutkijoille sekä lukuisille muille tahoille joilta neuvoja matkan varrella olen saanut.
SISÄLLYSLUETTELO
1 JOHDANTO ... 7
1.1 Soiden ennallistaminen ... 7
1.1.1 Ennallistamisen tavoitteet... 8
1.1.2 Ennallistamisen suunnittelu ... 9
1.1.3 Ennallistamisen työn kulku ... 10
1.2 Metsien monikäyttö ... 12
1.2.1 Hiilivarasto ... 13
1.2.2 Kanalintupoikueet (muut kuin riekon) ... 14
1.2.3 Maisema ... 15
1.2.4 Marjasadot ... 15
1.2.5 Monimuotoisuus ... 16
1.2.6 Porotalous ... 17
1.2.7 Riekko ... 17
1.2.8 Puuntuotannon taloudellinen tulos ... 18
1.2.9 Vesistö ... 19
1.3 Metsähallitus ... 20
1.4 Monikriteerinen päätöksenteko ... 23
1.5 Soiden ennallistaminen Puolangalla ... 29
1.6 Tutkimuksen tavoitteet ... 30
2 AINEISTO JA MENETELMÄT ... 31
2.1 Kriteerit ja vaihtoehdot ... 31
2.2 Päätöstukimenetelmät ... 38
2.2.1 Analyyttinen hierarkiaprosessi ... 38
2.2.2 Multicriteria Approval ... 38
2.2.3 Mesta ... 41
2.2.4 PROMETHEE I & II ... 42
2.2.5 Stochastic Multicriteria Acceptability Analysis Ordinaalisin kriteerein ... 44
2.2.6 Simple Multi-Attribute Rating Technique ... 45
2.3 Menetelmien valinta ... 46
3. TULOKSET ... 48
3.1 MA ... 48
3.2 SMART ... 52
3.3 SMAA-O ... 52
4 TULOSTEN TARKASTELU JA POHDINTA ... 59
4.1 Päätöstukimenetelmien ominaisuudet ... 59
4.2 Muut huomiot ... 61
4.3 Yhteenveto tuloksista ... 65 5 LÄHTEET... 66 6 LIITTEET ... 76
1 JOHDANTO
1.1 Soiden ennallistaminen
Kansainvälisessä luonnonsuojelupolitiikassa ekosysteemien ennallistaminen on noussut tärkeäksi keinoksi hillitä luonnon monimuotoisuuden köyhtymistä ja turvata ekosysteemipalvelujen säilymistä (Euroopan komissio 2011; Nagoyan pöytäkirja 2010). Suomi on mukana tukemassa näitä tavoitteita ja keinoja, mistä kertoo Valtioneuvoston (2012) hyväksymä periaatepäätös Suomen luonnon monimuotoisuuden suojelun ja kestävän käytön strategiaksi vuosiksi 2012-2020. Siinä edellytetään muun muassa heikentyneiden elinympäristöjen ennallistamista kustannustehokkailla keinoilla tai antamalla niiden palautua luontaisesti.
Suomen metsätalousmaasta kolmannes, eli 8,7 miljoonaa hehtaaria, luokitellaan suoksi (Metsätilastollinen vuosikirja 2014). Tästä määrästä puuntuotantokyvyn parantamiseksi on ojitettu hieman yli puolet (METLA 2014). Melkein viidennes ojitetuista soista tuottaa kuitenkin heikosti puuta lähinnä kasvupaikan vähäravinteisuuden takia. Tällaisia soita, jotka ovat luontoarvoiltaan tai riistanhoidollisesti merkittäviä, voidaan ennallistaa takaisin luonnontilaiseksi. (METLA 2016). Nämä ovat houkuttelevia kohteita täyttämään myös Euroopan Unionin tavoitteen ennallistaa 15 % heikentyneistä ekosysteemeistä vuoteen 2020 mennessä (Koskinen 2017). Haapalehto ym. (2015) toteavatkin soiden ennallistamisen yhteiskunnallisten kustannusten olevan alhaiset ja kustannusvaikuttavuuden korkea, koska merkittävä osa ennallistettavista soista on jäämässä muutenkin taloudellisen käytön ulkopuolelle. Ennallistaminen on tehty helpommaksi uudessa metsälaissa (1996/1093), jonka 5a §:n toisen momentin mukaan turvemailla, joiden vuotuinen kasvu on alle kuutiometrin hehtaaria kohden, ei ole uudistamisvelvoitetta. Myös Suomen metsäkeskuksen alueyksikön tai viranomaisen hyväksymän, alun perin avoimen tai harvapuustoisen suon taikka perinneympäristön ennallistamissuunnitelman perusteella voidaan uudistamisvelvoite jättää täyttämättä.
Soiden ojitus ja muut talouskäyttöön liittyvät toimenpiteet ovat heikentäneet Suomen soiden monimuotoisuutta. Samalla ovat heikentyneet myös useat suoekosysteemien ihmisille tuottamat ekosysteemipalvelut. (Aapala ym. 2013b). Ojituksen vaikutuksesta veden pääsy suolle estyy tai sen poistuminen suolta lisääntyy, jolloin suon vesitalous heikkenee. Vaikutukset voivat kohdistua suoraan ojitetulle alueelle, mutta ne voivat ulottua myös ojitetun alueen ulkopuolelle. (Tahvanainen 2011).
Siitä huolimatta, että suojelualueiden ja metsätaloudellisesti kannattamattomien ojitusalueiden ojia ei enää kunnostettaisikaan, poikkeaa näiden soiden vesitalous luonnontilaisesta.
Huonokuntoisetkin ojat voivat johtaa vettä monesti niin, että suolta puuttuu veden luonnollinen, laaja-alainen virtaus huokoisessa pintaturpeessa. Tämä voi estää varsinkin suokokonaisuuden märimpien ja rehevimpien kohtien luonnontilaan palautumisen. (Aapala ym. 2013b). Myös veteen liuenneen typen ja fosforin päästöjen on havaittu voivan olla yli 60-vuotiailla ojituksilla yli kaksinkertaiset tuoreempiin ojituksiin verrattuna (Nieminen ym. 2017). Haapalehdon ym.
(2010) mukaan soiden ja suoyhdistymien luontaisen vesitalouden palauttamiseksi tarvitaankin yleensä aktiivisia toimia. Toisaalta on myös pohdittu, olisiko ojitettujen soiden hitaan, ilman ihmisen avustusta luonnontilaan palautumisen lopputulos luonnonmukaisempi (Päivänen 2007, 317).
1.1.1 Ennallistamisen tavoitteet
Ennallistamisen eri tavoitteiden saavuttaminen voi kestää tavoitteesta riippuen muutamista vuosista vuosisatoihin (Aapala ym. 2008). Lähtökohtana ennallistamiselle voidaan pitää suon vesitalouden palauttamista luonnontilaisen kaltaiseksi, koska se määrittää suon rakenteen ja lajiyhteisöjen muodostumisen suurimmilta osin. Useimmilla soilla on myös tärkeää saada rahkasammalet ja muut turpeen muodostajat palautettua, sillä ne mahdollistavat sukkession takaisin luontaisen kaltaiseksi suoekosysteemiksi. Ekologisten tavoitteiden lisäksi soiden ennallistamisella voidaan katsoa olevan myös muita tavoitteita, joita voivat olla esimerkiksi ilmastonmuutoksen hillitseminen, suon vedenpidätys- ja suodatusominaisuuksien palauttaminen, maisemamosaiikin ja samalla luonnon virkistyskäytön edellytysten parantaminen sekä riistanhoito (Aapala ym. 2013b). Ilmasto- ja vedensäätelypalvelut saattavat nousta hyvinkin merkittäviksi tavoitteiksi myös taloudellisesti, kunhan niihin suunnitellut rahoitusmekanismit saadaan käyttöön myös Suomessa. Tällaisia rahoitusmekanismeja olisivat esimerkiksi ekosysteemipalvelumaksut ja hiilikauppa. (Vatn 2010).
Monimuotoisuuden turvaaminen on ensisijainen tavoite suojelualueiden soiden ennallistamisessa (Aapala ym 2013b). Näillä alueilla ennallistaminen on monesti mahdollista toteuttaa valuma-aluelähtöisesti (Aapala ym. 2013b), jolloin pystytään palauttamaan luonnontilaan ehyempiä hydrologisia kokonaisuuksia (Rehell ym. 2013). Tämä ei välttämättä onnistu, jos suojelualueiden suot sijaitsevat saarekkeina ojitusten keskellä. Täten myös sillä on merkitystä, mitä suojelualueita ympäröivillä alueilla tehdään. (Aapala ym. 2013b). Mikäli suojelualue ei sisällä kokonaista suoaluetta ja ulkopuolella sijaitsevat osat ovat ojitettuja, voi suojelualueidenkin soiden tila heikentyä ja ekologisesti tarkoituksenmukaiset ennallistamistoimet estyä. Suojelualueen suon yläpuolinen, vesien virtauksen katkaiseva ja näin
suojeltua suota kuivattava ja karuunnuttava ojitus on erityisen haitallista. (Rehell ym. 2013).
Ympäröivän ojituksen kuivattamille soille voidaan ohjata vesiä takaisin kunnostusojituksen yhteydessä kaivettavilla johdeojilla (Kaukonen ym. 2018, 43).
