KIK projekti 3-2_7/1110-4/2013

PLK taastamisedukuse hindamine

Aruanne

EMU PKI BO

Tartu 2014

Sisukord

Sissejuhatus ................................................................................................................................ 2

1. Teema ülevaade................................................................................................................... 3

2. Käsitletavad kooslused ........................................................................................................ 5

3. Senine taastamistegevus ...................................................................................................... 8

4. Uuringu metoodika ........................................................................................................... 10

5. Tulemused, soovitused ...................................................................................................... 10

6. Kokkuvõte ......................................................................................................................... 14

Kasutatud kirjandus .................................................................................................................. 16

Sissejuhatus

Praeguseks on Eestis võrdlemisi suurtel pindaladel taastatud ja hoolduses poollooduslikke

kooslusi (2012.a. seisuga aruniite 3910 ha, loopealseid 2477 ha, rannaniite 9220 ha jne), kuid

nende taastamisedukust hinnatakse jätkuvalt pindalaühikutes ja toetuse summade järgi.

Looduskaitse arengukava kohaselt tuleb aga aastaks 2020 tagada regulaarne hooldus vähemalt

45 000 ha poollooduslikel kooslustel, samas kui hinnanguliselt vajab Eesti kaitstavatel aladel

säilitamist 60 000 ha erinevaid niidukooslusi. Täna raskendab selle eesmärgi saavutamist

looduskaitseliste ja maaelu arengut toetavate eesmärkide koordineerituse puudumine. Maaelu

arengut toetavad meetmed on suunatud eelkõige tootva põllumajanduse toetamiseks, mitte

ökosüsteemi teenuste ja elurikkuse kui avaliku hüve säilitamiseks. Eelpoolöeldut kinnitab ka

2015 aasta 27 märtsil Riigikogule esitatud Riigikontrolli auditi „Riigi tegevus looduskaitse

korraldamisel poollooduslike koosluste säilimise tagamiseks“ dokument. (Riigikontrolli …,

2015)

Töötamaks välja metoodikat, mis võimaldaks anda looduskaitseliselt adekvaatseid hinnanguid

tehtud kulutustele ja planeerida paremini edaspidist tööd, sõlmiti 2013.a. lõpul SA

Keskkonnainvesteeringute Keskuse (KIK) ja Eesti Maaülikooli (EMÜ) vahel leping nr 2693,

mille käigus EMÜ Põllumajandus- ja keskkonnainstituudi (PKI) Botaanika osakonna töötajad

analüüsisid Keskkonnaameti (KKA) ja Põllumajanduse Registrite ja Informatsiooni Ameti

(PRIA) kaardimaterjalidele tuginedes taastatud ja hoolduses olevate alade kattuvusi ja valisid

taastumise hindamiseks välja rea katselappe, kus loodeti testida metoodikaid karjatatavate

koosluste taastumise kiiruse ja kvaliteedi hindamiseks.

Aruandes tuuakse välja korrektselt lõpetatud taastamistööde kriteeriumid. Seni puudusid need

kokkuvõtval kujul ka KKA töötajate tööeeskirjades, kuigi sarnaseid põhimõtteid on selles

ametis järgitud vähemalt viimasel kolmel aastal. Erinevate fondide rahastamisel toimunud

taastamistööde vastuvõtmisel ei ole seni tööde sisulisele kvaliteedile tähelepanu pööratud.

Aruande teises osas esitatakse metoodika alade edaspidise taastumise hindamiseks.

Analüüsi läbiviijad tänavad konsultatsioonide eest Keskkonnaametit ja Kaidi Silma ning

Anneli Eskot, Põllumajandusministeeriumi Põllumajanduskeskkonna bürood ja Kaidi

Jakobsoni, Keskkonnaagentuuri ja Uudo Timmi.

1. Teema ülevaade

Poollooduslike koosluste kvaliteeti mõjutavad järgmised faktorid: viljakus (bioproduktsioon),

valguse kättesaadavus, konkurents ja häiringud. Häiringuna käsitletakse ka karjatamist.

Selline häiring mõjutab taimeliikide valguskonkurentsi. Uurimused on näidanud, et

ekstensiivsel majandamisel (niitmisel ja karjatamisel) on positiivne mõju niidukoosluse liikide

kooseksisteerimisele ning liigirikkusele (Grime 1979; Ryser et al. 1995). Üldiselt on teada ka,

et väetamisel niidukoosluse biomassi produktsioon suureneb ning liikide arv väheneb (Kull &

Zobel 1991; Wilson & Tilman 1991; Galka et al. 2005), ehk siis poolloodusliku koosluse

omadused nihkuvad kultuurniidu suunas. Väetamisena käsitleme siinkohal taastamistegevuse

käigus maha jäävat puitu ja varist.

Erinevatel taimeliikidel on erinevad funktsionaalsed tunnused ning ökoloogilised

kohastumused. Klassifitseerides taimi nimetatud alustel, on võimalik hõlpsamini saada

ülevaade koosluse dünaamikast, koosluse reageeringust keskkonnateguritele ning liikide

kooseksisteerimisest. Samuti võib erinevate funktsionaalsete rühmade jaotumise alusel

iseloomustada koosluse keskkonda, ennustada koosluse arengut, reageeringut

keskkonnafaktoritele, kirjeldada ökosüsteemi funktsioneerimist (Noble & Gitay 1996; Condit

et al. 1996).

Erineva morfoloogiaga liigid suudavad kasutada vertikaalse ruumi erinevaid osi (Anten &

Hirose 1999). Niidukoosluste vertikaalses struktuuris on kindlad seaduspärad - taimestiku

ülemises kihis domineerivad lehistunud vartega taimed, allosas aga rosettidega liigid (Liira et

al. 2002). Taimed, mille lehed vertikaalses struktuuris on asetunud kõrgemale, on

valguskonkurentsis eelisseisus. Traditsiooniliselt majandatud koosluses muudab häiring

konkurentsi valgusele sümmeetrilisemaks, sest kõrgekasvulised taimeliigid on häiringule

enam eksponeeritud. Seetõttu on koosluses võimalik kasvada ka liikidel, mille lehed on

paigutunud madalamale (Mitchley 1988). Mahajäetud aladel sellised liigid kaovad. Samuti

tõrjutakse sellised liigid välja kasvukoha produktiivsuse suurenedes (Kull & Zobel 1991;

Wilson & Tilman 1991; Bobbink 1991).

