Tartu Ülikool

Loodus- ja tehnoloogiateaduskond

Ökoloogia ja Maateaduste Instituut

Botaanika õppetool

Triin Anier

JÄÄKSOODE KORRASTAMISE ERINEVAD MEETODID JA

NENDE KESKKONNAKAITSELINE ANALÜÜS

Bakalaureusetöö

Juhendajad: vanemteadur Edgar Karofeld

doktorant Triin Triisberg

Tartu 2012

2

Sisukord

Sissejuhatus ..................................................................................................................................... 3

1. Jääksoode teke ja levik ................................................................................................................ 5

2. Jääksoodega kaasnevad keskkonnaprobleemid ja sellest tulenev korrastamise vajadus ................. 7

2.1. Loodusliku soo hävimine .......................................................................................................... 7

2.2. Jääksoo tuleohtlikkus ................................................................................................................ 9

2.3. Muutus kasvuhoonegaaside ja süsiniku bilansis ........................................................................ 9

2.4. Hüdroloogilised muutused piirkonnas ..................................................................................... 11

3. Jääksoode korrastamise erinevad meetodid ja nende analüüs...................................................... 12

3.1. Jääksoode kasutamine põllumajanduses .................................................................................. 12

3.2. Jääksoode metsastamine ......................................................................................................... 16

3.3. Jääksoode kasutamine marjakasvatuses ................................................................................... 20

3.4. Veekogude rajamine jääksoodesse ........................................................................................... 24

3.5. Jääksoo taassoostumise tingimuste loomine ............................................................................ 27

4. Keskkonnakaitseline analüüs jääksoo korrastamise meetoditest ................................................. 31

4.1. Bioloogiline mitmekesisus ja ala fragmenteeritus .................................................................... 31

4.2. Jääksoo tuleohtlikkus .............................................................................................................. 32

4.3. Kasvuhoonegaasid .................................................................................................................. 32

4.4. Erosioon ................................................................................................................................. 33

4.5. Kaevandamiseelse veetaseme taastamine ................................................................................ 33

4.6. Korrastamise metoodi valik .................................................................................................... 34

Kokkuvõte ..................................................................................................................................... 36

Summary ....................................................................................................................................... 38

Tänuavaldused............................................................................................................................... 39

Kasutatud kirjandus ....................................................................................................................... 40

LISAD........................................................................................................................................... 48

3

Sissejuhatus

Sood on liigniisked ökosüsteemid, kus domineerivad turbasamblad, mis akumuleerivad

taimejäänuste mittetäielikul lagunemisel soodes turvast. Turbasse akumuleeritkakse

tuhandeteks aastateks atmosfäärist fotosünteesil seotud süsihappegaasi, samas jääb

mittetäielikul lagunemisel osa eraldunud hapnikust kasutamata. Tekkival turbal on head

energeetilised, kasvusubstraadi ja raviomadused, mistõttu on turvas hinnatud maavara. Turba

kaevandamine on toimunud Eestis umbes neli sajandit. Eelmisel sajandil algas mehaniseeritud

freesturba kaevandamine, mille tulemusena tekivad suure pindalaga jääksood. Neid alasid

iseloomustab tihe kuivenduskraavivõrgustik, mitmekümne kuni sadade hektarite suurused

lagedad alad ja jääkturbalasundi erinev paksus. Sellest tingituna ei toimu taimestiku

taastumist ka pika aja möödudes (Triisberg jt 2011).

Soode kuivendamine ja turba kaevandamine on viinud olukorrani, kus maailmas on

viimasel kahel sajandil ligikaudu 50 % looduslikest soodest hävinud (IUCN 2000). Eestis on

näiteks soode osatähtsus maismaa pindalast vähenenud varem arvatud ca 22 %-lt vaid veidi

üle 5%-ni (Paal, Leibak 2011) ning frees-jääksoode pindala 9371 ha ja see suureneb jätkuvalt

(Ramst, Orru 2009). Seega kaotavad mitmed taime-, looma- ja linnuliigid oma elupaiga ning

soode ökosüsteemide poolt pakutavad teenused pole enam tarbitavad. Samuti muutuvad

sellised alad tuleohtlikuks, kuna veetase ei ole enam pinna lähedal ning läbikuivanud turvas

võib kergesti süttida. Põlemise käigus lendub suur kogus süsinikku, kuid kasvuhoonegaaside

emissioon toimub pidevalt ka aereeritud turba lagunemisel (Paavilainen ja Päivanen 1995).

Kui looduslikud sood on ühed olulisemaid süsihappegaasi (CO2) sidujaid ja süsiniku

akumuleerijaid, siis jääksoos toimub vastupidine protsess – turba mineraliseerumine ja

kasvuhoonegaaside eraldumine.

Eesti on suheliselt vähese tööstusega, kuid sooderikkas riik, ning seetõttu on kuivendatud

ja jääksoost pärit kasvuhoonegaaside emissioonil eriti suur osatähtsus. Eesti on maailmaas

Indoneesia järel teine riik oma süsinikdioksiidi (CO2) emissiooni poolest degradeeruvatest

jääksoodest riigi pindlalaühiku kohta (Joosten 2009). CO2-te lendub Eestis 2,11 t/ha, Rootsis

näiteks on sama näitaja 0,32 t/ha. Ent aastane emissioon on Eesti jääksoodes 10 Mt CO2,

jagades Suurbritanniaga 18.-19. kohta maailmas (Joosten 2009). See ületab 9-kordselt Eestis

liiklusest eralduva süsihappegaasi koguse. Ammendunud turbaväljad on Eestis teisel kohal

peale põlevkivielektrijaamade süsinikdioksiidi emissioonis (Ilomets 2001). Soovides oluliselt

vähendada ökoloogilist jalajälge ja mõju keskkonnale, tuleb midagi ette võtta ka Eesti

kuivendatud alade ja jääksoodega.

4

Mitmel pool maailmas on tunnistatud jääksoode mõju keskkonnale, kuid Eestis senini

vaid vähesel määral. Seoses turbakaevandamise erinevate keskkonnaprobleemide ja nende

uurimisega on loodud ülemaailmseid töögruppe nt International Mire Conservation Group

(IMCG) ja International Peat Society (IPS). Üks põhieesmärk ongi neil organisatsioonidel

selgitada jääksoode korrastamise tähtsust. Hetkel on maailmas jääksoode korrastamises

esirinnas Kanada, kus on eesmärgiks võetud korrastada sama suur jääksoo ala kui alustatav

uus turbakaevandamise ala. Eeskuju võttes on selleks võimalik kasutada mitmeid erinevaid

jääksoo korrastamise viise: metsastamine, põllu- ja karjamaa, palukultuur, energiaheinamaa ja

-võsa, marjakasvatus, veekogu, soo ja muudel viisidel. Erinevatel meetoditel on nii

majanduslikult kui ka keskkonnamõjult erineva kasuteguriga ning oluline on mõista, millal

millist meetodit rakendada.

Eestis peaks alustama ulatuslike korrastamise töödega ja selleks on tehtud mõningad

sammud. Jääksoode korrastamise kohustus on Eestis pandud kaevandajale või maaomanikule.

Nõukogude Liidu lagunemisel ja firmade pankroti tõttu on tekkinud suur hulk korrastamata

alasid. Enamiku alade omanikuks on RMK. Hetkel käivad ettevalmistused Viru ja Hara

jääksoode korrastamiseks Lahemaal. AS Tootsi Turvas on Eesti suurimaid turbakaevandamise

firmasid ja 2010. - 2011. aastal toimus Niibi lõunapoolse turbatootmisest väljajäänud alade

korrastamine. Selle käigus 113,06 ha suurune jääksoo korrastati metsa-, marjakasvatusmaana

või taassoostuvaks alaks. Esimene Eestis suurim korrastatud 24 ha ala jõhvikakultuuri rajati

Pärnumaal Mätta ammendatud freesturbaväljakul 1976. a. 1980ndate lõpuks ulatus

marjaistandustena korrastatud alade hulk 275 ha (Paal 2011). Tunduvalt varem alustati

jääksoode korrastamisega metsamaaks. Käsu korras 1970ndatel rajati jääksoodele sadades

hektarites metsakultuure (Pikk 2010). Siiski on Eestis veel pikk maa käia, et vähendada

oluliselt jääksooga seotud keskkonnaprobleeme.

Käesoleva lõputöö eesmärgiks on erialase kirjandus põhjal koostada ülevaade

jääksoodega seonduvate keskkonnaprobleemide olemust ja sellest tulenevalt jääksoode

korrastamise vajadusest. Antakse ülevaate jääksoode korrastamiseks kasutatavatest

meetoditest ning analüüsitakse nende tõhusust keskkonnakaitselisest seisukohast.

5

1. Jääksoode teke ja levik

Jääksoode korrastamise käsiraamatus (Paal jt 2011) on defineeritud jääksoid kahel viisil.

Laiemas tähenduses on jääksood kõik endised turbakaevandamisalad, samuti

põllumajanduslikus kasutuses olnud varasemad sooalad, mille majandamine on lõpetatud.

Kitsamalt loetakse jääksooks (Joonis 1) selliseid alasid, kus turba jääklasundi paksus ei ületa

turba kaevandamise järgselt enam 0,1-0,5 meetrit ning see on edasiseks masinaga

kaevandamiseks ammendatud (Paal jt 2011). Soost kaevandatavat turvast kasutatakse

põhiliselt järgmistes valdkondades: aiandus, põllumajandus, kütteenergeetikas ja meditsiinis.

Eesti on aiandusturba ekspordi mahu poolest 3.-4. kohal maailmas, enamus toodangust läheb

Hollandisse, Saksamaale, Suurbritanniasse, Rootsi ning Soome (Orru 2003).

Joonis 1. Kungjärve jääksoo, Madise külas, Võrumaal.

Üheks põhjuseks on just turba kaevandamine, miks maailmas viimasel kahel sajandil

ligikaudu 50 % looduslikest soodest on hävinud (IUCN 2000). Turba kaevandamisel kõrval

on soode hävimine põhjustatud sageli põllumajanduse intensiivistumisest, saastest ning

energiatööstuse, metsamajanduse ja linnastumise laienemisest (Rochefort, Lode 2006). Selle

tõestuseks on Eestis hetkel 98 frees-jääksoo ala üldpindalaga 9371 ha (Lisa 1) (Ramst, Orru

2009), millest suurima pindalaga jääksoo asub Pärnumaal, endisel Pööravere sool, mille

pindala on 3012,1 ha (Ramst jt 2007). Kuid paljud jääksoodest on Nõukogude Liidu aegsed

pärandid ja neil pole otsest õigusjärgset omanikku, kes peaks hoolitsema alade korrastamise

eest. Hinnanguliselt lisandub lähiajal umbes sama suur hulk ammendunud turbaalasid (Ramst,

Orru 2009).

6

Eesti on sooderikas riik. Siiani oli märgitud, et Eesti territooriumist moodustab soode

osakaal 22,3% ehk 1 009 101 hektarit (Orru jt 1992), kuid sinna hulka olid arvestatud kõik

turbakihiga alad, sõltumata nende seisundist ja turbakihi paksusest. 2010. a märgalade

inventuuri andmete põhjal selgus, et tegelik looduslähedases seisundis soode osakaal Eestis

on ainult 5,5% pindalast ehk 240 000 hektarit (Paal, Leibak jt 2011). Osalt on see tingitud

soode pindala vähenemisest, mis on sajandi jooksul vähenenud umbes 2,7 korda kui võrrelda

märgala inventeerimise andmeid 1935.-1955. aasta Eesti taimkatte kaardistamise andmetega.

Enam on hävinud madalsoid, mis on vähenenud 7,1 korda. Rabade hävingu osakaal on

väiksem (1,7 korda) (Kohv, Salm 2012). Seetõttu on enamus Eestis looduslähedasena säilinud

soodest rabalaamad, mis on siiski kuivenduskraavidega ümbritsetud. Eesti on rabade rikkuse

poolest Rootsi ja Läti järel Euroopas kolmas riik. Selle võlgneme 1970. aastatel toimunud nn.

soodesõjale, mil paremini säilinud sood võeti kaitse alla. Säilinud soodest on 72,5 % Eestis

looduskaitse all (Paal jt 2011). Eestit iseloomustab soode mitmekesisus, seda teavet on

kasutatud ka mitmetes riiki tutvustavates brošüürides ja mainekujundusreklaamides.

Turvas on oluline toore ja selle tarbimine on pika ajalooga. Turba põlemise omadusele

juhtis tähelepanu juba rooma loodusteadlane Pliniuse vanem (elas 79 – 23 eKr)

entsüklopeedias „Naturalis historia“ (Valk 1988). Soode kasutamine põletusturba

hankimiseks ja põllumajanduslikuks otstarbeks algas Eestis 17. sajandil (Sepp 1995). Algselt

toimus Eestis turba kaevandamine pätsimeetodil: kaevandamiseks ei alandatud veetaset ja

turbaaukude kõrval säilinud taimestik aitas kaasa turba kaevandamisel tekkinud aukude

kinnikasvamisele (Karofeld 2006). 1920. aastatel oli turvas põhiline elektrijaamade kütteaine

(Ilolomets, Kallas 1995). Freesturba kaevandamist alustati Eestis 1938. a. Pärast 1947. a, kui

võeti kasutusele võimsamad masinad, hakkas kiiresti laienema soode kuivendamine.

Kaevandamise maht oli maksimaalne (kuni 2,8 miljonit tonni) 1980. aastatel (Luberg 1995),

mil asuti kaevandama ka väetusturvast. Peale erinevate tehnoloogiate kasutuselevõtmist

hakati turvast intensiivsemalt kaevandama (Paal jt 2011).

Eestis on tekkinud palju jääksoid ehk ammendunud turbaalasid. 2010. aastal kaevandati

63 maardlast kokku 923,4 tuhat tonni turvast ehk 10% enam kui 2009. aastal (Roosalu 2011).

Praegu peamiseteks turba kaevandamise viisideks on frees- (Lisa 2), tükk- ja plokkturba (Lisa

3) tootmine (Õnnis 2008), mille käigus toimub soode kuivendamine (Lisa 4), taimestiku

eemaldamine (Lisa 5) ja pinnase tasandatamine. See tingib olukorra, et sood ei olnud enam

võimelised ise taastuma.

7

2. Jääksoodega kaasnevad keskkonnaprobleemid ja sellest tulenev

korrastamise vajadus

Jääksoo põhilised mõjud keskkonnale on loodusliku soo ökosüsteemi elupaikade

hävimine. Jääksoo fragmenteerib maastikku, ala muutub tuleohtlikus, kasvuhoonegaaside

emissioon turba mineraalisatsioonil, hapniku bilansi muutumine, olulise magevee reservuaari

hävimine, turba erosioon.

Järgnevalt vaadeldakse jääksooga seonduvaid probleeme põhjalikumalt.

2.1. Loodusliku soo hävimine

Soodel on omane iseloomulik taimestik. Erilised kasvutingimused soodes (sh kõrge

veetase, pH, toitainete vähesus, turba akumulatsioon jne) võimaldavad seal kasvada vaid

nende tingimustega kohastunud taimeliikidele. Näiteks on Eesti rabades putuktoidulised

taimed: laia-, ümaralehine ning vahelmine huulhein. Turvast moodustavad peamiselt

turbasamblad Sphagnum, mille eri liike on meil kokku loendatud 38 (Valk 1988). Soid

loetakse liigivaeseks ökosüsteemiks, see kehtib rabade ehk kõrgsoode kohta, kus taimed

toituvad sademetest. Eesti soode floorasse kuulub kokku 280 liiki soontaimi, millest 230 liiki

kasvab madalsoodes, 130 liiki siirdesoodes ja 45 liiki rabades (Trass 1994). Seega on

looduslike soode floora väga mitmekesine ja soode kuivendamine ning turba kaevandamisel

kaotame selle (Joonis 2).

Joonis 2. Looduslik raba oma laugastega - Kuresoo Soomaa rahvuspargis.

Peale turba kaevandamist, jäävad alles lagedad alad. Jääksood, mis tekivad, on sageli

mitmekümne kuni sadade hektarite suurused. Seetõttu võtab taime seemnete levik sinna kaua

8

aega, sest idanemisvõimeline seemnepank on eemaldatud (Price 1996). Taimestumine on

sõltuvuses lisaks veel kliimatingimustest, pinnamoest ja mikrotopograafiast, jääkturba

paksusest, veetasemest ning keemilistest ja hüdrofüüsikalistest omadustest (Lode 1998).