Laissa Metsähallituksesta (234/2016) määritellään, että Metsähallituksen on otettava toiminnassaan huomioon yhteiskunnallisia velvoitteita, joista yksi on biologisen monimuotoisuuden riittävä suojelu ja tarkoituksenmukainen lisääminen muiden metsille, merelle ja muiden luonnonvarojen hoidolle, käytölle ja suojelulle asetettujen tavoitteiden kanssa. Putaalan (2013) mukaan valtion hallinnoimilla metsätalousmailla tällaisia toimenpiteitä voivat olla juuri vähäpuustoisten soiden ennallistamiset. Toiminta aloitettiin laajamittaisemmin vuonna 2007 Riistan elinympäristöjen aktiivisen hoidon hankkeessa. Hankkeessa ennallistettiin soita erityisesti riekkoa (Lagopus lagopus) ajatellen, mutta myös hanhet ja metsäkanalintujen poikue-elinympäristöt otettiin huomioon. Varsinaisen hankkeen jälkeen soiden ennallistaminen on jatkunut valtion metsätalousalueilla osana Metsähallituksen normaalia toimintaa.
1.1.2 Ennallistamisen suunnittelu
Rehelin ym. (2013) mukaan ennallistamisen tulisi perustua aina suunnitelmaan, jossa määritellään toimenpiteiden tarve ja tavoitteet, toteutettavuus, keinot toteuttamiseksi sekä seuranta. Prosessi alkaa taustatietojen keräämisellä, joihin voivat kuulua esimerkiksi alueella tehtyjen selvitysten ja inventointien tulokset sekä alueen maankäyttö- ja suojeluhistoria. Myös ennallistettavan alueen puusto- ja kasvillisuustiedot tulisi kerätä aikaisessa vaiheessa, mikäli niitä ei ennestään ole olemassa.
Tärkein tarkasteluyksikkö soilla on valuma-alue. Valuma-alue määrittyy pintavedenjakajien eli korkeiden maastonkohtien mukaan, joiden mukaisesti vedet valuvat eri suuntiin. Suolla vedenjakaja sijaitsee tyypillisimmin sen karuimmalla osalla. Suon vesien liikkeisiin vaikuttavat myös valuma-alueen vesistöt ja ojitukset sekä vesien luontaiset virtausreitit. Alkuperäiset virtaussuunnat voidaan parhaiten nähdä peruskartan korkeuskäyristä ja ojitusta ennen otetuista ilmakuvista. Uusia ja vanhoja ilmakuvia vertaamalla saadaan kuva suon hydrologian ja kasvillisuuden muutoksista. Maastotarkastusta vaativat kohdat selviävät ilmakuva- ja karttatarkastelun avulla, erityistapauksissa voi olla tarpeen tuottaa myös veden virtauksia mallintava virtausviiva-analyysi. Maastossa tarkastettavia asioita voivat olla esimerkiksi ojien virtaussuunnat ja pohjaveden purkautumiskohdat. (Rehell ym. 2013).
Ennallistamissuunnitelmassa on lisäksi kuvattava muita tekijöitä niiltä osin kuin ne vaikuttavat ennallistamisen toteutukseen. Ennallistettavan alueen ja sen vaikutusalueen luontotyyppi-, kasvillisuus- ja puustotiedot tuodaan esille, erityisesti Natura 2000-alueilla toimenpiteen
vaikutus on arvioitava. Alueen uhanalaisten lajien havainnot katsotaan Hertta Eliölajit – tietojärjestelmästä ja mahdollisista muista lähteistä. Hertta-järjestelmä ei yleensä ole täysin kattava, esimerkiksi lintu- ja nisäkästiedot ovat monesti puutteellisia. Uhanalaisten lintujen havaintoja voidaan selvittää Birdlife:n Tiira-tietopalvelusta. Laajat ja luotettavat lajistokartoitukset ovat kalliita ja suuritöisiä, joten niitä tehdään yleensä vain erityiskohteilla.
Ympäröivä alue on myös syytä huomioida. (Rehell ym. 2013). Erityisesti suojelualueet tulisi nähdä yhtenäisenä, toisiinsa kytkeytyneenä verkostona, jossa ympäristö suurempana kokonaisuutena ylläpitää alueen eliölajistoa (Moilanen & Kotiaho 2013). Erityisarvot alueelta kuvataan suunnitelmassa riippumatta siitä, vaikuttavatko ne toimenpiteisiin. Tällaisia voivat olla esimerkiksi kulttuuriperintö, perinnemaisema- ja muut maisema-arvot sekä sijainti pohjavesialueella. Retkeily, teiden käyttöoikeudet ja kaavoitus voivat myös olla selvitystä vaativia asioita. (Rehell ym. 2013).
Rehell ym. (2013) toteavat että ennallistamista suunniteltaessa on varauduttava niin mahdollisiin positiivisiin kuin negatiivisiinkin vaikutuksiin. Tämä yleensä takaa, ettei odottamatonta uhkaa tai haittaa pääse muodostumaan. Tällaisia voisivat olla esimerkiksi kohteen ei-haluttu vesakoituminen puuston hakkuun jälkeen, erilaiset toteutusongelmat, alapuolisten vesistöjen kiintoaine- ja ravinnekuormitus tai ennallistettavan alueen ulkopuolelle aiheutuvat vettymishaitat.
Jo suunnitteluvaiheessa määritellään kohdat, joihin tulevassa hoitoseurannassa tulee erityisesti huomiota kiinnittää (Rehell ym. 2013). Soiden ennallistamisen hoitoseurantaa suoritetaan kaikilla Metsähallituksen luontopalvelujen ennallistamilla kohteilla. Seurannan tarkoitus on selvittää, onko toimenpide onnistunut teknisesti ja onko ennallistuminen lähtenyt käyntiin halutulla tavalla. (Hyvärinen & Aapala 2009). Metsähallituksen luontopalveluiden suorittamien ennallistamiskohteiden kasvillisuus- ja hydrologiaseurantoja ohjataan valtakunnallisesti, uhanalaisten ja muuten erityishuomioitavien lajien esiintymiä seurataan kohdekohtaisesti (Rehell ym. 2013).
1.1.3 Ennallistamisen työn kulku
Ennallistettavan alueen ojalinjat on syytä raivata, jos ojat täytetään kokonaan ja niiden varsille kasvanut puusto juurineen hankaloittaa kaivinkonetyötä liiaksi. Pienikokoinen, alle 5 metriä korkea puusto ei yleensä työtä haittaa, kuten ei myöskään harvassa kasvavat kookkaat puut.
(Rehell ym. 2013). On huolehdittava, ettei ojiin jää kaadettuja puita tai hakkuutähdettä, jotka voisivat muodostaa täytetyn ojan sisälle salaojan. Jos suo on tarkoitus ennallistaa ojat määrävälein patoamalla, voi pelkästään patojen kohtien ja kaivinkoneen tarvitsemien reittien
raivaus riittää. (Vesterinen ym. 2013). Raivatun ojan täytön työnjälki on siistimpää kuin raivaamattoman, millä voi olla merkitystä retkeilyn kannalta. (Rehell ym. 2013)
Ainespuu korjataan alueelta yleensä koneellisesti. Se tehdään tavallisesti ennen ojien tukkimista, jolloin suo vielä kantaa paremmin. Monesti korjuu edellyttää olosuhteisiin sopivia, kevyitä ja kantavia koneita. (Vesterinen ym. 2013). Alueella kasvavan ainespuun poistaminen on ekologisessa mielessä syytä suorittaa, mikäli sen määrä on ojituksen seurauksena merkittävästi lisääntynyt. Korjuuta ei ole tarve tehdä luontaisesti runsaspuustoisissa kuusi- ja lehtipuuvaltaisissa korvissa, tai jos puuston määrä on niin vähäinen, ettei sen jättämisellä ole negatiivisia ekologisia vaikutuksia. Veden pinnan noustessa suolla puuston kasvu tavallisesti taantuu, jolloin puustoa kuolee muutenkin. Energiapuu ja hakkuutähde voi olla syytä korjata kohteelta ekologisista tai maisemallisista syistä. Vaaditaan melko suuria määriä ja hehtaarikohtaisia hakkuukertymiä, jotta niistä saatavat tulot kattaisivat korjuukustannukset.
(Rehell ym. 2013). Energiapuun korjuu tuleekin harkita aina tapauskohtaisesti ja markkinatilanteen mukaan. Joskus kannattavinta voi olla korjata koko puusto energiapuuna.
Talvitien teko kohteelle voi olla kannattavaa, mikäli korjattavan puuston määrä on suuri ja metsäkuljetusmatka on pitkä (Vesterinen ym. 2013).
Ojien täyttäminen ja patoaminen kaivinkoneella on todettu parhaaksi tavaksi palauttaa suon vesitalous luontaisen kaltaiseksi. Patoja täytyy tehdä niin tiheään ja padoista on tultava niin kookkaita, että tavallisesti se ei käsityönä ole mahdollista, eikä ainakaan kustannustehokasta.
Ennallistamisen tarvitsemien rakenteiden suunnittelussa voi olla tarpeen käyttää avuksi vaainta ja vinovalovarjostuskuvia. Jos täytettävän ojan penkalla on maata hyvin niukasti, ojat ovat syöpyneitä, suuria tai ajan myötä osittain umpeen kasvaneita, voidaan tyytyä ojien patoamiseen täyden täytön sijasta. (Rehell ym. 2013). Turve on tavallisesti painunut alemmaksi ojien viereltä kuin sarkapinnalta, jolloin patojen jatkeeksi tarvitaan pintavalleja ohjaamaan vettä pois ojalinjalta. Mitä kaltevampi ja vetisempi suo on, sitä tiheämpään patoja ja pintavalleja tarvitaan.
