Tartu Ülikool

Loodus- ja tehnoloogiateaduskond

Ökoloogia ja Maateaduste Instituut

Botaanika õppetool

Mari Müür

KUIVENDAMISE MÕJU MÄRGALADE TAIMEKOOSLUSTELE NING NENDE

TAASTAMINE

Bakalaureusetöö

Juhendaja: dr. Kai Vellak

Tartu 2009

2

Sisukord

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

1. Kuivenduse mõju soodele ............................................................................................... 5

1.1. Turbas toimuvad protsessid ..................................................................................... 5

1.2. Soode muutuv roll süsinikuringes ............................................................................ 6

1.3. Kuivenduse mõju taimekooslustele ......................................................................... 7

2. Soode kuivendamine Eestis ............................................................................................ 9

3. Endla soostik ................................................................................................................. 12

3.1. Endla järv ............................................................................................................... 12

3.2. Kuivendamised Endla soostikus ........................................................................... 13

3.3. Muutused taimkattes Endla järve ümbruses aastatel 1950-1957 ........................... 15

4. Soode taastamine .......................................................................................................... 18

4.1. Pinnase ettevalmistus ............................................................................................. 19

4.2. Leviste kogumine, külvamine ja kaitse .................................................................. 20

4.3. Väetamine .............................................................................................................. 23

4.4. Seire ja tulemused .................................................................................................. 24

5. Järeldused ...................................................................................................................... 26

Kokkuvõte ......................................................................................................................... 28

Summary ........................................................................................................................... 29

Kasutatud kirjandus .......................................................................................................... 30

3

Sissejuhatus

Enamik maailma turbaaladest asub põhjapoolkeral parasvöötmes, millest

praeguseks ajaks on suur osa (umbes 90%) inimtegevuse mõju all (Ilomets, 1996). Aja

jooksul on soid kuivendatud rohu- või põllumaa saamiseks, metsastamise eesmärgil või

turbatööstuse tarvis.

Ulatuslik kuivendamine on oluliselt muutnud soode rolli globaalses

süsinikuringes, muutudes algsest süsiniku talletamise kohast süsiniku allikaks (Ilomets,

1996). Peale muutunud rolli süsinikuringes, muutunud hüdroloogiliste ja turba

füüsikaliste ning keemiliste omaduste, avaldab intensiivne kuivendamine mõju soode

taimkattele, mis aja jooksul asendub uutele tingimustele sobivamate taimekooslustega

(Masing, 1953).

Eestis on soid kuivendatud juba 17. sajandist alates (Sepp, 1995). Algselt

kuivendati sooalasid enamasti põllumajanduse tarbeks, hiljem lisandus sellele

kuivendamine metsastamise ning turbatootmise eesmärkidel. Kuivendamine hoogustus

peale Teist Maailmasõda, kui Nõukogude Liidu koosseisus olles võeti eesmärgiks

kõikide liigniiskete maade melioreerimine (Ratt, 1985). Praeguseks on ligi 70% Eesti

turbaaladest kuivendatud või kuivendusest sellises ulatuses mõjutatud, et turba

akumuleerumist enam ei toimu (Paal et al., 1998).

Soode taastamiseks vajalike tehnoloogiate väljatöötamisega on tegeletud juba

1980. aastatest, kuid alguses suurema eduta (Rochefort and Lode, 2006). Praeguseks

ajaks on Põhja-Ameerikas, eeskätt Kanadas, välja töötatud jääksoode edukaks

taastamiseks vajalikud võtted (Rochefort and Lode, 2006; Rochefort et al., 2003; Quinty

and Rochefort, 2003) ning viimase kümne aasta töö tulemusel saavutatud juba esimesi

positiivseid tulemusi (Rochefort et al., 2008).

Käesoleva bakalaureusetöö eesmärgiks on anda kirjanduse põhjal ülevaade

kuivenduse mõjust soode keskkonnatingimustele ning taimekooslustele ning võimalustest

jääksoode taastamiseks; samuti soode kuivenduse ajaloost ning tänapäevast Eestis ning

kuivendamistöödest Endla soostiku näitel.

4

Töös kasutatud taimenimede aluseks on Eesti taimede määraja (Leht, 1999) ja

Eesti sammalde määraja (Ingerpuu et al., 1998).

5

1. Kuivenduse mõju soodele

1.1. Turbas toimuvad protsessid

Soode kuivendamine põllumajanduslikel, metsamajanduslikel või turba

kaevandamise eesmärkidel mõjutab ulatuslikult nii soode hüdroloogiat kui turbapinnase

keemilisi ning füüsikalisi omadusi.

Kuivendamine alandab soodes pinnaveetaset ning seeläbi ka niiskusesisaldust.