Samuti takistavad taimestiku kasvu ekstreemsed temperatuuri kõikumised. Nt Keressaare

rabas mõõdeti 1990. a maapinnal juuni keskel -6,0 oC öösel, aga 37,5

oC päeval.

Maksimumtemperatuur tõusis suvel 48,4 oC (Valk 2005). Varakevadel ja sügisel külmub

turvas läbi moodustades jääkristalle ja seeläbi külmakohrusid (Quinty ja Rochefort 2000).

Samuti toimub jääksoos erosioon, tuul kannab lahtist turvast teistele aladele, seegi on

turbasambla ja teiste taimede kasvu takistavaks teguriks (McNeil jt 2000). Leitud on ka, et

taime kasvu limiteerib peamiselt turvasmuldades P- ja K-vaegus (Andersen jt 2006) ning

happelisuse tõttu toimub jääklasundis mitmete toksiliste ioonde ühendeid, näiteks Al liikumist

taimele.

Faktorite koosmõjust tingituna tekib uus ja väga liigivaene kooslus (Lisa 6). Sellise

koosluse moodustavad peale 30 aasta möödumist põhiliselt soontaimed nagu harilik mänd

(Pinus sylvestris), erinevad kaseliigid (Betula spp.), kanarbik (Calluna vulgaris) ja tupp-

villpea (Eriophorum vaginatum) ning samblikest palu-karusamblik (Polytrichum strictum) ja

porosamblik (Cladonia spp). On leitud, et jääkturbalasundi läbikuivamine kestval kuivendusel

ja toitainete puudus põhjustavad nende liikide kadumist 10-20 aasta mööduses (Triisberg jt

2011). Enamikul aladel on 10-20% ulatuses hõre taimestik (Ramst, Orru 2009).

Looduslikud sood on oluliseks elupaigaks loomadele. Eesti soodest loendasid V.

Maavara (1955) umbes 800 ja U. Valk (1988) 1200 putukaliiki, millest 49 liiki elab ainult

siinsetes soodes. Eesti soodes võib esineda üle 80 linnuliigi, neist 30 on paiksed. Rabades

pesitsevad näiteks väikekoovitaja, hallõgija ja teder. Siirde- ja madalsoodes pesitsevaist

lindudest kohtame sookurge, mudatilderit, kiivitajat ja suurkoovitajat (Valk 2005). Liivastel

kõrgematel rabasaartel pesitsevad mägrad ja rebased. Pisinärilistest elab siirde- ja madalsoos

uruhiir. Laugaste kaldail võivad elutseda mügrid. Kalu on rabajärvedes vähe, peamiselt leidub

haugi ja ahvenat (Valk 1988). Sarnaselt floorale on soode fauna mitmekesine.

Turba kaevandamine põhjustab organismide elukohtade kadumist soos. Kaevandamisel

on loomastikule ka teinegi oluline elukvaliteeti vähendav mõju, soode hävimisel maastik

fragmenteerub. Fragmenteerumine seisneb elupaiga killustumises ehk ühtne elupaik laguneb

mitmeteks väikesemateks osadeks ja osaliselt hävib üldse. Seeläbi jääksoo vähendab ja

takistab organismide levikut, sest imetajad ei armasta liikuda lagedatel aladel. Avatud tasane

maastik kujutab endast ohtu, see annab hea võimaluse jahipidamiseks. Näiteks Antsla vallas

Kungjärve väike jääksoo ala on hinnatud jahipidamise koht kohalike jahimeeste poolt.

9

2.2. Jääksoo tuleohtlikkus

Muret tekitab jääksoo tuleohtlikkus. Kui kuivendusel alandatakse veetaset soos, muutub

ala tuleohtlikuks turba läbikuivamisel. See tingib korrastamise olulisuse jääksoo alal. Eestis

olid viimased suured põlengud 2006. aastal, kui põles 200 ha Sangla turbavälja, ja 2008.

aastal, kui põles Lavassaare turbaväli. Põlengu käigus eraldub kiiresti turbalasundisse

akumuleerunud süsinik ja lämmastik kasvuhoonegaasidena atmosfääri. Põlengu suits võib

põhjustada astmat ja muid terviseprobleeme. Samuti võib põleng levida ligidal olevatele

aladele ja hävitada elupaiku, kahjustades kooslusi ning organisme. Süttimine toimub inimese

hooletusest või muudel põhjustel. Jääksoodel puudub sageli vajalik monitooring ja see

põhjustab laiaulatuslikke põlenguid. Kustutustööd on sageli nii eraldatud kohas rasked ja

kulukad, siis korrastamine oleks oluline rahaline võit.

2.3. Muutus kasvuhoonegaaside ja süsiniku bilansis

Järgmiseks oluliseks keskkonnaprobleemiks on kasvuhoonegaaside suurenenud

eraldumine jääksoost. Erinevad uuringud näitavad, et jääksoos tõuseb oluliselt süsinikdioksiid

(Joonis 3) ja lämmastikdioksiidi lendumine. Samuti muutuvad metaani emissioon ja lahustuva

orgaanilise süsiniku (DOC) väljaleostumine alalt.

Joonis 3. Süsinikgaaside muutus looduslikus, kuivendataval, kaevandataval ja veerežiimi

taastamisel soos (Strack 2008).

Looduslikus soos on turbas talletatud kuni 20 % globaalsetest maismaal leiduvatest

süsinikuvarudest, mis on maapealses biomassis ja maa-aluses orgaanilises materjalis (Janzen

2004). Turba ehk orgaanilise süsiniku ladestumine on tingitud anaeroobsetest tingimustest –

kõrgest veetasemest põhjustatuna. Peale jääaega on põhja pool asuvates soodes

10

akumuleerinud umbes 200 kuni 450 x 1015

g C (Gorham 1991). Loodusliku soo ökosüsteem

on seega väga suur ja oluline süsiniku siduja ja süsteemil nähakse võimet siduda tööstuslikult

tekkinud CO2.

Vastupidiselt looduslikule soole toimub jääksoos CO2 eraldumine. See on põhjustatud

peamiselt organismide elutegevusest - hingamisest, orgaanilise materjali mineraalisatsioonist,

surnud mikroorganismide ja taimestiku lagunemisest. Protsess on veetaseme langetamise tõttu

kiirenenud, sest suurendatakse aereeritud kihti. Soomes on jääksoodes CO2 emissioon

olenevalt kuivenduse intensiivsusest ja soo tüübist tõusnud 6-190 % (Silvola jt 1996). Seda

näitas ka Eestis tehtud 2009. aastal mõõtmised suletud kambri meetodil. Tulemused olid

erinevatel mõõtmisaladel järgmised: looduslikel 1509, kuivendatud 1921, mahajäetud

jääksood 2845 ja hetkel kaevandatavat ala 1741 kg CO2-C ha-1

aastas-1

(Salm jt 2011). Seega

on jääksool oluline mõju süsinikdioksiidi emissioonile, tõustes peaaegu 2 korda, võrreldes

looduslike soodega.

Teine oluline süsinikuringest tekkiv ühend on metaan. Looduslikes soodes toimub

süsiniku mittetäielik anaeroobne lagunemine, mille käigus metaani (CH4) atmosfääri

emiteeritakse (Whiting ja Chanton 1993). CH4 eraldumine toimub difusioonil, gaasimullide

ning taime õhukoe ehk aerenhüümi kaudu. Parasvöötme sood võivad eraldada 10-65 x 1012

g

CH4 a-1

(Mikaloff Feltcher jt 2004), mis moodustab umbes 25 % kogu CH4 emissioonist

atmosfääri (Lelieveld jt 1998). Seega on sood suurimad looduslikud metaani allikad, millel on

21 korda suurem kasvuhoonepotentsiaal kui CO2.

Vastupidiselt süsihappegaasile algab peale kuivendust metaani emissiooni vähenemine

kaevandatavalt alalt. See on tingitud veetase muutusest, mis põhjustab metanogeensete

mikroobide elukeskkonna kadumise, mis on anaeroobne. Metaani tootmine võib jätkuda ka

jääksoos, aga selle liikumisega ülemistesse aeroobsetesse kihtidesse enamus metaanist

oksüdeeritakse. Metaani oksüdeerumist turbas kontrollivad pinnases temperatuur, pH,

lämmastiku tase ja niiskus. Samas aga on kraavid endiselt CH4 emissiooni allikaks, metaani

lendumine võib kuivenduskraavides tõusta looduslike soodega samale tasemele (Minkkinen jt

1997). Kraavide taimestikust puhtana hoidmine võib piirata CH4 eraldumist (Sundh jt 2000).

Kolmas oluline vorm süsinikuringes on lahustunud orgaaniline süsinik (DOC).

Looduslikus soos toimub DOC väljakanne põhiliset vee hulga suurenedes vihma- ja

lumesulamisvetega. Jääksoos tõuseb samuti DOC sisaldus veetaseme tõustes ja sisaldus

tõuseb oluliselt turba lagunemise arvelt aeratsioonivööndis. DOC väljauhtumine suureneb

peale kaevadamise algust (Ahtiainen 1988). Kuna pinnavee läbivool on jääksoos turbas

takistatud, siis pikaajaline lahustunud orgaanilise materjali väljakanne väheneb 10 % võrra

11

(Sallandaus 1994). Vihmavee abil võidakse DOC uhtuda allapoole, sellega suureneb

kontsentratsioon jääkturba alumistes kihtides. Seal toimub kuhjumine või omakorda ainete

ümberpaigutamine (Domisch jt 2000) ja kuivenduskraavide kaudu väljakanne.

Sarnaselt süsinikuringele toimub looduslikus soos lämmastiku sidumine ja jääksoos

selle eraldumine. Probleemseks ühendiks lämmastikuringes on lämmastikdioksiid N2O, mis

lõhub osoonikihti, põhjustab troposfääris fotokeemilist sudu ning on väga pika elueaga

kasvuhoonegaas. Looduslikus soos seotakse aastas 0.05 kg ha-1

N2O-N, aga jääksoos eraldub

0.19 kg ha-1

N2O-N (Salm jt 2011). Seega eraldub peaaegu 4 korda rohkem N2O, kui

looduslikus soos seotakse.

2.4. Hüdroloogilised muutused piirkonnas

Oluline faktor on veetaseme muutus, et kaevandada suurtes mahtudes turvast, tuleb soos

veetaset alandada. Turvas sisaldab ligikaudu 90-95 % ulatuses vett (Valk 2005). Maailma

soodes on ligikaudu 12 070 km3 vett, kui võttes aluseks, et soode keskmine turba paksus on

4,5 m (Shiklomanov ja Rodda 2003). Soodes olevat vett peetakse kõige puhtamaks ja

mineraalainetevaesemaks. Seega kaob soode kuivendamisel oluline magevee reservuaar.

Eesti mahajäetud freesturbaalade inventeerimise käigus leiti, et enamikul aladel on

pinnasevee tase 0,5–1,0 m maapinnast, suurte kraavide ja turbakihi väljaveoteede läheduses

veelgi rohkem (Ramst, Orru 2009). Selline veetase ei võimalda märgalaliikidele kasvama

hakata. Sekundaarse koosluse kujunemist takistavad jääksoos kevadine üleujutus (Lisa 7), mis

põhjustavad ka teistele organismidele probleeme. Kõrgvee perioodil alustavad mitmed linnud

ja kahepaiksed jääksoos pesitsemist või kudemist. Peale veetaseme langust jäävad

konnakullesed kuivale, kes pole moonet läbinud ja kaitsetud linnupojad süüakse erinevate

kiskjate poolt ära. Sellised tingimused põhjustavad jääksoo loomastikule ökoloogilise lõksu.

12

3. Jääksoode korrastamise erinevad meetodid ja nende analüüs

Turba kaevandusest põhjustatud keskkonnamõjusid ja nende korrastamist tuleks sätestada

seadusandluse kaudu. Eesti Vabariigi Põhiseadus § 5 ütleb, et Eesti loodusvarad ja

looduslikud ressursid on rahvuslik rikkus, mida tuleb kasutada säästlikult. Samuti § 53

kohaselt on igaühel kohustus säästa elu- ja looduskeskkonda ning hüvitada tekitatud kahju.

Kuna turvas on loodusvara, siis peaks Põhiseadusest tulenevalt jääksood korrastatama. Eraldi

reguleerivad turba kaevandamist, nõutavate uuringute tegemist ja korrastamist Säästva arengu

seadus, Maapõueseadus ja sellel põhinevad rakendusaktid ning Kaevandamisseadus. Need

õigusaktid reguleerivad turba jätkusuutliku kaevandamise tagamist, soo kui ökosüsteemi

säilimist, peale kaevanduse lõppu korrastamistöid ja järelvalvet. Jääksoode looduslik

taastumine on väga aeglane protsess ja kuigi seadustes on sätestatud ammendatud turba

kaevandusalade korrastamine, pole seda praktikas enamasti tehtud.

Korrastamise meetodi rakendamine algab jääksoos kava või plaani koostamisega. Selleks

tuleks teha jääksoo alal uuringuid. Korrastamise edukust mõjutab jääklasund ning

turbalasundi kaevandamise meetodika valik, ala keemilised omadused, taimestumise aste,

topograafia, veetase, ümbritsevad alad ja nii edasi. Teisena tuleb analüüsida protsesse ja

planeerida ressursse, aega ning lõpuks vaadata, kui suur oleks tööde rahaline maksumus

(Roceford ja Lode 2006). Kava koostamine võimaldab saada ülevaate alast, kuidas on

võimalik kõige efektiivsemalt ja süstemaatilisemalt vastav koht korrastada.

Jääksoid on võimalik korrastada traditsioonilise põllu- ja karjamaana, marjaistandusena,

metsamaana, energiaheinamaana ja -võserikuks, veekoguna, soona jne. Järgmisena vaatleks

põhilisi korrastamise tüüpe.

3.1. Jääksoode kasutamine põllumajanduses

Jääksoode, eelkõige aga kuivendatud soode, kasutamine põllumajanduses on tõusnud

paljudes riikides viimasel kahel sajandil, olles seega olulisemaid majandusharusid soode

kasutamisel (Oleszczuk jt 2008). Põhilised piirkonnad, kus Euroopas on rajatud jääksoodele

põllu- ja karjamaad, on Holland, Taani, Venemaa, Saksamaa, Iirimaa, Valgevene ja Poola.

Neis piirkondades on põllu- ja karjamaa puudus, sest inimkonna kasv on tekitanud suurema

vajaduse toidu tootmisele. Suurenenud on ka energiavajadus, selle katmiseks on võimalik

kasvatada põllumajanduses biomassi. Selle töötlemisel saadakse biokütust, millest omakorda

toodetakse kombijaamades elektrit.

Eestis alustati oluliselt hiljem jääksoode kasutamist põllumajanduses, kui maaparanduse

13

abil rajatavate põllumaadega. Selleks loodi Eestis 1908. aastal Balti Sooparanduse Selts, mille

eesmärgiks oli organiseerida teaduslikel alustel põhinev soode kasutamine ja kultiveerimine.

Selts rajas Tooma Sookatsejaama, mis asub Endla soostiku idapoolses osas (Raidla 1960).

Eestis on hinnanguliselt soodele rajatud 1300 ha põllumaad, mis moodustab 13% kunagistest

soodest (Oleszczuk jt 2008), neist nii mõnedki on praeguseks kasutusest väljas ja sellist ala

võib lugeda jääksooks.

Hetkel on Eestis jääksool põllu- ja karjamaana kasutamise potentsiaal kasutamata

jäänud. Traditsioonilise põllumajanduse eeskujul võiks jääksool viljeleda erinevaid kultuure ja

rajada rohumaa. Eestis on hetkel põllumajanduses kasutusest väljas nii mõnedki endised

mineraalmaad, mille harimine on odavam ja sellel valmiva saagi kvaliteet kõrgem. Võimalik,

et tulevikus olukord muutub põllumajandussaaduste nõudluse suurenemisel. Praegu käivad

katsed 2006. aastast Tootsi Turba AS-s Lavassaare turbaväljale päideroo külvamiseks ja

kasvatamiseks. Päiderooga hakatakse kütma Lavassaare katlamaja, mis asub

energiapõldudest kuni 10 km kaugusel. Korrastamisprojekt hõlmab 230 ha ammenduvat

kaevandusala, millest enamik on ette nähtud energiaheina kasvatamiseks. Kuna Eesti

energiamajanduse riiklikus arengukavas 2020. aastaks on ette nähtud tõsta elektri tootmises

20% taastuvenergia kasutamise osakaal (Energiamajanduse.... 2011). Miks mitte teha seda

biokütuse tootmisel? Kuid tasuvuse puuduse tõttu on Lavassaarel päideroog jäetud siiski

koristamata.