Turvetta ei tule ottaa saralta pitkiltä yhtenäisiltä matkoilta täytettävien ojien suuntaisesti, sillä vaarana on, että tähän kohtaan muodostuu uusi oja. Turpeen ottaminen saroilta laikuittain ehkäisee myös epätoivottavan taimettumisen tapahtumista. Padot ja pintavallit voidaan naamioida rahkasammaleella, mikä nopeuttaa myös kasvillisuuden leviämistä. Kohteet eivät ole ikinä samanlaisia, joten tarvittavat menetelmät on harkittava aina olosuhteiden mukaisesti.
(Vesterinen ym. 2013).
Lahopuuta voi olla tarpeen tuottaa lisää ainoastaan alun perin puustoisilla suotyypeillä, kuten korvissa. Näillä kohteilla puita kuolee vettymisen seurauksena tavallisesti itsekseenkin, mutta kuolemista voidaan lisätä kaatamalla puita kaivinkoneella. Muilla kohteilla lahopuuta ei ole
yleensä tarkoituksenmukaista lisätä, koska rahkasammal peittää ne tavallisesti hyvin nopeasti alleen. (Rehell ym. 2013). Jos näin halutaan kuitenkin tehdä, kaulaaminen on puiden kaatamista parempi vaihtoehto (Vesterinen ym. 2013).
1.2 Metsien monikäyttö
Puuston suuri kasvu ja puun myyntituloista saatava taloudellinen tulos ovat olleet metsien hoidon päätavoitteena pitkään. Muita tavoitteita on saatettu toteuttaa sillä edellytyksellä, etteivät ne ole ollenkaan tai merkittävästi heikentäneet puuntuotantoa. (Saksa 2015; Valkonen 2015). Muiden tavoitteiden merkittävyys on kasvanut 1990-luvulta lähtien, minkä voi havaita esimerkiksi kahden viimeisimmän metsälakiuudistuksen säädöksissä (Valkonen 2015).
Ekosysteeminä metsä on puut ja muun kasvillisuuden, eliöstön, metsämaan ja muut ympäristötekijät käsittävä elollinen kokonaisuus. Sen ihmisille tarjoamista aineellisista ja aineettomista hyödykkeistä on alettu Suomessakin viime vuosikymmenien aikana puhua ekosysteemipalveluina. (Saastamoinen 2015). Käsite pitää sisällään monikäyttöä laajemman merkityksen metsistä (Salo 2015). Metsien monikäyttöön kuuluvaksi voidaan lukea esimerkiksi puiden kasvatus ja korjuu, keruutuotteiden poiminta, virkistyskäyttö, maisemanhoito sekä luonnonsuojelu (Kangas & Naskali 2001; Salo 2015), silloin kun näistä useampaa kuin yhtä toteutetaan samalla alueella samanaikaisesti. Nämä kuuluvat ekosysteemipalveluiden kategoriassa tuotanto- ja kulttuuripalveluihin. Ekosysteemipalveluiksi voidaan tuotanto- ja kulttuuripalveluiden lisäksi lukea säätelypalvelut, jotka pitävät sisällään ilmastonmuutoksen vaikutukset metsien kasvuun ja kehitykseen, metsäpalot ja niiden torjunnan, myrsky- ja lumituhot, hirven metsätalouden säätelijänä ja luonnonkasvien pölytyspalvelut.
Ekosysteemipalveluihin kuuluvat myös ylläpito- ja tukipalvelut, jotka käsittävät metsien hiilivirrat ja -varastot. (Salo 2015).
Se, kuinka metsää käytetään, vaikuttaa metsän ominaisuuksiin. Metsän ominaisuudet puolestaan vaikuttavat siihen, kuinka se soveltuu eri käyttötarkoituksiin. (Kangas & Naskali 2001). Metsien suositeltava hoito ja käyttö riippuvat siitä, mitä metsiltä kulloinkin halutaan (Kangas 2001). Metsien ekosysteemipalveluiden tuottaminen onnistuu tavallisesti yhtä aikaa samoilla alueilla, vaikkakin tietyn palvelun maksimointi vaatii erilaista metsien käsittelyä kuin toisen (Pukkala 2016). Eri käyttömuodot voivat olla keskenään poissulkevia, riippumattomia, kilpailevia tai toisiaan täydentäviä (Kangas 2001).
Soiden ennallistaminen on osaltaan metsien monikäyttöä. Toiminnalla voidaan nähdä useita eri tavoitteita, jotka tarjoavat ihmisille monia ekosysteemipalveluita (Aapala ym. 2013b). Alla
käydään aakkosjärjestyksessä tarkemmin läpi joitakin tavoitteita, joihin niin metsien monikäytöllä kuin soiden ennallistamisellakin voidaan pyrkiä.
1.2.1 Hiilivarasto
Boreaalisen vyöhykkeen turvemaat ovat maailman mittakaavassa yksi merkittävimmistä pitkän aikavälin maaperän hiilivarastoista (Strack ym. 2008). Soiden kuivatus eri tarkoituksiin nopeuttaa orgaanisen aineen hajoamista ja vähentää soihin sitoutuneen hiilen määrää (Wilson ym. 2016). Kuivatetut orgaaniset maaperät ovatkin merkittävä ilmakehän kasvihuonekaasujen lähde (Smith ym. 2014). Veden pinnan lasku suolla aiheuttaa hiilidioksidi- ja dityppioksidipäästöjen kasvamista, kun taas metaanipäästöt voivat vastaavasti alentua (Wilson ym. 2016). Ojitetulla suolla kaivetut ojat voivat kuitenkin itsessään toimia merkittävinä metaanin pistekuormituksen lähteinä (Roulet & Moore 1995; Minkkinen ym. 1997; Minkkinen
& Laine 2006).
Kuivatetun suon kasvihuonekaasutase riippuu kohteen ravinteikkuudesta. Useiden tutkimusten mukaan karikkeen lisääntynyt määrä ja/tai muuttunut laatu voi vähempiravinteisilla soilla korvata kasvaneesta maaperän hajotustoiminnasta mahdollisesti aiheutuvat päästöt, kun taas ravinteikkaammilla soilla maaperän hajotustoiminnan voimakkaampi kasvaminen voi vähentää maaperän hiilen määrää merkittävästi. (Koskinen 2016). Hajotustoiminnan suurempi kasvu ravinteikkaammilla paikoilla vähempiravinteisiin verrattuna voi johtua monen asian yhteisvaikutuksesta. Ravinteikkaiden kohteiden parempi ravinteiden saatavuus voi tarkoittaa turpeen nopeampaa maatumista, ja turvekerroksen tiiviimpi rakenne taas sitä, että turvetta on myös enemmän saatavilla hajotettavaksi kuin vedenpinnan tasoltaan vastaavalla vähempiravinteisella ojituskohteella. (Ojanen ym. 2012). Myös ekologiset muutokset ovat nopeampia ja voimakkaampia ravinnerikkailla paikoilla (Laine ym. 1995; Minkkinen ym.
1999), mikä voi tarkoittaa, että turpeen maatuminen ja hiilen kertyminen saattavat jatkua vähempiravinteisilla kohteilla ojituksen jälkeenkin (Ojanen ym. 2012). Kuivatusta seuranneen puuston kasvun vaikutus pitkän aikavälin kasvihuonekaasutaseeseen riippuu siitä, jätetäänkö puusto paikalleen kasvamaan vai käytetäänkö se teollisuudessa lyhyt- tai pitkäikäisten tuotteiden valmistamiseen (Minkkinen ym. 2002).
Soiden ennallistaminen voi kokonaisuudessaan vähentää kasvihuonekaasupäästöjä, ja palauttaa soiden roolin ilmaston säätelyssä (Wilson ym. 2016). Ennallistaminen helpottaa turpeen luonnollisen kertymisen käynnistymistä soilla (Ronkanen ym. 2015). Haapalehdon ym. (2015) mukaan puuntuotannollisesti kannattamattomien ojitettujen soiden voidaan maaperää ja ekosysteemiä kokonaisuutena tarkastellen ajatella olevan hiilen lähteitä, joita ennallistettaessa
puuston poiston vaikutus hiilivarastoon on vähäinen toimenpiteen aikaan saamaan turpeen kertymiseen verrattuna.
1.2.2 Kanalintupoikueet (muut kuin riekon)
Metsäkanalinnut tarvitsevat metsikkötasolla tietyn tyyppisten rakenteiden, esimerkiksi sekametsäisyyden ja alikasvoksen, säilyvyyttä, mikä tekee ne herkäksi elinympäristönsä muutoksille. Metsäkanalintujen kannat laskivat riekkoa lukuun ottamatta 1960-luvulta 1980- luvulle asti. 1980-luvun loppuun verrattuna tilanne on säilynyt entisellään teeren (Lyrurus tetrix) ja pyyn (Tetrastes bonasia) osalta, kun taas metsojen (Tetrao urogallus) määrä on entisestään hienoisesti vähentynyt. 2000-luvulla kasvua on ollut havaittavissa kaikkien kolmen osalta. (MMM 2014).