Veetaseme alanemisel on suur mõju akrotelmi e. turbapinna ülemise 1-50 cm paksuse

poorse kihi, õhustumisele, kus enne veega küllastunud turba poorid täituvad nüüd õhuga.

Pinnase aeratsioon soodustab mikroorganismide elutegevuse kasvu ning seeläbi suureneb

orgaanilise aine lagunemiskiirus. Hapniku küllus pinnases soodustab ka toitainete

mineralisatsiooni (Holden et al., 2004). Kui veesisaldus turbas väheneb, siis õhustatud

akrotelmis toimuva oksüdeerumisprotsesside ning orgaanilise aine kiirema lagunemise

tulemusena vajub lõpuks turbalasundi ülemine kiht enda raskuse all kokku (Price et al.,

2003). Sellise kokkuvajumise peamisteks põhjusteks on 1) turbakihi oksüdatsioon üleval

pool veetaset ning 2) selle tihenemine all pool veetaset. Katotelm, turba alumine hästi

lagunenud kiht, on väiksemate pooridega ning kokkuvajumisest vähem mõjutatud, seal

toimub tihenemine. Esimesena vajuvad akrotelmis kokku suuremad poorid (Whittington

and Price, 2006). Vahetult peale kuivendamist võib turbapind vajuda surve tõttu kuni 3,7

cm aastas meetri kohta ning edaspidi järgneva oksüdeerumise tulemusel kuni 0,3 cm

aastas meetri kohta (Price et al., 2003), kuid vajumine võib ulatuda isegi 5-6 cm või

koguni 10 cm-ni aastas/m peale kuivendamist (Price and Schlotzhauer, 1999).

Kuivendamine mõjutab ka turbapinnase pH-d, muutes seda madalamaks

(Westman and Laiho, 2002). Kuna veetaseme alanemise tulemusena akrotelmi poorid

täituvad õhuga, siis orgaaniline süsinik turbas oksüdeerub ning protsessi tulemusena

tekkinud vesinikioonid vabanevad turba lahusesse ja muudavad keskkonna veelgi

happelisemaks (Westman and Laiho, 2002).

Lämmastiku konsentratsioon pinnases on kuivendamise järel kõrge. On leitud, et

lämmastiku sisaldus suureneb kuivendatud turbapinna akrotelmis seetõttu, et lämmastiku

sidumine mikroorganismide poolt kasvab (Holden et al., 2004).

6

1.2. Soode muutuv roll süsinikuringes

Põhjapoolkera parasvöötme turbaalad mängivad olulist rolli maailma

süsinikuringes läbi CO2 vahetuse atmosfääriga, CH4 emissiooni ja lahustunud orgaanilise

süsiniku (DOC) tootmise ja ekspordi ning samuti süsiniku talletamise (Moore et al.,

1998). Sood seovad atmosfäärist süsinikku fotosünteesi teel ning säilitavad seda, sest

nende juurdekasv on suurem kui orgaanilise aine lagunemine liigniisketes tingimustes

(Moore et al., 1998).

Ilometsa (1996) järgi on põhjapoolkera parasvöötmes esinevate turbaalade pindala

4,5 x 106

km2, millest praeguseks ajaks on suur osa (umbes 90%) inimtegevuse mõju all.

Soid on kuivendatud rohu- või põllumaa saamiseks, metsastamise eesmärgil või

turbatööstuse tarvis. Seeläbi on soode osa süsinikuringes muutunud algsest süsiniku

talletamise kohast süsiniku allikaks.

Turba süsinikusisaldus varieerub 45-65% ulatuses kuivainest, sõltudes turba

lagunemisastmest ning selle taimejäänuste liigilisest koosseisust. Tavaliselt on suurem

süsiniku sisaldus madalsooturbas, sest sealne turvas on paremini lagunenud kui

rabaturbas (Ilomets, 1996).

Teine kasvuhoonegaas, metaan (CH4), tekib soodes allpool veetaset anaeroobsetes

tingimusetes ja oksüdeerub aeroobses veega mitteküllastunud keskkonnas (Moore et al.,

1998). Ilometsa (1996) andmetel on metaani looduslik emissioon Eesti rabadest 5 g CH4-

C ruutmeetri kohta aastas ja madalsoodest 25 g CH4-C ruutmeetri kohta aastas.

Kuivendatud rabades aga 2 g CH4-C ruutmeetri kohta aastas ning 0,1 g CH4-C ruutmeetri

kohta aastas.

Kuivendamine võib suurendada soodest süsinikdioksiidi (CO2) emiteerumist kuni

400% (Waddington and Price, 2000), kuid aja jooksul CO2 ning teiste kasvuhoonegaaside

emissioon väheneb tänu turba oksüdeerumisele (Turetsky and St. Louis, 2006).