Viimastel aastatel on ökotehnoloogia abil hakatud rohkem kasvatama ka laialehist

hundinuia ja pilliroogu, see aga nõuab jääksoos kõrgemat veetaset. Neist saadakse lisaks

biomassile soojustusmaterjali, taime kiuline ehitus tagab krohvis hea soojuspidavuse. Lisaks

on orgaanilistel muldadel ehk jääksoode jääklasundil kasvatada talirukist, kaera, timutit,

hiirehernest, rebasesaba, lupiini, kartulit, kaalikat (Kreshtapova jt 2003), porgandit, sibulat,

sellerit ja salatit (Okruszko 1996). Jääkool on võimalik kasvatada ka loomasööta ja kasutada

karjamaana.

Nende kultuuride kasvatamiseks sobivad jääksood eelkõige seetõttu, et neil aladel ei

kasva umbrohi, puuduvad mullas levivad taimehaigused ja kahjurid (Virkajärvi ja Huhta

1996). Jääksoo turbalasund on ka enamasti kivideta, aga mitte alati. Kuigi alad on tavaliselt

väga suured, on siiski nende eeliseks olemasolevad kuivendussüsteemid ja teedevõrgustikud.

Üheks takistavaks teguriks on nende alade kaugus ja eraldatus, mis tingib lisa kuluartikli

transportil ja see vähendab konkurentsivõimet turul, seega valitakse lähimal asuvad maa-alad.

Peale kauguse on oluliseks faktoriks turba jääklasundi paksus, mis peaks olema võimalikult

õhuke, sest sellistel aladel on põllumajandusega tegelemine edukam (Drennan jt 1984).

14

Paksemate jääklasundite korral on probleemideks näiteks turba ebaühtlane vajumine,

kuivendussüsteemi amortiseerumine, lagunemata puit (Anon 1991).

Iirimaal on kasutatud samuti jääksoid põllu- ja karjamaaks. Eksperimentidest selgus, et

kasulik oleks jääksood kasutama hakata põllu- ja karjamaana peale 3 aastast harimistsüklit.

Seda meetodit on saatnud edu ja korrastatud on Iirimaal osa Bord na Móna jääksoo aladest.

Loodud on kuni 1500 ha kvaliteetset rohumaad, mis on müüdud kohalikele talunikele (Renou

jt 2006). Kahjuks esineb erinevaid probleeme, mis mõjutavad oluliselt sealset viljelemist.

Leiti 1980-ndatel, et toitainete puudus põhjustab taimestiku madalamat kvaliteeti ja tekitab

sellega kariloomadel mineraalide puudust (Doyle ja Ó Críodáin 2003). Seepärast esineb

lammastel enneaegne lõikehammaste kulumine, selline stress on iseloomulik tavaliselt

mägikarjamaadel karjatamisele (Daly jt 1984).

Põhilised tegurid, mis mõjutavad põllumajanduskultuuride kasvu kvaliteeti ja kvantiteeti

jääksool:

veetaseme kõikumine – alal oluline kuivendusdrenaaži toimimine;

temperatuuri erinevused vegetatsiooni perioodil (Ilnicki 2003);

turba tiheduse muutus mineraalisatsioonil;

pH on madal, see tingib Mo (molübdeeni), Al ja Fe ioonide liikumise (Renou jt 2006)

ja tekib kahjulik mõju taimedele – vajalik lupjamine 8-15 t/ha;

mõju ka teiste makro- ja mikrotoitainete sisaldusest (Kreshtapova jt 2003) - vajalik

väetamine N, P ja K elemente sisaldavate mineraalväetisega (Kreshtapova ja Krupnov

1998), biomassi tootmiseks sõnnikut, puutuhka, reovett.

Väetamine parandab mikroorganismide elutegevust ja sellega kiireneb turba

mineraalisatsioon. Kuivendatud aladel on leitud, et CO2 ja N2O emissioon atmosfääri on

seotud väetamisega (Augustin jt 1998), sest nende gaaside emissioon on kiirenenud seoses

orgaanilise materjali lagunemisega. Kahjuks pole võimalik põlumajaduses jääksoo lenduvate

kasvuhoonegaaside emissioone korvata fotosünteesti kaudu nii monokultuuri kasvatamisel kui

loodusliku ökosüsteemis. Näiteks on Eestis arvutatud, kui palju suureneb CO2 lendumine

võrreldes akumuleerumisega põllumajanduslikult kasutatavas madalsoos. Eeldades, et aastas

mineraliseerub 5-10 t/ha ja turba keskmine süsinikusisaldus on ligikaudu 53 %. Seega CO2

lendub kuivendatud madalsoost 0,8-1,6 miljonit tonni, aga turba moodustumisel seotakse

0,25-0,32 miljonit tonni CO2 süsinikuna. Saadud tulemus näitab, et emissioon on 4 korda

suurem kui akumuleerumine looduslikus soos (Ilomets jt 1995).

Teine negatiivne mõju väetamisel on toitainete veega levik ümbritsevatele vähetoitelistele

15

aladele, mis tingib olulisi muutusi nendes ökosüsteemides. Watson jt (2000) leidsid, et see

mõjutas sealset C ja N ringet ning sellega vähendab biodiversiteeti, see on eriti oluline

märgalade seisukorrast, mis on väga tundlikud.

Lisaks väetamisele tuleks ala lubjata, see vähendab keskkonna happelisust (Virkajärvi ja

Huhta 1996). Kuid lupjamisel keskkonna aluselisuseks muutumisel on ka negatiivne mõju.

Ala ülepuistamisel toimub lubja levik ka ümbritsevatele aladele, muutes seal iseloomulikke

keskkonnaomadusi.

Veetase peab olema jääksoos 1-1,2 m allapoole maapinda, et tagada hea kvaliteediga saak.

See aga tingib turbas aeratsioonivööndi sügavuse, mida paksem on turbakiht ja

aeratsioonivöö, seda suurem on oht turba põlengule ning vee või tuuleerosioonile (Ilnicki

2003). Sarnaselt tuleohtlikkusele on põllumaal ka endiselt probleemiks aeratsioonivööndist

sademete veega välja kantav DOC hulk (Okruszko 1996). Kui kasvatada jääksool pilliroogu ja

laialehist hundinuia, peaks vesi olema pinna ligidal. Selline viis konserveerib süsiniku

turbakihi jääklasundis ja takistatud on mineralisatsioon, aga seejuures on oluline metaani teke.

Samuti ei ole suurenenud põllumaal liigiline kooslus. Põllumajanduses kasutatakse

tavaliselt monokultuure, see ei loo eriti paljudele organismidele elupaiku, võrreldes

loodusliku sooga. Põllumaa, nagu ka jääksoo, on lage ala, mis fragmenteerib oluliselt

maastiku. Lisaks niitmine ja muud hooldustööd pesitsusperioodil hävitades nende

elukeskkonna ja tappes sinna asunud loomad.

Võib järeldada, et jääksooga võrreldes pole põllumajandusmaal toimunud suuri

keskkonnaprobleemidega seotud paranemisi, välja arvatud erosiooni takistamine taimede

kasvuperioodil (Tabel 1). Mineraalisatsioon ja gaaside emissioon on kiirenenud välja arvatud

hundinuia ja pilliroo kasvatamisel kõrgema veetaseme korral.

Lisaks erinevatele keskkonnaprobleemidele on korrastamises oluliseks osaks vastav

korrastamise maksumus. Põllumajanduses viljelemine sõltub kõigist eelnevatest faktoritest.

Raske on hinnata tegelikku maksumust. Biomassi tootmiskulud sõltuvad töötlemisekuludest:

materjalikulud, tööjõukulud, põhivara kulutused, remondi-, hooldus- ja kindlustuskulu või

muud tootmise üldkulud. Päideroo viljelemiseks jääksool (Tabel 2) on võimalik kasutada

EMÜ väljatöötatud energiakalkulaatorit, mille abil on võimalik arvutada võimalik maksumus.

Seeläbi leiti, et saagi aastased kulud on võrdsed võimalike arvestuslike tuludega. Seega

kultuuri pole kasulik viljeleda, kuna kasumit ei saada ja rajamise kulusid pole võimalik

tasuda.

Tabel 1. Keskkonna mõjud jääksoode kasutamisel põllumajanduses

16

Positiivne Negatiivne

Toiduaine, biomass, ehitus jne. Monokultuur ja madal biodiversiteet

Erosioon takistatud Tuleoht

Kasvuhoonegaaside lendumine

Väetamise ja lupjamise mõju

Kuivendus

Tabel 2. Päideroo – energiaheina maksumus (Energiakultuuri kalkulaator 2007)

Rajamisaasta materjalikulu: eelneva taimestiku hävitamine, väetamine,

külvamine, umbrohutõrje, lupjamine

346 €/ha

Rajamisaasta masinakulu: eelneva taimestiku hävitamine, künni eelne koorimine,

kündmine, külvamine, mineraalväetise laotamine, lupjamine

198 €/ha

Rajamisaasta kulud kokku 544 €/ha

Ühe saagiaasta materjalikulu (aastatel 2-14): väetamine ja põhu pressimine 97 €/ha

Ühe saagiaasta masinakulu: niitmine ja vaalutamine, põhu pressimine, massi

transport, mineraalväetise laotamine

86 €/ha

Saagi aasta kulud kokku 183 €/ha

Müügitulu aasta kohta (3-15) : põhk saagikus 50% 187 €/ha

Arvestuslikud tulud kokku 187 €/ha

3.2. Jääksoode metsastamine

Metsastamine on jääksoode üks levinum korrastamise viise (Joonis 4). Soomes on see

olnud jääkoo peamiseks korrastamise meetodiks (Selin 1995), sest leitakse, et mets pole

väiksema loodusrikkusega kui soo. Iirimaal peeti metsastamist juba 1900. aastate algul heaks

võimaluseks jääksoid rekultiveerida ja suurendada metsamaa osakaalu (Leupold 2004).

Ka Eestis kasutati sellist rekultiveerimisviisi jääksoodel kõige sagedamini. 1970.

aastatel rajati käsu korras sadades hektarites metsa jääksoole. Praktikas kasutati teiste riikide

kogemusi, lühiajalisi katseid ja vaatlusi. Teadusliku aluse panid jääksoo metsastamisele Eestis

L. Raidi ja U. Valk. Algselt arvati enamus jääksoid metsamaaks, see kajastub ka vanemas

maapõueseaduses (1994), kus § 39 oli määratud metsastamise alaks jääksoo, kus on keskmine

turbakihi paksus vähemalt 0,3 m ja vegetatsiooniperioodil põhjaveetase peaks jääma 0,4-0,5

m allapoole maapinda. Metsastamisele kuuluvad Eestis jääksoo alad, kus pindmiseks kihiks

on siirdesoo- või rabaturvas (Laas jt 1980). Selline arusaam oli juba levinud varem.

Jääksoo rekultiveerimisel metsamaaks on see eelis, et taastatakse kunagine olukord,

mil turba ladestumine algas metsa soostumisel. Soometsas kasvav orgaanilise kuivaine

produktsioon võib olla võrreldav rabas turba ladestumisega, mis on meie kliima tingimustes

kuni 2 mm/aastas. Selle meetodi puhul ei pruugi toimuda alal jääkturba mineraalisatsioon,

vaid algab uus turba ladestumine, see aga sõltub veetasemest ja pikast perioodist. Positiivseks

17

küljeks on meetodil, et võrreldes looduslikku taimestumist ja metsa produktsiooni sama aja

jooksul, on mets saanud raieküpseks ja metsastamine on ära tasunud (Pikk 2010).

Joonis 4. Niibi jääksoo ühe osa korrastmine metsamaaks 3-aastaste kuuseistikutega

Selleks, et saada raieküpset metsa, tuleb teha palju pingutusi, välja arvatud juhul, kui

jääksoo taimestumisel on sellele levinud pioneerpuuliigid, näiteks soo- ja arukased. Selline ala

on Niibi jääksoo mäeeraldise lõunaosa 8,78 ha, kus lastakse toimuda looduslik metsastumine

ja lagedatele keskosadele istutati lisaks puuistikuid (Lisa 8). Siiski on see väga harv ja

tekkinud kooslus on vähe produktiivne, sest jääksoo metsastumist takistavad mitmed tegurid.

See ei ole võimalik põhiliselt ebasobiva mikrokliima, toitainete vähesuse ja ebaühtlase

jääkturba, mulla väikese poorsuse ning ebasobiva niiskusrežiimi tõttu (Lisa 9) (Pikk 2001).

Sõltuvalt neist teguritest jaguneb metsastamine 3 põhifaasi: ala ettevalmistamine, väetamine

ja metsa kultiveerimine, mida vaadeldakse järgnevalt põhjalikumalt.

Ettevalmistustustööd algavad pärast kaevandamise lõppu 2-3 aasta möödudes, sest siis

võimaldatakse taimedele kahjulike ainete uhtumist sügavamatesse kihtidesse. Peale selle aja

möödumist on oluline jälgida, kas kuivendusvõrk on korras ja vajadusel tuleks seda uuendada

(Pikk 2010). Soomes tehtud uuringute põhjal loetakse optimaalseks veetaset 35-55 cm

allapoole pinnast. See tagab toitainete kättesaadavuse, mis sõltub mikroobide elutegevusest

aeratsioonivööndis. Kevadised ja sügisesed suurveed on kahjuliku toimega metsa arengule ja

seetõttu oleks oluline need ära juhtida (Paavilainen ja Päivänen 1995). Lisaks on oluline teha

alal künd, et segada pealmine mineraliseerunud kiht alumise kihiga, tõsta aeratsiooni läbivust

18

ja vähendada turbapinnale tekkinud koorikkihti. See loob soodsamad tingimused seemnete

idanemiseks ja taimede kasvuks.

Peale ettevalmistustöid tuleks valida sobiv puuliik ja seejärel istutada vastavalt taime

vajadusele. Jääksoo metsastamiseks sobivad eelkõige soovituslikult harilik mänd (Pinus

sylvestris), arukask (Betula pendula) ja harvem harilik kuusk (Picea abies). Vastupidavam on

neist arukask, mändi kahjustavad tihti põdrad, kuusk aga on tundlik juuni öökülmade suhtes

(Valk 1992). Lisaks neile liikidele kasvatatakse harvem ka paju, harilikku haaba ja lehist.

Leitud on, et okaspuude kasvuga on seotud suuremad kulutused.

Jääksool on võimalik viljeleda ka paju ja kaske energiavõsa kasvatamise eesmärgil.

Need on kiirekasvulised puud, mille kasvatamine on andnud häid tulemusi Soomes ja teistes

riikides. Ent kask on oluliselt parema happelisema pH taluvusega kui paju, samuti vajab paju

rohkem lämmastikku (Hytönen, Kaunisto 1999). Lisaks pajule on ka teistel liikidel raske

toitaineid kätte saada. Seal on väiksem tõenäosus puude kasvamiseks, kasvamine oleks

ebaühtlane, saadaks halva kvaliteedi ja kütteväärtusega puit (Aro 2000).

Väetamise olulisus ilmnes jääksoo metsastamise suurest kampaaniast 1970. aastatel

Eestis, mida ei saatnud suures ulatuses edu. Kahjuks tõdeti varakult, et suur osa istutatud

puudest kiratses ja mõne aastaga enamus hukkus (Pikk 2010).

Puidu kvaliteedi tõstmiseks on vaja vähendada jääkturba lasundi pH-d, selleks tuleks

sarnaselt põllumaale ala lubjata. Lupjamine aitab ka tõsta puude vastupanuvõimet

äärmuslikele temperatuuridele, põuale, haigustekitajatele ja putukakahjuritele (Raid 1986).