Metsäkanalintukantojen vähentymisen pääsyynä pidetään metsätalouden suoria ja välillisiä vaikutuksia. Vaikutukset ovat kuitenkin erilaisia eri lajien näkökulmasta, jotkin toimenpiteistä voivat olla haitallisia yksille ja hyödyllisiä toisille lajeille. Haitallisia toimenpiteitä voivat olla esimerkiksi avohakkuu sitä yleensä seuraavine maanmuokkauksineen, metsikön viljely yhdelle puulajille, puiden tasaikäisyys, varttuneiden metsien pirstoutuneisuus sekä nuorten metsien osuuden runsastuminen. (MMM 2014). Soiden ojituksen haitallisuus metsäkanalinnuille voi johtua pintakasvillisuuden muutoksesta ja näin heikentyneestä poikasympäristöstä, sekä ojien kasvattamasta pirstoutumisesta, joka voi hyödyttää pienpetoja (Ludwig ym. 2008).
1980-luvulta alkanutta myönteistä kehitystä voi osaltaan selittää suojelualueiden lisääntyminen sekä muutokset talousmetsien käsittelytavoissa. Esimerkiksi uudisojitukset ovat loppuneet ja sekametsät yleistyneet. Myös liian perusteellinen raivaus ennen koneellista puunkorjuuta koetaan nykyään ongelmalliseksi. (MMM 2014). Alikasvos voi parantaa metsäkanalintujen menestymistä tarjoamalla enemmän suojaa niin poikasille kuin aikuisillekin linnuille (Miettinen 2009). Metsälain (1996/1093) vuoden 2014 alusta voimaan tulleet muutokset mahdollistavat paremmin kanalintujen elinympäristövaatimusten huomioon ottamisen metsien käsittelyssä.
Kanalintulajien populaatiokokoon vaikuttaa pesyekokoa ja kuoriutuneiden poikasten määrää enemmän aikuisten lintujen ja lentokykyisten poikasten kuolleisuus (Wegge & Rolstad 2011).
Ravinnolla on yhdessä sään ja saalistuksen kanssa vaikutusta siihen, kuinka paljon lentokykyisiä poikasia kehittyy (Tornberg ym. 2012). Kanalintujen poikaset käyttävät ravintonaan ensimmäisten elinviikkojensa aikana lähinnä hyönteisiä (Wegge & Kastdalen 2008). Spidsøn ym. (1984) mukaan hyönteisravinnon määrä on runsain kosteissa metsissä (Taskinen 1986).
Erityisesti metsopoikueiden on todettu suosivan korpimaista ympäristöä (Miettinen 2009).
Pyypoikueetkin käyttävät hyvin varhaisessa vaiheessa kosteita maastoja, kuten korpia ja niiden reunametsiä, ja rehevien kankaiden lisäksi korpiin tiensä löytävät teeretkin poikasineen (Taskinen ym. 1986). Piiparisen (2016) mukaan korpi vaikuttaa olevan jollain tapaa olennainen elinympäristön rakennepiirre niin pyylle, teerelle kuin metsollekin. Tällaisten metsien säilyttäminen voisikin toimia kanalintukantojen turvaajana (Storaas ym. 1999).
1.2.3 Maisema
Soiden aineettomaksi kulttuuripalveluksi voidaan lukea suomaiseman esteettinen arvo (Aapala 2013). Sen mittaaminen ei suoraan luonnollisin mittarein onnistu. Metsätalouden vaikutusta maisemaan ja virkistyskäyttöön on pohdittu useissa tutkimuksissa (esim. Karjalainen ym. 2010;
Silvennoinen 2013; Tyrväinen ym. 2017). Vaikutusta on pyritty myös mallintamaan ja sovittamaan suoraan metsäsuunnittelussa huomioitavaksi (esim. Nousiainen & Pukkala 1992;
Pukkala ym. 1995; Silvennoinen ym. 2001). Nämä tutkimukset ovat kuitenkin liittyneet metsän puuston käsittelyyn, eikä esimerkiksi ojituksen maisemallisia vaikutuksia ole niissä tarkasteltu.
Soidenkin kohdalla maisemaa on mietitty, mutta ei suoraan soiden ennallistamisen näkökulmasta. Kivelän (2006) tarkastelemissa suotarinoissa suon visuaalista maisemaa tarkkailevan näköaistin rooli korostui, kuten luonnontilaisen luonnon kokemisen halukin.
Ojalan ym. (2013) haastatteluista Pohjois-Pohjanmaalla selvisi, että suon virkistyskäytön kannalta oleellisimpia piirteitä ovat rauhallisuus, luonnontilaisuus ja hyvä saavutettavuus.
Monille luonnon rauha tarkoitti myös visuaalista maisemaa, jonka ihmisen muokkaamat jäljet saattoivat pilata.
1.2.4 Marjasadot
Metsien käsittely vaikuttaa sieltä saataviin marjasatoihin (Miina ym. 2015). Marjasatoja on ennustettu niin kasvupaikkaa ja puustoa kuvaavilla tunnuksilla (Ihalainen & Pukkala 2001, Ihalainen ym. 2003) kuin asiantuntijamalleillakin (Ihalainen ym. 2000). Puuntuotantoa ja marjasatoja on pyritty sovittamaan yhteen metsien käsittelyn optimointiin keskittyvissä tutkimuksissa mustikan (Vaccinium myrtillus) (Miina ym. 2010; 2016) ja puolukan (Vaccinium vitis-idaea) osalta (Miina ym. 2016). Marjasatomallit voidaankin liittää käytössä oleviin metsäsuunnitteluohjelmistoihin, mikä mahdollistaa eri tavoitteiden samanaikaisen tarkastelun (Miina ym. 2015).
Aapala (2013) mainitsee soiden ojituksen puuntuotannon lisäämiseksi muuttaneen ja heikentäneen soiden tarjoamia muita ekosysteemipalveluja, joihin voidaan lukea myös hillasadot. Kardell ym. (1986) päättelivät tutkimuksensa aineiston perusteella soiden ojitusten
vähentävän hillan (Rubus chamaemorus) ja karpaloiden (Vaccinium oxycoccos) satoja tulevaisuudessa. Syyksi tähän he arvelivat pohjavedenpinnan tason alenemisen ja puuston kasvun lisääntymisen paikalla, mikä heikentäisi marjojen elinolosuhteita. Ojitus voi alkuun parantaakin hillan ja karpalon menestymistä, mutta vaikutus jää muutaman vuoden mittaiseksi.
1.2.5 Monimuotoisuus
Lajiston monimuotoisuutta pidetään usein käytännön kannalta merkittävimpänä monimuotoisuuden tasoista, sillä se on niistä helpoiten mitattavissa (Gaston & Spicer 2004, 12- 13). Monimuotoisuuden säilyttämisessä on kuitenkin ensisijaisesti kyse erilaisten elinympäristöjen ja niille ominaisen lajiston säilyttämisestä, eikä lajimäärän itsetarkoituksellisesta maksimoinnista (Mönkkönen 2004). Tämä pätee myös suoelinympäristöihin, jotka usein ovat luonnostaan vähälajisia, mutta joilla esiintyviä lajeja ja lajiyhteisöjä ei välttämättä esiinny muissa elinympäristöissä (Aapala ym. 2013a).
Viisi prosenttia Suomen uhanalaisten lajien kokonaismäärästä elää ensisijaisesti soilla, ja puolet niistä on lettojen lajeja. Uhanalaisista suolajeista pääosa on hyönteisiä, putkilokasveja ja sammalia. (Lehtonen ym. 2011). Soiden ojitukset vaikuttavat niillä esiintyvään lajistoon.
Ojituksen myötä laskeva vedenpinta kuivattaa elinympäristöä ja puuston kasvu lisää varjostusta, jolloin alkuperäiset lajit usein korvautuvat paremmin muuttuneisiin olosuhteisiin sopivilla lajeilla. (Haapalehto ym. 2015). Tämä tarkoittaa suolla elävien lajien häviämistä ja taantumista metsien lajien hyväksi (Haapalehto 2014). Kärsijöitä ovat erityisesti ns. spesialisti- suolajit (Noreika ym. 2015), joiden elinympäristövaatimukset ovat yleislajeja tiukemmat.
Ei ole itsestäänselvyys, että fyysisen elinympäristön ennallistaminen riittäisi palauttamaan ekosysteemin toiminnan entiselleen (Sudduth ym. 2011). Eri lajit reagoivat eri tavalla ennallistamiseen. Selkärangattomien lajien yhteisöihin ja tiettyihin spesialistilajeihin ennallistamisella on myönteinen vaikutus, joka voi näkyä nopeastikin ennallistamisen jälkeen.
(Noreika ym. 2015). Suon kasvillisuudella on merkittävä vaikutus muun lajiston, mutta myös ekosysteemi- ja maisematason monimuotoisuuteen (Aapala ym. 2013a). Ennallistamisen on todettu lisäävän rahkasammalten peittävyyttä, joista kertyvä turve mahdollistaa toimivan suoekosysteemin palautumisen (Haapalehto ym. 2006). Kymmenen vuotta voi riittää siihen, että ennallistetun rämeen kasviyhteisö ei enää tilastollisesti merkitsevästi eroa vastaavan luonnontilaisen suon yhteisöstä, mutta suon vesitalouden korjaaminen ei kuitenkaan välttämättä johda kaikkien alkuperäisten lajien palautumiseen ainakaan yhtä lyhyellä aikavälillä.
Luontaista kasviyhteisörakennetta tavoiteltaessa ennallistaminen kannattaa ensisijaisesti kohdentaa vähiten muuttuneille soille. (Haapalehto ym. 2013).