Looduslikes soodes akumuleerub 385 x 103

tonni süsinikku aastas. Võrreldes

kuivendamise tagajärjel turbaalade pinnast aastas vabaneva umbes 3,2 x 106 tonni CO2-C

kogusega, on akumuleeruva süsiniku kogus tühine (Ilomets, 1996).

7

1.3. Kuivenduse mõju taimekooslustele

Kuivendamise tagajärjel turbas toimuvate keemiliste ning füüsikaliste omaduste

muutumine mõjutab tugevalt soode taimkatet ning viib selle muutumiseni asendudes aja

jooksul uute tingimustega sobivamate taimekooslustega (Masing, 1953).

Rabade kuivenduse käigus tõrjuvad metsasamblad, näiteks harilik palusammal

(Pleurozium schreberi) või harilik laanik (Hylocomium splendens), aja jooksul

samblarindest täielikult välja turbasamblad. Samas võib kogu protsessi vältel maapind

sammalkattega kaetud olla (Masing, 1953).

Looduslikes puisrabades esineb üksikuid mände, kuid kuivendamise tagajärjel

mändide kasv hoogustub ning puisrabadest võivad kujuneda rabamännikud. Jätkuval

kuivendusel laguneb turvas paraneva hapniku juurdepääsu tõttu järjest kiiremini ning

selle tulemusena puistu tiheneb, kuigi endiselt jääb domineerivaks liigiks mänd ning

alustaimestus toimub väheneva valgustingimuste ja toitainete parema kättesaadavuse

tõttu üleminek ühelt taimekoosluselt teisele (Masing, 1953).

Masing (1953) toob välja, et kuivendamise mõju hindamisel on hea kasutada

suure katteväärtusega taimliike või üksikute rinnete dominante. Suure katvusega on

rabades samblarinne ning dominantseteks liikideks puhmarindes sookail (Ledum

palustre) ja harilik pohl (Vaccinium vitis-idaea). Teiste liikide katteväärtus on enamasti

väiksem, mistõttu on muutusi raskem kindlaks määrata. Kuivenduse mõju

indikaatorliikideks rabas on need taimeliigid, mis reageerivad muutunud oludele kõige

drastilisemalt. Näiteks kuivenduse tagajärjel langeb turbasammalde (Sphagnum),

hanevitsa (Chamaedaphne calyculata), tupp-villpea (Eriophorum vaginatum) ja hariliku

jõhvika (Oxycoccus palustris) esinemissagedus, kuid hariliku palusambla, hariliku

laaniku, kaksikhamba (Dicranum) liikide ning hariliku pohla esinemissagedus tõuseb.

Taimekoosluste muutusi kuivenamise tagajärjel on jälgitud Lääne-Eesti

madalsoodes, neile iseloomulikes niitjas tarna (Carex lasiocarpa) ja pruun sepsika

(Schoenus ferrugineus) kooslustes. Selliste sooalade kuivendamisel hakkab rohurindest

kõigepealt kaduma antud koosluste tunnusliigid, niitjas tarn ja pruun sepsikas, mis

asenduvad hariliku sinihelmikaga (Molinia coerulea), kusjuures viimane muutub

kuivenduse tagajärjel rohurindes valitsevaks, moodustades suuri mättaid. Suureneb ka

puude ja põõsaste kasv, valitsevateks saavad kased ja ilmub üksikuid mände. Kuivenduse

8

positiivset mõju täheldati ka hariliku porsa (Myrica gale) katvusele. Samblarindes

hakkavad domineerima harilik skorpionsammal (Scorpidium scorpioides) ning erinevad

perekonna sirbiku (Drepanocladus) liigid (Trass, 1955).

Pikaajaline ning ulatuslik uurimus viidi läbi Lätis Veseta lammialal asuvas

siirdesoos, kus kolmekümne aasta jooksul jälgiti kuivenduse mõju muutustele rohu- ning

samblarindes. Leiti, et seitsme aasta jooksul pärast kuivendmist langes alguses järsult seal

esinenud samblaliikide arv, kuid muutus hiljem püsivaks. 30-aastase uurimise järel ilmus

26 uut samblaliiki, millest hiljem 17 kadus. Põõsaste ning soontaimede arvukus suurenes

järk-järgult esimese kümne aasta jooksul ning jõudis maksimumini 14-16 aasta pärast

peale kuivendamist (ca 75 liiki) ja hiljem langes püsivale tasemele (umbes 62 liiki).

Uurimisperioodi jooksul registreeriti 57 uut taimeliiki, millest 31 jäid püsima. Algsesest

51-st registreeritud soontaimeliigist säilis peale uurimiseperioodi lõppu ainult 20.