Kuid lupjamise asemel võib kasutada ka puutuhka või reovett (põhiliselt energiavõsal).

Jälgida tuleks, et neis poleks kahjulikke ühendeid, mis keskkonnas ei lagune või taime kasvu

takistavad. Sellist kasvatamise viisi katsetatakse ka Eestis Rae raba ammendatud

freesturbaväljal metsastamiseks, seal kastatakse Tallinna Heitveepuhastusjaama anaeroobselt

töödeldud setet. Kuna sete on aluseline, tõusis pH 3,7-lt 6,9-le (Pikka 2011). Sel viisil

viljeletud kultuur võimaldab vähendada mitu keskkonnaprobleemi korraga: jääksoo

korrastamine, fossiilse energia põletamise vähendamine, väheneb mineraalväetiste

kasutamine, võimalus on jäätmete kasutuseks ja nende puhastamiseks. Samas on endiselt

kasutuses ka jääksoo metsastamisel mineraalväetistega väetamine, kuna see on sageli

efektiivsem ja rohkem katsetatud (Valk 2005).

Kui metsastamine on edukas, siis loodetakse, et loodud kooslus pole väiksema

loodusrikkusega kui soo. Alale on loodud uusi elupaiku ja taastatud on maastikuline

mitmekesisus, vähendatud lagedat ala - fragmentatsiooni. Kuid istutatud kooslus on sageli

liigivaesem kui looduslik, sest sinna levimiseks läheb taimestikul ja loomastikul aega.

19

Endiselt on kadunud soole omaste liikide elupaik: turbasamblad, huulheinad, jõhvikad jne.

Kui võrrelda „ökosüsteemi teenuseid“ sool ja metsal, kaotame suure hulga soo pakutavatest

ökosüsteemi teenustest. See väärtus oli boreaalsetel metsadel hinnatud 416 eur ha aastas-1

.

Seega metsastatud jääksoo ökosüsteemi väärtus on ~ 61 korda madalam (Costanza jt 1997).

Kui aga hinnata jääksool „ökosüsteemi teenuseid“, oleks see ilmselt negatiivne, seega saame

metsa koosluse näol siiski kasumiga ala.

Jääksoo metsastamisel turba mineralisatsioon sõltub kuivenduse sügavusest. Mida

sügavam on kuivendus, seda paksem turbakiht saab mineraliseeruda ja seda enam eraldub

CO2-te. Teatud aja jooksul lagundatakse kergemini lagundatavad ühendid ära, mille järel

mineralisatsioon aeglustub. Kasvavad puud seovad fotosünteesil süsiniku kuni nende

täiskasvu saavutamiseni, mil see stabiliseerub. Pärast puu surma algab lagunemine ja CO2

eraldumine. Kui turbas on süsinik seotud tuhandeteks aastateks siis puud seovad seda ~ 100

aastaks (Lisa 10).

Metsastamisel on positiivseks küljeks see, et ala on taimestikuga kaetud, pole seal

võimalik tuule erosioonist tingitud turba ärakanne. Samuti takistab taimestik mingil määral

alal maapinna läbikuivamist ja seega ka tulekahjuohtu, kuid põuasel perioodil hooletu

käitumine võib endiselt tulekahju põhjustada (Tabel 3). Sarnaselt turbaga on puit oluline

energia- ja ekspordiartikkel. Puidust on võimalik saada ka paberit, ehitusmaterjali ja muud

vajalikku. Põllumajandusega sarnaselt võivad ilmneda ka jääksoo metsastamisel probleeme

väetamise ja lupjamisega. Kui jääksoo metsastamisel on võimalik väetamiseks kasutada

jäätmeid, siis toiduks kasvatatavatel aedviljadel ja rohumaadel pole see võimalik.

Metsastamise maksumus (Tabel 4) sõltub oluliselt taime või seemne hinnast. Sageli on istikud

kallimad kui seemned, sest taime ettekasvatamine on kulukas. Ettekasvatatud taimed tõstavad

veelgi jääksool metsastamise kulusid, sest need tuleb istutada käsitsi. Selle vähendamiseks,

võiks korraldada alal talgu korras istutamist. Lisaks põhikuludele tuleks teha peale 6 aasta

möödumist lisaväetamine ja valgusraie, mis tagab parema kvaliteedi puidule.

Tabel 3. Jääksool metsastamise kasu

Positiivne Negatiivne

Biodiversiteesi tõus, frakmentatsiooni

vähenemine

Soole iseloomulike liikide elupaiga

vähenemine

Tuleohlikkuse vähenemine (mitte alati) Turba mineralisatsioon ja väiksem C siduvus

Puit kui tulu allikas Väetamise ja lupjamise mõju

Erosiooni vähenemine Kuivenduse mõju jätkumine

Kulukus

20

Tabel 4. Kase istanduse rajamise kulud jääksoole (Energiakultuuri kalkulaator 2007)

Rajamisaasta materjalikulu: väetamine,

istikud (0,25€/tk) , lupjamine

640 €/ha

Rajamisaasta masinakulu: künnieelne

koorimine, kündmine, külvamine, lupjamine,

mineraalväetise laotamine

128 €/ha

Rajamisaasta kulud kokku 728 €/ha

Lisakulud: väetamine ja raie 600 €/ha

Kokku 1328 €/ha

3.3. Jääksoode kasutamine marjakasvatuses

Jääksoode korrastamine marjakasvatuses kasutamiseks on Eestis saanud olulise tõuke

Nigula Looduskaitseala pikaajalise juhi Henn Vilbaste juhtimisel, kes töötas välja hariliku

jõhvikakultuuril põhineva jääksoo korrastamise meetodi. Tema initsiatiivil rajati Eestis

ammendatud freesturbaväljadele 275 ha jõhvikakultuure. Esimene suurem hariliku jõhvika

kultuur rajati sel viisil Pärnumaale Mätta raba jääksoole 1976. aastal 24 ha suurusele alale

(Paal 2011). See meetod on laialdaselt üle maailma levinud, olles eeskujuks Rootsis,

Venemaal ja mujal jääksoode korrastamisel.

Joonis 5. Jõhvikapõld (vasakul) ja kultuurmustika väli (paremal) Marjasoo talus Sappi-Lulli

jääksool (http://marjasoo.ee/)

Kultuuristatud marjakasvatusega jääksoo korrastamiseks hakati tegelema eelmise

sajandi keskel. Marjad on aga hinnatud enamasti toiduaine-, kuid ka ravimitööstuses.

Tööstuse jaoks kasvatakse jääksoodel enamasti erinevaid jõhvika- ja kännasmustika sorte

(Joonis 5). Nende kasvatamise ja kultiveerimise meetodeid kirjeldatakse lähemalt allpool.

21

Lisaks kasvatatakse mitmel pool jääksoodes sarnaselt murakat, pohla, vaarikat, tikrit, punast-

ja mustsõstart (Leupold 2004).

Jääksoo korrastamine jõhvikakasvanduseks võimaldab saada oluliselt kõrgema

jõhvikasaagikusega ala võrreldes loodusliku rabaga. Samuti on võimalus luua uuesti

rabataimestikule kasvuala (veetaseme tõustes ja väiksematel aladel, mis piirnevad soodega),

ent raba ilme taastumiseks võib kuluda kuni 20 aastat (Vilbaste jt 1995), aga enamasti ei

toimu see üldse. H. Vilbaste (1995) näeb rabataimestiku taastumisel võimalust jõhvikataimede

kaitset külma eest. Leitud on, et raba taastumisel isereguleerivaks süsteemiks ei vaja ala

mingeid lisahooldustöid (Paal 2011).

Kuigi saadud jõhvikapõld on kõrgema saagikusega, siiski on see vähe levinud

rekultiveerimise viis Eestis. Hetkel ei tasu enam selline istanduse meetod Eestis ära, sest

suuremarjaline Ameerika päritoluga jõhvikasordid (Oxycoccuc macrocarpon) viivad turul

jõhvikate hinna alla. Kahjuks pole need suuremarjalised jõhvikasordid võimelised Eestis

kultiveerida, sest põhjamaise kliima tõttu õitseb see jõhvikaliik alles juuli lõpus ning mari

Eesti kliima tingimustes ei valmi (Vilbaste jt 1995). Seega pole Eesti talunik huvitatud

jõhvikakasvanduste loomisest. Marjasoo talu omanik T. Jaadla jagab seda arvamust. Talle

kuulub hetkel Sapi-Lulli jääksoos 4 ha-l suurune ja hästi viljakandev jõhvikakultuur (Paal

2011). Vaatamata kõigele, kultiveeritakse Eestis siiski harilikku jõhvikat (Oxycoccus

palustris), mille kuut enamkasutatud vormi 'Kuresoo', 'Maima', 'Nigula', 'Soontaga', 'Tartu', ja

'Virussaare' on võimalik paljundada ning kasvatada ka koduaias ja jääksoos. Jääksoo peab

jõhvikaistanduse loomiseks olema suhteliselt kõrge veetasemega ja vähelagunenud (20-40%)

turbaga, ehk endised rabad (Vilbaste jt 1995).

Enam levinud jõhvika kultuuristamine toimub madalama veetaseme korral ehk nn

hariliku jõvika kultiveerimine lavatsis. See meetod on levinud paljudes riikides: näiteks

Venemaal ja eriti selle keskosas. Sageli pole võimalik tõsta veetaset endisele tasemele.

Veetase peaks olema 50 cm allpool turbapinnast ja oluline on, et niiskussisaldus oleks 60%,

mis peaks tagama taimeväändite suure hulga. H. Vilbaste pani suurema rõhu rabataimestiku

taastumisele, kuid nii madala veetaseme korral pole see võimalik ja nii mõnigi rabale

iseloomulik liik loetakse marjakasvatuses umbrohuks. Põhiliste umbrohtude hulka kuuluvad

tupp-villpea (Eriophorum vaginatum), vähem olulised kase perekonna liigid (Betula sp.),

ahtalehine põdrakanep (Chamanerion angustifolium), väike oblikas (Rumex acetosella),

karusambla perekonna liigid (Polytrichum sp.) ning nende tõrjeks kasutatakse herbitsiide.

Umbrohutõrjet pihustatakse kohe peale lume sulamist või suvel (Cherkasov jt 1998).

Erinevad mustika perekonna liigid sarnaselt jõhvika perekonna liikidele eelistavad

22

happelisema pH-ga pinnast. Näiteks kultiveeritavatest mustikatest ahtalehise kännasmustika

(Vaccinium angustifolium) optimaalseks kasvu pH loetakse küll 4,5-5,5 (Hall jt 1964), ent

erinevatest katsetest selgus, et ahtalehine kännasmustikas võib kasvada ka madalamal pH-l

(Finn jt 1993). See on tingitud mustika mükoriisast, kuna mõned erikoidsed mükoriisad on

väga suure tolerantsi võimega happelises keskkonnas (Leake ja Read 1990). Peale seda on

ahtalehise kännasmustikas hinnatud oma suure marja läbimõõdu tõttu, mis võib ulatuda kuni

12 mm. Kuna marjad on suured ja koonduvad võrse tippu on nende korjamine oluliselt

kergem (Starast jt 2005). Ammendunud turbaalasid eelistatakse ka seetõttu, et seal ei levi

enamasti umbrohtusid, kuna looduslik taimestumine on sageli väga pikaajaline ja herbitsiidide

kasutamise kallidus vähendaks oluliselt konkurentsivõimet marja kasvatamisel turuhinna

suhtes.

Esimesed kännasmustika kultuuristamise katseid tehti Eestis enne Teist maailmasõda

Tooma Sookaitsejaamas kuivendatud soolapil, kuid peale sõda see lõpetati. Esmakordselt

istandusega alustati 1992. aastal freesturbaväljal Toomas Jaadla Marjasoo talus. Samas

kultuuristamise katsed algasid Eestis mõnevõrra hiljem 1996. aastast. Eestis on soovitatud

kasvatada sorte ´Northblue´ ja ´Northcountry´, mis on vähem külmatundlikud. Nende sortide

plussiks on, et nad õitsevad varakult mai lõpus või juuni alguses ja seetõttu jõuavad valimida

marjad juuli lõpuks või augusti alguseks (Starast jt 2005). Istandusi on rajatud jääksoodesse

ka teistes Baltimaades ja Venemaal. Mustikas on mitmel pool maailmas majanduslikult

oluline kultuur ja nt hõlmab Põhja-Ameerikas ahtalehise mustika (Vaccinium angustifolium)

viljelemine 42,000 ha (Hepler, Yarborough 1991).

Istandus tuleks rajada tasasele või kergelt kallakuga maale, kus talvel on püsiv

lumekite. See kaitseb noori võrseid külmakahjustuste eest (Cappiello, Dunham 1994). Seega

vajadusel tuleks jääksool teha tasandamine või luua alale kerge kallak ja mis aitab kevadist

suurvett kiiremini minema juhtida. Kuna mustikaistikud ei talu üleujutust ja seisvat vett,

seetõttu oleks oluline drenaaži toimimine ja 15 cm kõrgustesse peenardesse istutamine.

Veetase ei tohi tõusta üle 30 cm (Starast jt 2005). Kevadine soojenemine rabades ja ka

jääksoodes on aeglasem kui mineraalmaal, kuid sügisene jahtumine on samuti aeglasem, mis

pikendab vegetatsiooniperioodi sügisel (Valk 1988). Jääksoodes on sügisel pikemad

fotosünteesi perioodid, mis aitab kaasa mustika kasvule.

Marjakasvatuse viljelemine jääksool põhjustab jätkuvalt turba degradeerumist ja CO2

lendumist, sõltudes oluliselt põhjavee tasemest. Kõrgema veetaseme korral on turba

oksüdeerimise takistatud. Jõvikakultuuri on võimalik viljeleda nii madala kui kõrgema

veetaseme korral, seega võiks eelistada kõrget veetaset. Kultuurmustikal peab see olema, aga

23

vähemalt alla 30 cm pinnakihist, sest mustikas ei talu kõrgemat põhjaveetaset. Seega toimub

aeratsioonivööndis endiselt turba lagunemine. Lisaks kobestatakse pinnast mustika

kasvanduses, mis kiirendab veelgi turba mineraalisatsiooni. Endiselt toimub ka külmakohrude

moodustamine, mis loob võimaluse õhu ligipääsemiseks ning turba lagunemiseks. Kuid

mustika ja jõhvika taimed seovad fotosünteesi käigus ka CO2, aga see ei kata lenduva

süsinikdioksiidi kogust.

Lisaks CO2 eraldumisele ei ole marjakasvatuses lahendatud ka DOC väljakande

probleem. Turvas kuivab suhteliselt hästi läbi kuumadel suvepäevadel. Kastmine ja vihm

põhjustab oluliselt DOC väljakannet, mis jõuab teistesse veekogudese ja võib põhjustada

pikema perioobi möödudes eutrofeerumist. Veekogu eutrofeerumist mõjutab ka väetamine,

eriti kui liiga suures koguses lisatakse väetist. Kui taimed ei suuda ära kasutada väetisest

saadavaid toitaineid, siis hakkab toimuma nende maapinnas leostumine ja see jõuab

veekokku. Väetamise mõju on näha ka Mustjärve Marjasoo talus Sapi Lulli jääksoo

marjaistandusepoolsel küljel, kus toimub kinnikasvamine (Lisa 11).

Negatiivsetest mõjudest on ala endiselt tuleohtlik, kuna veetase on sageli sügavamal.

Tuleohtlikkust vähendab küll oluliselt kastmine põuaperioodil. Samuti tuleks tagada

võimalikult hea juurdepääs alale ja kastmissüsteemi hea seisukord.

Teiste probleemide seas on marjaistanduse taimestiku mitmekesisuse puudumine, ala

on kaetud sageli ainult monokultuuriga. Lisaks sellele võidakse vajadusel kasutada

herbitsiide, et takkistada umbrohtude levikut. Ent kui kasutatakse herbitsiide, tuleks võtta

proove, et ei mõjutataks keskkonda ja inimese tervist. Maailma ajaloos on ohutuks peetud

palju mürke, mis on põhjustanud teiste liikide hävimise ja inimesele tervise kahjustusi.

Herbitsiidi võiks asendada käsitsi rohimisega kõrgemate taimede puhul, ent see on kahjuks

mõeldamatu suurte väljade puhul ja sageli tuleb tööjõud kallim kui herbitsiidi kasutamine.