Ennallistettavan alueen sijainnilla on vaikutusta siihen, kuinka lajien leviäminen sinne onnistuu. Simulaatiomalleilla on voitu osoittaa, että lajien leviäminen on sitä nopeampaa, mitä lähempänä ennallistettavaa aluetta lajeja sisältävät lähdepopulaatiot sijaitsevat.
Ennallistaminen voi lajien leviämismahdollisuuksien kannalta olla monin verroin tehokkaampaa, kun kohteiden spatiaalinen sijoittuminen otetaan huomioon kohteiden valinnassa. (Huxel & Hastings 1999). Lajien levittäytymistä ennallistetulle suolle nopeuttanevat myös mahdolliset reliktipopulaatiot, joita on voinut säästyä esimerkiksi suon ojittamattomilla osilla. Kaiken kaikkiaan ojituksen aikaansaamien muutosten kumoaminen vaatii runsaasti aikaa. (Haapalehto ym. 2006).
1.2.6 Porotalous
Noin kolmannes Suomen pinta-alasta on poronhoitoaluetta. Alueiden eri osat eroavat toisistaan, mikä näkyy myös poronhoitotavoissa ja –kulttuurissa. (Poro ja poronhoito… 2008).
Porotalouden kustannukset muodostuvat talviaikaisesta ruokinnasta, rehun ostosta, kalustokuluista sekä poronhoitotoimiin käytetystä työstä ja investoinneista. Taloudellisesti kannattava poronhoito perustuukin porojen (Rangifer tarandus tarandus) itsenäiseen kykyyn hankkia ravintonsa luonnosta. (Rytkönen ym. 2013).
Porotaloutta ja metsätaloutta harjoitetaan monesti yhtä aikaa samoilla alueilla. Poikkeuksen tästä tekevät erilaiset suojelualueet, joilla metsätaloutta on rajoitettu tai sen harjoittaminen on kokonaan kielletty. Näiden kahden käyttömuodon alueisiin kohdistuvat vaatimukset poikkeavat toisistaan osittain. (Poro ja poronhoito… 2008). Metsätalouden toimenpiteet vaikuttavat esimerkiksi laidunmetsien ikärakenteeseen sekä laidunten yhtenäisyyteen ja käyttökelpoisuuteen (Rytkönen ym. 2013). Porotalous ja sen huomioiminen heikentävät vastaavasti metsätalouden kannattavuutta (Hallikainen ym. 2008).
Nyströmin (2012) tutkimuksen haastatteluista kävi ilmi, että useat poronhoitajat kokevat soiden ojittamisen olleen porotalouden kannalta huono asia. Ojat myös tuntuivat vaikeuttavan porotokkien kuljettamista kesämerkitysaitoihin, ja eräs poronhoitaja kertoi porojen ruokamaiden vähentyneen ojitusten takia. Haapalehto ym. (2015) toteavat tietynlaisten soiden ennallistamisesta voivan olla alueellista hyötyä porotalouden kannalta.
1.2.7 Riekko
Riekon pesimäkanta taantui Suomessa yli kolmanneksen 1980-luvulta vuoteen 2010.
Pesimätiheys on nykyisin suurin Pohjois-Lapissa, ja se laskee etelää kohti mentäessä. Etelä- Suomessa riekkoa ei ole juuri tavattukaan noin sataan vuoteen. Kannan taantumisen syitä ja tulevaisuuden uhkia ovat soiden kuivatus, metsästys ja ilmastonmuutos. (Valkama ym. 2011).
Suot ovat tärkeitä riekon esiintymiselle etenkin Keski- ja Etelä-Suomessa (Taskinen ym. 1986).
Avosoiden ojitus vähentää riekolle sopivan elinympäristön määrää sekä laatua, erityisesti poikueet voivat välttää ojitettuja avosoita ja suosia alueita, joiden kasvillisuus on vähemmän muuttunutta. Kantoja selvimmin rajoittava tekijä lieneekin kelvollinen poikaselinympäristö.
(Paasivaara & Helle, julkaisematon). Sopivia soita ennallistamalla riekoille pystytään tuottamaan lisää elintilaa (Osmala 2012).
Avosoiden ja niiden kosteiden reunametsien määrä ja rakenne ovat erittäin merkityksellisiä nykyisille riekkokannoille. Avosuon osuus vaikuttaa olevan tärkein yksittäinen tekijä, joka selittää riekon esiintymistä ja runsautta alueella. (Paasivaara & Helle, julkaisematon). Koiraat käyttävät avosoiden reunarämeitä reviirissään (Väyrynen & Helle (2004) Osmalan (2012) mukaan), sillä naaraat tahtovat pesiä lähellä tulevaa poikasympäristöä (Paasivaara & Helle, julkaisematon). Paasivaaran & Helteen (julkaisematon) radiolähetinseuranta-tutkimuksen mukaan pesäpaikka sijaitsee yleensä alle kahdensadan metrin päässä avosuon reunasta, jonne naaraat vievät poikasensa ruokailemaan. Alle kaksi viikkoa vanhojen poikueiden havainnoista suurin osa (n. 90 %) sijaitsi alle 200 metrin päässä avosuon reunasta. Tätä vanhempienkin poikueiden ja aikuisten riekkojen tilankäytölle avosuon reunametsät olivat tärkeitä.
Samankaltaisia havaintoja aikuisten riekkojen osalta on tehty myös aikaisemmissa Suomalaisissa tutkimuksissa (Kangas ja Karsikko 1993; Lindén 1996).
Avosuon määrä lakkaa todennäköisesti olemasta rajoittava tekijä riekkojen esiintymiselle, jos maiseman tasolla avosuota on noin 10 - 20 %. Paikallinen riekkokanta voi tulla toimeen pienelläkin alalla luonnontilaista avosuota, mikäli maisematasolla esiintyy riittävästi kohtuullisen puustoista ja kosteaa rämettä sekä tuoreita varpukankaita. Avosoiden lisäksi riekko tarvitsee siis eri tyyppisiä metsiä, joiden on sijaittava avosoiden läheisyydessä. (Paasivaara &
Helle, julkaisematon). Riekon elinympäristövaatimukset vaihtelevat myös vuodenaikojen mukaan (Taskinen ym. 1986). Avointen ja sulkeutuneiden laikkujen mosaiikki, jollaista boreaalisissa havumetsissä tarjoaa soista, reunarämeistä ja kankaista koostuva vaihteleva maisema, on riekolle mieleen (Taskinen ym. 1986; Paasivaara & Helle, julkaisematon).
1.2.8 Puuntuotannon taloudellinen tulos
Kitu- ja joutomaan soiden ennallistaminen on usein puuntuotantomielessä taloudellisesti kannattamatonta toimintaa, mutta puuston korjaaminen voi alentaa ennallistamisen nettokustannuksia (Herranen 2015). Kustannuksia aiheuttavat suunnittelu, työmaan valmistelu sekä käytännön toimenpiteet ja työnohjaus. Kustannukset ovat riippuvaisia alueen koosta, mutta myös suon laadusta. Suon laatu vaikuttaa suoraan ojien täytön kustannukseen ja siihen, kuinka mittavia toimenpiteitä tulee tehdä. Laajojen alueiden suunnittelu tulee suhteessa
halvemmaksi kuin pienten kohteiden. Hakattavasta puusta saatavaan hintaan ja sen korjuukustannuksiin vaikuttavat samat tekijät kuin tavanomaisissakin talousmetsien hakkuissa.
(Rehell ym. 2013). Näitä ovat erityisesti hakattavan puun määrä ja laatu, hakkuutapa, rungon keskikoko ja lähikuljetusmatkan pituus (Rehell ym. 2013; Herranen 2015).
Tolvasen ym. (2013) mukaan ennallistamisen kustannustehokkuus tarkoittaa sitä, kuinka pienellä taloudellisella satsauksella ennallistamiselle asetetut tavoitteet pystytään saavuttamaan. Sitä voidaan tarkastella kahdesta eri lähtökohdasta, joista molemmat tulee huomioida käytännön toiminnassa. Kustannustehokkuuden parantaminen tarkoittaa, että tavoitteet pyritään saavuttamaan mahdollisimman alhaisilla rahallisilla resursseilla. Pelkästään tähän keskittymällä pyrittäisiin käyttämään mahdollisimman vähäiset kustannukset aiheuttavia menetelmiä. Kustannusvaikuttavuudella taas tavoitellaan käytettävissä olevalla rahamäärällä mahdollisimman laadukasta lopputulosta, ja pelkästään siihen perustuvassa ennallistamisessa keskityttäisiin kohteisiin, joista saatavat hyödyt olisivat suurimmat.
1.2.9 Vesistö
Soiden ennallistamisesta aiheutuu vesistön ravinnekuormituksen lisääntymistä lyhyellä aikavälillä (Ronkainen ym 2015). Myös orgaanisen hiilen kuormituksen kasvu on mahdollista.
Kokonaiskuormituksen määrä ja laatu riippuvat ennen kaikkea ennallistettavan suon turpeen ominaisuuksista. Kuormitus voi olla merkittävää etenkin ravinnerikkailta, kuusivaltaisilta kohteilta. (Koskinen 2016). Vesistöt ovat jo aiemmin kuormittuneet soiden ojituksen yhteydessä, joten lisäkuormitusta olisi syytä välttää (Koskinen ym. 2011). Pidempikestoisia seurantoja tulisi suorittaa, jotta soiden ennallistamisen pidemmän aikavälin vaikutukset vesistön ravinnehuuhtoumiin selviäisivät (Ronkainen ym. 2015).
