Pool-looduslike koosluste taastamine Hanikatsi laiul...selt I sajandi paiku p Kr (vanem rauaaeg), sellest ajast pärinevad vanimad vikatileiud Eestis (Kukk, Kull 1997) Seega võib

Karoliina Liiv

Pool-looduslike koosluste taastamine Hanikatsi laiul

Magistritöö

Tartu ÜlikoolLoodus- ja tehnoloogiateaduskond

Botaanika ja ökoloogia instituut

Tartu 2008

Juhendaja: Elle Roosaluste

2

Sisukord

1. T eor eeti li n e sissej u h at us 5

1 1 Poollooduslike alade taastamise olulisus 5

1 2 Rohumaade teke ja traditsiooniline majandamine 8

1 3 Muutused majandamise lakkamisel 91 3 1 Rohustu muutumine kõrgeks, lopsakaks ja liigivaeseks 101 3 2 Võsastumine 101 3 3 Varise ja kuluhulga järsk tõus 111 3 4 Toitainete lisandumine 111 3 5 Metsastumine 11

1 4 Piirangud taastamisel 111 4 1 Muld ja mullaviljakus 111 4 2 Toitainete lisandumine atmosfäärist 111 4 3 Leviste kättesaadavus 12

1 4 3 1 Seemnepank 121 4 3 2 Seemnevihm 12

1 4 6 Selgrootute levik 121 4 7 Ühildamatud eesmärgid 13

1 5 Taastamise tehnikad 131 5 1 Mulla toitainesisalduse vähendamine biomassi eemaldamisega 141 5 2 Fosfori kontsentratsiooni vähendamine 141 5 3 Toitainete lisamine 151 5 4 Põletamine 151 5 5 Mulla pealmise osa eemaldamine 151 5 6 Karjatamine 151 5 7 Passiivne ja aktiivne taimse ja loomse materjali levik 161 5 8 Niitmine 161 5 9 Seemnesegude külvamine 161 5 10 Istutamine (slot seeding) 171 5 11 Umbrohtude kontrolli all hoidmine 171 5 12 Abikultuuri (nurse crop) kasutamine 181 5 13 Dominantsete graminoidide kontrolli all hoidmine 181 5 14 Rohukamara siirdamine 19

3

Pool-looduslike koosluste ta astamine Hanik atsi laiul

1 6 Erinevad taastamisvõimalused sõltuvalt lähtekooslusest 191 6 1 Taastamine võsastunud niidu puhul 201 6 2 Taastamine intensiivselt majandatud ala puhul 211 6 3 Liigirikka rohumaa taastamine taimkatteta alale 21

1 7 Eesti puisniitude taastamiseks kasutatav metoodika 21

1 8 Invasiivliikide roll loodusliku tasakaalu muutjatena 24

1 9 Mets-harakputke bioloogia ja ökoloogia 251 9 1 Liigi nimed 251 9 2 Liigi tunnused 251 9 3 Levik 261 9 4 Lisainfo 271 9 5 Preventsioon 271 9 6 Kontroll 28

2. M at erja l ja m etoodik a 29

2 1 Uurimisala kirjeldus 29

2 2 Välitööde metoodika 302 2 1 Puisniidu taastamise uurimise metoodika 302 2 2 Mets-harakputke (A. sylvestris) tõrje uurimise metoodika 31

2 3 Andmetöötluse metoodika 322 3 1 Puisniiduruutude andmetöötluse metoodika 322 3 2 Niiduruutude andmetöötluse metoodika 34

3. T u lemused 35

3 1 Puisniit 353 1 1 Muutused puisniidu proovialade valgustustingimustes 353 1 2 Muutused puisniidu proovialade liigistikus 36

3 2 Niit 37

4. A ru t elu 39

Kok k u võt e 40

Su m m a ry 41

4


K a su tat u d k irja n dus 42

Internetileheküljed 44

Kaardimaterjalid 45

Andmebaasid 45

Lisa d 46

Lisa 1 Hanikatsi paiknemine mandri ja Hiiumaa suhtes 47

Lisa 2 Hanikatsi laid 48

Lisa 3 Puisniidu loendusruutude liigistik 49

Lisa 4 Liikide katvused puisniiidu ruutudel 54

Lisa 5 Liikide arvu ja katvuse muutused aastate lõikes 61

Lisa 6 1 Liikide üldarvukus 64

Lisa 6 2 Niiduliikide arv 65

Lisa 6 3 Metsaalustaimestiku liikide arv 66

Lisa 6 4 Ruderaaltaimede liikide arv 67

Lisa 6 5 Puittaimede liikide arv 68

Lisa 6 6 Niiduliikide katvus 69

Lisa 6 7 Metsaalustaimede katvus 70

Lisa 6 8 Ruderaaltaimede katvus 71

Lisa 6 9 Puittaimede katvus 72

Lisa 7 Puurinde liituvus ja põõsarinde katvus 73

Lisa 8 Liikide sõltuvus aastast ja Tukey test 74

Lisa 9 Juurdetulnud ja kadunud liigid puisniidu prooviruutudel 76

Lisa 10 β väärtuste arvutamine 79

Lisa 11 Mets-harakputke katseruutude kirjeldused 81

Lisa 12 Mets-harakputke lehtede pikkused 88

5

1. Teoreetiline sissejuhatus

1.1. Poollooduslike alade taastamise olulisus

Alustaksin kahe looduskaitse põhiteesiga (Young 2000):

kuigi taastamine (restoration) võib ökosüsteemi säilitamisele (conservation) kaasa aidata, on see siiski alati halvem variant, kui originaal-ökosüsteemi õigeaegne kaitse;

ex situ “taastamine” asendamaks degradeeritud või hävitatud kasvu- ja elukohti, on parimal juhul õigustatud äärmuslike faktorite ilmnemisel, halvemal juhul aga lihtsalt vastustundetu

Samuti on leitud, et rohumaade taastamise tulemus ei ole üldjuhul stabiilne (Tikka et al. 2001) Samas on suurem osa looduslikest kooslustest arenenud maades rikutud ja keskkonna ning sellega seoses ka biodiversiteedi säitlitami-seks on ainuke võimalus nende taastamine Viimase mõnekümne aasta jooksul on ilmunud hulganisti sellele teemale pühendatud teoreetilisi töid Graehme Caughley (1994) on välja toonud kaks paradigmat ökosüsteemide säilitamise bioloogias: kahaneva populatsiooni paradigma ja väikese populatsiooni para-digma Esimene neist väidab, et kui mingi populatsiooni arvukus langeb, on olemas ebastandardne faktor, mis languse põhjustab ja sellest lähtuvalt püü-takse rakendada meetmeid selle negatiivse mõju vähendamiseks Väikese popu-latsiooni paradigma tähendab seda, et kui mingi populatsiooni üldarvukus on langenud alla kriitilise piiri ja kõik selle populatsiooni ellujäänud isendid asuvad ligistikku, siis on suur risk, et ebasoodsate tegurite mõjumisel on kogu asurkond hävimisohus Sellest lähtuvalt keskendutakse populatsiooni elujõu-lisuse säilitamisele ja väljasuremise määra minimiseerimisele Kui me ei eelda, et suhteliselt stabiilsetes looduslikes tingimustes vahelduvad erinevad ökosüs-teemid kiiresti ja omatahtsi (ebaproduktiivne eeldus), võib arvata, et kvaasi-stabiilsetes tingimustes eksisteerivad kvaasistabiilsed ökosüsteemid See tähen-dab, et kõik olemasolevad liigid on seal elanud väga pikka aega ja hoolimata sellest, et nende arvukus ja elujõulisus võivad kõikuda aastate või pikemate perioodide lõikes, on nad elujõulised ja pikemas perspektiivis ei ole oodata kesk-mise tasakaalu olulist muutust

Juhul kui ühe konkreetse liigi arvukus mingis kohas langeb, tuleb kahaneva populatsiooni paradigmast lähtudes teha kindlaks, milline tegur kahanemise põhjustab Lähtudes väikese populatsiooni paradigmast, on liigi väljasuremis-risk seda suurem, mida väiksem on konkreetne populatsioon Siin tuleb sisse tuua mustri hüpotees (Young 2000) ehk frangmeteerumise mõju asurkonna

�

�

6


elujõulisusele Kui ühel ja samal pindalal, näiteks ühel hektaril, on pool pin-nast säilinud loodusliku kooslusena ja teine pool kultiveeritud, on võimalikud erinevad variandid (Joonis 1) Negatiivne ääreefekt on suurem juhul, kui ala on jagatud väikesteks tükkideks ja vähemoluline, kui looduslik kooslus on säili-nud ühtse alana Positiivne ääreefekt võib vastupidiselt olla suurem fragmen-teeritud alal, kuna kiireneb leviste laialipaiknemine Üldjuhul on stabiilsemad vähem fragmenteeritud süsteemid

• • • •• • • • • • • • • •• •• • ••• • • • • ••••• ••• • • • • • • • • • • • • • •

Joonis 1. Ökosüsteemi erinevate fragmenteerituse mustrite mõju. Tumedad alad kujutavad hea kvali-teediga ala ja heledad degradeerunud ala. (a) Mõlemal joonisel on pool alast hävinud, jättes alles kas väiksed lapid suure ääre-pindala suhtega (üleval) või suured lapid madala ääre-pindala suhtega (all). (b) Negatiivsed ääreefektid on tugevamad, kui ala on jagatud väiksemateks lappideks. (c) Positiivsed ääreefektid, nagu uute liikide levimine antud piirkonda, võivad olla suuremad degradeeritud maas-tikul (Young 2000).

Tuleks märkida, et tasakaalustumisprotsessid on väga aegased Lindborg ja Eriksson (2004) on uurinud fragmenteeritud pool-looduslike koosluste liigi-rikkust ja leidunud, et see sõltub eelkõige sellest kui suured olid vastavad alad minevikus Kui mingi osa pool-looduslikust alast on säilinud ilma intensiivse kultuuristamiseta, võib liigirikkus seal säilida rohkem kui sada aastat hooli-mata ökosüsteemi muutustest Seetõttu ei tarvitse fragmentatsiooni ja liigi-rikkuse hetkenäitajate korrelatsioon olla kuigi adekvaatne Ehk teisisõnu, suur liigirikkus väikestel aladel võib olla lihtsalt märk looduse tasakaaluprotsesside pikaajalisusest

Tilmani (1997) uurimistöös vaadeldi, kuidas introdutseeruvad külvatud taimed ökosüsteemidesse, kus nad teoreetiliselt võiksid esineda, kuid ei esine-nud Suurem osa neist jäi ruudul püsima ja laigu üldkatvus suurenes, kuid see ei toonud kaasa eelnevalt olemasolnud liikide kadumist Tulemuseks oli seega

7


suurenenud liikide arvukus Ta oletab, et uued liigid täitsid lihtsalt mingil põhjusel juba eelnevalt eksisteerinud augud koosluses Samas on võimalik, et sellised ühel või teisel põhjusel tekkinud augud täidavad ruderaaltaimed või introdutseeritud liigid, mis hävitavad lõpuks täielikult algse koosluse

Tõenäoliselt pakuvad need uuringud eelkõige teoreetilist huvi, sest peaaegu kõikidele ökosüsteemidele toimivad ebastandardsed faktorid Väga tõenäoliselt, aga mitte tingimata, on need põhjustatud inimtegevusest, kuid kindel on see, et bioklimaatilised tingimused Eestis ja lähialadel muutuvad lähiaastate jook-sul märkimisväärselt