Gjibels jt (2012) on oma artiklis öelnud: koosluse taastumise edukus sõltub peamiselt kahest

tegurist: 1) sobivate keskkonnatingimuste taastamine ja püsimine ning 2) kooslusele

iseloomulike liikide tagasitulek. Oluline on vahet teha taastamise (sobivate olude kiire

tekitamine) ja taastumise (kooslusele iseloomulike tunnuste tekkimine sobiva majandamise

abil) vahel. Koosluse taastamine ei tähenda ainult kooslusele mitteomase puu- või põõsarinde

eemaldamist vaid eelkõige iseloomulike ökoloogiliste suhtevõrgustike taastumist. Üks

võtmeküsimusi siin on näiteks tolmeldajate koosseisu taastumine. Selleks on vaja vältida

ökoloogiliste lõksude teket, tagada oluliste liikide kohale jõudmine taastatud alale jne.

Taastumise kvaliteet on otseselt seotud taastamise kvaliteediga, selleks tuleb tööde tellijal

kindlatele kriteeriumitele tuginedes võtta vastu tehtud taastamistööd ning edaspidi jälgida

koosluses toimuvaid protsesse, et võimalike kõrvalekallete puhul kiiresti sekkuda ja

majandamist korrigeerida. Üheks võtmemõisteks siinkohal on koosluse soovitav seisund

(reference conditions), mille üle tuleks otsustada enne taastamistegevusele asumist (Sammul,

Lõhmus 2005). Poollooduslike alade taastamise puhul muudavad olukorda keerulisemaks

erinevad koosluse definitsioonid (Natura 2000 kooslusemäärangud ei lange kokku Eestis

kasutusel olevate taimkatte kasvukohatüüpidega (Paal 2000), PRIA käsitlus lagedate ja

kadakatega niitude osas ei lange kokku kummagagi eelmainitutest). Kuna suur osa

poollooduslike koosluste taastamisi toimub eramaadel, siis ei saa mööda minna ka

maaomanike soovidest ja nägemustest. Äärmiselt oluline on juba enne taastamise alustamist

kokku leppida, millist kooslust täpselt omanik näha ja kujundada soovib. Nagu ka

Riigikontrolli vastavas auditis korduvalt märgiti, on tänasel päeval poollooduslike koosluste

hooldamise ja taastamise initsiatiiv maaomanike ja maakasutajate käes ning sageli ei ole neil

ettekujutust taastatavast kooslusest ja selle oodatavatest parameetritest. (Riigikontrolli …,

2015)

2. Käsitletavad kooslused

Kuna peamiselt karjatamise ja peamiselt niitmise abil majandatavate koosluste

taastumistingimused on väga erinevad, et neid ühe uurimuse raames käsitleda, siis siinkohal

vaadeldakse vaid peamiselt karjatatavaid poollooduslikke kooslusi, nimelt rannaniidud

(1630*), puiskarjamaad (9070), kadastikud (5130) ja loopealsed (6280*). Sarnaselt viimasele

kahele võiks käsitleda ka karjatamise läbi majandatavaid kuivi niite karbonaatsel mullal

(6210), kuid lagedamaid selliseid alasid võiks siiski ideaalis niita.

Kadastikele ja loopealsetele on valminud hoolduskava (Helm 2011), sarnane on olemas ka

rannaniitudele (Lotman 2011) ja puiskarjamaadele (koos puisniitudega) (Talvi 2011). Neist

dokumentidest pärinevad kriteeriumid ja nõudmised taastamistegevuse hindamiseks ja tööde

vastu võtmiseks. Samuti lähtutakse loodushoiutoetuse määruses toodud taastamise

põhimõtetest ning ka PRIA nõudmistest, kuna taastatavad alad peaksid jätkusuutlikkuse

tagamiseks edasi PRIA toetusskeemidesse sobituma. 2015. a alguses muudeti

keskkonnaministri määrust „Loodushoiutoetuse taotlemise, taotluse läbivaatamise ja toetuse

maksmise kord, nõuded toetuse maksmiseks ja toetuse määrad“ ning viidi sisse peale

taastamist viieaastane hooldamiskohustuse nõue.

Rannaniidud

Rannaniidud kui poollooduslikud kooslused sisaldavad endas sageli mitmeid teisi

elupaigatüüpe nagu soolakud (1310), liivamadalad (1110), laugmadalikud (1140),

rannikulõukad (1150*), üheaastase taimestikuga esmased rannavallid (1210), püsi-

rohttaimestikuga kivirannad (1220), ka loopealsed või väikesepinnalised kadastikud (5130,

6280). Mida mitmekesisem on rannaniidu mikroreljeef, seda looduskaitseliselt väärtuslikum

on rannaniit. Samuti on oluline niiduala suurus ning laius ja eelpoolloetletud elupaikade ja

mitmete muude maastikuelementide rohkus nagu lombid, soodid, madalad lauged kraavid jms

(Rannap jt, 2015)

Olulisteks liikideks rannaniitudel on eelkõige mitmed linnuliigid, aga ka kahepaiksed. Nagu

märgivad Rannap jt (2015) kokkuvõtvalt, „Optimaalses seisus rannaniidu indikaatorliik on

niidurüdi: kui niidu kvaliteet on piisav niidurüdi pesitsemiseks, siis pesitsevad seal ka teised

niidukahlajad ja sigivad kahepaiksed“.

Samas on rannaniidul, nagu kõigil kooslustel, olulised ka selgrootud, nii tolmeldajad,

seemnete levitajad, toiduahela ja laguahela osalised. Silvia Lotman võtab Rannaniitude

hoolduskavas (2011) kokku seni avaldatud vähese kirjanduse rannaniitude selgrootute kohta

ning oluline on veelkord rõhutada, et selgrootutele on sobivaimaks majandamise viisiks

mitmekesine maastik, kus esineb nii intensiivselt majandatud rannaniite kui ka rannaniidu osi,

kus lastakse taimedel kõrgemaks kasvada ning rikkalikult õitseda (näiteks peatatakse

karjatamine paariks aastaks). Seda kinnitavad veelkord ka 2015 aastal avaldatud tulemused

loopealsete taimkatte ja tolmeldajate uuringute kohta (Sõber jt 2015), kus märgitakse ka seda,

et esimestena kaovad majandamata kooslustest vaid seemnelise paljunemisega liigid.