Pidemmällä aikavälillä tarkasteltuna ennallistettavat suot voivat toimia pintavalutuskenttien tapaan ja suodattaa yläpuoliselta ojitusalueelta valuvia vesiä ennen niiden päätymistä vesistöön.
Parhaimmillaan pintavalutuskentät sitovat valtaosan vesien mukana kulkeutuvista ravinteista ja kiintoaineesta (Hynninen ym. 2010). Tupasvilla (Eriophorum vaginatum) on oleellisessa roolissa typen ja fosforin pidättämisessä suon vedestä. Ravinteita kertyy kasviin, ja ne sitoutuvat suolle kasvin kuolleen biomassan muodossa. (Silvan ym. 2004).
Joissain tutkimuksissa ravinteiden pidättymistä pintavalutuskentiltä ei ole kuitenkaan tapahtunut, ja ne ovat jopa voineet toimia ravinteiden lähteinä. Pidätystehokkuuden vaihtelua selittänevät erot pintavalutuskenttien koon, muodon, valuma-alueen käsittelyn ja kentälle saapuvan veden sekä ravinne- ja kiintoainekuormituksen määrän suhteen. Mahdollisimman tasaisen ja valuma-alueeseen nähden riittävän suuren alueen varaaminen pintavalutuskentäksi
pitävät huolen siitä, että rakennelma toimii tehokkaasti. Nämä ominaisuudet varmistavat sen, että vesi viipyy alueella tarpeeksi pitkään, ja ravinteilla on aikaa pidättäytyä maaperään ja kasvillisuuteen. (Hynninen ym. 2010). Kun kenttä vastaa kooltaan yhtä prosenttia yläpuolisen valuma-alueen pinta-alasta, voidaan sen olettaa toimivan halutusti (Nieminen ym. 2005).
Suuremman valunnan takia alueen koon tulee todennäköisesti olla suurempi pohjoisessa Suomessa. Pintavalutuskentän alkuvaiheen kuormitusta voitaisiin mahdollisesti vähentää tekemällä työ vaiheittain niin, että alapuoliset osat ennallistettaisiin ensin, jolloin myöhemmin ennallistettavan yläpuolen ravinteet voisivat pidättyä sille. (Hynninen ym. 2010). Sama menetelmä toimisi myös soiden ennallistamisen yhteydessä (Koskinen ym. 2011).
1.3 Metsähallitus
Metsähallitus on valtion liikelaitos. Se toimii maa- ja metsätalousministeriön hallinnonalalla lukuun ottamatta luonnonsuojeluun liittyviä asioita, joissa ohjaaja on ympäristöministeriö.
Metsähallituksen yleinen hallinnointi sekä talouden ja hallinnon järjestäminen nojaavat esimerkiksi Metsähallitusta koskevaan lakiin (234/2016) ja asetukseen (247/2016) sekä lakiin valtion metsätalousosakeyhtiöstä (235/2016). (Metsähallitus 2017a).
Liikelaitos toimii liiketaloudellisin periaattein liiketoiminnassaan, kun taas julkiset hallintotehtävät on määritetty laissa ja ne hoidetaan erikseen. Nämä hallintotehtävät rahoitetaan pääasiassa valtion talousarviossa siihen osoitetuilla varoilla, liiketoiminnan varoja ei käytetä niiden rahoittamiseen, eikä toisinpäin. Molemmista pidetään erillistä kirjanpitoa sekä laaditaan erilliset tilinpäätökset, molempien omaisuuksille on myös vahvistettu erilliset taseensa.
(Metsähallitus 2017a).
Metsähallitus hallinnoi reilua 12 miljoonaa hehtaaria valtion omistamia maa- ja vesialueita, mikä on melkein kolmannes Suomen pinta-alasta. Valtion maista valtaosa sijaitsee Itä- ja Pohjois-Suomessa. Alueista hieman yli puolet on talousmetsiä, joista kitu- ja joutomailla ei harjoiteta metsätaloutta. (Metsähallitus 2017b). Tällaisia alueita on valtiolla suhteellisesti enemmän kuin muilla metsänomistajilla keskimäärin. Metsähallituksen Metsätalous Oy vastaa metsätalousalueiden monikäyttömetsien käytöstä. Taloudellisen puuntuotannon rinnalla pyritään huomioimaan myös luontoarvot, virkistyskäyttö, porotalous sekä saamelaiskulttuuri.
(Metsähallitus 2016b).
Valtion omistamiin maihin ja vesiin kohdistuu monia eri käyttötarpeita (Karvonen 2011).
Metsien hoidon suunnittelu onkin ollut Metsähallituksessa monitavoitteista 1990-luvun alkupuolelta lähtien (Hiltunen 2012). Metsähallituksen strategiana on, että alueiden
yhteiskunnalle tuottama kokonaishyöty olisi mahdollisimman suuri. Metsähallituksessa käytettävä luonnonvarasuunnittelu on monitavoitteista, laajalle alueelle tehtävää strategista luonnonvarojen käytön suunnittelua. Sen avulla tarkennetaan luonnonvarojen käyttöön liittyvät linjaukset tulevaa suunnitelmakautta varten ja tuotetaan varsinainen lähiajan toimintaohjelma.
Suunnittelussa hyödynnetään nykyaikaisia metsävarojen simulointi-, analysointi- ja optimointimenetelmiä. Myös kansalaisten ja eri sidosryhmien odotukset, toiveet ja tavoitteet on tarkoitus kartoittaa ja ottaa huomioon suunnitelman laadinnassa, jolloin avuksi käytetään erilaisia päätöksenteon tukimenetelmiä. (Karvonen 2011).
Karvosen (2011) mukaan luonnonvarasuunnittelussa alueelliset luonnonvarasuunnitelmat laaditaan kymmenvuotiskaudeksi, ja niitä toteuttavat toimintaohjelmat seuraavaksi viideksi vuodeksi. Toimintaohjelmassa aikaisemmin tehdyt linjaukset muutetaan varsinaisiksi toimenpiteiksi. Tämä tarkoittaa esimerkiksi maankäyttöratkaisujen, luonnonsuojelualueilla ja talousmetsissä tehtävien luonnon monimuotoisuuttaa turvaavien toimien, virkistyskäytön painotusten sekä luonnonsuojelu- ja retkeilyalueiden roolituksen, hoidon ja palveluiden kehittämisen määrittelemistä. Keskeisimpien metsänhoitotöiden pinta-alatavoitteet, hakkuusuunnite, kasvatus- ja uudistushakkuiden pinta-alatavoitteet sekä metsätiestön kehittämiseen liittyvät asiat määritellään metsätalouden osalta. Toteutumista tarkastellaan viiden vuoden kuluttua tehtävässä välitarkastuksessa, joka tehdään myös osallistavan suunnittelun periaatteella.
Luonnonvarasuunnitteluun sisältyvän alue-ekologisen suunnittelun avulla sovitetaan yhteen alueiden eri käyttömuodot (Metsähallitus 2016a). Menetelmän avulla pyritään ohjaamaan metsätaloutta ja metsävarojen käyttöä niin, että jokaisella tarkastelussa olevalla alueella luonnon monimuotoisuus, eli alueella luontaisesti esiintyvien lajien säilyminen ja leviämismahdollisuudet, turvataan pitkälläkin aikavälillä. Tarkasteltaessa laajaa metsäaluetta kokonaisuutena saadaan luonnonhoitoon käytettävät varat kohdistettua ekologisesti tärkeimpiin kohtiin. (Karvonen 2011). Alue-ekologisessa suunnittelussa keskitytään tarkastelemaan erityisesti ekologisia käytäviä ja tukialueita, sekä niiden sijainnin suhdetta lajien säilymisen kannalta oleellisiin ydinalueisiin. Tarkasteluun sisältyvät niin monikäyttömetsät, luonnonsuojelualueet kuin virkistyskäytön erityisalueetkin. Alue-ekologista suunnittelua on tehty Metsähallituksessa jo melkein parikymmentä vuotta. (Metsähallitus 2016a).
Tietyn alueen luonnonvarasuunnitelman toteuttaminen vaatii metsätalouden osalta sijoitussuunnittelua, jossa tarkastellaan hakkuutavoittain tulevien hakkuiden kohdistamista sekä niiden korjuu- ja kuljetuskelpoisuutta alue-ekologiset tavoitteet samalla huomioiden (Karvonen 2011). Sijoitussuunnittelussa ei tarkastella yksittäisen metsikön käsittelyä, vaan
keskitytään laajempiin toimenpidekokonaisuuksiin. Sen avulla päätetään, missä järjestyksessä alueita ryhdytään tarkemmin suunnittelemaan. (Korhonen 2010).
Toimenpidesuunnittelu on metsätalouden alueilla kaikkein alimpana tasona suunnittelun hierarkiassa. Se on operatiivista suunnittelua, jolla ylemmän tason tavoitteita lopulta toteutetaan. (Korhonen 2010). Paikkatietojärjestelmä toimii toimenpidesuunnitelman pohjana.
Järjestelmästä saadaan tarvittavat tiedot kasvupaikasta, puustosta sekä huomioon otettavista erityiskohteista, joiden avulla suunnittelija pystyy koostamaan mahdollisesti ajankohtaiset metsänhoito- ja hakkuutyökohteet ja rajaamaan ne alustavasti kartalle. Maastokäynnillä suunnitelmaa tarkennetaan ja tehdään työn toteuttajaa varten tarvittavat maastomerkinnät.