Eestis nagu mujalgi Euroopa parasvöötmes, ei ole olemas ühtegi loodus-likku kooslust (kui välja arvata roostikud, mõned lammialad, teatud reservat-sioonidega ka ürgmetsa reservaadid ja mõned väga üksikud majandustege-vuseks mittesobivad alad, näiteks rannad) Me ei tea, missugune võiks välja näha siinne looduslik kooslus – tõenäoliselt võiks olla pehmema kliimaga mere-äärne madalala (Loode- ja Lääne-Eesti ja saared oma viljakamates kohtades) kaetud tiheda alustaimestikuga, kuid hõreda laialehise metsaga Külmem Kesk- ja Ida-Eesti oleks aga pigem taiga üleminekuala Kui veel pisut üle saja aasta tagasi oli umbes 10% Eesti metsadest tammikuid, mis raiuti maha plahvatus-likult arenenud vineeritööstuse ja laevaehituse tarbeks, siis võib arvata, et sel ajal olid ka Eesti kooslused märksa erinevamad praegustest Lisaks veel muudatused, mis on toimunud peale seda, nagu põllumassiivide ühendamine, mehhaniseerimine, kollektiivpõllumajanduse teke, väetised ja herbitsiidid ning muud põllu- ja metsamajanduse intensiivistumisega seotud nähtused

Nõnda ei olegi üllatav, et Eesti liigirikkaimad alad on pool-looduslikud kooslused Selle põhjusteks võib lugeda valgus- ja võsukonkurentsi elimi-neerimise, mis on saavutatud puude raiumise (ka põõsaste raadamise jne) ja pideva niitmisega Samuti on muudetud koosluse agrokeemilist tasakaalu: esi-teks biomassi väljaviimise (heina niitmine, puidu, sh peenpuidu kasutamine), teiseks ale- ja kulupõletamise (mis on paljudel Eesti aladel olnud traditsiooni-line majandamisviis) ning kolmandaks karjatamisega (mis ühelt poolt rikastab mullastikku lämmastikurikka väetisega ja teiselt poolt piirab teatud liikide arvukust vastavalt loomade toidueelistustele) Eesti kliimavöötmes saaksid looduslikud rohumaad eksisteerida väga ektremaalsetel aladel, näit üleuju-tatavad lammid vms Seetõttu eksisteeribki madalakasvulise taimkatte liigi-rikkus just hooldatavatel aladel

Lähiriikides (Soome, Rootsi) on pool-looduslikud niidualad hakanud kadu-ma juba eelmise sajandi alguses (Lääne-Euroopas juba veelgi varem), Eestis aga alles viiekümnendatel-kuuekümnendatel (Kukk, Kull 1997) Nõukogude perioodil hoiti ka alasid ilma otsese kaitse-eesmärgita hooldatuna, sest see oli põllumehele lisateenistuse allikas Eesti Vabariigi tulekuga kadus idaturg ja samal ajal lubati

8


Eestisse tuua Lääne-Euroopast riikliku dotatsiooniga toodetud toiduaineid ning fragmenteeritud niidulappide hooldamine muutus majanduslikult ebatasuvaks Hooldati üksikuid looduskaitsealuseid alasid, nagu näiteks Laelatu, Vilsandi jne Viimastel aegadel on tänu teadlastele, pärandkultuuri uurijatele ja järgijatele ning teistele pehmete väärtuste hindajatele mõistetud, et pärandkooslustel on väga oluline kultuuriline tähtsus Samuti säilitab koosluse biodiversiteet tema elujõudlust (Tilman 1997) ning ebaoluline pole ka asjaolu, et olukorras, kui fossiil-kütuste kättesaadavus väheneb ja hind tõuseb, võivad traditsioonilised ja kesk-konnasäästlikud tootmisviisid muutuda taas majanduslikult mõttekaks

1.2. Rohumaade teke ja traditsiooniline majandamine

Kuna enamasti on niidud inimtekkelised, on nad ka kindlasti nooremad kui inimasustus Inimesega koos hakkasid tekkima esimesed niiduilmelised maas-tikud – laagripaiga ümbrusest koguti kütte- ja tarbepuitu (ehitised, tööriistad), põletamine muutis samuti ala lagedamaks Ilmselt raiuti ja võeti puitmaterjali valikuliselt, sest igaks tarbeesemeks vajati erinevat puitu Haruldasemad liigid jäeti alles, kasutati eelkõige arvukaid liike Mõeldes tuleviku peale ei võetud koduümbrust enamasti päris paljaks, sest hiljem oleks pidanud aina kauge-mal puude järel käima ja nii tekkisid puisniidud Esimesed puisniidulaadsed kooslused võisid Eestis tekkida 8000–9000 aastat tagasi, laialdasema leviku said nad tõenäoliselt meie ajaarvamise alguses tänu vikati kasutuselevõtule (Laasimer 1965) Puisniitude ilme säilitamisel võisid rolli mängida ka rohu-sööjad, kes tihtipeale eelistavad just noori võrseid ja ilmselt kasutatigi sellist koduümbruse mõningate puudega ala heinateo alguseni puiskarjamaana Puis-niitude ja puiskarjamaade kujunemisele on kindlasti kaasa aidanud ka karja-tamise laiem levik alates umbes 2000 a e Kr , sest loomadele tehti talveks lehisvihtu söödaks ja selleks sobivad just oksad hõredalt kasvavatelt puudelt Peamiselt kasutati haaba, kaske, pihlakat, saart jt (Kukk, Kull 1997)

Tolleaegsete maastikumuutuste teadasaamiseks uuritakse eelkõige taime-jäänuseid (õietolmu soo- ja järvesetetes, inimese elu- ja matmispaikades), mis teatud tingimustes (näiteks liigniiskuses) võivad väga kaua säilida Näiteks Lõuna-Rootsis tehtud õietolmuanalüüsid näitavad, et umbes 3000 aastat tagasi tõusis järsult kõrreliste õietolmu osakaal, mis laseb oletada, et sel ajal tekkis juurde palju lagedaid alasid Lähisajalugu kajastavad juba kaardid ja muud kirjalikud allikad Heinateoks sobivad tööriistad on kasutusele tulnud ilm-selt I sajandi paiku p Kr (vanem rauaaeg), sellest ajast pärinevad vanimad vikatileiud Eestis (Kukk, Kull 1997) Seega võib toda aega lugeda pool-loodus-like rohumaade tekkeajaks sellisel kujul, nagu me neid tänapäeval tunneme Tsiteerides Kriiskat (2004: 47): “Väga raske on kindlaks määrata, kui kaugele

9


minevikku ulatub tagasi iga konkreetne pool-looduslik taimkatteala Ent kahtlemata on rauaaja hilisematel järkudel kestva niitmise ja karjatamise tõttu kujunenud loodusliku elustikuga kooslused seotud lähimineviku puis-, ranna-, lammi- ja teiste niitudega Küllap saab vähemalt viikingiajast alates rääkida pärandkooslustest, mis tõepoolest säilisid samades kohtades kuni traditsiooni-lise külapõllunduse hääbumiseni eelmise sajandi teisel poolel ” Ilmselt tekki-sid esimesed niidud veekogude läheduses, kohtades, kuhu inimesed esimesena elama asusid Seal oli ka kergem selleilmelist maastikku kujundada, sest puude kasv ja võsastumine on märgadel aladel aeglasem (Pork 1979)

Võib arvata, et paljude aastasadade jooksul ei muutunud väljakujunenud majandamisviis oluliselt Kevadel raiuti heinamaad tavaliselt võsast puhtaks, jämedam hagu kasutati kütteks, kasvama jäeti ainult suuremad puud Pärast heinategu lasti loomad heinamaale sööma ja tallama, et samblad ei pääseks vohama A W Hupeli andmeil on heinamaade puhastamiseks ka kulu põle-tatud (Troska 2004)

Võsa raiuti majapidamises laialt kasutatud universaalsete tööriistadega: kirve ja kiiniga, kuid ka erilise võsaraua ehk võsavikatiga, mille abil on ühtlasi puhastatud alemaid Pinnast tasandada ja mättaid eemaldada oli kõige lihtsam kõplataolise laia teraga mättakirvega Raiutud hagu kasutati majapidamises kütteks (Troska 2004) Puisniidult saadi peale heina ja puidu ka mett, pähkleid ja ravimtaimi, lisaks kütiti seal loomi

Tihti kasutati puisniite ühiselt ja need võisid asuda talupere elamisest üsna kaugel Enamasti paiknes igal suuremal niidul heinaküün, kust hein veeti välja alles talvel Heinategu ja lookaarutamine jäi enamasti (mitme pere) noorte, sulaste ja tüdrukute hooleks, kelle jaoks oli see oluline vaheldus argirutiinile

1.3. Muutused majandamise lakkamisel

Suurim oht rohumaadele on olnud laialdane elupaikade hävitamine (linna-arendus, transpordi infrastruktuur, intensiivne põllumajandus) 1940nda-test aastatest on tehisväetiste kättesaadavus võimaldanud vilja kasvatada ka muidu vähese tootlikkusega aladel (loomasöödaks või inimtoiduks) ja väetisi lisati isegi karjamaadele, et nende tootlikkust tõsta Viimasel ajal on majandamise puudumise tõttu peamiseks ohuks saanud hoopis selliste alade degradatsioon (Hutchings & Stewart 2002) Sellega kaasneb liigirikkuse vähe-nemine ja paljude lokaalpopulatsioonide väljasuremine Selline väljasure-mine leiab aset ka kaitstavatel aladel, kus on suudetud traditsiooniline majan-damine ja elukoha kvaliteet säilitada (Fischer & Stöcklin 1997) Allesjäänud alad kannatavad elupaikade fragmenteerumise all – kaitstavad alad on väikesed ja üksteisest isoleeritud (Hutchings & Stewart 2002)

10


Tänu lubjarikaste alade loodusliku suktsessiooni keskpositsioonilisele asendile on sellised alad ohustatud nii põllumajanduse intensiivistumise kui hooletussejätmise poolt Looduskaitsetöötajate eesmärk on sobivate meetme-tega hoida ära looduslik suktsessioon ja säilitada pool-loodusliku ala tasakaal (Hutchings & Stewart 2002)

Niitmise või karjatamise lakkamisel vallandub suktsessioonirida, mis üle võsastumise viib metsa tekkeni Liigiline koosseis ja selle muutumise kiirus sõltub kasvukohatüübist ja looduslikest tingimustest, millega üldiselt kaas-nevad järgmised protsessid:

1.3.1. Rohustu muutumine kõrgeks, lopsakaks ja liigivaeseks

Et niitmisega ei viida enam orgaanilist ainet välja, tõuseb huumuse sisaldus mullas ja aurumise vähenemise tõttu suureneb mulla niiskus Nii hakkavad kas-vama märjemate kasvukohtade liigid Suureneb hilise arenguga liikide arvu-kus, mida niitmine oli alla surunud, samuti liikide osatähtsus, mille seemned ei ole heinaajaks valminud Hakkavad levima sulg-aruluste (Brachypodium pinnatum), sinihelmikas (Molinia caerulea), maikelluke (Convallaria majalis), jäneskastik (Calamagrostis epigejos), pajuvaak (Inula salicina), valge madar (Galium album), keskmine ristik (Trifolium medium), arujumikas (Centaurea jacea), angervaks (Filipendula ulmaria), soo-ohakas (Cirsium palustre), sarik-hunditubakas (Hieracium umbellatum) jm (Kukk & Kull 1997)

1.3.2. Võsastumine

Rohtaimed avaldavad pidurdavat mõju puude idandite kasvule Seetõttu toi-mub võsastumine suhteliselt aeglaselt – viie kuni kümne aastaga Võsastumisel esinevad sõltuvalt mullastikutüübist erinevad puuliigid: gleimuldadega puis-niitudel Pärnu- ja Läänemaal haab, mänd, hall lepp ja mitmed pajud, gleistunud parasniisketel Loode-Harjumaa puisniitudel sarapuu ja mänd, lubjarikastel aladel kadakas ja viirpuu Puude ja põõsaste katvuse suurenemisel introdut-seeruvad varjulembesed metsataimed: longus helmikas (Melica nutans), ime-kannike (Viola mirabilis), sinilill (Hepatica nobilis), võsaülane (Anemone nemorosa), harilik kuutõverohi (Polygonatum odoratum), kevadine seahernes (Lathyrus vernus) jm (Kukk & Kull 1997)