Rannaniidu, kui karjatatava avamaastiku üheks tunnuseks on sõnniku olemasolu. Sellega

seondub hulk liike, kes mingi eluetapi arenevad või toituvad sõnnikus või seal leiduvatest

organismidest. Olulised on näiteks perekond roojasitikas (Aphodius) ja koogimardikas

(Sphaeridium) esindajad, kellest võib tuntuma tunnusliigina tuua sitasitika (Geotrupes

stercorarius). 2014 aastal välitöödel kogutud tähelepanekutel ning entomoloogide suulistel

andmetel on sitasitika (hästi tuvastatav liik) arvukus rannaniitudel viimasel kümnendil

langenud ning välja on toodud ka seda, et pool-looduslikud kooslused ja neil toimuv

kohustuslik karjatamine (see tähendab pikemal perioodil loomade õues vabalt pidamine) võib

olla lähitulevikus sõnnikuga seotud selgrootute liikidele üheks väheseks sobivaks

elupaigavõimaluseks.

Peamisteks taastamistegevusteks rannaniitudel on võsatõrje ja rootõrje. Roostunud rannaniitu

ei saa pidada poollooduslikuks koosluseks. Linnustiku (kahlajate) seisukohast on oluline võsa

ja puude maksimaalne eemaldamine rannaniidult. Kuni 10% põõsaste laiguti alles jätmine on

võimalik rannaniitudel, kus kaitsealuseid kahlajaliike ei esine ja selle erisuse kooskõlastab

KKA.

Rannaniidu taastamise keerukus võrreldes loopealsete ja kadastikega seisneb roo tõrjumises.

Tiheda roomassiivi taganema sundimiseks kulub mitu aastat. Kiirendada saab seda samaaegse

karjatamisega, kuid selline ala ei kvalifitseeru veel karjatamistoetuste alla. Ka ei piisa tiheda

roo tõrjumiseks ainult karjatamisest. Hea kokkuvõtte pilliroo tõrjumise meetoditest ja

võimalikest tulemustest meie Läänemere piirkonna kogemuste najal on teinud Silvia Lotman

Rannaniidu hoolduskavas (2011). Taastamise seisukohalt tuleb rõhutada veelkord, et pilliroo

risoomidesse ja juurtesse kogutud toitainete varu jätkub 5-7 aastaks ning pilliroogude

peamised konkurentsieelised on ka sellest tulenevad: 1) iga külgpung võib areneda

horisontaalseks või vertikaalseks risoomiks; 2) kõrged ja tihedad roopuhmad takistavad valguse

jõudmist maapinnale ning pärsivad teiste liikide kasvamist; 3) risukiht katab maapinna, takistades

teisi liike seal tärkamast ja kasvamast; 4) tihe juurestik ja risoomisüsteem loob pinnases teistele

liikidele ääretult rasked konkurentsitingimused.

Seega tõrjub pilliroog konkurentsi tagajärjel ning maapinna tasandi (risu suur hulk) ja maapinnast

kõrgemat keskkonda modifitseerides väiksemad liigid välja (Minchinton et al. 2006). Kana ja

Lanno (2015) annavad oma uurimuses rannaniitude hooldamise ja selle efektiivuse kohta pilliroo

ja muu kõrge taimestiku kõrguse kriteeriumiks kuni 75 cm. Üle 75 cm kõrguse roo ja kõrgrohustu

korral võib nende hinnangul lugeda hooldamist ebapiisavaks ning see võiks olla ka üheks

rannaniidu taastamise kvaliteedi kriteeriumiks.

Lepavõsa on rannaniitudel probleemiks harvem (nt Tahu rannaniidul), kuid nagu ka

Rannaniitude hoolduskavas (Lotman 2011) märgitakse, tuleb seda regulaarselt niita vähemalt

3 aastat pärast leppade raiet, kuna kariloomad seda ei söö ja seda kariloomade hooleks rannas

jätta ei saa (foto 15 lisas 2).

Puiskarjamaa

T. Kukk ja K. Kull (1997) defineerivad puiskarjamaad kui puisniiduilmelist ökosüsteemi, kus

rohukamar on pikka aega püsinud tänu koduloomade karjatamisele. Puiskarjamaad eristab

metsast, kus loomi karjatatakse, niiduliikide olemasolu ja piisav osakaal rohustus.

Puiskarjamaade levikut ja ökoloogiat ei ole Eestis süstemaatiliselt uuritud ja puiskarjmaana

käsitletakse väga erineva puistu koosseisu ja mullastikuga alasid. Selline mitmekesisus

raskendab taastamisjärgse jälgimise kohta detailsete soovituste andmist, kuid

taastamistegevuste hindamisel tuleb silmas pidada, et eesmärgiks on säilitada võimalikult suur

maastikuline, liigiline ja vanuseline struktuur.

Loodushoiutoetuse määruse (https://www.riigiteataja.ee/akt/102042015018) järgi peab

puiskarjamaa taastaja viima puistu liituvuse 0,2–0,4 ja põõsarinde liituvuse kuni 0,1-ni.

Puiskarjamaa ja karjatatava metsa vahel vahetegemiseks tuleks siiski eelkõige vaadata

taimestikku. Puiskarjamaal peab vähemalt 50% ulatuses rohustus esinema niidutaimed ja

kujunema rohukamar.

Kadastikud, loopealsed

Selles alajaotuses käsitleme koos kaastikke (5130), kuivi pärisaruniite, kui neid ei niideta

(6210) ja loopealseid (6280), kuna need jaotused on omavahel sageli raskesti eristuvad. Eestis

levinud kadastikud saab laias laastus jaotada kadastikeks endistel loopealsetel (lookadastikud)

ning kadastikeks, mis on tekkinud erinevate niitude ja põldude kadakaga kinnikasvamisel

(Paal 2000).