Maastotarkistuksien jälkeen suunnitelma viimeistellään ja tiedot tallennetaan paikkatietojärjestelmään. (Karvonen 2011). Suunniteltujen töiden toteuduttua tilanne päivitetään uudestaan (Metsähallitus 2017d).
Päätöstukimenetelmiä on käytetty luonnonvarasuunnitelmien laadinnan yhteydessä 1990-luvun alkupuolelta lähtien (Hiltunen 2012). Alusta saakka näiden suunnitelmien teossa on ongelmien havaittu olevan monimutkaisia, useita ristiriitaisia tavoitteita ja etuja sisältäviä, joiden ratkaiseminen ilman minkään päätöstukimenetelmän apua olisi erittäin vaikeaa (Kangas ym.
1996). Useimmat luonnonvarasuunnitelmat toteutettiin kuitenkin 2000-luvun alkuun saakka ilman menetelmien hyödyntämistä. Suunnitelmien keskinäinen vertaaminen rohkaisi menetelmien systemaattisempaan käyttöön sekä uusien menetelmien testaamiseen ja soveltamiseen myöhemmissä suunnitteluprosesseissa. (Hiltunen 2012).
Hiltusen (2012) mukaan päätöstukimenetelmien luonnonvarasuunnittelussa käyttämisessä voidaan nähdä monia hyötyjä. Niiden avulla voidaan auttaa osallistujia hallitsemaan suunnittelutilannetta, keskittyä tärkeimpiin aiheisiin, tukea osallistujien omaa tavoitteenasettelua, ja helpottaa erityisesti sidosryhmien päätöksentekoon osallistamista.
Menetelmiä on voitava hyödyntää joustavasti, jotta suunnittelusta ei tule liian teknistä ja vaikeasti ymmärrettävää. Tämä tarkoittaa, että yksinkertaisissa tapauksissa riittävät yksinkertaisemmatkin menetelmät, kun taas monimutkaisemmissa tilanteissa voidaan hyödyntää perusteellisempia työkaluja. Metsähallituksella kokeillut monikriteeriset päätöstukimenetelmät ovat osoittautuneet tarpeeksi helpoiksi käyttää.
1.4 Monikriteerinen päätöksenteko
Päätöksen tekemisellä tarkoitetaan valitsemista vähintään kahden eri vaihtoehdon väliltä. Usein joudutaan huomioimaan monia kriteerejä samanaikaisesti. (Kangas ym. 2015, 3). Ihmisten päätöksenteko sisältää tavallisesti yksinkertaisissa tilanteissa sekä huolellista harkintaa että intuitiivista, tiedostamatonta ajattelua (Kahneman 2011, 19-30), joiden näissä tilanteissa usein ajatellaankin riittävän päätöksen tekemiseksi (Belton & Stewart 2002, 1-2).
Eteen tulevat ongelmat ovat toisinaan kuitenkin niin monimutkaisia ja merkittäviä, että jonkinlainen apu päätöksenteon tueksi voi olla paikallaan. Ihmisen aivot pystyvät käsittelemään vain rajatun määrän informaatiota kerrallaan (Belton & Stewart 2002, 2). Ihmisten ei voida myöskään aina olettaa toimivan ja ajattelevan täysin rationaalisesti (esim. Kahneman 2011), mikä vaikuttaa osaltaan sekin tekemiemme päätösten laatuun. Oletus ihmisen rationaalisuudesta ei ole kuitenkaan ongelmallinen päätöksentekoa tukevien menetelmien perusoletuksena. Päätöksien voidaan ajatella olevan parempia, kun ihmisiä avustetaan menetelmillä käyttäytymään rationaalisemmin. (Kangas ym. 2015, 5). Päätöksenteon avustaminen tarkoittaa ongelmatilanteen tarkempaa muodostamista ja sitä kautta sen parempaa ymmärtämistä. Kun päätöksentekijän omakohtainen arviointi muutetaan selkeämmäksi esitykseksi, päätösprosessista saadaan läpinäkyvämpi. (Belton & Stewart 2002, 3-5).
Päätöksentekijöiden oletetaan yleisesti päätöksentekotilanteissa laittavan vaihtoehdot järjestykseen ja valitsevan niistä omien mieltymyksiensä mukaisesti parhaan. Järjestämisen mahdollistamiseksi on valittava kriteereitä, jotka ovat ongelman kannalta oleellisia tarkastella.
(Bouyssou ym. (2001) Kankaan ym. (2015, 5) mukaan). Vaihtoehtoja vertaillaan kriteereiden avulla, jolloin saadaan selville, kuinka vaihtoehdot eroavat toisistaan (Belton & Stewart 2002, 52-55). Jokainen vaihtoehto tulee voida arvioida jokaisen kriteerin suhteen. Käytännön tilanteissa päätösprosessit saattavat sisältää erilaisia lähestymistapoja, määrittelyjä ja vaiheita, eikä mitään lopullista totuutta siitä, kuinka ne tulisi toteuttaa, ole olemassakaan. (Kangas ym.
2015, 6).
Monitavoitteiset päätöstukimenetelmät on kehitetty avustamaan päätöksentekijää valinnan tekemisessä eri vaihtoehtojen välillä. Päätöksentekijä vaikuttaa itse suuresti lopputulokseen, sillä menetelmät hyödyntävät päätöksentekijän antamia henkilökohtaisia preferenssitietoja.
(Ishizaka & Nemery 2013, 2). Menetelmistä voi olla apua myös silloin, kun päätöksentekijöitä on useita (Kangas ym. 2015, 9). Monitavoitteisten päätöstukimenetelmien avulla voidaan tarkastella keskenään ristiriidassa olevia tavoitteita sekä niiden painotuksia ja näin pyrkiä löytämään paras ratkaisu myös tilanteissa, joita ei voida ratkaista esimerkiksi pelkkää optimointia hyväksi käyttäen (Kangas ym. 2015, 17). Lineaarisen optimoinnin menetelmissä
pyritään tavallisesti ennustamaan tietyn valinnan seurauksia, mikä voi menetelmän vaatimusten takia tarkoittaa sitä, ettei kaikkia prosessiin osallisten oleellisia arvoja saada mukaan tarkasteluun. Menetelmät voivat myös olla monille vaikeita ymmärtää. (Ginger 2014).
Päätöstukimenetelmiä käytettäessä parhaan ratkaisun etsimisen sijaan voidaan pyrkiä myös esimerkiksi vaihtoehtojen järjestämiseen huonoimmasta parhaaseen tai niiden lajittelemiseen hyväksyttyihin ja hylättyihin vaihtoehtoihin (Roy 1981; Kangas ym. 2015, 4).
Tavoitteiden määrittäminen on tärkeä osa monitavoitteista päätöksentekoa (Malczewski (1999) Kankaan ym. (2015, 37) mukaan). Niistä tulisi käydä ilmi, mitä päätöksentekijä tahtoo saavuttaa päätöksellään (Keeney 1992, 7). Tämän jälkeen valittavien kriteerien on tarkoitus mitata, kuinka hyvin jokainen päätösvaihtoehto täyttää asetetut tavoitteet (Kangas ym. 2015, 37). Vaikka tavoitteet usein kilpailevatkin keskenään eli yhden parantaminen heikentää toista, on tiettyyn pisteeseen saakka mahdollista löytää ratkaisuja, jotka parantavat useita tavoitteita samanaikaisesti muiden kärsimättä (Keeney & Raiffa 1976, 34).
Niin sanottua arvopuuta käyttämällä voidaan muotoilla monet päätösongelmista (Kangas ym.
2015, 37). Arvopuu pitää sisällään kokonaistavoitteen, jota mitataan useilla kriteereillä, jotka vuorostaan voivat sisältää useampia alakriteereitä (Keeney 1992, 69-71). Alakriteerit ovat toisensa poissulkevia ja ne tarjoavat suuren määrän kuvailevaa tietoa ylemmän tason kriteeristä.
Alimpana arvopuussa voidaan esittää vaihtoehdot. Arvopuun sisältö voidaan esittää päätöshierarkiana (Kuva 1). (Kangas ym. 2015, 38).
Kuva 1. Päätöshierarkia, jossa ovat ylhäältä alaspäin lueteltuina kokonaistavoite, tavoitteet (kriteerit), ominaisuudet (alakriteerit) sekä vaihtoehdot (Kangas ym. 2015, 38).
Keeneyn (1992, 82-86) mukaan päätösongelman malliin valittujen kriteerien tulisi täyttää yhdeksän ominaisuutta. Jotta valitun kriteerijoukon voidaan sanoa olevan oleellinen, tulee päätösvaihtoehtojen vaihdella jokaisen kriteeriin suhteen niin, että vaihtoehdon valitseminen vaikuttaa oleellisesti asteeseen, jolla tavoitteet saavutetaan. Kun saatavilla olevilla päätösvaihtoehdoilla on vaikutusta kriteereillä mitattaviin seurauksiin, ovat kriteerit kontrolloitavia. Kriteerijoukko on kokonainen, kun se täyttää kaikki päätöksentekotilanteen oleelliset näkökulmat. Mitattavuus puolestaan tarkoittaa, että kriteerit kuvaavat tavoitteita tarkasti ja niistä voidaan havaita, millä tasolla nämä tavoitteet saavutetaan. Päätöksentekijän on siis nähtävä, että eri vaihtoehdoilla on eri seurauksia, ja että hänen omilla painotuksillaan on vaikutusta. Kriteereitä varten tarvittava tieto on voitava kerätä kohtuullisessa ajassa ja kohtuullisin resurssein, mitä tarkoittaa kriteerien operationaalisuus. Kriteerijoukon tulee olla hajotettavissa, mikä tarkoittaa, että jokaisen kriteerin seuraukset tulee voida erottaa itsenäisesti muiden kriteerien seurauksista. Kriteerien seurauksia ei tule laskea kahteen kertaan, jotta niitä voidaan kutsua tarpeellisiksi, ja ytimekkäiksi kriteereitä voidaan sanoa, kun niitä ei ole liikaa.