Botaanikud vaatlevad rohumaade võsastumist kui kahjulikku nähtust, puittaimede domineerimine surub teised liigid alla ja vähendab seega üldist liigirikkust Samas on võsakooslustel oma ökoloogiline tähtsus – see on pelgupaigaks lindudele ja elupaigaks iseloomulikule selgrootute faunale Liikuvamatele putuketele on oluline just üleminekula, sest see pakub ühest küljest toitumisvõimalusi avatud niidul ja teisest küljest kaitset võsas See-

11


pärast soovitatakse taastataval maa-alal säilitada heterogeensust (Hutchings & Stewart 2002)

1.3.3. Varise ja kuluhulga järsk tõus

Kulukihi paksenedes tõrjutakse välja väiksemakasvulised liigid Oluliselt halve-nevad valgustingimused

1.3.4. Toitainete lisandumine

Kuna toitaineid ei viida enam kooslusest heinaga välja, hakkavad need kogu-nema Toitainete lisandumise lisapõhjusena võib mainida eutrofeerumist õhusaaste läbi või kõrvalasuvatelt põldudelt alale sattuvate väetistega Kõik need variandid viivad taimestiku produktsiooni tõusule ja seega liigirikkuse vähenemisele (Hutchings & Stewart 2002)

1.3.5. Metsastumine

Rohukamar hävib kõigepealt laiguti, seejärel kogu alal Puurindesse jõua-vad kiirekasvulised liigid saar, lepp ja haab Põõsarindes leidub sarapuud, paakspuud, toomingat ja pajusid Alarinded hõrenevad ja rohurinne koosneb varjutaluvatest taimedest Hiljem (Eesti tingimustes) asendub võsa enamasti okasmetsaga (Kukk & Kull 1997)

1.4. Piirangud taastamisel

Peamistelt limiteerivad taimkatte taastumise protsessi leviste puudus ja nende aeglane jõudmine alale, füüsilise keskkonna vaenulikkus ja ressursside vähesus (Hutchings & Stewart 2002)

1.4.1. Muld ja mullaviljakus

Paljal maal (loopealsel) taimkoosluse taastamiseks on tavaliselt vaja lisada veidi mulda, mullaorganisme (eriti mükoriisamoodustajaid) ja mõned taime-liigid (eriti liblikõielisi lämmastiku fikseerimise eesmärgil), et protsessi kiire-mini käima lükata (Hutchings & Stewart 2002)

1.4.2. Toitainete lisandumine atmosfäärist

Pool-looduslikel niidualadel on sageli väike mullaviljakus ja õhust sadenevad toitained (esmajoones lämmastik) võivad põhjustada lopsakamat taimekasvu ning sellest tulenevalt väiksemat liigirikkust Sellisel juhul võib olla vajalik kasutada mooduseid, et mullaviljakust vähendada (vt ka ptk 1 5 )

12


1.4.3. Leviste kättesaadavus

Tihti on taastamisel kõige suuremaks piiranguks just leviste kättesaadavus Looduslikeks leviste allikateks võivad olla seemnepank ja seemnevihm

1.4.3.1. Seemnepank

Bekker et al. (1997) näitavad, et liigirikka niidu taastamine on edukam pärast lühiaegset majandamise lakkamist On ka näidatud, et rohumaa liikide seemned ei püsi mullas kaua elujõulistena, eriti maaharimise korral Mõningates kohta-des võib seega ainukeseks niidu taastamise võimaluseks olla sobivate seemnete külvamine või ettekasvatatud taimede istutamine (Hutchings & Booth 1996)

Mitlacher et al. (2002) leidsid oma uuringus, et enamusel puisniidu liikidel püsiv seemnepank puudus, ainult 1/3 liikidest klassifitseeriti kui lühiealise seemnepangaga liigid (vähem kui pooled puisniidu taimkattes esinevad liigid leiti ka mullast ja veelgi vähemad mahajäetud puisniidult) Üksikud liigid esi-nesid suurtes kogustes seemnepangas, ehkki neid taimkattes kuigivõrd ei olnudki (tarnad)

1.4.3.2. Seemnevihm

Niiduliikide seemnete maksimaalseks levikuulatuseks on hinnatud 0,3–3,5 m (Thompson 1986) Enamus seemneid kukkus väga emataime lähedale Seetõttu oli seemnete jaotus mullas väga heterogeenne Seemnete jaotus sõltus ka lähteõisikut ümbritseva taimestiku struktuurist Kõrgemad taimed levitasid oma seemneid laiemalt (tuule kiirus üleval on kõrgem kui taimkatte sees) kui madalamad Seega on selliste taimede levikuvõimalused üsna piiratud ja juba veidi suurem vahemaa kahe niidu vahel võib olla ületamatuks takistuseks

1.4.6. Selgrootute levik

Putukad on olulised taimede tolmendajad, kuid ühte tüüpi putukad ei ole võimelised väga erinevaid taimi tolmendama, seega on vajalik laiema valiku putukate olemasolu, et ka taimede liigirikkus saaks suur olla

Selgrootud on väga tundlikud mikroklimatilistele tingimustele, eriti temperatuurile, mis sõltub nii topograafiast kui ka hooldamisest Näiteks võib temperatuur maapinnal olla lühikese taimestiku all 10°C kõrgem kui kõrge taimestiku all Tihti on selgroogsed ka spetsialiseerunud kindlale taimeliigile (isegi kindlatele taimeosadele), seega on oluline nende toidutaime olemasolu potentsiaalses elupaigas On ka loogiline arvata, et püsiva herbivoorse putuka-populatsiooni tekkimiseks on vajalik mingi minimaalne toidutaimede tihe-dus Paljudel selgrootutel (just haruldastel) on väga piiratud levikuvõimed,

13


näiteks puuduvad neil tiivad või on nad paikse eluviisiga Tavalistel liikidel on tihti tiivad, nad annavad mitu järglaskonda aastas või on suure viljakusega Kõrgemate troofiliste tasemete ja parasiitsed liigid koloniseerivad ala hiljem, kui nende saakloom Lülijalgsed kiskjad ei ole tavaliselt väga spetsialiseerunud (Hutchings & Stewart 2002)

1.4.7. Ühildamatud eesmärgid

See on taastamisprogrammide tavaline probleem Eriti terav on see probleem aladel, kus on palju liike ja seetõttu palju erinevaid nõudmisi elualale Tihti on taastatavad alad ka väikese pindalaga ja ei ole võimalik seda mitut erinevat moodi hallata, seega on vaja leida ühtne lahendus Ala madalmurusena hoidmine on ebasoodus liikidele, kes sõltuvad rohustu kolmedimensionaalsusest Enamus putukaliike eelistab kõrgemat taimestikku Konflikt võib esineda isegi ühe liigi erinevate elustaadiumide nõudmiste vahel (Hutchings & Stewart 2002)

1.5. Taastamise tehnikad

Inimtegevuse (või ka selle lakkamise) tagajärjel hävinud ökosüsteemide taasta-miseks on kaks põhimõtteliselt erinevat lähenemist (Bradshaw 2002) Esiteks võib tekitada hävinud kohale uue, kuid mitte originaalsega identse ökosüsteemi, näiteks kaevanduste rekultiveeriminel metsastamise teel Sellisel puhul lähtu-takse põhiliselt inimkesksetest, praktilistest kaalutlustest, näiteks maastiku esteetilise ilme parandamine, majandusliku kasu saamine Eestis püüti võssa-kasvavaid puisniite metsastada, seda eriti kuuekümnendatel Selleks kasutati isegi paekivi lõhkamist, et tagada puude juurtele paremad kasvutingimused Praktikas osutus selline meetod aga väga kalliks ja saadav mets mittetäis-väärtuslikuks (Etverk 1980)

Teiseks teeks on looduskeskkonna taastamine võimalikult esialgsel moel Kui täiesti loodusliku keskkonna puhul on see paljudel juhtudel võimalik piisa-valt suure piirkonna maksimaalsel isoleerimisel inimtegevuse mõjudest (koos muude vajalike toimingutega, näiteks tulnukliikide hävitamine jne), siis inim-tekkeliste koosluste puhul on kõige olulisem praeguses majanduslikus situat-sioonis vähemõtteka, kuid koosluse säilimise seisukohast hädavajaliku, mõtes-tatud inimtegevuse pidev jätkumine

Ökosüsteem ei ole staatiline objekt, mis koosneb pinnasest, taimestikust, loomastikust jne Varasema aja jooksul on tekkinud teatud mullastruktuur, orgaaniliste- ja mineraalainete sisaldus, mikroelustik, taimekooslus – ja mis viimase juures peamine – seemnepank Väga paljude taimede seemned säili-tavad mullas idanevuse aastaid või aastakümneid Sõltuvalt mingi aasta

14


ilmastikutingimustest võib koosluse mõni taim kiduda või täielikult hävida Stabiilse taimekoosluse puhul taastub selline taimeliik järgnevatel aastatel mullas oleva seemnepanga arvel See on osutunud oluliseks takistuseks täie-likult hävinud looduslike koosluste taastamisel Esiteks enne taimestiku (ja veel enam loomastiku) taastamisele asumist on vaja saavutada pinnase võima-likult algupärane seisund Seemnevaru puudumisel mullas ei pruugi piisata kadunud liikide introdutseerimisest, sest ebasoodsate ilmastikutingimuste mõjul osa liike hävib ja kooslus muutub ebastabiilseks (Davy 2002) Vajalike liikide introdutseerimisest veelgi keerulisem ja olulisem on ökosüsteemide taastamisel ebasoovitavate liikide eemaldamine Kui ökosüsteem on hävi-tatud või viidud tasakaalust välja, domineerivad tihti sellele kooslusele võõrad liigid See viib kohalike, eriti endeemiliste liikide väljasuremiseni, mis tähendab toiduahela katkemist mitmetele sellele ökosüsteemile iseloomulikele liikidele Mitmel pool maailmas kasutatakse eriolukordades võõrliikide käsitsi väljanoppimist, hävitamist liigispetsiifiliste herbitsiididega või patogeensete mikroorganismide ja kahjurite abil

1.5.1. Mulla toitainesisalduse vähendamine biomassi eemaldamisega

Mulla toitainesisalduse vähendamist on vaja, kui taastatav ala on vahepeal olnud kasutuses põllumaana või on seda teistel põhjustel väetatud Kuivõrd kerge antud tegevus olema saab, oleneb suuresti sellest, kui kaua on ala kulti-veeritud ja kui palju toitaineid lisatud Mitmete lubjarikaste rohumaade liikide arv väheneb kiiresti esimeste kultiveerimisaastate jooksul (Bekker et al. 1997) Samas on Eestis olukord mõnevõrra erinev – et suur osa meie pool-loodus-likke rohumaid asub õhukese mullakihiga ja hea drenaažiga paepealsetel aladel, leostuvad lisatud toitained kiiresti välja ja mullaviljakus langeb mõne aasta jooksul peale harimise lakkamist esialgse taseme lähedale (öeldu ei kehti muidugi tihedate savimuldadega Kesk- ja Lõuna-Eesti koosluste kohta)

1.5.2. Fosfori kontsentratsiooni vähendamine

Võrreldes pool-loodusliku alaga on kättesaadava P sisaldus haritaval, paran-datud rohumaa- ja metsaalal suurem (Gough & Marrs 1990) Kasvuhoonekatsed on näidanud, et taimede kasv on tugevalt korreleeruv kättesaadava P hulgaga ja sellest lähtuvalt on pool-looduslikel aladel taimekasv ilmselt piiratud P kätte-saadavuse poolt Seega peab P sisaldust vähendama, et taimkatte liigirikkust taastada Uurimuses, kus saak eemaldati (savipinnasega) alalt järjest peaaegu 80 aastat väetisi lisamata, näitas, et kättesaadava P hulk mullas oli vähenenud ainult 40% võrreldes kontrollalaga (Gough & Marrs 1990) Erineva pinnasega alal võib selle protsessi kiirus olla erinev, kuid on näha, et toitainete vähenemine