Lookadastike puhul tuleks võimalusel taastada ala loopealsena (liituvusega alla 30%),

majandatava (karjatatava) kadastikuna võiksid kõrgema liituvusega jääda pigem endistele

põldudele ja sügavama mullaga niitudele arenenud kadastikud. Selliste kadastike liituvus

taastamistööde lõppedes võib olla kuni 0,5.

Mõnel pool võib lausaline kadastik ka ilma igasuguse hoolduseta kesta päris pikka aega.

Kindlasti ei tohiks aga raiuda ja hõrendada kadastikke, kus ei planeerita edaspidi

hooldustegevusi, sest selline osaline valgustingimuste parandamine soosib lehtvõsa arengut ja

kadastiku kiiremat suktsessiooni (fotod 1 ja 7 lisas 2).

Loopealsete hoidmisel on Eestil eriline vastutus, kuna see kooslus on levinud maailmas vaid

piiratud alal. Loopealse mullakiht on maksimaalselt 20 cm, rohustu on madalakasvuline,

väheproduktiivne ja mitmekesine, koosnedes peamiselt lubjalembestest ja stressitaluvatest

taimeliikidest. Peamiseks taastamistegevuseks loopealsetel on kadakate ja mändide raie.

Oodatavaks tulemuseks on kadakate liituvus alla 30%. Soovitavalt taastamise järgselt

madalamgi, sest varasemalt võsastunud alal on kadakate uue põlvkonna pealekasvamine kiire

ka piisava koormusega karjatamise korral. Männid tuleb kõik eemaldada ja puurindesse võiks

jääda vaid väga üksikud, erilised isendid.

Loopealseid on Eestis defineeritud 7 tüüpi (Pärtel jt. 1999) ja nende erinevusest tulenevad ka

olulised erinevused nende taastamispotentsiaalis. Paksema mullakihiga alad võivad olla väga

tihedalt kadastunud ja kaotanud suure osa rohundiliikidest. Ajuti liigniisked ja õhema mullaga

alad on enamasti kergemini taastatavad.

3. Senine taastamistegevus

Eesti Looduskaitse Arengukava aastani 2020 ütleb: Hooldatavate pool-looduslike koosluste

pindala baastase 2011 aastal 25000 ha ja eeldatav tulemus 2020. aastaks 45 000 ha. PLK

tegevuskava 2014-2020 põhjal peaks hooldatavad alad suurenema 27000 hektarilt (2013) – 45

000 hektarile (2020).

Rannaniitude puhul on ca 85% Arengukava eesmärgist täidetud ja hooldatakse enam või

vähem piisava kvaliteediga 9179 ha rannaniitu. Loopealsete osas on aga eesmärgiks seatud

7700 hektarist hooldatud pinnast 2013 aasta seisuga hoolduses vaid 2500. ha ja ka sellest

pinnast osa ei vasta tegelikult koosluse määrangule

Hoolduses olevate alade kvaliteet ei ole sageli koosluse heale seisundile vastav. Käesoleval

(2015) aastal võimaldatakse erandkorras vegetatsiooniperioodi jooksul juba hoolduses olevad

alad uuesti ühekordse tegevusena taastada, et kooslused nõuetega vastavusse viia. Paljusid

hoolduses alasid ei ole ilmselt kunagi toetuste abil sihipäraselt taastatud, kuigi 1990ndate

lõpus jäid enamus neist aastateks ajutiselt kasutusest välja ja nende seisund halvenes (fotod 4

ja 13 lisas 2).

PRIA toetuste andmete alusel hinnatakse 2013.a. seisuga taastatud ja hoolduses olevaid

loopealseid umbes 2500 ha ja rannaniite umbes 9200 ha. Rannaniitude puhul on KKA

loodushoiutoetuse abil (aastatel 2007-2013) taastamise osa umbes 5000 hektarit ja sellest oli

2012-2013.a. seisuga ca 2600 hektarit kus majandamist ei ole veel alustatud või ei plaanitagi

PRIA toetuste abil karjatamist. Alvarite, kadastike ja kuivade niitude taastamisandmeid on

veidi keerukam kokku arvestada, kui rannaniitude puhul, sest koosluste piirid on

ebaselgemad, rohkem on paralleelmääranguid ja valesid elupaigamääranguid. KKA

andmebaasi alusel on 2007-2013 aastatel sõlmitud taastamislepinguid ca 1400 hektaril

loopealsel (6280*), kuid nendest aladest ei ole majandamises üle 500 hektari. Lisaks on

andmebaasist võimalik leida palju korduvtaastamisi, ehk näiteks 2007. aastal pooleli jäänud

või peale taastamist mittemajandatud ala on uuesti taastamisse võetud viimase nelja-viie aasta

jooksul.

Alates 2007. aastast on ka loodushoiu rahade kasutuskorda korduvalt muudetud, viimati

kehtinud korra järgi maksti toetust vastavalt võsa kõrgusele ja katvuse vähendamise astmele,

kuid erinevate koosluste eripära sisuliselt arvestatud ei ole ja nii võib tegelikult mõni taastatud

puiskarjamaa osutuda oluliselt lagedamaks, kui taastatud alvar.

2007.-2011. aastatel toimunud taastamistegevus on sageli väikestel pindadel ja/või asulatele

ning suurematele põllumassiividele lähemal. Päris mitmel juhul leidsime testalasid valides ka

valemääranguid, kus loopealse või kadastiku pähe oli taastatud vana põldu (foto 2 ja 8 lisas

2). Mõningatel juhtudel oli kunagi taastatud kooslusest kujunenud muruniidukiga niidetav ala

majaümbruses.

4. Uuringu metoodika

Kasutati Keskkonnaametist saadud kaardikihte koosluste taastamiseks loodushoiutoetuste

maksmise kohta 2007 kuni 2013 aastatel ning PRIA PLK majandamistoetuste kihte 2012 ja

2013 aastate osas.