Ymmärrettävyys tarkoittaa, että kaikkien on mahdollista ymmärtää kriteerit samalla tavalla.
Kriteerit voivat olla mittaustavaltaan joko luonnollisia tai luotuja (Keeney & Raiffa 1976, 38- 41; Keeney 1992, 101-103). Eri kriteerien mittaustavan muodostuminen riippuu siitä, onko
olemassa valmista, luonnollista asteikkoa, jolla kriteeriä voisi mitata. Tällaisia valmiita asteikkoja voivat olla esimerkiksi eurot, kuutiometrit tai hehtaarit. Edellä mainitun kaltaisten asteikkojen puuttuessa voidaan kehittää omia asteikkoja, jolloin kyseessä on luotu asteikko.
(Keeney 1992, 101-103). Virkistysarvo ja maisemallinen kauneus ovat esimerkkejä kriteereistä, joita mittaamaan numeerisia asteikkoja on luotu. Tavallisesti nämä asteikot on tehty tiettyä päätöksentekotilannetta ajatellen ja vain siihen sovellettavaksi. (Keeney 1992, 102; Kangas ym.
2015, 40). Jonkin kriteerin mittaus voi olla myös niin monimutkaista, ettei mitattavaa asteikkoa saada muodostettua. Tällöin voidaan käyttää ns. edustajakriteeriä (proxy), joka mittaa tavoitteen täyttymistä epäsuorasti. (Keeney 1992, 103). Esimerkiksi vanhan metsän voidaan ajatella kertovan biodiversiteetistä, jolloin sen määrää voidaan käyttää sitä edustamaan (Kangas ym. 2015, 40).
Kriteerien mittaustapa voi olla myös joko kardinaalinen, eli suhde- tai välimatka-asteikollinen, tai ordinaalinen, eli järjestysasteikollinen (esim. Lahdelma ym. 2002; Kangas & Kangas 2003).
Järjestysasteikolla mitatusta kriteeristä käy ilmi vain vaihtoehtojen prioriteettijärjestys kriteerin suhteen, eikä ollenkaan määrällisiä eroja vaihtoehtojen välillä (Kangas ym. 2015, 93).
Järjestysasteikkoon perustuvat menetelmät ovat monesti helpompia käyttää (Pasanen ym.
2005), mutta niitä käyttämällä menetetään tieto vaihtoehtojen välisistä vaihtosuhteista (Leskinen ym. 2004).
Vaihtoehtoja laadittaessa tulisi ottaa huomioon päätöksentekijän tavoitteet. Mikäli vaihtoehdot on tehty ennen tavoitteenasettelua, voi olla, ettei yksikään niistä täytä tavoitteita kunnolla.
(Kangas ym. 2015, 41-42). Vaihtoehdot voidaan luoda esimerkiksi käymällä läpi jokainen kriteeri, ja miettimällä sille optimaalinen vaihtoehto. Samoin voidaan miettiä kaksi kriteeriä yhdellä kertaa täyttäviä vaihtoehtoja, ja lopuksi kaikki kriteerit jollain tasolla tyydyttävä vaihtoehto. (Keeney 1992, 202). Vaihtoehtojen luonnin jälkeen tulisi selvittää niiden suoriutuminen jokaisen kriteerin suhteen. Tämä ei ole aina helppoa monien tekijöiden vaikean mitattavuuden takia, minkä takia usein käytetäänkin edustaja-kriteereitä sekä luotuja, asiantuntijan arvioihin perustuvia kriteereitä. (Kangas ym. 2015, 42).
Monikriteerisessä päätöstuessa on oleellista, että päätöksentekijä osaa kertoa kuinka hän suosii (preferoi) eri tavoitteita suhteessa toisiinsa (von Winterfeldt & Edwards 1986, 5-6).
Preferoinnin aste tulisi myös osata ilmaista joko järjestyksellisesti tai määrällisesti. Jos päätöksentekijä osaa sanoa tietyn muutoksen olevan parempi kuin toinen, kyseessä on järjestyksellinen ilmaisu. Mikäli hän osaisi sanoa myös kuinka paljon toinen on parempi toista, kyseessä olisi määrällinen ilmaisu. (Kangas ym. 2015, 42).
Kankaan ym. (2015, 43-44) mukaan dominanssi on yksi tilanteista, jolloin erillistä mallia ratkaisun tekemiseksi ei tarvitse muodostaa. Dominanssissa yksi vaihtoehdoista on vähintäänkin yhtä hyvä kuin toiset vaihtoehdot joidenkin kriteerien suhteen, ja lisäksi selkeästi parempi muiden kriteerien suhteen. Jos jokin vaihtoehdoista on dominoitu, se tarkoittaa, ettei se tule koskaan valituksi parhaaksi vaihtoehdoksi, olipa päätöksentekijän mieltymykset millaiset tahansa. Tällainen vaihtoehto voidaankin jättää kokonaan pois tarkastelusta. Jos jokin vaihtoehdoista dominoi kaikkia muita, on parhaan vaihtoehdon valinta helppoa. Ei-dominoidut vaihtoehdot muodostavat tehokkaan rajapinnan, toisin sanoen Pareto-optimaalisen joukon vaihtoehdoista (Kuva 2). Keeney & Raiffa (1976, 534) kertovat Pareto-optimaalisuuden olevan sosiaalisen hyvinvoinnin teorian kulmakiviä. Tällöin Pareto-optimaalinen vaihtoehto on sellainen, jossa yksikään yksilö ei voi parantaa asemiaan muiden yksilöiden kärsimättä. Jos vaihtoehto ei ole Pareto-optimaalinen, voitaisiin toisin sanoen jonkun asemaa tai jotain kriteeriä vielä parantaa muiden siitä heikentymättä.
Kuva 2. Esimerkki kahden kriteerin (Eläimet, Tulot) suhteen tarkastelluista vaihtoehdoista.
Mustat pisteet esittävät dominoituja vaihtoehtoja ja valkeat ei-dominoituja. Ei-dominoidut vaihtoehdot muodostavat tehokkaan rajapinnan, eli Pareto-optimaalisen joukon
vaihtoehdoista. (Kangas ym. 2015, 44)
Kankaan ym. (2015, 45) mukaan monitavoitteisen hyötyfunktion muotoilussa oletetaan, että kriteereitä on tietty määrä, ja että osahyötyfunktio voidaan määrittää jokaiselle niistä. Tämän jälkeen osahyötyfunktiot tulee yhdistää keskenään, jotta vaihtoehtojen kokonaishyöty saadaan selville. Yhdistäminen tehdään antamalla kriteereille eri painoarvoja niiden tärkeyksien mukaan.
Sovelletuin hyötyfunktio on lineaarinen additiivinen hyötyfunktio (kaava 1).
𝑈𝑖 = ∑𝑚𝑗=1𝑎𝑗𝑐𝑗𝑖 (1)
jossa
Ui = Vaihtoehdon i kokonaishyöty
cji = Vaihtoehdon i suoriutuminen kriteerin j suhteen aj = Kriteerin j painoarvo
Useimmiten edellytetään, että
∑𝑚𝑗=1𝑎𝑗 = 1, (2)
sillä muutoin funktion arvo voisi nousta loputtomasti vain painoarvoja nostamalla. Kriteerien vaihtosuhteet, eli paljonko tietystä kriteeristä päätöksentekijä on valmis luopumaan lisätäkseen toisen kriteerin määrää, voidaan laskea kriteerien painoarvojen keskinäisen suhteen perusteella.
(Kangas ym. 2015, 45).
Lineaarisessa additiivisessa hyötyfunktiossa kriteerien väliset vaihtosuhteet ovat muuttumattomat. Tämä tarkoittaa, ettei halukkuus vaihtaa toista kriteeriä toiseen muutu, vaikka vaihdossa pois annettavaa kriteeriä olisi jäljellä enää vähän, ja vaihdossa saatavaa kriteeriä olisi jo valmiiksi runsaasti. Kun marginaalihyöty ajatellaan alenevaksi, edellä oleva oletus ei kuitenkaan päde. Tällöin käyttöön täytyy ottaa additiivinen hyötyfunktio (kaava 3). (Kangas ym. 2015, 46).
𝑈𝑖 = ∑𝑚𝑗=1𝑎𝑗𝑢𝑗(𝑐𝑖𝑗) (3)
jossa
uj(cij) = kriteerin j osahyöty
Osa-hyöty uj(cij) voi olla myös epälineaarinen. Additiiviset hyötymallit ovat luonteeltaan kompensoivia, mikä erottaakin ne muista hyötymalleista. Käytännössä tämä tarkoittaa, että tietyn kriteerin vähäinen määrä voidaan täysin korvata toisen kriteerin suurella määrällä.
Tämänkaltaisessa mallissa tarvitaan enemmän tietoa päätöksentekijältä, sillä hänen mieltymyksensä määrittelevät hyötyfunktion ja näin ollen kriteerien keskinäiset vaihtosuhteet.