15


mullast võib olla väga aeglane

1.5.3. Toitainete lisamine

Kui mullas on suur toitainesisaldus, võib viljakuse vähendamiseks lämmastiku lisada ja seejärel antud alal vilja kasvatada Kasvatatud vili võib ära kasutada suure osa probleemsetest toitainetest, nagu fosfor Otse loomulikult tuleb maa-pealne osa ära viia (Hutchings & Stewart 2002)

1.5.4. Põletamine

Rohumaa või ädala põletamisel lendub palju põletatavas materjalis sisalduvast N-ist ja 20–25% P-st ja K-st Ülejäänu jääb tuhka ja kas leostub välja (näiteks kaalium, mis lahustub hästi) või kasutatakse uue kasvava taimestiku poolt ära Ülejäänud P muutub taimedele kättesaamatuks, vähemalt ajutiselt (Hutchings & Stewart 2002)

1.5.5. Mulla pealmise osa eemaldamine

Mulla pealmine kiht on kõige viljakam ja samuti sisaldub selles suurem osa elujõulistest seemnetest Varemalt kultiveeritud aladel on need tavaliselt umb-rohtude seemned Samas võib taastatav ala mõnda aega väga trööstitu välja näha Mulla teise kohta viimine võib olla nii probleem kui võimalus selle müügi pealt saadud tuludega tasa teha taastamise kulusid (Hutchings & Stewart 2002)

1.5.6. Karjatamine

Karjatamine on rohumaade traditsiooniline majandamisviis See on väga paindlik, sest varieerida saab (1) erinevaid loomaliike, (2) karjatamiskoormust, (3) karjatamise aastaaega, sagedust ja kestust Kahest kõige kasutatavamast liigist sööb lammas taimestiku ühtlasemaks ja madalamaks kui veis Tava-liselt on selline ala liigirikkam Veis sööb heterogeensemalt ja olles suur loom, lõhub suuremal määral ka rohukamarat Kabjajälgede kohal olev paljas maa võib luua tingimusi koloniseerivatele taimedele ja on oluline mõningatele termofiilsetele selgrootutele

Samuti on oluline karjatamise ajastamine On leitud, et kevadine lühiaegne karjatamine annab lubjarikastel niitudel suurema liigirikkuse Välitööd viita-vad sellele, et nii taimede kui ka selgrootute liigirikkus on maksimeeritud selli-sel juhul, kui niidetakse kevadel ja sügisel; suvel karjatamiskoormuse vähen-damine võimaldab õitsemist ja seemnete valmimist, mis kattub ka selgrootute maksimaalse aktiivsusega On arvatud, et karjatamine pole efektiivne moodus niitude mullaviljakuse vähendamiseks välja arvatud juhul, kui loomad viiakse

16


ööseks teise kohta, nii et nende väljaheited ei satu tagasi hooldatavale alale Väljaheiteid saab kasutada mingi teise ala väetamiseks ja samas eemaldatakse toitaineid karjatatavalt alalt Siiski peab mainima, et selline hooldus on väga töömahukas ja seetõttu väheökonoomne (Hutchings & Stewart 2002)

1.5.7. Passiivne ja aktiivne taimse ja loomse materjali levik

Kuigi isoleeritud niidufragmentidevaheline levi on raskendatud, on kauglevi siiski tihti oluline, et säilitada või suurendada liigi ulatust (Cain et al. 2000) Tihti on kauglevis olulist osa mänginud kariloomad (eriti lambad), kes erine-vate alade vahel liikudes seemneid levitavad Niiduliikide seemned jäävad kinni loomade karva või kapjade külge ning levivad ka endozoohoorselt Paljud seemned jäävad looma külge kinni väga pikaks ajaks ja seega võimaldavad levi-mist väga kaugele (kui tegemist on näiteks suve- ja talvekarjamaade vahel liiku-misega, nagu see on olnud tavaks Kesk-Euroopas, siis võivad vahemaad ulatuda isegi 100 km-ni) Fischer et al. (1996) on oma uurimuses leidnud ühe lamba seljast kokku kuni 8500 levist 85 liigist Seemned võisid lamba seljas püsida isegi 7 kuud Samuti reisisid lammaste seljas putukad, leiti näiteks 13 liiki rohutirtse

Mitlacher et al. (2002) uurimustöös selgus, et 15% liikidest levis endozoo-hoorselt Veiste ja lammaste sõnnikus oli seemnete tihedus üsna samasugune (737 ja 767 seemet 100 g kohta vastavalt), aga veiste poolt levitatavate liikide arv oli tunduvalt suurem (38 ja 27 taksonit vastavalt) Erinevused levitatavates liikides tulenevad erinevatest söömisharjumustest Lambad on väga valiku-lised sööjad, kes näkitsevad taimi või ainult nende lehti või õisi Liigirikkal nii-dul söövad nad veelgi valikulisemalt Veised vastupidi rebivad ära suure kimbu taimi korraga ja mitteselektiivselt Samas on seemnelevi lammastega ulatus-likum, sest nad liiguvad rohkem ja puistavad oma väikesed pabulad käigu pealt igale poole, vastupidiselt veistele, kelle väljaheited jäävad suurte hunnikutena sinnasamma, kus nad mäletsesid (Hæggström 1990)

1.5.8. Niitmine

Mõningatel juhtudel võib traditsiooniliselt karjatatavate niitude hoolduseks kasutada niitmist ja heina äraviimist Niitmine on karjatamisest erinev kahe aspekti poolest: see on kohene (mitte järkjärguline) ja see on mitteselektiivne taimeliikide suhtes Niitmise kohesus võib olla väheliikuvatele selgrootutele katastroofiliste tagajärgedega Samuti on seda raske rakendada järskudel nõlvadel (Hutchings & Stewart 2002)

1.5.9. Seemnesegude külvamine

Rõhutatud on mulla korralikku ettevalmistamist: umbrohtude eemaldamist

17


ja mulla kobestamist, et luua seemnete idandamiseks soodsaimad tingimused Selleks soovitatakse ka taastamisjärgsel aastal antud alal abikultuuri kasva-tada, mis ei laseks umbrohtudel võimust võtta ja mille all külvatud seemned idaneda ja ennast sisse seada saaksid (vt ka ptk 1 5 12 ) Soovitatakse, et külvamissegu peaks sisaldama 80% graminoide ja 20% rohundeid ja rõhuta-takse külvamisjärgse hoolduse olulisust Seemnesegu maksumus suureneb sedamööda, mida rohkem eri liike segu sisaldab Äämiselt oluline on, et kasu-tataks ainult kohalikku päritolu seemneid, et säilitada lokaalse liigifondi rikkumatust Erandiks on juhud, kus kohalik liigifond on väga elujõuetuks muutunud ja ainult uue geneetilise materjali sissetoomine võib seda veel hävingust päästa Mõningad firmad koguvad oma seemnematerjali paljudest eraldiasetsevatest populatsioonidest, mille tagajärjeks on ebasobiv geenide segunemine Teiste probleemide hulgas võib see tuua tõsiseid tagajärgi herbi-voorsetele putukatele, kellel võib olla lokaalselt kohastunud geenikompleks ja nad ei suuda piisavalt kiiresti kohaneda teistest piirkondadest pärit pere-meestaimel Samas kaasneb seemnete kogumisega lähiümbrusest kaks ohtu: lokaalsed populatsioonid võivad olla ebapiisavaks seemneallikaks suurtele taastamiprojektidele ja suurte koguste seemnete eemaldamine võib panna ohtu doonoralade populatsioonid (Hutchings & Stewart 2002)

1.5.10. Istutamine (slot seeding)

Kui tavaliselt peab uue koosluse loomisel seemnete külvamiseks maa üles kündma, siis antud lähenemise eelis on selles, et juba olemasolevad liigid jäävad alles (paljud liigid ei suudagi seemnest külvates ennast kooslusse sisse seada) Praktilisem võib olla ettekasvatatud taimede istutamine (näi-teks mõni aasta pärast esialgset taastamist, kui teised liigid on enam-vähem stabiliseerunud) On tehtud ka katseid, kus sissetoodavate taimede ümbert on eelnevalt herbitsiidiga muu taimestik hävitatud, et tagada vähem konkurentsi-võimelistele liikidele paremad võimalused Sel juhul suutsid kõik katsealused liigid ennast sisse seada, kuid pikaajaline ellujäämus ja võime levida ümbritse-vasse taimestusse oli väga erinev (Hutchings & Stewart 2002)

1.5.11. Umbrohtude kontrolli all hoidmine

Enamus liigirikaste niitude liike on mitmeaastased taimed ja seega on nende idanemine aeglane ja mõneti ennustamatu Soovimatud liigid võivad koosluse ellujäämuse seisukohalt olulises varases faasis üle võtta (Hutchings & Stewart 2002) Mõningad katsed näitavad, et mitmekesisemad seemnesegud annavad parema kaitse umbrohtude invasiooni vastu koosluse arengu varastes staadiu-mides, kuigi see sõltub suuresti kasutatavatest liikidest Kus sellised umbrohud,

18


nagu takjas (Cirsium ssp), ristirohi (Senecsio jacobaea) ja valge hanemalts (Chenopodium album) levima hakkavad, võib vajalik olla selektiivsete herbit-siidide kasutamine või probleemsete liikide maapealsete osade eemaldamine (van der Putten et al. 2000)

1.5.12. Abikultuuri (nurse crop) kasutamine

Abikultuur on üheaastane teravili, mida kasutatakse abistamaks mitme-aastase taime asustumist See aitab vähendada umbrohtusid, ära hoida ero-siooni ja takistab üleliigse päikesevalguse jõudmist seemneteni Samas aeglus-tab ta ka ise soovitavate mitmeaastaste taimede sisseseadmist Selline kultuur peab olema kiire idanemise ja kasvuga ning samas iseenesest ühe või kahe aasta jooksul antud alalt välja surema, et teha ruumi külvatud taimeliikidele Soovitatakse näiteks selliseid liike: raihein (Lolium multiflorum), rukis (Secale cereale), sorgo (Sorghum vulgare), kaer (Avena sativa) Peale teravilja soovi-tatakse liiv-koldrohtu (Anthyllis vulneraria), humallutserni (Medicago lupuluna) ja kassiristikut (Trifolium arvense) Probleem tekib siis, kui taastatava ala muld on nii väheviljakas, et see takistab abikultuuri kasvu See on küll ebatõenäoline eelnevalt kultiveeritud aladel, kuid võib ette tulla endiste kaevanduste taas-taimestamisel Sellisel juhul võib olla vajalik esmane toitainete lisamine, et abikultuur saaks kasvada Kuna mõningad liigid suudavad ennast lühikeses taimkattes paremini sisse seada kui paljal maal (Hutchings & Booth 1996), võib selle meetodi rakendamisel olla vajalik abikultuuri kord või paar suve jook-sul niita, eriti viljakamatel muldadel, et see ei kasvaks liiga jõuliselt ega elimi-neeriks väiksema konkurentsivõimega külvatud liike Samuti on kohustuslik niita antud kultuur enne, kui see levitab oma seemneid, et olla kindel, et ta kooslusest kahe aasta jooksul iseenesest kaob võimaldades soovitavatel mitme-aastastel taimedel kasvada (Hutchings & Stewart 2002)

1.5.13. Dominantsete graminoidide kontrolli all hoidmine

Endistel liigirikastel niitudel võivad hakata domineerima suurekasvulised graminoidid, nagu püstluste (Bromus erectus) ja sulg-aruluste (Brachypodium pinnatum) Pole teada, kas sellise domineerima hakkamise peamiseks põhju-seks on karjatamise/niitmise vähenemine või pikaajaline eutrofeerumine atmos-fäärist ladestuvate suurenenud lämmastikukoguste tagajärjel (Hutchings & Stewart 2002)