Esitatud pindalanumbrid ei ole täpsed, kuna erinevate perioodide taastamiste andmetabelid on

ebaühtlased, kohati ei ole elupaigatüüpi määratud või on määratud alale mitu tüüpi. Siiski oli

esialgses valikus kadastikku 129 ha, millest eeldatavasti majandatud ehk PRIA toetuste

andmekihtidega kaetud pinda 30 ha; rannaniitu on taastatud ca 4886 ja sellest on (PRIA 2012-

2013.a. andmetel) majandamises umbes 2240 ha; loopealse kohta on vastavad arvud

orienteeruvalt 1400 ja 867 ha; puiskarjamaad on taastatud EV vahenditest umbes 560 ha ja

hoolduses on neist umbes 300 ha.

Lisaks on taastamistegevust viidud läbi KIK, ERDF jm projektide rahastatuna, kuid kahjuks

puudub selliste pindade kohta üheselt kasutatav GIS andmebaas ja neid alasid eraldi

analüüsida ei ole võimalik. Mõned teadaolevad kohad testalade hulka võtta siiski õnnestus.

Kuivade lootüübiliste kasvukohtade (st peamiselt kadastikud ja alvarid) valimi saamiseks

käidi läbi Saaremaal ja Hiiumaal 112 potentsiaalset ala (1015 ha), neist valiti välja 28

taastatud, pooleli taastamisega ja taastamata kooslust prooviruutude paigutamiseks.

Rannaniitude puhul oli valik laiem, arvesse võeti ka varasemat uuritust ja seetõttu jäid sõelale

kuus rannaniitu Tõstamaa, Häädemeeste, Matsalu ja Silma piirkondades. Pärnumaa ja Põhja-

Läänemaa niidud on oma tüüpidelt küllalt erinevad. Hinnati Tahu, Saardu, Haeska, Kastna,

Piirumi ja Häädemeeste rannaniite.

Kasutati modifitseeritud kujul Willemsi (1985) koostatud klassifikatsiooni niidutaimedele

(põhineb taimede morfoloogial ning arvestab taimede vertikaalset struktuuri), mida kohandati töös

uuritavatele kooslustele sobivamaks ja võeti kasutusele muudetud kujul:

5. Tulemused, soovitused

Uuritud looaladest 70 % osutus olevat valemäärang või poolik (ka üldse mitte toimunud)

taastamine (fotod 3, 4 lisas 2), rannaniitude osas oli olukord siiski parem (fotod 10-16 lisas 2).

Rannaniitudel täheldati kolmel kümmekond aastat tagasi taastamisega alustatud rannaniidul

seda, et pilliroost oli püütud vabaneda vaid karjaaedade suurendamisega ja loomade jõul.

Enamasti olid sellisel viisil alad üsna kehvasti taastunud, see tähendab, et enamasti oli

pilliroog kõrgem, kui 1 meeter (foto 5 lisas 2). Vaid kuivemates, maapoolsemates osades oli

pilliroog alla 75 cm kõrgune ning seal kasvas ta koos teiste kõrrelistega ning suhteliselt

hõredalt (Tahus). Samas ei ole nendel aladel (Tahu, Kastna, Piirumi) kasutatud KKA

taastamistoetust, vaid on alasid majandatud PRIA PLK skeemi abil, pindalasid järjest

suurendades. Selline metoodika ei ole tulemusi andnud. Kõigil neil niitudel on veepiir

roostunud. Vaid Tahu niidu maapoolses osas on pinnas kamardunud ning osaliselt ka

Piirumis, kus kohati on roostik laiguti taandunud ja alustaimetik taastunud. Seda ilmselt

seetõttu, et seal rakendatakse taastatavatel aladel portsjonkarjatamist, kuid alad on suured ja

efekt aeglane. Saardus on rannik kivideta ning lauge, seal on 9 aastat taastatud rannaniitu

niitmisega. 2006-2013 on seal taimestikku purustatud ning ebatõhusa metoodika ja

maahooldaja väljavahetamisel 2014 toimub niitmine ja niite koristamine. Olemas on

tüüpilised rannaniidutaimed, kamardumisprotsess on käimas kuid niidetava ala ja vaba vee

vaheline osa on niitmata ja seega elupaiga kvaliteet linnustiku jaoks ebasobiv.

Peamised tuvastatud probleemid taastatud aladel:

1. Metsatöö taustaga firmad on harjunud jätma lankidele ilusamaid puid alles. Alvarite,

kadastike taastamisel tuleb välistada eriti mändide alale jätmine (foto 6 lisas 2).

2. Raidmete koristamises on väga sageli puudujääke (foto 7 lisas 2)

3. Kui raidmete koristamisel on need ladustatud alale, siis ladustamiskohale kujuneb

erinev kooslus, mida on võimalik tuvastada aastaid peale taastamise lõppemist.

4. Loomadega taastamise puhul loodetakse loomadest liiga palju, eelkõige seda, et nood

sööksid ka puitu ja puitunud kõrsi (foto 8 lisas 2).

5. Pilliroog ei taandu ühelgi taastataval alal vaid karjatamisega, eriti kui ei rakendata

portsjonkarjatamist ja loomadel on võimalik viibida kõrvalolevatel sobivamatel

(kuivematel) aladel.

6. Täheldatav on, et vaadeldud taastatavad alad asuvad hästi hooldatud rannaniiduosade

kõrval, kuhu loomad lastakse enne, et need alad oleksid korras ning taastamisjärgus

aladele jõuavad loomad kõige hiljem, kui seal pilliroog on puitumas ja teda süüa raske.

7. Kui vana roog on koristamata, siis loomad meelsasti roostikesse ei lähe.

8. Taastatud rannaniidu aladel taastumise protsessid taimkattes ja kamardumises ei ole

edukad, kui ei rakendata korraga niitmist ja karjatamist. Seda eelkõige aladel, mis

taastamise alguseks on muutunud monokultuurseks roostikuks ja kus alustaimestu

puudub.

5.1 Taastamistööde aktiga vastuvõtmine

Vajalik on ühtlustada alade vastuvõtmise nõudeid erinevatest fondidest rahastamise puhul.

Kaitstaval alal peab taastamise üle vaatama ja akteerima Keskkonnaameti töötaja või mõni

teine kogemustega looduskaitsetöötaja. Projekti raamatupidamislik läbiviimine peab olema

teisejärguline.

Taastamise kvaliteeti tuleb hinnata järgmiste parameetrite alusel:

Kas on loodud eesmärgiks seatud koosluse kujunemise alustingimused?