Kuna mürgitamist tehakse kohe peale lume sulamist, võib see levida kõrvalolevatele aladele,

tekitades olulisi kahjustusi. Seega tuleks mürkide kasutamine läbi mõelda.

Positiivseks küljeks jõhvika- ja mustikaistandustel on aga see, et pole vaja eraldi

lupjamist, kuna need taimed suudavad hakkama saada ka happelisema pH korral. Lisaks on

takistatud alal edasine erosioon (Tabel 5). Sellest tingituna tunnustati 2010. aastal

Läänemeresõbraliku Põllumajandustootja konkursil Eesti voorus Toomas Jaadlat, kes pälvis

auhinna pinnase erosiooni vältimise eest mahajäetud turbaväljadel, olles sinna rajanud

jõhvika- ja mustikapõllud.

Kultuurmustika istanduse rajamise maksumus jääksool sõltub maa rendi või ostu

hinnast. Samuti lisanduvad hooldus-, saagikoristus- ja turunduskulud. See tingib suured kulud

24

ja jääksool viljeletava kultuurmustika kõrgema omahinna (Tabel 6).

Tabel 5. Marjaistanduse mõjud

Positiivne Negatiivne

Erosioon takistatud Turba mineralisatsioon

Otsene tulu marjakasvatusest Tulohtlikus

Biodiversiteedi langus

Tabel 6. Kultuurmustika maksumus (Starast jt 2005)

Rajamiskulud (jaotatud 10 a kohta) 1300 €/ha

Hoolduskulud perioodil kokku 320 €/ha

Saagikoristuskulud perioodil 900 €/ha

Turunduskulud 110 €/ha

Kulud 2630 €/ha

3.4. Veekogude rajamine jääksoodesse

Jääksoo korrastamine veekoguna on levinud Hollandis, Iirimaal ja mujal. Positiivseks

küljeks võrreldes teiste korrastamise meetoditega on meetodi väiksem töömahukus.

Kaevandades turvast, tekivad nõgusad alad, kus sulgedes turbatammidega kuivenduskraavid

tõuseb veetase keskmiselt 32 cm ja moodustuvad seisuveekogud (Ketcheson, Price 2011).

Eestis on sood tekkinud 40% ulatuses veekogude kinnikasvamisest (Allikvee, Ilomets 1995)

ja jääksoole veekogu rajamine taastaks kunagise võimaliku olukorra.

Veekogu võib tekkida kaevandustehnoloogiast tingituna ja polegi vaja lisakorrastamist.

Sellised veekogud tekkisid pätsimeetodi kaevandamisel, mida viljeleti enne turba

kaevandamise mehaniseerimist. Turba kaevandamisest jäid järgi augud ja kuna veetaset ei

alandatud, täitusid need veega, tekkisid veekogud. Turbaaugud kasvasid kinni, kuna need olid

väiksema mõõdulised ja turbaaugu kõrval olevad taimed levisid kiiresti. Teine meetod, mis

võimaldab ja sageli mõõtmete tõttu ainsa korrastamisena viisina arvesse tuleb, oli kasutusel

eelmise sajandi keskel, kui kasutati lintkopa printsiibil töötavat turba kaevandamise bagerit.

Selle tulemusena tekkisid mitme meetri sügavused, sageli kuni kilomeetri pikkused ja

mitmesaja meetri laiused karjäärid. Sellest tingituna oleks neid karjääre võimalik kasutada

üksnes kalatiikideks ja jahimaadeks. Eestis asuvad need karjäärid endistes Sangla, Lehtse,

Ellamaa, Lavassaare soodes (Pikk 2010). Kahjuks pole tehtud ühtegi ülevaatelist uuringut,

mis nendest aladest on saanud. Turbatootjad nimetavad selliseid alasid linnutiikideks ja

leiavad, et see ongi parim lahendus karjääride korrastamiseks.

25

Joonis 6. Hollandis Bargaveene kaitsealal üks rajatud järvedest

(http://www.panoramio.com/photo/423076)

Eesti võiks siinkohal võtta eeskuju nende korrastamiseks Iirimaalt ja Hollandilt.

Iirimaal on korrastatud Bord na Mona jääksoo Lough Boora maastikupargiks. Sinna on

korrastamise käigus rajatud 4-60 ha suuruseid veekogusid, mille sügavus on üle 1 m. Seetõttu

on kujunenud alale suurem floora- ja faunarikkus (O’Connor ja Reynolds 2000), kuid selle

edasine kujunemine sõltub ajafaktorist ja järve kujunemisest, mida mõjutavad järve

põhjasetted, vee keemiline koostis ja taimestumine (Higgins ja Colleran 2005). Selline

korrastamine on loonud alale suured kasutamise võimalused: hariduses, kunsti viljelemises,

turismis, kalastamises, jahis. Hollandlased on loonud samuti suure märgalade kompleksi

Bargerveene (Joonis 6) looduskaitseala näol, millest on saanud oluline linnukaitseala Natura

2000. Seega on saanud endisest keskkonnaprobleemist oluline keskkonnakaitseline objekt.

See ala on hinnatud veelindude rände peatuskoht ja pesitsuspaik.

Veekogude korrastamise olulisuse tingib ka see, et turbaalade kuivendamisega on

kadunud väga suur hulk soo veekogusid: järved, laukad ja älved. Neile veekogudele on

iseloomulik suur orgaanilise aine kontsetratsioon, mis tingib nende pruuni värvuse, samuti

lisaks ka madalama pH, mineraalainete koostise ja hapniku sisalduse. Looduslikud

rabaveekogud on olulised elupaigad kahepaiksetele, lülijalgsetele, mõnedele kaladele ja

pesitsuspaigaks lindudele (Valk 2005). Selliste elupaikade hävimine vähendab ökosüsteemide

spetsiifiliste ja teiste organismide elupaiku. Näiteks on Kanadas jääksoo korrastamise

oluliseks osaks veekogu rajamine. Seda on tarvis, et taastada maastiku mitmekesisust ja tõsta

ala biodiversiteeti (Mazerolle jt 2006).

Selle tõestuseks on läbi viidud uuringuid, et vaadelda loodud veekogude asustatust.

26

Näiteks van Duinen jt (2003) võrdlesid 20 looduslikku ala ja 27 korrastamisel rajatud veekogu

mikroorganismide liigilist koosseisu. Leiti, et looduslikes veekogudes oli rohkem liike - 133

ning rajatud veekogudes 100 liiki. Mõlemat tüüpi veekogudes oli esindatud 84 liiki

organisme. Haruldasi liike esines looduslikes veekogudes, nagu arvata võis, enam, neid oli 36

ja rajatutes 23 liiki. See tulemus võimaldab tõdeda, et loodud veekogudega saaksime kaitsta

osasid liike, aga kahjuks mitte kõiki - ja võimalik, et see paraneb aja möödudes.

Lisaks leiti uuringus, et organismide liigiline koosseis sõltub oluliselt

keskkonnatingimustest veekogus. Rajatud veekogud on oluliselt erinevad omadusete poolest

võrreldes looduslike rabaveekogudega: erinedes pH, elektrijuhtivuse, sügavuse, hägususe,

lainetuse, Ca, Fe ja PO4 sisalduse poolest (van Duinen jt 2003). Inimese poolt korrastatud

veekogus on kõrgem pH kui looduslikes rabaveekogudes. Kanadas (Ketcheson, Price 2011)

tehti uuring, kus vaadeldi raba korrastamisel tekitatud veekogu omadusi. Leiti, et ligiduses

asuva loodusliku rabaveekogu pH oli 3,9 ± 0,2 ning inimese poolt korrastatud rabaveekogus

pH oli 4,5 ± 0,4. Sellest ongi osaliselt põhjustatud inimese rajatud veekogus erinev liigilise

koosseis. Samas näiteks kahepaiksete täiskasvanud isendid asustavad meelsamini

inimtekkelisi rabaveekogusid kui looduslikke (Mazerolle jt 2006).

Veekogu vee karakteristikud on suuresti sõltuvuses turba jääklasundist. Kui aga

veekogu on rajatud turbajääklasundile ja kuivendussüsteemi sulgemisega, mis on levinud

Hollandis, Saksamaal, Põhja-Ameerikas, Suurbritannias ja Skandinaavias, eesmärgiga tastada

Sphagnum turba uuenemine, võib toimuda turba kerkimine põhjakihist. Sarnane protsess

toimub Eestis Narva veehoidlas, mis asub endisel soisel alal, kus tekivad suured turbamassi

saared (Mištšuk 2000). Turba kerkimise tingib anaeroobsetel tingimustel süsiniku

mittetäieliku lagunemise ja CH4 eraldumise. Metaani eraldumine on suurem vabaveelises

piirkonnas, aga samuti on see suur veekogu litoraali tsoonis (Wilson jt 2009).

Samas kui turbalasund eemaldada, tekib oluliselt väiksema happelisusega, suurema

toiatainete ja hapnikusisaldusega veekogu. Ühendus teiste vooluveekogudega ja veelinnud

aitavad sinna levitada taimestikku, mis toodavad hapnikku ning samuti toimub veepinna

difusiooni kaudu hapniku sisalduse tõus veekogus. Hapniku sisalduse tõusust on tingitud ka

metaani eraldumise vähenemine. Järve karakteristikud sõltuvad mineraalsest aluskihist kui

eemaldada kogu turba jääklasund. Sellised veekogud on rajatud puhke- ja kaitseala

eesmärgiga. Veekogud toituvad lisaks sademetele, põhjaveest ja pinnavetega. Looduslikud

rabaveekogud saavad vee enamasti ainult sademetest. Veekogudele on looduslike ojadega

tekitatud ühendus, selle abil levivad järve erinevad organismid (Higgins ja Colleran 2006).

Seega on võimalik rajada erinevaid tüüpe veekogusid: rabaveekogudele sarnaseid ja

27

mineraalaainete rikkaid tehisveekogusid. Veekogu rajamise eeliseks on see, et ei ole vaja

kasutada kemikaale. Lisaks on likvideeritud ala tuleohtlikkus, kas jääklasundi eemaldamisel

või kogu ala veetaseme tõstmisega. Samuti on tekkinud veekogudele bioloogiline

mitmekesisus ja on hinnatud veelindude pesitsuskohad. Kuna erinevad kuivendused ja

inimtegevus on neid oluliselt hävitanud, võimaldab see kaitsta ohustatud liike.

Kuid siiski on jääksoo põhilised probleemide CO2 ja N2O lendumine. Nende lendumine

korrastades alad rabaveekoguna väheneb oluliselt. CO2 eraldumist takistab vees olev väike

hapniku sisaldus ja aeratsiooni puudumine turbalasundis. Kahjuks on vähe uuritud nii

looduslike kui rajatud rabaveekogude gaasilist bilanssi valik (Tabel 7).

Veekogud on oluliselt liigirikkamad kui jääksoo alad ja samuti on vähenenud teised

jääksoodega seotud negatiivsed keskkonnamõjud. Samas on see teiste meetoditega võrreldes

odavam (Tabel 8) ja seetõttu erinevate keskkonnaprobleemide vältimiseks võrdlemisi hea.

Tabel 7. Veekoguna korrastamise plussid ja miinused

Positiivne Negatiivne

Bioloogilise mitmekesisuse tõus (lindude

puhke- ja pesitsuspaik)

Metaani eraldumise tõus

CO2 ja N2O vähenemine

Tuleohtlikkuse vähendamine

Tabel 8. Veekogu rajamise maksumus

Töö Maksumus

Kraavide sulgemine 0-130 €/m (sõltub tammi materjalist ja

tehnika olemasolust)

3.5. Jääksoo taassoostumise tingimuste loomine

Jääksoo korrastamise soona võimaldab taastada inimmõju eelse seisu isereguleeriva

süsteemina. Turbasambla vaiba taastamise kaudu on võimalik uuesti alusta CO2 sidumist ja C

akumuleerimist turbana. Alates 1995. aastast on Euroopa Liidu arusaamaks kujunenud, et

inimtegevusest mõjutatud ala kompenseerida, tuleks korrastada samas suurusjärgus ala

(Ilomets 2011).

Maailmas on enam levinud kaks viisi jääksoode korrastamiseks soona: aktiivne

korrastamine nn Kanada metoodika ning soodsate tingimuste loomine ala spontaanseks

soostumiseks (Joonis 7). Spontaanseks soostumiseks tõstetakse veetase, suletakse

kuivenduskraavid ja tekitatakse kohati üleujutatud alasid (Wheeler jt 1995). Sel viisil on

28

taimestumine oluliselt aeglasem kui aktiivsel taimefragmentide külvil Kanada meetodil.

Aktiivsel taastamisel on võimalik turbasamblaga kattuvus juba peale 5 aastat (Roceford ja

Lode 2006). Spontaanset soostumist kasutakse peamiselt Lääne-Euroopas, selle üheks

põhjuseks on taimse materjali kõrge hind ja vähene kättesaadavus (Karofeld 2011).

Joonis 7. Niibi jääksool Kanada meetodil korrastatud ala (vasakul) ja spotaanselt

taastaimestuv ala (paremal).

Kanadas väljatöötatud metoodika soona korrastamise põhietapid on järgmised (Quinty ja

Rochefort 2003):

1. pinnase ettevalmistamine – eesmärgiks on tõsta taimede kontakti pinnasega,

veetaseme ühtlast joatust ja takistada üleujutuste teket - eemaldatakse pealmine

oksüdeerunud ja külmakohrutustega pindmine turbakiht ning tehakse 0,5 m kõrguste

vallidega väiksemad alad;

2. taimefragmendide kogumine doonoralalt – alal taimestumise kiirendamiseks

kogutakse turbasambla osad ~ 10 cm pikkused (väga head kolonisaatorid on punane ja

pruun turbasammal), 1 hektarilt saadud fragmentidega on võimalik katta 10-15

hektarit jääksoo ala (Lisa 12);

3. taimefragmendide külv – taimefragmendid peavad olema kontaktis turbaga,

võimalikult ühtlane jaotus ja mitte liiga tihedalt (Lisa 13);

4. põhuga katmine – niiskuse hoidmiseks taime kasvamaminekul ja kasvamisel, kaitseb

otsese päikesekiirguse ning ka öökülmade eest (1 hektar kaetakse vähemalt 3000 kg

põhuga ehk 18-20 1,5 m läbimõõduga põhurulliga) (Lisa 14);

5. väetamine – soodustab taimefragmentide kasvama minekut, soovitatavalt kasutada u

25 % granuleeritud fosfaati ~ 19,5 kg ha-1

;

29

6. kuivendussüsteemi sulgemine – et veetaseme kõrgus tõuseks vähemalt 20-30 cm

allapoole maapinda, selleks suletakse kraavid oksüdeerunud kihiga, tihendatakse ja

tammitatakse kraave.

Soona korrastamise olulisemaid punkte on veetaseme tõstmine, sest see loob

anaeroobsed tingimused ja on põhjus surnud taime massi ladestumiseks turbana. Veetaseme

tõstmiseks pinnase lähedale tuleks sulgeda kuivenduskraavid, et vähendada vee äravoolu.

Korrastamise tulemusena tekib soole omane mineraalaainete vaene magevee reservuaar. See

tingib omakorda anaeroobsed tingimused, mis vähendavad oluliselt CO2 lendumist. Jääkturba

lasund konserveeritakse ja taimestumise tulemusel hakkab tekkima uuesti turvas. See tingib

soole omaste protsesside toimimise: tõuseb CH4 eraldumise osakaal. Samas aga pikkamööda

väheneb ka DOC väljakanne alalt.

Seega jääksoo korrastamisel soona saame isereguleeriva süsteemi, kus on oluliselt

paranenud kasvuhoonegaaside siduvus süsinikuringe muutumisel. Kanadas Bois-des-Bel soo

korrastamisel peale 5 aasta möödumist oli 90% alast taimedega kaetud. Taimedest

moodustasid 70% ulatuses turbasambla (Sphagnum) ja karusambla (Polytrichum) liigid

(Quinty ja Rochefort 2003). Ka Eestis alustas Tallinna Ülikooli Ökoloogia instituut 2005.

aastal esimese katsega taastada turbasamblakate Eesti jääksoodes. Samblakate moodustas

2010. aasta oktoobriks katselal pinna katvuse 60 %. Kuid samas täielikuks soo

väljakujunemiseks kulub veel 10-20 aastat (Ilomets 2011). Lääne Eestis Niibis aktiivselt

taimefragmentidega korrastatu alal on näha lisaks pilliroo ja tarnadele, üksikuid tekkinud

huulheina, karusambla ja turbasambla kogumeid. Turbasammal loob aga sobivad

mikrotingimused teistele sooliikidele. Selle tulemusel on juba suurem osa soo korrastamisest

õnnestunud.