Näitena võib tuua Brachypodium pinnatumi, mis on võimeline levima klonaalselt sügaval asuvate risoomidega Ta tekitab tiheda ja püsiva kulukihi, mis surub alla seemikute taastootmise Katsed taastada liigirikast niitu B. pinnatumi domineerimisega kooslusest kasutades traditsioonilist karja-

19


tamist ei ole olnud kuigi edukad, kuna loomad väldivad tema kõvasid lehti ja lisaks on ta vastupidav ka intensiivsele tallamisele Niitmisest lisaks karja-tamisele on olnud kasu, kuid sellegipoolest ei võimalda need tehnikad taastada eelnevat struktuuri ja liigirikkust Niitmise aastaaeg ja sagedus mõjutavad olu-lisel määral tulemust: sügisene niitmine ei anna erilisi tulemusi, suurem efeti-ivsus on niites kaks korda – kevadel ja suvel (Bobbink & Willems 1993)

1.5.14. Rohukamara siirdamine

Sellist metoodikat on kasutatud viimase abinõuna, kui kooslust ähvardab häving ehitustegevuse vm tõttu Mättad lõigatakse tervena välja ja viiakse teise kohta Esialgu tunduvad ümberpaigutatud kooslused üsna heas seisus, aga pikaaegsemad uuringud näitavad, et haruldased taimeliigid kaovad taim-kattest Kõige suuremat kahju saavad aga selgrootute populatsioonid Seega ei saa seda tehnikat pidada soovitavaks ja alati on eelistatud kohapeal koosluse säilitamine (Hutchings & Stewart 2002; Young 2000)

1.6. Erinevad taastamisvõimalused sõltuvalt lähtekooslusest

Poollooduslike koosluste taastamise üheks eesmärgiks on bioloogilise liigi-rikkuse säilitamine Liigirikkus korreleerub positiivselt ala valgustatusega ja negatiivselt toitainete kontsentratsiooniga mullas (Mitlacher et al. 2002)

Paljud iseloomulikud liigid kaovad kooslusest pärast ala mahajätmist, sest enamus niiduliike on hästi kohastunud hooldustööde režiimiga See käib eriti niitude kohta, mida on sajandeid traditsiooniliselt majandatud Seega soovi-tatakse niidu säilitamiseks või taastamiseks originaalilähedast hooldust (Kotiluoto 1998) Näitena on toodud protsessid, läbi mille on lubjarikkad rohu-maad kadunud ja võimalused taastamiseks (Joonis 2)

Liigirikkuse seisukohast soovitatakse eelistada traditsioonilist majanda-mist (niitmine kord aastas, ädalal karjatamine ja regulaarne puude ja põõsaste lõikamine) karjatamisele (Mitlacher et al. 2002) Kui traditsiooniline majan-damine on liiga kallis, soovitatakse niidu hooldamiseks kasutada karjatamist (Zobel et al. 1996; Kotiluoto 1998)

Taastamine ei saa tugineda ainult seemnepangale (Mitlacher et al. 2002; Bossuyt & Hermy 2003) Seega tundub karjatamine erinevate alade vahel ole-vat oluliseks faktoriks taastamise juures Soovitav on karjatada veist ja lam-mast mõlemat, sest nad täiendavad üksteist endozoohoorse seemnete leviku osas (Mitlacher et al. 2002)

20


Joonis 2. Protsessid, läbi mille lubjarikkad rohumaad kadunud on (katkendlikud jooned) ja potent-siaalsed taastamisrajad (pidevad jooned) (Mitlacher et al. 2002).

1.6.1. Taastamine võsastunud niidu puhul

Võsa pealetungiga kaob kiiresti enamus niiduliike Küsimus on siis selles, kas eelnevat kooslust on võimalik taastada, isegi, kui võsa maha võtta Võsa eemal-datakse tavaliselt nii, et lõigatakse ja viiakse ära põõsad ning seejärel töödel-dakse kännutüükad ja järelkasv keemilise taimemürgiga Kohe pärast võsa mahavõtmist on mullatingimused väga erinevad nendest, mis niidul valit-sevad Toitaineterikkus, eriti seal, kus põõsaste hulgas oli lämmastikku fik-seerivaid liike (näiteks harilik astelhernes (Ulex europaeus)), soodustab kõrge- ja kiirekasvuliste liikide pealtungi (näiteks põõsasmurakas (Rubus fruticosus) või kõrvenõges (Urtica dioica)), mida võib olla raske alla suruda (Mitlacher et al. 2002) On tehtud uuringuid, kuidas taastada puude või võsaga kinnikasvanud niitu (Zobel et al. 1996; Pärtel et al. 1998) Pärtel et al. (1998) uurisid männiga (Pinus sylvestris) kinni kasvanud loopealset, kus olid säilinud veel mõned niidu-liigid Seitse aastat pärast taastamist ja iga-aastast karjatamist (pärast neljan-dat aastat simuleeritud karjatamine – eemaldati taimede maapealne osa ja tekitati maapinnahäiringuid) sarnanes ala taimede liigirikkuselt aladega, mis olid pidevalt majandatud Avatud alade murumätaste istutamine ei suuren-danud lõplikku liigirikkust

Liigirikka lubjarikka niidu taastamise edukus sõltub suuresti lähtetingi-mustest Taastamine on edukam hõreda võsa puhul, kus põõsaste vahel on veel säilinud avatud maastiku laike, kui tiheda võsa puhul, kus kõik endised avamaa liigid on juba kadunud Edukus on ka suurem sobivate liikide olemasolu korral lokaalses liigifondis (Pärtel et al. 1998) Kui sobivad koloniste on lokaalses liigi-

21


fondis vähe või puuduvad need hoopis, võib liikide kunstlik sissetoomine olla ainus võimalus

1.6.2. Taastamine intensiivselt majandatud ala puhul

Esmajoones on vaja mullaviljakust vähendada Tihe taimestu takistab tundli- kumate niiduliikide loomulikku uuenemist, kui rohukamaras ei teki häirin-gut, nagu karjatamise või füüsiliselt täkkimisega Uuringud näitavad, et seem-ned ei suuda idaneda ega seemikud püsima jääda, kui rohukamar on terviklik või seal, kus on kogunenud tihe kõdukiht Kuna enamus niidurohundeid on piiratud levimisvõimega ja säilitavad oma elujõulisuse seemnena lühikest aega, siis on paljudel juhtudel vajalik nende otsene introdutseerimine taasta-tavale alale (seemnete külvamise või seemikute/taimeisendite istutamisega) Looduslik taastumine võib näiteks lubjarikastel niitudel võtta üle 100 aasta (Mitlacher et al. 2002)

1.6.3. Liigirikka rohumaa taastamine taimkatteta alale

Seda võib vaja olla alal, kus tööstuslik või kaevandustegevus on lõppenud, või kus suurtest ehitustöödest, nagu teede ehitus, on jäänud rikutud või järskude nõlvadega alad, mis tavapärasel viisil ei ole kergesti taastaimestatavad

Sellistel juhtudel on väljakutse introdutseeritud liikide püsimajäämise taga-mises ja arengu suunamises soovitud niidukoosluse suunas See on raske üles-anne, sest algsed kooslused on väga ebastabiilsed ja võivad kergesti areneda soovimatus suunas (Gibson & Brown 1992)

1.7. Eesti tingimustes kasutatav metoodika puisniitude taastamiseks

Puisniitude taastamise seisukohalt on olulised kaks tulnukliikide hävitamise meetodit Esiteks erinevad rohusööjad, kes võivad olla toidu suhtes väga vali-vad ja üldiselt eelistavad nad kiiresti kasvavaid mahlakaid taimi Seega tagab pidev karjatamine aeglaste ja madalamakasvuliste taimede ellujäämise See on üheks meie puisniitude liigirohkuse peamiseks põhjuseks Samas võib ülemäärane või valede liikide karjatamine hävitada tavapärase või halvemal juhul kogu taimestiku ning viia mulla erodeerumise ja ökosüsteemi hävimiseni Lisaks karjatamise rõhutab Davy looduslike rohusööjate (eriti jäneste) tähtsust, kelle toitumine on väga selektiivne Samas on ekstensiivne karjapidamine maa-ilma mastaabis üks tähtsamaid ökosüsteemide hävimise põhjusi Eriti ohtlik on võõraste rohusööjate sissetoomine varem isoleeritud kooslustesse (näiteks saartele) (Davy 2002) Teiseks niitmine, mille efekt on karjatamisega üsna sar-

22


nane: ta annab võimaluse madalama ja aeglasekasvulisema taimepopulatsiooni säilimiseks Pool-looduslike rohumaade säilimise tagab ainult niitmine kord-kaks aastas, kusjuures võimaluse korral tuleb niita käsitsi, mis tagab erineva kõrgusega taimede ellujäämise Lisaks võib looduskoosluste taastamise meeto-ditest puisniitude puhul välja tuua okste ja kulu põletamist Erinevates paik-kondades on seda tehtud erinevalt alates kulu lauspõletamisest ja lõpetades puu-juurikate väljapõletamisega järelejäänud okste ja prahi abil Erinevate taimede seemnete tundlikkus kõrgele temperatuurile ja tuhase pinnase kõrgele pH-le on erinev, samuti muutub mikro- ja makroloomastiku liigiline koosseis Meie puisniitude õhukese ja väheviljaka mullakihi puhul kulu põletamist suurtel pin-dadel ei soovitata, sest see võib viia huumuskihi taastumatu hävimiseni Küll aga soovitatakse seda looduslike ökosüsteemide taastamisel paksu ja viljaka mulla korral (Davy 2002)

Loomulikult oleks kõige parem puisniitude taastamisel rakendada traditsioonilist majandamisviisi, st niita vaid südasuvel ja hiljem lasta kari ädalale Sellise majandamise korral on võimalik taodelda keskkonnatoetusi (Keskonnaministeerium 2001) Toetuse saamiseks tuleb täita järgnevaid tingimusi:

Hooldamine:niita igal aastal mitte enne 1 juulit;

hein riisuda ja ära vedada;

hoida puistu ja põõsastu hõre (liituvus 0,2 – 0,5)

Taastamine:vajadusel puistu hõrendamine;

võsa eemaldamine;

niitmise alustamine

Kui soovitakse niitmisjärgselt ädalal karjatada, ei tohi karjatamiskoormus üle-tada 0,5 lü/ha Kõigil pool-looduslikel kooslustel on keelatud nende ebasobiv majandamine nagu:

pestitsiidide, mineraalväetiste ja orgaaniliste väetiste kasutamine;

maaparanduseks uue kuivendussüsteemi rajamine ja lahtise kraavituse taastamine;

lupjamine;

kündmine;

külvamine (Keskkonnaministeerium 2001)

��

��

��

��

23


Tavaliselt on aga pärandkoosluste taastamisel tegu entusiastide ja vabatahtlike algatusega, mistõttu ressursid on oluliselt piiratud Kõigepealt tuleb selgelt püstitada eesmärk: kas selleks on hävinud väärtuse taasloomine, ohustatud väärtuse alalhoidmine, degradeerumisprotsessi peatamine või lihtsalt kauni maastiku kujundamine Samuti võib puisniidu asemele tekkinud mets olla haruldase kooslusega või oluline kasvukoht või elupaik Suhteliselt lihtne on pool-loodusliku koosluse taastamine, kui ala on olnud majandamata lühikest aega ja seal on säilinud struktuur, rohukamar ja niiduliigid Enne taastamisele asumist peab olema veendunud, et ala suudetakse edaspidi majandada (niita ja karjatada), sest vastasel korral hävib puisniit peale võsa lõikamist tunduvalt kiiremini kui ilma selleta (põõsarinne hakkab massiliselt juurevõsudest pal-junema) Taastamine koosneb järgmistest etappidest:

Ala planeerimine

Ala tuleb läbi käia mitu korda ja eri aastaaegadel, kaardistada allesjäetavad puud ja põõsad (puude ja põõsaste grupid peaksid vahelduma lagedamate ala-dega), paremini säilinud niidualad, haruldaste liikide kasvukohad, säilitamist väärivad objektid (kiviaiad jms), vanad puud jne Kindlasti peab alles jätma vanad puisniidupuud ja jalal kuivanud puud, mis on oluline elupaik putukatele, lindudele, sammaldele, samblikele ja seentele Puu- ja põõsarinne peaks jääma võimalikult liigirikas, eelistada tuleks laialehelisi ja haruldasi puittaimi Kõiki noori puid ei tohi välja raiuda Taastamistööd tuleb planeerida kolme kuni viie aasta peale ja alustada tuleb paremini säilinud niidealadest, mis on eelduseks niidutaimede levimisele ka teistesse piirkondadesse

RaietöödTuleks teostada varakevadel või hilissügisel või lumevaesel talvel Keva-dine ja suvine raie mõjub halvasti elustikule Ainult noort võsa võib hävi-tada heinategemise ajal Kännud peavad jääma võimalikult madalad Et takistada juure- ja kännuvõsude teket, peaks kännult eemaldama koore Veelgi parem on puud rõngastada, st eemaldada elusalt puult vähemalt 10 cm laiuselt koor, siis kuivab puu juurel ja ei anna kännu-võsusid Kännud tuleb kindlasti välja juurida, purustada või põletada

Okste koristamineKogu raiutud puitmaterjal tuleb kokku koguda Suurem osa sellest kõl-bab kasutada kütte- või tarbepuiduna Järelejäänud oksad tuleb põle-tada kändude kohal (mitte mingil juhul murukamaral)

Kulu ja võsa põletamineOn väga levinud Lääne-Euroopas ja Soomes Meie õhukese mulla puhul

�

�

�

24


ei saa seda kasutada regulaarselt, vaid vajaduse korral üks kord ala taas-tades, et eemaldada paks kulukiht ja vähendada võsa elujõudu Täis-kasvanud puudele ei tee põletamine kahju Põletada on soovitatav siis, kui maapind on veel külmunud

Taastusjärgne hooldamineEsimestel aastatel peale ala taastamist hakkab vohama võsa, mida tuleb niita rootorniiduki või võsalõikajaga vähemalt kaks korda aastas Kindlasti tuleb hein kuivatada sealsamas, et täiendada seemnepanka Kariloomad, eriti kitsed ja lambad, hävitavad pealetungivat võsa ja levi-tavad edukalt seemneid Eriti kasulik on karjatada vaheldumisi lambaid ja veiseid, mis aitab kaasa taimestiku kiiremale taastumisele Nagu prak-tika näitab, ei ole meie tingimustes otstarbekas introdutseerida puudu-olevaid liike; kui läheduses on säilinud fragmenteerumata samalaadseid kooslusi, taastub taimestik mõnekümne aasta jooksul iseenesest (Cain et al. 2000)

1.8. Invasiivliikide roll loodusliku tasakaalu muutjatena

Invasiivliikidena käsitletakse liike, mis antud biotoobis stabiilsuse olukorras ei esine või liike, mis on olemas küll algses koosluses, kuid mingi välise muu-tust tulemusena on väljunud oma tavapärasest ökoloogilisest nišist ning asu-nud välja tõrjuma teisi liike Nii võibki invasiivliigid jaotada põhiliselt kolme gruppi (ehkki piirid gruppide vahel pole väga selged): ruderaalliigid, mis on seotud otsese inimtegevusega (prügi mahapanemise kohad, söötijäetud hari-tud pinnad jne), tulnukliigid, mis antud koosluses tavaliselt ei esine (küll aga võivad esineda sama piirkonna teistes biotoopides), millele puuduvad loodus-likud tasakaalustajad ja mis seetõttu muutuvad dominatseks ning kolman-daks, looduslikult antud keskkonnas esinevad liigid, mis on hakanud domi-neerima muutunud keskkonnatingimuste tõttu (tihti inimtegevusega seo-tud) Esimese grupi tüüpiliseks näiteks võib tuua hariliku naadi (Aegopodium podagraria), teise grupi omana siberi karuputke (Heracleum sibiricum), kol-mandal aga mets-harakputke (Anthriscus sylvestris)

Mitmesuguste koosluste taastamisel omab invasiivliikide käitumine võtme-tähtsust On ju igasugune taastamine seotud aktiivse inimtegevusega, mille tagajärjel jäävad teatud ökoloogilised nišid tühjaks Tihti asendab seal aga soovitavat taimekooslust vohav invasiivliik

Burke ja Grime (1996) on oma töös eksperimentaalselt kindlaks teinud faktorid, millest sõltub liikide invasiooni edukus Katseid tehti pika aja jooksul Inglismaal lubjakivipõhjaga niidul Tulemusena leiti, et kõige olulisem faktor,

�

25


mis takistab invasiivliikide levikut, on kooslusesisene väike liigiline diversi-teet, st asjaolu, et kooslus on olnud pikka aega stabiilne Juhul, kui esinevad suured erinevused koosluse eri piirkondade vahel, on tõenäosus, et invasiiv-liik leiab sobiva niši Autorid on leidnud huvitava sõltuvuse liigi introdutseeru-mise tõenäosuse ning seemnete suuruse vahel: nende andmetel introdutseeru-vad suurema seemnega (üle 3-5 mg) suhteliselt lihtsamini; väikeseseemnelised liigid aga jäävad ellu ainult inimtegevuse poolt häiritud aladel

Käesoleva uurimistöö uurimisalal on suurimaks ohuks mets-harakputke (Anthriscus sylvestris) üha laienav levik Uurimise järmiseks ülesandeks ongi leida võimalused tema leviku kontrolli all hoidmiseks, soovitavalt bioloogilised (õigesti ajastatud ja õige kõrgusega niitmine) – vajadusel aga ka muud (näiteks invasiivliigi keemiline hävitamine)

1.9. Mets-harakputke bioloogia ja ökoloogia

1.9.1. Liigi nimed

Teaduslik nimi: Anthriscus sylvestris (L ) Hoffm , Apiaceae

Sünonüümid: Chaerofolium silvestre (L ) Thell , Chaerophyllum sylvestre L , C. nemorosum Bieb , Chaerofolium sylvestre (L ) Thell , Cerefolium sylvestre Besser , Anthriscus nemorosa (Bieb ) Spreng

Liigi võib jagada kolmeks alamliigiks:

Anthriscus sylvestris subsp sylvestris;

Anthriscus sylvestris subsp alpina;

Anthriscus sylvesris subsp stenophylla

Väga sarnane on Anthriscus nitida, mida vahel käsitletakse samuti Anthriscus sylvestrise alamliigina

Eestikeelne nimi: mets-harakputk, sgk sarikalised

1.9.2. Liigi tunnused

Kahe- või mitmeaastane suvehaljas ühekojaline rohttaim (Talts 1969) Kõrgus 0 3-1 5 m (NOBANIS)

Liigil on vahelduvad, kaheli- või kolmelisulgjad, üldkujult kolmnurksed lehed Need on enamasti pealt paljad ja alt hõrekarvased Alumised lehed pika-rootsulised, 15-30 cm pikad ja laiad; ülemised on lühikeserootsulised Viimase järgu sulglehekesed on (2) 3-5 (6) cm pikad ja 1 (1,5) cm laiad, sulgjalt lõhestunud ja peeneripsmelise hambulise servaga (Darbyshire et al. 1999; Talts 1969)

��

26


Vars on püstine, õõnes, sügavalt vaoline, enamasti vaid alusel lühikarvane, alaosas ka kare Ülemises osas haruneb, harva karvane (Talts 1969)

Taimel on lühike risoom ja tugev sammasjuurestik veidi kõverdunud jämeda peajuurega (Talts 1969)

Õied on mõlemasugulised, väikesed, valgetel kroonlehtedel pügaldunud tipp Liitõisiku moodustavad sarikad (8-15), mis omakorda moodustavad kännase Need paiknevad varre ja külgharude tipus Liitsarikas on 8-15 ühe-pikkust paljast kiirt Osakatis on (koosneb 5-6 munajassüstjast, ripsmelise ser-vaga lehekesest), katis enamasti puudub Õitseb maist juulini Välimised õied liitõisikus avanevad enne (NOBANIS; Talts 1969) Õied tugeva magusa lõhnaga Õitsemine sõltub taime suurusest, tavaliselt leiab aset kolmandal või neljan-dal aastal (Hansson & Persson 1994) Isas- ja hermafrodiitsed õied on samal taimel Taim tõmbab ligi mitmesuguseid mittespetsialiseerunud tolmeldajaid (Darbyhire et al. 1999)

Viljad on mustad või tumepruunid, siledad, läikivad, tipu suunas nokaks ahenevad kaksikseemnised suuruses 6-7 x 2 mm Valmivad juuni lõpus – juulis ja levivad aeglaselt Ühe taime seemnetoodang on 800 – 10 000 seemet (NOBANIS) Seemnetel pole spetsiifilist levimismehhanismi, enamus neist kukub emataime lähedale (NOBANIS; Talts 1969) Võivad levida lindude, tuule ja veega, aga peamiseks levikufaktoriks on tänapäeval kindlasti inimtegevus (Darbyshire et al. 1999) Seemned on lühiealised Vajavad idanemiseks külma-perioodi ja enamus neist elab üle ainult ühe talve (NOBANIS) Esimese vege-tatsiooniperioodi vältel jääb rosett vegetatiivsesse faasi ja moodustab basaal-roseti tugeva peajuurega Kui rosetid saavutavad teatud minimaalsuuruse, võib vernalisatsioon viia õitsemiseni järgmisel vegetatsiooniperioodil Pärast tolmle-mist ja seemnete levi emataim sureb ja külgrosetid saavad iseseisvateks taime-deks (van Mierlo & van Groenendael 1991)

1.9.3. Levik

A. sylvestris on looduslik liik Euroopas ja kliimaga Aasia parasvöötmes, Vahe-mere piirkonnas haruldane On levinud Islandile, Fääri saartele ja Gröönimaale Samuti on liik tänapäeval laialt levinud Põhja-Ameerikas, Ida- ja Lääne-Kanadas, USA idarannikul, kesklääne piirkonnas ja Washingtoni osariigis Seda on lei-tud lõunapoolkeral Lõuna-Georgias (Austraalia), Uus-Meremaal ning Kesk- ja Lõuna-Aafrikas

Viimaste sajandite jooksul on A. sylvestrise arvukus suurenenud ka loodus-liku leviku piirkonnas Eriti laialt on see levinud Lõuna-Skandinaavias (NOBANIS) ning on ka Eestis kõige sagedasem sarikaline (Loodusteaduste didaktika lek-toraadi õpikeskkonnad)

27


A. sylvestris on levinud peamiselt hooletusse jäetud karja-, põllu,- ja rohuma-adel, päris-, lammi- ja rannaniitudel, puisniitudel, võsastikes, metsaservadel, aedades, parkides, prahipaikades ja teeservadel taimestiku (Darbyshire et al. 1999; Talts 1969; Marshall 1989) ning eelistab parasniiskeid (Ellenbergi väärtus 5), valgeid kuni pool-varjulisi (Ellenbergi väärtused 5-7) ja lämmastikurikkaid (Ellenbergi väärtus 8) kasvukohti A. sylvestris paljuneb seemnetega ja vegetati-ivselt juurekaela külgpungadega (tütartaimed) ja moodustab tihedaid kolooni-aid, mis lämmatavad kogu ülejäänud taimestiku (NOBANIS)

Laiuvate lehtede kiire kasvu tõttu kevadel, mis varjutavad madalama-kasvulisi liike, on tugev konkurent Peetakse ohuks loodulikele väärtuslikele kooslustele (Hansson & Persson 1994) Võib suurendada nõlvadel muldade vastu-võtlikkust erosioonile (van Mierlo & van Groenendael)