Kas puude, põõsaste katvus vastab eesmärkkoosluse nõuetele (vt. ankeet Lisas 1)

Kui palju on maha jäetud puitu, oksi, risu?

Kui kõrged ja millise kujuga on kännud?

Kui kõrge on alal pilliroog ja teised kõrged rohttaimed?

Kas alal esineb püstist puitunud pilliroogu?

Kas alal on identifitseeritav veepiir?

Kõik need ja mõned järgneva taastumise jälgimiseks vajalikud näitajad kantakse akti lisana

ankeedile, mis on esitatud käesoleva aruande lisas 1.

Rannaniitude taastamise korraldamisel tuleks taastamiseks vajalikku loodushoiutoetust

maksta kindlasti rohkem, kui ühel aastal, sest ühe aastaga ei ole võimalik viia kooslust

nõutavale tasemele, eriti, kui alustatakse tihedast monokultuursest roostikust. Sellisel juhul

täidetakse ankeet hiljemalt taastamistööde viimasel aastal, enne ala PRIA skeemi üleviimist.

Ankeet võib olla kasutusel ka vaheakteerimisel, kus koos maaomanikuga fikseeritakse igal

aastal tulemus ning ankeetide võrdlemisel saab tuvastada toimunud muutused.

Taastamisel tuleb sageli rakendada võtteid ja masinaid, millega toimetamine on PRIA toetuse

alusel maal vastavalt võetud kohustustele keelatud (põletamine, raskete masinatega liikumine,

purustamine või ka erandkorras freesimine, samuti rookuhilate vedu jms). Seega oleks

mõistlik koostada koos maahooldajaga kava, vastavalt taastatava ala iseloomule ning

lahendada küsimus selle kohta, kui kaua ühe ala taastamine aega võtab ning kuidas oleks

samale alale võimalik taastamise toetust maksta ka näiteks kuni 3 aastat järjest.

Rõhutada tuleb, et juba taastamise ettevalmistamisel on väga oluline täpselt kokku leppida,

millist kooslust eesmärgiks seatakse ja milliseid võtteid kasutatakse. On äärmiselt tähtis, et

enne alustamist saaks maahooldaja Keskkonnaametist parimad juhised ja soovitused ning

hinnangud tööde kestuseks (arvestades ka ebasoodsaid aastaid, kõrget veetaset, pehmet

pinnast jpt).

5.2 Taastumisseire

Karjatatava koosluse edasine taastumine peale algtingimuste loomist sõltub peamiselt ala

hooldusest kuid veel mitmest tegurist. Näiteks kui tugevalt metsastunud alvarit taastatakse,

siis suure koguse lehtede ja okkavarise alale jäämise korral võib heal juhul kujuneda paksema

mullaga looniit, kuid võimalik on ka nitrofiilide või kõrreliste vmt vohama hakkamine ja

eesmärkkoosluse taastumine on raskendatud. Ka võib mõnedel aladel olla takistatud tüüpiliste

liikide kooslusesse jõudmine või haaravad mõned liigid ebaproportsionaalselt suure osakaalu

koosluses.

Kõik teoreetilised allikad ning ka praktika viitavad sellele, et rannaniidu taastamine, sh

pilliroo taandumine, iseloomulike liikide taastumine ja kamara teke võtavad aega

minimaalselt 3-5 aastat. Kuigi heas tasakaalus ja väga liigirikka koosluse teke võib võtta

aastasadu, siis teoreetiliselt peaks hiljemalt 15 aasta pärast karjatatav kooslus olema vähemalt

heas seisundis taastunud. Vahepealse aja jooksul tuleks siiski seirata, kas trend on soovitud

suunas, ega ei ole karjatamiskoormused liiga madalad või majandaja hädas ebasobivate liikide

invasiooniga. Kui jätta selline seire tegemata, siis võib juhtuda, et kuluka taastamistegevusega

tuleb alustada jälle otsast peale.

Eelkõige peaks taastamistoetuste maksmise rangemalt siduma kohustusega edaspidi alal

karjatada

Taastumise kvaliteeti hinnatakse järgmiste parameetrite alusel:

1. Taimede funktsionaalsete rühmade vahekord kujunevas koosluses

2. Tallamise intensiivsus ja ühtlus

3. Biomass (tuleb arvestada, et taastamisjärgselt on produktsioon kõrgem kui

niidutüübile muidu omane)

4. Tolmeldajate arvukus

5. Puu ja põõsarinde katvus

6. Mulla pH

7. Liigiline koosseis, tunnusliikide olemasolu

Taastumisseire on edaspidi mõistlik kavandada riikliku seire alaprogrammina, kus kõigi

oluliste elustikurühmade seirajad selleks sobival ajal kontrollivad ka eraldi valimina etteantud

taastatud aladest vähemalt 10% nende pindalast. Seirealad peaksid olema erinevates koosluse

paikemise geograafilistes piirkondades.

Siiski, arvestades varasemate aastate kesist praktikat taastamisrahade kasutamise osas, tuleks

esialgu rakendada oluliselt laiaulatuslikumat taastatud alade jälgimist ja see töö spetsialistidelt

eraldi tellida.

6. Kokkuvõte

Vastavalt Riigikontrolli aruande punktidele 96-105 ja Keskkonnaameti peadirektori vastusele

(Riigikontrolli …. 2015) poollooduslike koosluste hooldustööde kvaliteedi kontrolli osas, kus

väidetavalt visuaalselt kontrollitakse igal aastal ligi 30% taotlejatest ning põhjalik kontroll

teostatakse ligi 10 % taotlejatest ja samas on tulemused ebarahuldavad, on käesoleva aruande

koostajad seisukohal, et kontrolli ja ka seiret tuleb tõhustada.

Soovitame, et taastatavatel aladel tuleks taastamise vastuvõtmisel täita ankeet (Lisa 1) ja

edaspidi iga ala üle vaadata kolmandal aastal pärast taastamist ja seejärel igal 5-ndal aastal.

Kuna taastatavad alad ei saa taastatud korraga samal aastal ning taastamist alustatakse samuti

erinevatel aastatel, on võimalik seda koormust hajutada.