Sageli on antud korrastamise viisi probleemiks sobivate taimeliikide leviku

pikaajalisus või takistatus. Lääne-Euroopas on enamus soid kuivendatud, kaevandatud ja

hävinud. Seal pole enam liike, kes oleksid võimelised korrastatud sood asustama. Sellised

süsteemid on sageli väga liigivaesed, kuid siiski on hinnatud mitmete kahepaiksete ja

rändlindude poolt.

Lisaks biodiversiteedi probleemidele võib olla alal ulatuslik väetamise mõju

kõrvalolevatele aladele, mis võib mõjutada kooslusi nende degradeerumise suunas. Väetamise

mõju puudub spontaansel soostumisel, kuid seal algab metaani emissioon. Kui võrrelda

kiiremat soostumist ja väetamise mõju pole ühest vastust, mis on parem.

Viimastel aastatel on oluliseks korrastamise viisiks tingimuste loomine jääksoo

taassoostumiseks. See võimaldab leevendada meie poolt turba kaevandamisest tekitatud kahju

30

ja võimaldab selle ökosüsteemi teenuseid kasutada ka tulevastel põlvedel. Samuti on võimalik

siduda kasvuhoonegaase ja sellega vähendada kliimasoojenemise efekti (Tabel 9).

Maksumus sõltub kogemustest. Näiteks Hara ja Viru jääksoo korrastamise puhul on

kõige kallim taimefragmentide kogumine ja selle transport. Samas Niibis oli selle maksumus,

mitte nii oluline (Tabel 10).

Tabel 9. Taassoostumise mõju

Positiivne Negatiivne

Bioloogiline mitmekesisuse tõus Metaani eraldumine

CO2 ja N2O vähenemine

Tuleohtilikkuse vähendamine

Süsiniku sidumine ja hapniku eraldumine

Tabel 10. Tingimuste loomise maksumus jääksoos soostumise protsesside taastamiseks

(Karofeld 2011)

Pinnase ettevalmistamine 100 €/ha

Taimefragmentide kogumine 40 €/ha

Taimefragmentide laotamine 55 €/ha

Multšimine 460 €/ha

Väetamine 70 €/ha

Kuivenduskraavide sulgemine (talgud) €/ha

Kokku 725 €/ha

31

4. Keskkonnakaitseline analüüs jääksoo korrastamise meetoditest

Sood katavad ainult 3% maismaast (Strack 2008), neist pooled on tänaseks hävinud

(IUCN 2000). Üheks peamiseks soode hävimise põhjuseks on turba kaevandamine, mille

järgselt tekivad jääksood. Tänaseks on selgeks saanud, et jääksood mõjutavd keskkonda

negatiivselt. Põhilised jääksoo keskkonnaprobleemid on bioloogilise mitmekesisuse

hävimine, fragmentatsioon, tuleohtlikus, kasvuhoonegaasid, erosioon, mageveereservuaari

hävimine jne. Nende probleemide kõrvaldamiseks tuleks ala korrastada.

Korrastaja saab valida, kas soovib kasutada jääksood majandustegevuseks

põllumajanduses, metsamajanduses, marjakasvatuses või luua isereguleeruv süsteem soona ja

veekoguna. Metsagi võiks lugeda isereguleerivaks süsteemiks, aga soovides saada

kõrgekvaliteetset puitu, tuleb teha väetamist, raieid jne, siis on see majandatav kooslus. Võttes

aluseks korrastamise viiside eripärad, tekib jääksoo omanikul ehk korrastajal teadmatus, mis

on parim ja odavaim lahendus. Siinkohal vaatleme ja võrdleme meetodeid jääksooga seotud

põhiprobleemistiku seiskohast (Lisa 15).

4.1. Bioloogiline mitmekesisus ja ala fragmenteeritus

Kaevandamine põhjustab elukoha spetsiifiliste liikide väljasuremise, väikesemat

bioloogilist mitmekesisust ja ala fragmnteeritust – häirivad loomade elutegevust. Leitakse, et

inimkonna kasv on põhjustanud kuuenda suurema liikide väljasuremise. Soode arvukuse

vähanemine põhjustab mitmete liikide väljasuremist. Nt. Eestis on 49 või enam putuka liiki,

kes on ainult siinsele piirkonnale iseloomulikud. Kui nende elupaigad hävitada pole putukad

võimelised kiirelt järgmist kohta asustama.

Selles on oluline osa liikide kohastumustel, kui alal on neile vajalikud ressursid, mis

võimaldavad nende liikide sinna leviku. Sellega tõuseb vastava ala bioloogiline mitmekesisus.

Monokultuuride viljeledes marja- ja põllumajanduses on raske loota, et sinna saavad asuda

elama suurimetajad ja teised pisemad organismid. Mõningad liigid on avamaalise eluga

kohastunud: halljänes, kiivitaja, lõoke jne. Ent sood, metsa ja veekogu loetakse tunduvalt

liigirikkamateks. Metsa peetakse korrastamisel sama liigirikkaks kui sood, kuid liikide levik

võtab aega. Veekogu liigirikkus sõltub ühendavusest teiste veekogudega ja sellest, mis

eesmärgil see loodud on. Näiteks rabaveekogud on sageli liigivaesemad kui teised

mageveekogud.

Bioloogiline mitmekesisus on seotud tugevasti ala fragmenteeritusega, kuna osa liike on

kohastunud avamaalise eluviisiga, aga teised pole. Samas maastikuline mitmekesisus tõstab

32

erinevate liikide elupaikade kvaliteeti. Luues veekogusid võimaldame rändveelindudele

olulise puhke- ja pesitsuspaiga. Seetõttu on Hollandis korrastatud Bargerveen ala kuulutatud

oluliseks Natura 2000 alaks. Sarnaselt võiks toimida meil Lavassaares bageritega kaevandatud

karjäär-jääksoodes.

Fragmentatsioon mõjutab ka taimestiku levikut. Looduslikus soos toimub enamus taimede

paljunevad vegetatiivselt (Masing 1955), kui korrastatud jääksoo ümbruses pole säilinud ühtki

sood, võtab taimestiku kujunemine palju aega taassoostumise tingimuste luues.

4.2. Jääksoo tuleohtlikkus

Tuleohtlikkus on jääksoode suureks probleemiks. Sedagi reguleerib veetase, mida

kõrgemal on veetase, seda väiksem on võimalus jääkturba lasundil süttimiseks. Seetõttu on

välja töötatud „Kaevandamise ja kaeveõõne teisese kasutamise ohutusnõuded” (2004), et

suurendada jääksool kontrolli. Sageli saaksime kustutustööde maksumuse asemel ala

korrastada, et vältida põlenguid.

Põllu-, metsa- ja marjamaa on jääksoole rajamisel tuleohtlikumad kui mineraalmaal, see

on tingitud turba jääklasundi heast põlemisvõimest sütimisel. Kuumadel suvedel võib selle

vähendamiseks abi olla kastmissüsteemist marja- ja põllumaal. Seal aga, kus turvas on niiske,

pole oht nii suur. Seega oleks hea ala korrastada soona või veekoguna.

4.3. Kasvuhoonegaasid

Soodes on talletatud suur kogus süsinikku. Boreaalsetes soodes ulatub süsiniku hulk 450

109

tonnini (Strack 2008). Soodes kaevandamisel, kuivendamisel ja jääksoode turba

mineraaliseerumisel lendub suur hulk süsinikdioksiidi, metaani, lämmastikdioksiidi. Seetõttu

on jääksood olulised kasvuhoonegaasi emisiooni allikaks. See põhjustabki atmosfääri ja

ookeani keskmise temperatuuri tõusu. Selle tõestuseks on fakt, et vahemikus 1906-2005.

tõusis õhutemperatuur maapinna lähedal ligikaudu 0,74 ºC (± 0,18 ºC) (IPCC 2007). Seoses

temperatuuride tõusuga suurendab jääliustike sulamine, merevee taseme tõusu, hoovuste

tsüklid muutuvad, ilmastikuga seonduvad katastroofid suurenevad, sademete mustrid

muutuvad jne. Sellest tulenevalt toimub inimese enda elukvaliteedi langus.

Suur osa soodest kuivendatakse eesmärgiga saada põllu- ja karjamaad, hetkel on see

umbes 14 – 20 % soodest. Samuti on see oluline korrastamise viis maailmas, kuid see ei

lahenda CO2 lendumist. Erinevad uuringud näitavad, et emisioon võib jääda jääksool asuval

põllumaal vahemikus 2200 g m-2

a-1

kuni 700 g m-2

a-1

(Strack 2008). Sarnaselt toimib endiselt

pärast korrastamist marjakasvatuses jääkturbalasundi mineraalisatsioon veetaseme

33

alandamisel. Suurimaid jääksoo korrastamise viise on ala metsastamine, seal võib toimuda

süsinikdioksiidi kadu lagunemisel 800 g CO2 m-2

a-1

või isegi siduda mulda kuni 1000 g CO2

m-2

a-1

(nt soometsad) (Strack 2008). Ent puit aitab kaasa oluliselt pikemaajalisele CO2

sidumisele võrreldes põllukultuuridega. Kui aga võrrelda neid kolme kahe ülejäänud

korrastamise viisiga (korrastamine taassoostumiseks ja veekoguks) on vähenenud CO2

emissioon ning see on asendunud CH4-ga, mis on tingitud jääkturba anaeroobsest

lagunemisest. Soona korrastamisel algab teatud hetkel CO2 sidumine turba ladestumise näol.

Veekogus aga seotakse seda fütoplanktoni ja taimestikuga. Seega kolmel korrastamise viisil

oleks võimalik vähendada CO2 lendumist oluliselt.

Lisaks CO2 on oluline kasvuhoonegaas N2O, mida jääksoodest lendub. Teada on ka fakt,

et karjamaadel toimub suures ulatuses N2O emissioon, aga see toimub ka jääksool

põllumajanduse viljelemisel, eriti rohumaana (Zeitz, Velty 2002). Samuti on tõdetud, et N2O

emissiooni suurendab oluliselt väetamine ja ilma selleta pole jääksool võimalik viljeleda

põllumajandust, metsandust kui ka marjakasvandust. Seega pole antud probleem lahendatud

nende korrastamise viisidega. Soona korrastamisel teatavast hetkest see laheneb, kuna

turbasammal kasutab lämmastikku kasvuks ja anaeroobsed tingimused vähendavad

mikroobide elukeskkonda, kes aitasid turbas ladestunud N lagundada ja lenduda N2O.

Veekogudes aitavad lämmastikku siduda vetikad ja teised mikroorganismid, kes peaks

vähendama N ühendite lendumist sidumisel. Siingi on veekogus ja soos oluline faktor

anaeroobsus, mis põhjustab hoopis sageli NH3 – ammoniaagi voo atmosfääri. Võrreldes

metaani lämmastikdioksiidiga, on tegu oluliselt väiksemamõjulise kasvuhoonegaasiga.

4.4. Erosioon

Jääksoos mängib olulist rolli turba erosioon, mille kaudu levib happeline turvas teistesse

süsteemidesse, põhjustades seal muutusi. Erosioon on ainuke keskkonnaprobleem, mis kõigil

korrastamise viisidel väheneb. Suurim erosioon tekib põllumajanduses vegetatsiooniperioodi

lõppedes taimestiku eemaldamisega.

4.5. Kaevandamiseelse veetaseme taastamine

Jääksool viljelemiseks on kaks hüdroloogilist võimalust: jätkata kuivendamissüsteemi

hooldamist või tõsta veetaset nende sulgemisega – taastada kaevandamiseelne hüdroloogiline

seisund piirkonnas. Edasine kuivendamine mõjutab endiselt kõrvalolevaid alasid. Seetõttu on

otsustatud Eestis just Viru ja Hara raba jääksood korrastad, et vähendada mõju läheduses

asuvatele kaitsealadele. Sealsel alal oleks vaja veetaset tõsta. Taassoostumise protsessi läbi

34

tõuseb kaitseala pindala ja organismide leviku ala suureneb.

Veerežiimi mõjutab ka DOC väljakannet jääkturbast, see aga võib kuivendussüsteemide

kaudu jõuda veekogusse ja põhjustada seal DOC lagundamisel hapnikupuuduse. Seega tuleks

valida võimalikult suure DOC siduvusega süsteemid, siinkohal on selleks ilmselt soona ja

rabaveekoguna korrastamise viisid. Soos stabiilse veetaseme korral ei toimu väljakannet ja

veetaseme langemisel viiakse DOC alumistesse kihtidesse, kus see kondenseerub.

Rabaveekogudes on orgaanilise aine kõrge sisaldus ja siin elavad liigid on sellega kohastunud.

4.6. Korrastamise metoodi valik

Parimaks jääksoo korrastamise viisiks keskkonnakaitselisest seisukohast on tingimuste

loomine sootekke taastumiseks. Kui aga piirkonnas on oluliselt puudus põllu- ja metsamaast,

valitakse ilmselt need korrastamise viisid, kuna kasvav inimkond vajab enam süüa,

ehitusmaterjali ja muud. Veekogud on hea võimalus kalanduseks või veelindude kaitseks.

Õnneks on arenenud riigid mõistnud soode olulisust. Eestiski on see nii, aga me ei ole

täielikult teadvustanud probleemi olemasolu. Jääksoode korrastamisel oleme kahjuks

algusjärgus. Lätis on toimud soode korrastamine kümneid aastaid (Kohv, Salm 2012). Eesti

riik pole valmis oluliselt toetama jääksoode soona korrastamist, seega tuleb enamus raha

Euroopa Liidu rahadest või teistest toetusfondidest.

Maksumuse poolest oleks kalleim rajada mustikakasvatus jääksoole. Seoses mahukate

ettevalmistustöödega on suured kulud, mis tõstavad marja hinda ja vastav rajatud kultuur

jääksoole pole konkurentsivõimeline. 2005. aastal oli kultuurmustika tootmise omahind

mineraalmaal 0,83 €/kg ja ammendatud freesturbaväljal 1,02 €/kg. Vastavalt kaotaks 0,20

€/kg, kuid kui toodang on aastas hektaril 1200-5000 kg, kaotab talunik ligikaudu 240-1000

€/ha (Starast 2005). Samas eksporditakse meile odavamat marja ja seetõttu pole mõtet

talunikul marjakasvatust ammendunud freesturbaväljale luua.

Sarnaselt marjakasvatusele ei tasu end ära ka päideroo kasvatamine, Soomes ja

Rootsis on selle tootmiseks makstud toetusi, mis võimaldavad kultuuri viljelemist. EMÜ poolt

töötati välja 2007. aastal energiakultuuride tootmise tasuvuse kalkulaator (Energiakultuuri

kalkulaator 2007). See on küll mõeldud mineraalmaale, aga see võimaldab teha teatavad

kohendused ja saab ka ligikaudse tasuvuse jääksool viljelemiseks. Kasutades

energiakalkulaatorit võivad päideroo rajamiskulud jääksool kuni 544 €/ha. See sisaldas

järgnevat: eelneva taimestiku eemaldada, künnieelset koorimist, kündmist, väetamist,

külvamist, umbrohu tõrjet ja lupjamist. Aastas on päiderool kasvatamise kulud 183 €/ha ja

tulud 187 €/ha. Seega jääks alles 5 €/ha, mis teeb kokku 15 aastaga 75 €/ha ning see tasub

35

rajamiskuludest ainult ligikaudu ¼ (Energiakultuuri kalkulaator 2007).