A. sylvestrise arvukuse tõus arvatakse olevat seoses lämmastikuühendite osakaalu suurenemisega mullas Uurimused näitavad ka, et kooslused, kus esineb A. sylvestris, on vastuvõtlikumad (teistele) invasiivliikidele (Hansson & Persson 1994)

1.9.4. Lisainfo

Mets-harakputk on kariloomadele söödav (eriti noored lehed), aga väheväär-tuslik (Hansson & Persson 1994; Darbyshire 1999; Loodusteaduste didaktika lektoraadi õpikeskkonnad) Lisaks võib ta välja tõrjuda väärtuslikumad liigid Samuti on leitud, et A. sylvestrise varred kuivavad aeglaselt, mistõttu on heina tegemine raskendatud (Darbyshire et al. 1999; Weed alert; Nova Scotia Noxious Weeds)

Taime õisikutel elavad paljud putukad, sagedamini siklased Seal püüavad saaki mitmed ämblikuliigid, kes toituvad magusast nektarist toituma tule-vatest väikestest kärbestest ja teistest putukatest Mesilastele on A. sylvestris hea meeallikas Selle peajuur on tärkliserikas (Loodusteaduste didaktika lek-toraadi õpikeskkonnad)

Taim on vastuvõtlik mitmetele viirushaigustele, mis võivad nakatada ka teisi selle sugukonna liike nagu porgand, moorputk ja seller (NOBANIS)

1.9.5. Preventsioon

Euroopas liigi loodusliku leviku aladel pole kirjeldatud mingeid meetodeid ära hoidmaks A. sylvestrise levikut Suures plaanis tuleks hoolikalt ümber käia antud liigi seemneid sisaldavate aiajäätmetega, et vältida liigi levimist uutele aladele Ka mulla ja taimmaterjali transportimisse A. sylvestrise kasvukohta-dest tuleks suhtuda ettevaatlikult Mitmetes USA osariikides ja Kanadas käsitletakse A. sylvestrist umbrohuna (NOBANIS)

28


1.9.6. Kontroll

Liigi mehaaniline kontroll on võimalik, aga väga kulukas nõudes palju inim-tööjõudu ja raha Hiljuti koloniseeritud aladel võib noored taimed välja tõm-mata või maha lõigata enne, kui nad seemneid levitavad Kui seemned on juba valminud, võib ala põletada või hävitada seemned ja taimed mõnel muul viisil (NOBANIS) Sellest hoolimata näitavad uurimused, et niitmise mõjud varieeru-vad suurel määral, mille tulemuseks võib olla nii populatsiooni suurenemine kui vähenemine (Parr & Way 1988; van Mierlo & van Groenendael 1991) Niitmise ajas-tamine näib olevat väga oluline Niitmine vara, eriti häiritud ja viljakal alal, võib indutseerida külgrosettide kasvu ja suurendada seemikute ellujäämust (NOBANIS) Samas alandab niitmine kolm või enam korda vegetatsiooniperioodi jooksul, vähemalt lühemas plaanis, A. sylvestrise arvukust (Parr & Way 1988; Hansson & Persson 1994; Darbyshire et al. 1999) Taime konkurentsivõime suureneb mulla-viljakuse tõustes, seega tuleks vältida väetiste kasutamist (NOBANIS)

Uuringud on näidanud, et A. sylvestris ei talu suurt tallamiskoormust ja veiste karjatamine vähendab tema edukust (NOBANIS; Darbyshire et al. 1999) Lammaste karjatamise mõju on ebaselge Põhja-Soomes tehtud uurimuse põhjal ei olnud karjatamisel olulist mõju antud liigi arvukusele (Hellström et al. 2003) Islandil ei koloniseeri A. sylvestris tavaliselt lammastega karjatata-vaid alasid, küll aga levib aktiivselt aladele, kus lamba- jm karjatamine on lõppenud (NOBANIS)

Euroopas ja Põhja-Ameerikas on tehtud ka katseid A. sylvestrise ohjamiseks herbitsiididega Tulemused on varieeruvad, kuid paistab, et antud liik on resistentne paljude herbitsiiditüüpide suhtes Häid tulemusi on saavutatud kasutades herbitsiidi (siinkohal on toodud ingliskeelsed nimetused, sest tegu pole meil laialt levinud herbitsiididega) dichloroprop 2,4DP varase õitsemise staadiumis, chlorofurecolmethyli koos maleic hydrazideiga kevadel või dicambat ehk 3,6-dicloro-2-metoksübensoehapet kui taimed on vegetatiivses staadiu-mis Effektiivseks on peetud ka piclorami ja 2,4DPd (Darbyshire et al. 1999)

29

2. Materjal ja metoodika

2.1. Uurimisala kirjeldus

Hanikatsi laid asub Hiiumaast kagus ja kuulub Hiiumaa laidude riiklikku maastikukaitseala koosseisu (loodi 1971 aastal) (Lisa 1 & lisa 2) Alates 1997 aastast kuulub Hiiumaa laidude kaitseala “Rahvusvahelise tähtsusega märg-alade registrisse” (nn Ramsari ala) Sihtkaitsevööndisse kuulub Hanikatsi laiu osa, mis jääb põhja poole mõttelisest sirgest, mis ühendab Püskuma otsa põhjatippu Hanikatsi laiu idarannikul Kajuna nina läänetipuga Hanikatsi laiu läänerannikul

Hanikatsi kaugus Salinõmme sadamast on 3 km Saare pindala on 83 ha, saare keskpunkti koordinaadid 58°49’N 22°53’E See koosneb mandrijää tegevuse tulemusena tekkinud otsmoreensest materjalist Katiseala saared on merest kerkinud viimase 2000 aasta jooksul ja kerkimine jätkub praegugi (2–3 mm aastas) Sellest tulenevalt on saared madalad, Hanikatsi näiteks absoluutse kõrgusega 5 m Veebruari keskmine temperatuur -3,6°C, juulis +16°C (Hiiumaa laidude kaitseala) ja sademete hulk 622 mm Umbes pool laiust on kaetud salumetsaga

Kaitseala saarte taimestik on erakordselt liigirikas, kõige liigirikkam ongi Hanikatsi (erinevatel andmetel 438–444 liiki), mille hulgas on arvukalt kaits-tavaid liike nagu punane tolmpea, mets-õunapuu, läikiv kurereha, harilik muguljuur, kärbesõis, jumalakäpp jne Oma levila läänepiiri on siin saavu-tanud odalehine tihashein, laialehine mailane, metsülane jt On ka mitmeid ainult meresaartele iseloomulikke liike nagu harjakas härghein, aaskannike ja roosa pajulill

Hanikatsi asustati aastal 1623 ja inimesed elasid seal kuni 1965 aastani Selle aja vältel hariti seal põldu, niideti heina, kasvatati kariloomi ja püüti kala Hanikatsil oli ka kõrts, mandrile viis üle laidude talitee

Et hoida laidu kinni kasvamast ja sälitada selle suurt liigirikkust, teostatakse laiul iga-aastaselt niitmist ja võsaraiet ning suveperioodil karjatatakse lambaid (praeguse seisuga umbes 200 lammast) Eluhoone on remonditud

Laiu külastamiseks on vajalik eelnev kooskõlastus Hiiumaa laidude kaitseala keskusega (Salinõmmes) Lemmikloomade kaasavõtmine saarele on keelatud; telkimine, lõkketegemine ja suitsetamine on lubatud vaid selleks ettenähtud laagriplatsil (Hanikatsil 1) Igasuguse sõidukiga liikumine on keelatud (v a järelvalve-, teadus- ja päästetööd) Ilma kalastuskaardita võib kalastada ühe lihtkäsiõngega (Hiiumaa laidude kaitseala)

30


2.2. Välitööde metoodika

2.2.1. Puisniidu taastamise uurimise metoodika

Taastatavad alad Hanikatsil on eelnevalt olnud puisniidud kuni 1960 aastate alguseni, kuid kuna asusid metsa servas, siis hooldamise lakkamisel metsas-tusid kiiresti 2005 aastal teostati puisniitude taastamine, mille käigus võeti erinevatel lootustandvatel aladel puid ja põõsaid maha (Joonis 3) Taastatud puisniidu vöönd jääb metsaala ja pidevalt hooldatud niidu vahele Taastatud alad on looduslikult piiritletud (5 eraldiseisvat taastatud ala) Taastamise alus-tamiseks märgiti (Elle Roosaluste ja käesoleva töö autori poolt) aladel ära alles jäetavad puud ja põõsad Selle tegemisel lähtuti kahest printsiibist:

puude ja põõsaste eemaldamine toimub kahes või kolmes järgus mõne-aastaste vahedega;

säilitatakse võimalikult palju iseloomulikke lehtpuid ning nendest vali-takse elujõulisemad ja väärtuslikumad eksemplarid

Joonis 3. Taastatud puisniidu alade asetsemine Hanikatsi laiul.

�

�

31


Mitmeetapiline raie võimaldab jälgida üksikute puude elujõulisust peale ümber-asuvate puude raiumist ning hiljem eemaldada kidurad või ebasobival kohal kasvavad puud Väärtuslikemateks loeti vanemaid elujõulisi, erikujulisi, harul-dasi jms puid Võeti arvesse ka metsa edasine areng, selleks säilitati piisav ja erivanuseline järelkasv

Puisniitude taastamise jälgimiseks valiti igal alal juhuslikkuse printsii-bil ja tähistati püsiruudud (igal 4 ruutu suurusega 1 x 1 m) Igal alal kirjeldati puu- ja põõsarinne ning kõigil 1m2 ruutudel rohurinne Puistu liituvuse mõõt-miseks tehti igal proovialal 10 mõõtmist Põõsarinne hinnati visuaalse vaat-lusega Selleks koostati igal ruudul kasvavate soontaimeliikide loend ja määrati nende katvus %-des Kirjeldusi püsiruutudel on korratud lisaks 2006 ja 2007 aastal Tulemused on toodud tabelitena proovialade kaupa lisas 4 Peale kirjel-damist lõigati niitmise imiteerimiseks igalt ruudult kääridega taimed umbes 5 cm kõrguselt ära

2.2.2. Mets-harakputke (A. sylvestris) tõrje uurimise metoodika

Anthriscus sylvestrise domineerimise dünaamika uurimiseks paigutati uuri-tavale niidule juhuslikkuse printsiibil 4 x 8 prooviruutu (1 x 1 m) (Joonis 4) Kõigil ruutudel kirjeldati enne igat niitmist rohurinde liigiline koosseis ja katvus (Lisa 11) 8 ruutu kirjeldati ja niideti mai lõpus, mil taimed olid hakanud õitsema, juuli keskel ning septembris; 8 ruutu juuli keskel, mil seemned oli valminud ning sep-tembris; 8 ainult septembris, mil seemned olid levinud Selleks lõigati ruutudel kääridega taimed umbes 5 cm kõrguselt ära 8 ruutu jäeti niitmata (kontroll)

Septembris mõõdeti igal mais ja juulis niidetud ruudul, juulis niidetud ruudul ning kontrollruudul 10 juhuslikult valitud mets-harakputke lehe pikkus (Lisa 12)

Joonis 4. Niiduruutude prooviala.