Nii Riigikontrolli auditi kui ka senise parima praktika tõdemus on, et tööde vastuvõtmine või

ka kontroll peavad toimuma kohapeal ja koos maahooldajaga, et saaks kajastatud ka

temapoolne nägemus asjast, siis on selline ankeedi täitmine ja kontroll ametnikele

aeganõudev ja eraldi rahastamist vajav. Samas on poollooduslike koosluste hooldamise

probleemid suured ning koostöö maahooldajatega on probleemidele üks võimalik lahendus.

Kasutatud kirjandus

Anten, N.P.R., Hirose, T. 1999. Interspecific differences in above-ground growth patterns

result in spatial and temporal partitioning of light among species in a tall-grass meadow.

Journal of Ecology 87: 583-597.

Bobbink, R. 1991. Effects of nutrient enrichment in Dutch chalk grassland. Journal of Applied

Ecology 28, 28-41.

Condit, R., Hubbell, S.P., Foster, R.B., 1996. Assessing the response of plant functional types

to climate change in tropical forests. Journal of Vegetation Science 7: 405-416.

Galka, A., Zarzycki, J., Kopeć, M. 2005. Effect of different fertilisation regimes on species

composition and habitat in a long-term grassland experiment. In: Lillak, R., Viiralt, R., Linke,

A., Geherman, V. (eds.) Integrating efficient grassland farming and biodiversity. Greif

printhouse, Tartu. 666 pp.

Gjibels, P., Adriaens,D., Honnay, O. 2012. An orchid colonization credit in restored

calcareous grasslands. Ecoscience.

Grime, J.P. 1979. Plant Strategies and Vegetation Processes. John Wiley & Sons. 217 pp.

Helm, A. 2011. Eesti loopealsed ja kadastikud. Juhend koosluste hooldamiseks ja

taastamiseks.

Helm, A., Zobel, M., Moles, A.T., Szava-Kovats, R., Pärtel, M. 2014. Characteristic and

derived diversity: implementing the species pool concept to quantify conservation condition

of habitats. Diversity Distrib. 1-11 Kana, S.; Lanno, K.; 2015. Rannaniitude seisund ja selle seos hooldustoetuste ning sidususega.

Kogumikus: Loopealsete a rannaniitude majandamine ja elustiku seisund. Tartu Ülikool,

Tartu.

Kukk, T., Kull, K. 1997. Puisniidud. Estonia Maritima 2: 249 pp.

Kukk, Toomas; Kull, Kalevi. 1997. Puisniidud. Biosphere Reserve

Kull, K., Zobel, M. 1991. High species richness in an Estonian wooded meadow. Journal of

Vegetation Science 2: 711-714.

Liira, J., Zobel, K., Mägi, R., Molenberghs, G. 2002. Vertical structure of herbaceous

canopies: the importance of plant growth-form and species-specific traits. Plant Ecology 163:

123-134.

Looduskaitse arengukava aastani 2020. Koostaja: Keskkonnaministeerium, Tallinn 2012.

Mesipuu, M. 2011. Aru- ja soostunud niitude hoolduskava. Minchinton, T.E., Simpson, J.C. & Bertness, M.D. 2006. Mechanisms of exclusion of native

coastal marsh plants by an invasive grass. – J. of Ecol.94: 342-354

Mitchley, J. 1988. Control of relative abundance of perennials in chalk grassland in southern

England. II. Vertical canopy structure. Journal of Ecology 76, 341-350.

Neuenkamp, L., Metsoja, JA., Zobel, M., Hölzel, N.. 2013. Impact of management on

biodiversity-biomass relations in Estonian flooded meadows. Plant Ecol 214: 845-856.

Noble, I.R., Gitay, H. 1996. A functional classification for predicting the dynamics of

landscapes. Journal of Vegetation Science 7: 329-336.

Otsus, M., Kukk, D., Kattai, K., Sammul, M. 2014. Clonal ability, height and growth form

explain species' response to habitat deterioration in Fennoscandian wooded meadows. – Plant

Ecology (published online May 2014)

Paal, J. (2004). "Loodusdirektiivi" elupaigatüüpide käsiraamat. Tallinn: Digimap

Partel, M.; Kalamees, R.; Zobel, M.; Rosen, E. (1998). Restoration of species-rich limestone

grassland communities from overgrown land: the importance of propagule availability.

Ecological Engineering, 10(3), 275 - 286.

Peet, RK, van der Maarel, E., Rosen, E., Willems JH., Norquist, J., Walker, J. 1990.

Mechanisms of species coexistence in species-rich grasslands. Bull.Ecol.Soc.Am. 71: 283.

Piqueray, J., Bottin G., Delescaille, LM., Bisteau, E., Colinet, G., Mahy, G. Rapid

restoration of a species-rich ecosystem assessed from soil and vegetation indicators: The case

of calcareous grasslands restored from forest stands. Ecological Indicators,11, 724-733

Poollooduslike koosluste tegevuskava aastateks 2014-2020. KKA 2013.

Rannap, R.; Kaart, T.; Pehlak, H.; Kana, S.; Nellis, R.; Soomets, E.; Lanno, K. 2015.

Rannaniitude majandamine ja hüdroloogia: mis määrab kahlajate ja kahepaiksete

elupaigakvaliteedi? Kogumikus: Loopealsete a rannaniitude majandamine ja elustiku seisund.

Tartu Ülikool, Tartu

Riigikontrolli audit nr 2-1.7/15/70072/15. Riigikontrolli aruanne Riigikogule, Tallinn, 27.

märts 2015. Riigi tegevus looduskaitse korraldamisel poollooduslike koosluste säilimise

tagamiseks. Kas riik suudab saavutada poollooduslike koosluste kaitse-eesmärgid?

Koostajad: Viss, V., Mägi, M., Kesküla, K.

Ryser, P., Langenauer, R., Gigon, A. 1995. Species richness and vegetation structure in a

limestone grassland after 15 years management with six biomass removal regimes. Folia

Geobotanica 30: 157-167.

Saar, L., Zobel, M. 2005. Rohumaade taastamine. Eesti Looduseuurijate Seltsi Aastaraamat,

83. kd. ELUS, Tartu.