Soona korrastamist peetakse sageli kõige kallimaks, kuid võrreldes metsastamisega on

erinevuseks hektari kohta 125 € (Energiakultuuri kalkulaator 2007). Kasemets saavutab

raieküpsuse kiiresti, kust on võimalik saada tulu. Soona korrastamise puhul me seda ei näe,

kuna turba juurdekasv on 1 mm/aastas. Ka metsanduses tulevad lisakulud, valgusraied ja

soovituslik on teha veel lisaväetamist, et saada suuremat saagikust - samas soona

korrastamisel seda ei lisandu, peale põhikulutusi tekib isereguleeriv süsteem. Kasumi

seisukohalt leiab jääksoo korrastaja sageli, et metsa on kasulikum istutada, kuna see saab

raieküpseks 50-80 aasta pärast. Lisaks otsesele tulule on võimalik võrrelda ala ökosüstemi

pakutavate teenuste poolest. Võttes aga aluseks „ökosüsteemi teenuse“, on soode “kasu”

hinnanguliselt 25 454 € /ha aastas-1

, aga boreaalsetel metsadel 416 € ha aastas

-1 (Costanza jt

1997). Jääksoo korrastamisel metsamaaks kaotaks korrastaja kokku 25 039 € ha aastas-1

.

Samas on RMK andmetel Eestis metsamaad ~ 51 % aga soid vaid 5,5 %. Soid on seega 10

korda vähem.

Kokkuvõttena oleks mõistlik jääksood korrastada sooks, kuna soona on tegemist

väärtusliku ökosüsteemiga, mille kaudu on võimalik siduda ja talletadada kasvuhoonegaase.

Samuti võimaldaks see luua soole iseloomulikele liikidele elupaigad. Inimene võiks võtta

soode kaevandamisel kasutusele printsiibi, et mille ta on hävitanud, peab ka taastama. Mida

teeks inimene kui temalt on võetud elukeskkond? Kui hävitame soo, siis kelle kohustus on

tagada elukeskkond sealsetele isenditele. Sood on olulised meie elukvaliteedi määramisel.

36

Kokkuvõte

Käesoleva bakalaureusetöö eesmärgiks oli koostada ülevaade jääksoodega seonduvate

keskkonnaprobleemde iseloomu ja ulatusest, anda ülevaade jääksoode korrastamiseks

kasutatavatest meetoditest ning analüüsida nende tõhusust keskkonnakaitselisest seisukohast.

Selgus, et jääksoodel on olulised keskkonnamõjud: elupaikade häving, maastiku

fragmenteerimine, ala aeglane looduslik taastaimestumisene, turba mineralisatsioon,

kasvuhoonegaaside emisioon, vaba hapniku eraldumise lõppemine, olulise magevee

reservuaari hävimine, piirkonna hüdroloogia mõjutamine, tuleohtlikus ja turba erosioon. Need

keskkonnaprobleemid avalduvad järjest enam, sest maailamas on hävinud 50 % soodest

(IUCN 2000). See probleem on ka Eestis järjest enam süvenev. Turba kaevandamise järgselt

on tekkinud frees-jääksoid Eestis kokku 98 ala üldpindalaga 9371 ha ja hinnanguliselt lähiajal

lisandub veel liigikudu sama palju (Ramst, Orru 2009).

Sellest tingituna tuleks keskkonnaprobleemide süvenemise vältimiseks alustada

jääksoode korrastamisega. Eestis on aga erinevatel põhjustel korrastatud väga vähe jääksoo

alasid. Jääksoode korrastamiseks on viis põhilist võimalust: põllumaaks, metsamaaks,

marjakasvatuseks, soona ja veekoguks. Analüüsil leoti parimaks korrastamise viisiks on

jääksoos tingimuste loomine ala taassoostumiseks, sest see leevendab peamisi jääksoo

negatiivsete keskkonnamõjusid, olles pikas perspektiivis vähem kulukas ja andes ökosüsteemi

teenustena rohkem tagasi. Sageli loetakse jääksoo korrastamist taassoostumise kallimaks

viisiks. Siis tegelikult püütakse taastada isereguleeriv looduslik süsteem, kuhu erinevalt

teistest (korrastamine põllu- või metsamaaks) hiljem enam kulutusi teha ei tule ning otselt

mõõdetavast kasutust hoopis enam saadakse taastatud ökosüsteemi poolt pakutavate teenuste

näol.

Põllumaad ja marjakasvatust tuleb pidada vähem soovitatavaks jääksoo korrastamise

meetodiks. Need põhjustavad oluliselt turba mineraaliseerumise kiirenemist, süsinikku

seotakse vähe, alad on sageli endiselt tuleohtlikud, monokultuur ei loo alale mitmekesisust ja

kõik teised jääksooga seonduvad keskkonnamõjud on endisel alal olulised.

Jääksoode metsastamist ja veekoguna korrastamist võiks kaaluda, sest need loovad

alale mitmekesisemat elustiku, vähendavad maastiku fragmenteeritust ja seovad süsiniku.

Metsastamise korral on negatiivseks efektiks N2O – kasvuhoonegaasi voog, DOC

väljauhtumine, endiselt toimiva kuivenduse tõttu tuleohtlikus, turba mineraalisatsioon ja

kasvuhoonegaaside emissioon. Veekoguna korrastamine on soodsate tingimuste korral

mõnevõrra parem metsastamisest, luues eeldused, et kauges tulevikus moodustub veekogu

37

kinni kasvamisel uuesti soo. Veekogu loob olulise mitmekesisuse tõusu, mitmed jääksoodele

rajatud veekogud on hinnatud veelindude elukohad.

Kokkuvõteks tuleks kõik kaevandatud alad, sh jääksood korrastada. Korrastamise

meetodi valikul tuleb aga arvestada, kas ja kuidas võimalikult palju jääksoo keskkonnamõju

leevendada, seades eesmärgiks majandusliku optimaalsuse pikemas perspektiivis. Neist

seisukohtadest tulenevalt on oluline jääksoode korrastamine saal tingimuste loomisega -

taassoostumiseks. Seega on oluline katsetega välja selgitada Eesti tingimustes paremad

meetodid taassoostumiseks protsessi loomiseks ja tehnoloogiad suurepindalaliste jääksoode

korrastamiseks.

38

Summary

Methods for the restoration of extracted peatlands and their environmental analysis

Peatlands are one of the world’s most precious ecosystems, the value of which ecological

services has been estimated to be 25 454 eur ha yr-1

. The Sphagnum mosses growing in

peatlands accumulate organic carbon as peat in the course of their vital functions. Peat is one

of the greatest carbon reservoirs in the world. It is quarried mainly due to its notable

properties for uses in energetics and as a growth substrate and its qualities as a method of

treatment.

50% of worlds' natural bogs have been lost (IUCN 2000). Extracted peatlands form after

peat extraction is finished. They are characterised by a dense network of drainage canals, vast

empty areas stretching up to hundreds of hectares and varied peat thickness. As a result

vegetation is not restored naturally even after long periods of time. There are 9371 hectares of

such areas in Estonia, with the number constantly increasing (Ramst, Orru 2009). Since

extracted peatlands do not recover naturally, several important environmental problems occur,

include the destruction of natural ecosystems and habitats, fragmentation of the landscape,

risk of wildfires in the area, emission of greenhouse gases from peat mineralisation, changes

in the oxygen fluxes, destruction of an important freshwater reservoir, and erosion of peat. All

these problems require reconditioning the area. The most common ways of that include

converting them into farmlands, cattle ranges, fields for energy hay or bush, forests, fields for

cultivating berries, bodies of water or restoring them as bogs.

All means of restoration have their advantages and disadvantages; the selection of the

method depends greatly on the final aim. For quick economical gain the best options are

restoration for farmland, berry field or a field for energy hay or bush. Yet for environmental

purposes the preferred methods would be forestation, creating a body of water or restoring the

bog. The best solution would be creating the possibilities for the area to be restored as a bog,

since the percentage of land covered by bogs is decreasing. In many countries, for example in

the Netherlands, bogs have been destroyed and it should not happen in Estonia.

In the future companies quarrying peat and land owner should be influenced more to

restoration of extracted peatlands. According to the § 53 of The Constitutional Law of the

Republic of Estonia everyone is obliged to save natural and life environments and compensate

for the damage already caused. Thus destroying bogs should be made costly and businessmen

influenced to take responsibility for keeping the quality of the environment.

39

Tänuavaldused

Avaldan tänu oma juhendajatele Edgar Karofeldile ja Triin Triisbergile. Tänan neid

mõistva suhtumise, abivalmiduse ja kõige muu eest, mis aitas töö valmimisele kaasa. Eriti

tänulik olen võimalus eest osaleda jääksoo osa korrastamisel Kanada meetodil, loomaks

tingimused soostumise protsessi taastumiseks.

Lisaks soovin tänada Kaidi Jakobsoni RMK-st, kelle abiga oli võimalik käia Niibi

jääksoos korrastatud ala vaatamas ja tutvuda erievate materjalidega. Niibis korrastatud alal

ekskursiooni eest tänan AS Tootsi Turba esindajat Tiit Saarmetsa, kelle kaudu sain hea

võimaluse mõista korrastajapoolsest vaatevinklist jääksoo korrastamise protsessi kulgemist.

Tänan ka kõiki teisi toetajaid abi eest!

40

Kasutatud kirjandus

1. Ahtiainen, M. 1988. Effects of clear-cutting and forestry drainage on water guality in

the Nurmes-study. Proceedings of the international symposium on the hydrology of wetlands

in temperate and cold regions, Joensuu, Finnland: 206-219

2. Allikvee, H., Ilomets, M. 1995. Sood – Rmt: Raukas, A (toim). Eesti Loodus. Tallinn

Valgus: 326-363

3. Andersen, R., Francez, A., J., Rochefort, L. 2006. The physicochemical and

microbiological status of a restored bog in Quebec: identification of relavant criteria to

monitor success. - Soil Biology & Biochemistry 38: 1375-1387

4. Anon. 1991. Report of thr independent committee on the future uses of Bord na Mona

cutaway bog. Department of Energy, Dublin.

5. Augustin, C.J., Merbach, W., Steffens, L., SneliĔski, B. 1998. Nitrous oxide fluxes of

disturbed minerotrophic peatlands. - Agribiological Research 51: 47-57.

6. Aro, L. 2000. Afforestation of cutaway peatlands in Finland. – In: Åman, P. (ed.), Re-

use of peat production areas. EU’s Northern Periphery Programme project: Re-use of peatland

areas. Proceedings from the 1st International Seminar, Oulu, Finland: 43-45

7. Bargaveene 2007 (http://www.panoramio.com/photo/423076) 20.03.2012

8. Cappiello, P.E, Dunham, S.W. 1994. Seasonal variation in low-temperature tolerance

of Vaccinium angustifolium Ait. - HortScience 29: 302-304

9. Cherkasov, A., Makeev, V., Makeeva, G. 1998. Cultivation of Oxycoccus Palustris

Pers. in European Russia central regions. – Rmt: Paal, T. (toim), Forestrt studies XXX –

Metsanduslikud uurimused XXX, rahvusvaheline konverents Metsamarjade kultuuristamine:

Lääne ja Ida kogemus, Eesti Põllumajandusülikool, Tartu: 30-34

10. Costanza, R., d’Arge, R., de Groot, R., Farberk, S., Grasso, M., Hannon, B, Limburg,

K., Naeem, S., O’Neill, R.V., Paruelo, J., Raskin, R.G., Suttonkk, P. ja van den Belt, M. 1997.

The value of the world’s ecosystem services and natural capital. - Nature 387: 253-260

11. Daly, B.J., Farell, C., Egan, T.M. 1984. Investigation into premature loss of premanent

incisor teeth (brouken mouths) in ewes grazing reclamed peatland. - Proceedings of the 7th

International Peat Congress, Dublin, IPC: 238-254

12. Domisch, T., Finer, L., Laiho, R., Karsisto, M., Laine, J. 2000. Decomposition of Scots

pine litter and the fate of relased carbon in pristine and drained pine mires. - Soil Biology &

Biochemistry 32: 1571-1580

13. Doyle, G.J., Ó Críodáin, C. 2003. Peatlands – fens and bogs. – In: Otte, M. L. (ed.)

41

Wetlands of Ireland. University College Dublin, Dublin: 79-108

14. Drennan, M. J., Cole, A. J., O´Dwyer, J., MacNally, G. 1984. Beef production from

grass grown on peatland. - Proceeding of the 7th International Peat Congress, Dublin: 264-

270

15. van Duinen, G.-J.A., Brock, A.M.T., Kuper, J.T., Leuven, R.S.E.W. 2003. Do

restoration mesures rehabilitate fauna diversity in raised bogs? A comparative study on

aquatic macroinvertebrates. - Wetlands Ecology and Management 11:447-459

16. Energiakultuur kalkulaator 2007. ( http://www.agri.ee) 4.01.2012

17. Energiamajanduse riiklik arengukava aastani 2020. 2009.

(https://valitsus.ee/UserFiles/valitsus/et/valitsus/arengukavad/majandus-ja-

kommunikatsiooniministeerium/Energiamajanduse_riiklik_arengukava_aastani_2020.pdf)

06.02.2012

18. Fahrig, L. 2003. Effects of habitat fragmentation on biodiversity. - Annual

Review of Ecology Evolution and Systematics 34: 487-515.

19. Finn, C.E., Luby, J.J., Rosen, C.J., Ascher, P.D., 1993. Blueberry germplasm screening

at several soil pH regimes. I. Plant survival and growth. - Journal of the American Society

Horticultural Science 118: 377–382

20. Hall, I.V., Aalders, L.E., Townsend, L.R. 1964. The effects of soil pH on the mineral

composition and growth of the lowbush blueberry.- Canadian Journal Plant Science 44:433–

438.

21. Hepler, P., Yarborough, D.E. 1991. Natural Variability in yield of lowbush

blueberries.- HortScience 26: 245-246

22. Higgins, T., Colleran, E. 2005. Lake creation on cutaway peatlands. - Bord na Mona

and Enviromental Change Institute, Galway: 79

23. Hytönen, J., Kaunisto, S. 1999. Effect of fertilization on the biomass production of

coppiced mixed birch and willow stands on a cutaway peatland. - Biomass and Energy 17(6):

455-469.

24. Gorham, E. 1991. Northern Peatlands - Role in the Carbon-Cycle and Probable

Responses to Climatic Warming. - Ecological Applications 1: 182– 195.

25. Ilnicki, P. 2003. Agricultural production systems for organic soil conservation.- In:

Parent, L.E., Ilnicki, P. (ed), Organic soils and peat materials for sustainable agriculture. CRC

Press LLC: 187-199

26. Illomets, M. 2001. Mis saab jääksoodet? - Eesti Loodus 2/3: 72-75

27. Ilolomets, M., Kallas, R. 1995. Estonian mires – past, present and future alternatives. -

42

Gunneria 70: 117-126

28. Ilomets, M., Animägi, J., Kallas, R. 1995. Estonian peatlands. A brief review of their

devolepment, state, conservation, peat resources and management.- AS Ortwil. Ministery of

Enviroment, Tallinn

29. Ilomets M. 2011. Kogemusi Eestis. – Rmt: Paal, J. (toim) Jääksood, nende kasutamine

ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu: 130-138

30. IUCN. 2000. Executive Summary of the WWDR (2000) vision for water and nature, a

world strategy for connservation and sustainable management of water resources in the 21st

century – compillation of all project Documents. Cambridge.

31. Janzen, H.H. 2004. Varbon cycling in earth systems – a soil science perspective.-

Agriculture, Ecosystems & Environment 104: 399–417

32. Joosten, H. 2009. The Global Peatland CO2 Picture. Peatland status and emissions in

all countries of the Worlds International. - Ede: 10

33. Kaevandamise ja kaeveõõne teisese kasutamise ohutusnõuded. 2004.

(https://www.riigiteataja.ee/akt/790728?leiaKehtiv) 23.03.2012

34. Karofeld, E. 2006. Jääksood soodeks tagasi. - Eesti Loodus 6: 16-20

35. Karofeld, E. 2011. Kogemusi maailmast.- Rmt: Paal, J. (toim) Jääksood, nende

kasutamine ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu:

111-130

36. Ketcheson, S.J., Price, J.S. 2011. The Impact of Peatland Restoration on the Site

Hydrology of an Abandoned Block-Cut Bog. – Society of Wetland Scientists, Springer,

Waterloo, Canada: 1-12

37. Kohv, M., Salm, J.O. 2012. Soode taastamine Eestis. Eesti Loodus 4: 50-54

38. Korhola, A., Tolonen, K., Turunen, J., Jungner, H. 1995. Estimating long-term carbon

accumulation rates in boreal peatlands by radiocarbon dating. - Radiocarbon 37: 575-584

39. Kreshtapova, V.N., Krupnov, R.A. ja Uspenskaya, O.N. 2003. Quality of organic soils

for agricultural use of cutover peatlands in Russia. – In: Parent, L.-E. ja Ilnicki, P. (ed)

Organic soils and peat materials for sustainable agriculture. CRC Press LLC: 175-186

40. Kreshtapova, N., Krupnov, R. A. 1998. Genetic percuiarities and basics of reclamation

of cutover peatlands in Central Russia. – In: Malterer, T., Johnson, K., Stewart, J. (ed)

Peatland restoration and reclamation – Techniques and Regulatory Considerations.