32


2.3. Andmetöötluse metoodika

2.3.1. Puisniiduruutude andmetöötluse metoodika

Kõigis ruutudes leiduvate taimeliikide kohta moodustati Exceli tabel, kuhu kanti:

liigi nimi ladina keeles;

liigi nimi eesti keeles;

sugukond;

flooraelement (Eurosiber – 1 Euroopa – 2 Euraasia – 3, kontinentaalne Euraasia – 4, tsirkumpolaarne – 5, katkestunult tsirkumpolaarne – 6);

kultuurisuhe (hemeradiafoor – 1, apofüüt – 2, hemerofoob – 3, antropo-füüt – 4);

esinemissagedus (tavaline – 1, sage – 2, paiguti – 3, hajusalt – 4, harva – 5);

levikupiir (põhja – 1, kirde – 2);

aastad, millal on antud liigi esinemine Hanikatsil registreeritud;

minimaalne kõrgus (cm);

maksimaalne kõrgus (cm);

paljunemine (põhiliselt seemneline – 1, põhiliselt vegetatiivne – 2, mõle-mad – 3) ja

iseloomulikkus (niidutaim – 1, ruderaaltaim – 2, neutraalne – 3, puit-taim – 4, alusmetsataim – 5) (Lisa 3)

Andmete analüüsimisel võeti aluseks viimane kategooria – iseloomulikkus Aastate lõikes leiti:

liikide üldarvu;

niidutaimede arvu;

metsaalustaimede arvu;

ruderaaltaimede arvu;

puittaimede arvu;

liikide üldkatvuse;

niiduliikide katvuse;

metsaalustaimede katvuse;

ruderaaltaimede katvuse ja

puittaimede katvuse muutused (Lisa 5)

��

�

�

��

�

��

33


Katvuse tabeli (Lisa 4) andmete analüüsimiseks asendati väärtus

34


2.3.2. Niiduruutude andmetöötluse metoodika

Anthriscus sylvestrise katvuste põhjal arvutati keskmine katvus (varieeruvuse määraga) Vaatamaks, kas katvuse muutused kuude lõikes olid olulised, tehti T-test (Statistica 6-ga)

Lehtede pikkuste alusel arvutati lehtede keskmine pikkus (varieeruvuse määraga) iga töötluse kohta ning taimede kõrguste muutuste uurimiseks tehti T-test (Statistica 6-ga)

Lisaks arvutati võrdlusbaasi saamiseks süsteemisisene β-diversiteet eel-kirjeldatud meetodit kasutades

35

3. Tulemused

3.1. Puisniit

3.1.1. Muutused puisniidu proovialade valgustustingimustes

Nagu eelnevas mainitud, on käesolevas töös tegu puisniidu taastamise alg-etapiga Läbi on viidud üks raie ja ala on niidetud kolmel aastal Seetõttu ei vasta osa taastatud piirkonnast veel puisniidu kriteeriumidele (puistu liituvus ja põõsarinde katvus kuni 0,3) Tulemused puurinde liituvuse ja põõsarinde katvuse kohta on toodud lisades 7 ja 8

Prooviala 1

Puurinne (peamiselt kask, saar ja tamm) vastas puisniidule esitatavatele norma-tiividele, kuid põõsarindes (katvus 60 %) domineeris kadakas Raie tulemusel puurinde parameetrid oluliselt ei muutunud, kuid mullapinna valgustatus para-nes oluliselt (pärast raiet põõsarinde katvus 5 %) Võib öelda, et hooldamise jätkumise korral vastab prooviala 1 tüüpilisele puisniidule

Prooviala 2

Puurinde liituvus (peamiselt vaher, tamm ja saar) oli enne raiet 0,9 ja raie tule-musel oluliselt ei vähenenud – maha oleks vaja võtta veel suur osa allesjäänud puistust, et valgusolusid parandada Põõsarindes (domineerib mage sõstar) oli muutus olulisem (70 %-lt 40 %-le), see peaks veelgi tugevalt vähenema

Prooviala 3

Puurinde liituvus (peamiselt tamm, saar ja vaher) vähenes raie tulemusel 0,5-ni, mis parandas oluliselt valgusolusid Sellest hoolimata tuleb seal veel teha vali-kulist raiet Põõsarindes (domineerib verev kontpuu) on olukord hea (katvus 10 %)

Prooviala 4

Algne pea maksimaalne puurinde (peamiselt tamm, vaher ja jalakas) liituvus ei ole oluliselt vähenenud (0,8-le), valgusolude parandamiseks tuleb veel palju tööd teha Põõsarinne (domineerib mage sõstar) jääb puisniidu kriteeriumide piiresse

36


Prooviala 5

Puurinde (peamiselt haab, kask, saar ja tamm) liituvus on suurel määral korri-geeritud (lõpptulemusena 0,4), tuleb teha veel vähesel määral valikulist raiet Samuti on põõsarinde katvus (domineerivad kadakas ja mage sõstar) sobival madal (10 %)

Esimese ja viienda ala puurinde liituvus jääb üldjuhul puisniidu normi piiri-desse Ülejäänud aladel tuleb puurindes teha täiendavat raiet Põõsarinde kat-vus vastab normidele aladel 1, 3 ja 5 Seega võime alade 1 ja 5 lugeda saavutatud valgustustingimuste parandamist piisavaks

3.1.2. Muutused puisniidu proovialade liigistikus

Liikide esinemine ja katvus proovialade prooviruutudes on toodud lisas 5 Tuleb ära mainida mõned olulised anomaaliad prooviruutudes, millega tuleb

arvestada järelduste tegemisel Alal 1 on säilinud suured C. majalise ja H. nobilise populatsioonid, mistõttu metsaalustaimede katvus on suhteliselt suur Alal 2 on täiseas vahtrad, seetõttu on kõigis prooviruutudes vahtraseemikute arv ano-maalselt suur, samuti domineerib alustaimestikus C. majalis Samad kõrvale-kalded normaalsest on näha alal 3, lisaks on seal suur G. rivale populatsioon Alal 4 on taas kord suur populatsioon A. platanoidest, C. majalist, lisaks neile palju L. vernust Alal 5 domineerivad C. majalis, arvukas on ka G. rivale

Põhimõtteliselt võib nentida, et proovialadel, kus toimusid ulatuslikumad raietööd (1 ja 5) on toimunud niidutaimede intensiivne introdutseerumine See võib olla põhjustatud nende sarnastest valgusoludest (tunduvalt parane-nud võrreldes eelnevaga) Samas on siin ka suurem oht invasiivliikide introdut-seerumiseks, mille kohta on eksperimendi praeguses staadiumis veel vara järel-dusi teha Ruutudes, kus valgustingimuste muutumine ei olnud nii suur, on säilinud põhiliselt veel metsaalustaimestik ja suuremaid muudatusi liigistikus võib oodata peale järgmist raiumist

Analüüsisin samuti (Statistica 7-ga) prooviruutude liigilise koosseisu sõltu-vust aastast ning tegin selle kohta Tukey testi (Lisa 8) Ühelgi juhul ei tulnud vastav näitaja oluline (p oli kõigil juhtudel üle 0,05-e)

Arvutatud β-diversiteedi väärtused olid aastate lõikes järgnevad (vt ka lisa 10):2005 – 0,357;2006 – 0,427;2007 – 0,428 Näeme, et teisel aastal peale taastamistöid suurenes β-faktor oluliselt ja ei

langenud märkimisväärselt ka kolmandal aastal See annab alust eeldada, et raiumisest ja niitmisest põhjustatud muutused ei ole veel lõpule jõudnud, vaid liigistiku muutumine kestab jätkuvalt

37


3.2. Niit

Käesoleva töö eelseisva etapi eesmärgiks on uurida A. sylvestrise võima-likke bioloogilise tõrje meetodeid Selleks valmistasime ette prooviruudud Prooviruutudel tehtud esialgsete mõõtmiste tulemused on toodud lisas 12 Järgmisest suvest algab töö eri meetodite efektiivsuse võrdlemisel

Kuidas mõjutas niitmine mais ja juulis mets-harakputke katvust ruutudel, võib näha tabelites 2 ja 3

Tabel 2. Mets-harakputke katvused %-des maikuus ja juulikuus niidetud prooviruutudel.

Ruudu nr. 1.1 1.2 1.3 1.4 1.5 1.6 1.7 1.8

Katvus mais (%) 80 90 70 75 80 70 88 80

Katvus septembris (%) 25 32 15 14 23 10 18 23

Keskmine mets-harakputke katvus maikuus oli 79,12±7,39 %, septembris 20,00±7,09 % T-test erinevuste olulisuse kontrolliks näitas, et katvus mais ja septembris oli statistiliselt oluline (p=0,00 95 %-lise tõenäosuse juures)

Tabel 3. Mets-harakputke katvused %-des juulikuus niidetud prooviruutudel.

Ruudu nr. 2.1 2.2 2.3 2.4 2.5 2.6 2.7 2.8

Katvus mais (%) 50 55 20 55 37 30 30 830

Katvus septembris (%) 22 32 5 25 23 17 25 30

Keskmine mets-harakputke katvus maikuus oli 38,38 ±13,29 %, septembris 22,38±8,42 % T-test erinevuste olulise kontrolliks näitas, et katvus mais ja sep-tembris oli statistiliselt oluline (p=0,004 95 %-lise tõenäosuse juures)

Septembris tehtud lehtede pikkuste mõõtmiste tulemused on toodud lisas 13 Mais ja juulis niidetud ruutudel (variant 1) oli lehtede keskmine pikkus 16,76±4,81 cm Juulis niidetud ruutudel (variant 2) oli lehtede keskmine pik-kus 16,57±6,61 cm Kontrollruutudel (variant 3) oli lehtede keskmine pikkus 30,21±6,37 cm T-test keskmiste võrdlemiseks näitas, et variandid 1 ja 2 ei erine-nud omavahel (p=0,85 95 %-lise tõenäosuse juures) Küll aga erinesid oluliselt variandid 1 ja 3 ning 2 ja 3 (p=0,00 95 %-lise tõenäosuse juures) Seega suvel 1 ja 2 korda niidetud prooviruutudel omavahelist erinevust lehtede keskmises pik-kuses ei olnud, kuid võrreldes kontrollruutudega olid niidetud ruutudel lehed oluliselt lühemad

Seega saab väga esialgsete tulemuste põhjal öelda, et mets-harakputke kat-vus nii kahe- kui ühekordse niitmise tulemusena oli võrreldes algseisusga olu-

38


liselt vähenenud Samuti oli niitmine oluliselt mõjutanud lehtede pikkust (mets-harakputke kõrgust) Milline on mitmekordse niitmise pikaajalisem mõju, peab selguma katse jätkumise käigus

39

4. AruteluVõrreldes majandamata puisniiduga on olukord taastatud puisniidul märkimis-väärselt paranenud, kuid siiski peab ütlema, et tööd on veel pooleli Silmaga nähtavate tulemuste saavutamiseks on vaja edaspidi veelgi valgusolusid paran-dada Samuti võtab kõrvalasuvalt liigirikkalt niidult liikide introdutseerumine aega, mistõttu niiduliikide uute sisse tulnud liikide arv jääb antud hetkel veel tagasihoidlikuks Kõik tingimused ala muutumiseks puisniiduilmeliseks on aga soodsad – valgusolude paranemine, regulaarselt teostatav niitmine, kõrval-asuv liigirikas hooldatav niit

Kuigi puisniiduruudud asusid suhteliselt lähestikku, oli liigilise koosseisu erinevus nende vahel suur Seda näitavad ka arvutatud β väärtused See on ka loogiline, sest antud süsteem on üleminekufaasis metsakooslusest puisniiduks ning stabiliseerumine võtab omajagu aega Kõigi eelduste kohaselt peaks järg-nevate aastate jooksul toimuma ühtlustumisprotsess, mille käigus ühiste liikide arv ruutudel suureneks

Nagu eelnevast nähtub, ei teostatud taastataval alal raiet sellises ulatu-ses, mis oleks viinud valgustingimused kohe vastavusse puisniidu jaoks nor-maalseks peetava väärtuseni (see ei olnud ka eesmärgiks – kiire täiemahuline raie ei soodusta kindlasti parima võimaliku koosluse saavutamist ning toimu-vate protsesside uurimist) Samas on märgata protsessi toimumist positiivses suunas: niiduliikide arvukuse teatud suurenemist ning metsaliikide arvu vähe-nemist Teatud katseruutudes võib veel täheldada metsaalustaimestiku või puu-seemikute kõrget katvust, mis kindlasti väheneb

Documents

Pool-looduslike koosluste taastamine Hanikatsi laiul...selt I sajandi paiku p Kr (vanem rauaaeg), sellest ajast pärinevad vanimad vikatileiud Eestis (Kukk, Kull 1997) Seega võib