Sõber, V.; Mesipuu, M.; Leps, M. 2015. Maakasutuse muutuse mõju õistaimedele ja

tolmeldajatele. Kogumikus: Loopealsete a rannaniitude majandamine ja elustiku seisund.

Tartu Ülikool, Tartu

Lotman, S. 2011. Rannaniitude hoolduskava. Juhendmaterjal Keskkonnaameti maahoolduse

spetsialistidele ja maa hooldajatele.

Zobel, M.; Suurkask, M.; Rosen, E.; Partel, M. (1996). The dynamics of species richness in an

experimentally restored calcareous grassland. Journal of Vegetation Science, 7(2), 203 - 210.

Talvi, T. 2011. Eesti puisniidud ja puiskarjamaad. Hooldamiskava.

Török, P., B Deák, E Vida, O Valkó, S Lengyel, B Tóthmérész. Restoring grassland

biodiversity: sowing low-diversity seed mixtures can lead to rapid favourable changes.

Biological Conservation 143 (3), 806-812

Willems, J.H., 1985. Growth form spectra and species diversity in permanent grassland plots

with different management. In: Schreiber, K.F. (ed), Sukzession auf Grünlandbrachen.

Schönigh, Paderborn, pp. 35-43.

Wilson, S.D., Tilman, D., 1991. Interactive effects of fertilization and disturbance on

community structure and resource availability in an old-field plant community. Oecologia 88:

61-71.

LISAD

LISA 1. Ankeet taastamistööde vastuvõtmise akti juurde. Kaldkirjas näited.

Taastamiseelne

olukord

Ala kirjeldus, puistu tihedus, kõrgus, lagedamate alade olemasolu ja suurus,

mosaiiksus, elupaigatüübi kood (kui võimalik)

Kujundatav kooslus

/Märkustena lisada

erisused, mosaiiksus

jm., ka võimalikud

kokkulepped

taastajaga/

Puiskarjamaa Alvar Kadastik Rannaniit

Puude katvus Max kuni 50% 0-1% 0-1 0

Põõsaste katvus Max kuni 50% 0-30% 30-50% 0-10% (mitte üle

1m kõrged?)

Summaarne katvus Kokku kuni 50%

liituvusega

30% 50% Max 10% ja kuni

1m

Puidu, okste ja

varise katvus

Üle 10% pinnast kattev maha jäetud hake, oksad ja okkavaris ei ole aktsepteeritav

ühegi koosluse puhul

Kännud Kännu maksimaalne lubatud kõrgus 10 cm. Kirjeldada ka tihedust ja kuju

(purustatud, sirgelt saetud, peenike känd…)

Edasine ankeedi osa ei mõjuta tööde vastuvõtmist ja täidetakse

järgneva seire jaoks alginfo saamise huvides.

Kooslusele

mitteiseloomulike

liikide katvus

Nõges,

mätastarn,

kõrgekasvulised

kõrrelised

Põldmari, sulg-

aruluste …

Pilliroog , nõges,

angervaks,

Rohukamara katvus

Selgunud asjaolud,

muud märkused

Maaomaniku

kommentaar ja

edasised soovitused

Lisa 2. FOTOD

Foto 1. Kui taastamisele ei järgne koheselt majandamist.

Foto 2. Alvarina taastatud ja vähesel määral hooldatud endine põld talu ligiduses on liiga

produktiivne ja paksu mullakihiga isegi kuiva lubjarikka niidu jaoks.

Foto 3. Poolelijäänud taastamine Saaremaa alvaril.

Foto 4. Sellel loopealsel on väidetavalt toimunud nii taastamine kui karjatamine, kuid mingeid

jälgi kummastki leida ei ole võimalik. Ala on hästi säilinud tänu väga õhukesele mullakihile.

Foto 5 Taastatud loopealsele jäetud seemnemännid.

Foto 6. Alvari taastamisel on maha jäänud liiga palju purustatud puitu, liiast on ka alles jäetud

pooppuud.

Foto 7. Kevadine kiire lehtvõsa pealetung parandatud valgustingimuste korral.

Foto 8. Alvarina taastatud ala Saaremaal on selgelt liiga tihe ja pime.

Foto 9. Nõuetekohaselt taastatud alvar. Veel parema tulemuse annaks kadakate grupeerimine.

Foto 10. Hooldatav rannaniit. Roost vabam ala on loomade poolt mudale tallatud.

Foto 11. Aedade paigutus maastikul on oluline, kuna aia äärtesse tekivad sageli loomarajad.

Foto 12. Rannaniiduala Kastnas, kus on taamal näha kõrgendik loomadega. Esiplaanil olev

pilliroog jääb karjatara sisse, alal on toimunud karjatamine pikemat aega, näha on loomade

radu ja levivad rannaniidule iseloomulikud taimed. Kuid näha on, et pilliroog ei ole taandunud

ning on kohati 2 m kõrgune.

Foto 13. Rananiit Häädemeeste karjalauda all. Ala on olnud viimased 100 aastat kasutuses,

kuid viimastel aastatel on karjatatavate loomade hulk vähenenud ning karjatamisperiood

alanud alles juunis. Esiplaanil on näha ligi poolemeetrine rohustu, taamal veepiiril üle 2 m

kõrgune pilliroog.

Foto 14. Taastatud rannaniit Piirumis, Pärnumaal. Ala taastamist alustati 2002 aastal

monokultuursest pilliroost. Ala oli kasutusest väljas üle 30 aasta. Ka praeguseks (2014) ei ole

pilliroog taandunud. Alal on esimestel aastatel rakendatud niitmist ja karjatamist, samuti

põletamist, hiljem on ala vaid karjatatud. Tekkinud on kamar, taastunud on liigiline koosseis,

sh alal leidub emaputke, niidu kuremõõka, kahkjaspunast sõrmkäppa.

Foto 15. Taastatud rannaniit Tahus. Tõrjutud lepavõsa juurevõsudest tärkab noor hall lepp,

seda veised ei söö.

Foto 16. Rannaniit Haeskas. Taastamine algas 10 aastat tagasi. Tänaseks on tekkinud kamar,

madalmurune pind ning pilliroog küll esineb ülepinnaliselt, kuid on väga harv ja madal.