International Peat Society, Jyväskylä, Finland:115-119

41. Laas, E., Kaar, E., Margus, M., Sarv, I., Valk, U. 1980. Metsakultuurid ja looduslik

uuendamine.- Rmt: Etverk, I. (toim), Metsamajanduse teatmik. Valgus, Tallinn: 108-110

43

42. Leake, J.R, Read, D.J. 1990. Proteinase activity in mycorrhizal fungi. I. The effect of

extracellular pH on the production and activity of proteinase by ericoid endophytes from soils

of contrasted pH. - New Phytologist 115: 243-250.

43. Lelieveld, J., Crutzen, P.J., Dentener, F.J. 1998. Changing concentration, lifetime and

climate forcing of atmospheric methane. - Tellus B 50: 128-150.

44. Leupold, S. 2004. After use of cutaway peatlands – an overview of options and

management planning. - Swedish University of Agricultural Sciences Department of Forest

Ecology: 10-31

45. Lode, E. 2011. Karjäär-jääksoode taimestumine. – Rmt: Paal, J. (toim), Jääksood,

nende kasutamine ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit,

Tartu: 51-54

46. Luberg, A. 1995. Kütteturba tootmine Eestis. Rmt: Juske, A. Turbatootmine Eestis.

Artiklite kogumik. Eesti Turbaliit, Pärnu: 9-12

47. Maapõueseaduses. 1994. (https://www.riigiteataja.ee/akt/28712) (3.02.2012)

48. Maavara, V. 1955. Eesti NSV rabade endomofauna ja selle muutmine inimtegevuse

mõjul. – Väitekiri, Tartu Ülikool, Tartu: 349-359

49. Marjasoo (http://marjasoo.ee/) 12.02.2012

50. Masing, V. 1955. Rabataimede paljunemisest ja levimisest seemnete abil. – Rmt:

Haberman, H. Loodusuurjate Seltsi aastaraamat 48:141-161

51. Mazerolle, M.J, Poulin, M., Lavioie, C., Rochefort L., Desrochers, A., Drolet, B. 2006.

Animal and vegetation patterns in natural and man-made bog pools: implications for

restoration. - Freshwater Biology 51: 333–350

52. Mikaloff Fletcher, S.E., Tans, P.P., Bruhwiler, L.M., Miller, J.B., Heimann, M. 2004.

CH4 sources estimated from atmospheric observations of CH4 and its C-13/C-12 isotopic

ratios: 2. Inverse modeling of CH4 fluxes from geographical regions. - Global Biogeochem

Cycles 18: 2-15

53. Minkkinen, K., Laine, J., Nykänen, H., Martikainen, P. J. 1997. Importance of

drainage ditches in emissions of methane from mires drained for forestry. – Canadian Journal

of Forest Research, 27: 949–952

54. Mištšuk, A. 2000. Turba pinnaletõus ja Narva veehoidla kinnikasvamine. – Narva jõgi

ja veehoidla. CTC: 66-69

55. Noormets, M., Karp, K., Paal, T. 2003. Recultivation of opencast peat pits with

Vaccinium culture in Estonia. – Fourth International Conference on Ecosystems and

Sustanaible Development ECOSUD. Siena, Italy: 1005-1114

44

56. O’Connor, A., Reynolds, J. 2000. Aquatic macro invertebrate colonisation of artifical

water bodies on cut-away oceanic raised bog in Irealand. - Sustauning our peatlands:

Proceedings of the 11th International Peat Society: 742-750

57. Okruszko, H. 1996. Agricultural use of peatlands. – In: Lappalainen, E. (ed), Globel

peat resources. International Peat Society, Jyskä, Finland: 303-309

58. Oleszczuk, R., Regina, K., Szajdak, L., Höper, H., Maryganova, V. 2008. Impacts of

agricultural utilization of peat soils on the greenhouse gas balance – In: Strack, M. (ed.)

Peatland and climate International Peat Society, Saarijärven Offset Oy, Saarijärvi, Finland:

70-97

59. Orru, M. 2003. Eesti turbavarud ja nende keskkonnasäästlik kasutamine. - Eesti

Loodus 2/3: 12-13

60. Orru, M., Veldre, M, Shirokova, M. 1992. Eesti turbavarud. - RE Eesti

Geoloogiakeskus, Tallinn: 3

61. Paal, J., Leibak, E. jt. 2011. Soode looduskaiteline inventeerimine. Projekti „Eesti

soode inventeerimise lõpulevimine tagamaks nende bioloogilise mitmekesisuse säilimist“

aruanne. - Eestimaa Looduse Fond, Tartu: 67-112

62. Paal, J., Hein, K., Heinsoo, K., Holm, B., Ilomets, M., Ivask, M., Karofeld, E., Kõpp,

V., Leiner, E., Lode, E., Melts, I., Niitlaan, E., Orru, M., Pikka, J., Raadla, K., Raudsep, R.,

Saarmets, T., Triisberg, T. 2011 Jääksood, nende kasutamine ja korrastamine. -

Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu.

63. Paal, T. 2011. Marjakasvatuse rajamine. – Rmt: Paal, J. (toim), Jääksood, nende

kasutamine ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu:

64-69

64. Paavilainen, E. ja Päivanen, J. 1995. Peatland Forestry. - Ecology and Principles.

Springer-Verlag

65. Pikka, J. 2011. Jääksoode metsastamine reoveesette kasutamisega. - Rmt: Paal, J.

(toim), Jääksood, nende kasutamine ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja

MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu: 82-88

66. Pikk, J. 2001. Kased turvasmuldadel. - Rmt: Tullus, H., Vares, A. (toim),

Lehtpuudepuistute kasvatamine Eestis. Akadeemiline Metsaseltsi Toimetised 14. Kd.

Metsanduslik Uurimusinstituut, Tartu: 95-102

67. Pikk, J. 2010. Jääksoode metsastamine. - Rmt: Kaar, E., Kiviste, K. (toim) Maavarade

kaevandamine ja puistangute rekultiveerimine Eestis. Eesti Maaülikool, Tartu: 396-402

68. Pikk, J. 2011. Metsastamine. - Rmt: Paal, J. (toim) Jääksood, nende kasutamine ja

45

korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu: 69-81

69. Price, J.S. 1996. Hydrology and microclimate of a partly restored cutover bog.

Québec. - Hydrological Processes 10: 1263-1272.

70. Põhiseadus. 1992. (https://www.riigiteataja.ee/akt/633949?leiaKehtiv) 01.02.2012

71. Quinty, F., Rochefort, L. 2000. Bare peat substrate instability in peat land restoration:

problems and solutions. – In: Rochefort, L., Daigle, J.T. (ed) Northern forested wetlands:

ecology and mangement. CRC, Boca Raton:133-145

72. Quinty, F., Rochefort, L. 2003. Peatland restaration guide: second edition.- Canadian

Sphagnum Peat Moss Association and New Brunswick Department of Natural Resources and

Energy, Québec: 10-74

73. Raid, L. 1986. Metsakultuuride väetamine. – Mets. Puit. Paber 5: 7–10

74. Raidla, A. 1960. 50 aastat sookultuuri-alast uurimustööd Eestis. – Eesti NSV

Põllumajanduse Ministeerium, Eesti Maaviljeluse ja Maaparanduse Teadusliku Uurimise

Instituut, Eesti Riiklik Kirjastus, Tallinn: 5-17

75. Ramst, R., Orru, M. 2009. Eesti mahajäetud turbatootmisalade taastaimestumine. -

Eesti Põlevloodusvarad ja -jäätmed 1-2: 6-7

76. Ramst, R., Orru, M., Salo,V., Halliste, L. 2007. Eesti mahajäetud turbatootmisalade

revisjon (3. etapp: Viljandi, Pärnu, Saare ja Hiiu maakond). - EGK aruanne: 121

77. Renou F., Egan T., Wilson D. 2006. Tomorrow ´s landscapes: studies in the after-uses

of industrial cutaway peatland in Ireland.- Finnish Peatland Society, Suoseura SOU 57(4): 97-

107

78. Rochefort, L., Lode, E. 2006. Restoration of Degraded Boreal Peatlands. - In: Wieder,

R. K., Vitt, D.H. (ed), Boreal Peatland Ecosystems. Ecological Studies 188. Springer: 381-417

79. Roosalu, R. 2011. Eesti Vabariigi 2010. aasta maavaravarude koondbilansid (seisuga

31.12.2010).- Maa-amet, Tallinn: 11-13.

(http://geoportaal.maaamet.ee/docs/geoloogia/maavaravarude_koondbilanss_2010_seletuskiri.

pdf?t=20110620085440) 11.12.2011

80. Sallandaus, T. 1994. Response of leaching from mire ecosystems to changing climate.

- In: Kanninen, M. (ed), The Finnish Research Programme on Climate Change. Second

progress report. The Academy of Finland, Helsinki: 291-296

81. Salm, J.O., Maddison, M., Tammik, S., Soosaar, K., Truu, J., Mander, Ü. 2011.

Emissions of CO2, CH4 and N2O from undisturbed, drained and mined peatlands in Estonia. –

Hydrobiologia, Springer Science: 1-15

82. Selin, P. 1995. After-use of peatlands in Finland. Peat industry and Environment. -

46

Ministry of Environment Information Centre, Tallinn: 87

83. Sepp, M. 1995. Sookultuuri varasemast ajaloost Eestis. - Rmt: Juske, A. (toim)

Turbatootmine Eestis. Eesti Turbaliit, Pärnu.: 82-85

84. Shiklomanov, J.A., Rodda, J.C. 2003. World Water Resources at the Beginning of the

Twenty – First Century. - International Hydrology Series: 16

85. Silvola, J., Alm, J., Ahlholm, U., Nykänen, H., Martikainen, P.J. 1996. CO2 fluxes

from peat in boreal mires under varying temperature and moisture conditions. - Journal of

Ecology 84: 219-228.

86. Strack, M. 2008. Peatland and climate. - International Peat Society, Saarijärven Offset

Oy, Saarijärvi, Finland

87. Starast, M., Karp, K., Paal, T., Värnik, R., Vool, E. 2005. Kultuurmustikas ja selle

kasvatamine Eestis. - Eesti Põllumajandusülikool, Tartu: 4-59

88. Sundh, I., Nilsson, M., Mikkelä, C., Granberg, G., Svensson, B.H. 2000. Fluxes of

methane and carbon dioxide on peat mining areas in Sweden. - Ambio 29: 499-503.

89. Säästva arengu seadus 1995 (https://www.riigiteataja.ee/akt/874359?leiaKehtiv)

11.01.2012

90. Zeitz, J., Velty, S. 2002. Soil properties of drained and rewetted fen soils. - Journal of

Plant Nutrition and Soil Science 165: 618-626.

91. Trass, H. 1994. Fen flora and vegatation status in Estonia. - In: Proceedings of the

International Symposium Conservation and Management of Fens. Falenty Agricultural

University, Faculty of Land Reclamation, Institute of Land Reclamation and Grassland

Farming, 6-10 June 1994, Warsaw-Biebrza: 467-475

92. Triisberg, T., Karofeld, E. ja Paal, J. 2011. Re-vegetation of block-cut and milled

peatlands: an Estonian example. - Mires and Peat 8: 1–14,

93. Valk, U. 1980. Jääksoode metsastamine. – Metsamajanduse teatmik. Tallinn: 108-110.

94. Valk, U. 1988. Eesti sood.- Valgus, Tallinn: 22-212

95. Valk, U. 1992. Turbaväljakute metsastamiskatsete tulemustest. – Eesti Mets 4–5:13–16

96. Valk, U. 2005. Eesti rabad. Ökoloogilis-metsanduslik uurimus. OÜ Halo Kirjandus,

Tartu

97. Vilbaste, H. ja J., Ader, K. 1995. Cranberry – the grape of the north. Jõhvikas –

põhjamaine viinamari. - AS Ortwil, Tallinn: 11-15

98. Virkajärvi, P. and Huhta, H., 1996. Agricultural utilization of cutaway peatlands. – In:

Vasander, H. (ed), Peatlands in Finland. Finnish Peatland Society, Helsinki, Finland: 135-137

99. Watson, R., Noble, I., Bolin, B., Ravindranath, N.H., Verardo, D., Andrasko, K. jt.

47

2000. Summary for Policymakers. Land use, land-use change, and forestry. Inter-

governmental Panel on Climate Change: 10-15

100. Wheeler, B.D., Shaw S.C. 1995. Restoration of damaged peatlands. - Department of

the Environment. London: HMSO: 211

101. Whiting, G. J., Chanton, J. P. 1993. Primary production control of methane emission

from wetlands. - Nature 364: 225-231

102. Wilson, D., Alm, J., Laine, J., Byrne, K.A., Farrell, E.P., Tuittila, E.S. 2009.

Rewetting of Cutaway Peatlands: Are We Re-Creating Hot Spots of Methane Emissions? -

Restoration Ecology Vol. 17/6: 796–806

103. Õnnis, A. 2008. Turbe kaevandamine. Mäeõpik – mi.ttu/opik. Mäeinstituut Tallinna

Tehnika Ülikool. (http://maeopik.blogspot.com/2008/11/turba-kaevandamine.html)

14.11.2012

48

LISAD

Lisa 1.

Eestis tegutsevate turbatootmisalade ja mahajäetud freesalade pindala ja turbavaru 2008.

(Ramst, Orru 2009).

Lisa 2.

Aktiivselt kaevandatav freesturbaväli Tässi tootmisalal.

49

Lisa 3.

Plokkturba kaevandamine Niibi tootmisalal, Oru vallas, Läänemaal.

Lisa 4.

Kuivenduskraav laiendatavas Soosaare turbatootmisealal, Kolga-Jaani vallas, Viljandimaal.

50

Lisa 5.

Taimestiku eemaldamine laiendatavas Soosaare turbatootmisalal

Lisa 6.

Sekundaarne kooslus Kungjärve jääksool Võrumaal.

51

Lisa 7.

Kungjärve jääksoo kevadisel üleujutusel ja peale veetaseme langust kuu hiljem.

52

Lisa 8.

Niibi jääksool looduslik metsastumise protsess, kuivenduskraavide vahelistele aladele tehtud

lisaistutamine.

Lisa 10.

Süsinikuringe muutus metsastamisel kuivendusel (all) võrreldes loodusliku sooga (ülal)

(Strack 2008)

53

Lisa 11.

Marjasoo talu marjakasvatusest tulevate toitainete mõju mustjärve eutrofeerumisele (foto

Arvo Tuvikene)

Lisa 12.

Taime fragmentide lõikamine Soosaare turbatootmisealal

54

Lisa 13.

Taime fragmendi käsitsikülv Tässi turbatootmise korrastataval alal

Lisa 14.

Põhuga katmine Tässi turbatootmise korrastatud alal

55

Lisa 15.

Niibi Kanada meetodil korrastatud ala taimefragmendi külvist kasvama hakkanud huulhein ja

karusammal.

Lisa 16.

Korrastamise viiside võrdlus ( - ei paranenud, v mingil määral paranes, + paranes probleem)

Korrastamise

viis

CO2/

N2O

Turba

miner.

DOC Bio.mit. Ala

fragm

.

Hüdro. Tule-

ohtliku

s

Hüved

Põllumaj. - - - - - - - Toit,

loomakasvatus

Biomass V - - - - - - Alternatiivne

energia ja

ehitusmaterjal

Mets +/- - - + + - + Energia, ehitus,

jahindus,

turism

Marjakasvatus - - - - - - - Toit, ravimi

Veekogu - -/v - + + + + Kalandus,

turism

Soo + + + + + + + Turism, toit,

energia,

aiandus

56