Kuivendatud siirdesoos oli kõige arvukam liik harilik vaarikas (Rubus idaeus), mille

maksimaalne katvus ulatus 30%-ni (Āboliņa et al., 2001). Sammaltaimede katvus langes

esimese kolme aastaga pärast kuivendust 85%-lt 18%-le, kuid hiljem tõusis 33%-ni.

Algselt oli soontaimede katvus 55% ning esimese kahe aastaga tõusis 70%-ni, kuid

seejärel langes järsult ja edaspidi kõikus 27-59% piires.

9

2. Soode kuivendamine Eestis

Esimesed teadaolevad soode kraavitused tehti Eestis juba 17. sajandil, kui Rootsi

kuninganna Kristiina andis korralduse Tallinna lähedal asuvate heinamaade

kuivendamiseks. Kuue ruutversta (ca 6,4 km2) suurune soo kuivendati kraavidega ja

heinamaa jagati välja linna loomapidajatele (Sepp, 1995).

Aleksander Ratti (1985) andmetel algasid Eestis 18. sajandi teisel poolel riiklikul

algatusel soostunud alade kuivendamised kroonumõisates. Esimesed sooalade

kuivendamise katsed tehti 1769. aastal Saaremaal. Kraave kaevasid talupojad

üldkohustuslikus korras ning seetõttu suudeti seal suhteliselt väheste kulutustega rajada

sooaladele üsna ulatuslik magistraalkraavide võrk. Kuivendatud sooaladele rajati uusi

heinamaid, millest Saaremaal sel ajal puudust tunti. Alasid kuivendati madalate (60 cm)

kraavidega, mistõttu nende toime oli nõrk (Ratt, 1985).

19. sajandi keskel hakati Eestis soid kuivendama nii põllumajanduse tarbeks,

metsakasvutingimuste parandamiseks kui turba kaevandamiseks.

20. sajandi alguses tõusis peale aastakümneid kestnud vaheaega uuesti

päevakorrale soode ülesharimine, millest tulenevalt tekkis vajadus sellekohase

keskasutuse järele. 1908. aasta jaanuaris otsustas Liivimaa Üldkasulik ja Ökonoomiline

Sotsieteet asutada Tartus Balti Sooparanduse Seltsi. Seltsi ülesandeks oli korraldada

teaduslikele alustele tuginevat soomaade harimist ning kasutamist (Sepp, 1995).

Balti Sooparanduse Selts muretses endale 1910. aastal Endla soostikus asuva

Tooma talu, kuhu rajas sookatsejaama. Katsejaam pidi selgitama Balti kubermangude

soode iseloomu ja omadusi taimekasvatuse ning turbatootmise seisukohalt, sobivamaid

kuivendusviise, soomaade harimisviise ja vahendeid, sobivaid sookultuure ja

heintaimeliike. Juba 1910. aasta suvel tegi Liivimaa Maakultuuribüroo Toomal

maamõõdutöid ja turbalasundi sondeerimist. Alustati ka kuivendustöödega, aastatel 1910-

1911 ehitati Toomal enam kui 5 km drenaaži (Sepp, 1995).

Aastatel 1918-1940 melioreeriti rohkem kui 350 000 ha maid valdavalt

põllumajanduslikel eesmärkidel (Ratt, 1985). Kuivendamine metsastamise eesmärgil

moodustas vähem kui 5%.

10

Suuremahuline soode kuivendus algas Eestis pärast II Maailmasõda, kui olles

toonase NSV Liidu koosseisus, võeti eesmärgiks kõikide liigniiskete alade kuivendamine,

sealhulgas nii põllumajanduslikel, kui ka metsastamise eesmärgil. Põllumajandusliku maa

hulka arvati kindlalt madalsood, mis sel perioodil said ka kõige rohkem kahjustatud.

1940.-1955. aastatel oli laiaulatuslik soode kuivendamise periood (Masing et al.,

2000), seda suureti tänu võimsa tehnika kättesaadavusele (Paal et al., 1998).

Aastatel 1960-1970 kuivendati kraavidega mitmeid õhukese (ca 1m) turbakihiga

madalsoid. Mitmel korral kaevati selleks lihtsalt kraav läbi soo. Kuna selline

kuivendusviis ei käinud ametliku kuivendussüsteemi alla, siis ei kajastunud seeläbi

mõjutatud alade suurus ametlikus statistikas (Paal et al., 1998). 1950. aastatel ümbritseti

enamus kuivendamata soid kraavidega, mis kahjustas enamasti rabade äärealadel

paiknevate minerotroofsete osade (madalsood ja siirdesood) veerežiimi (Paal et al.,

1998). Et saada adekvaatset ülevaadet sellel perioodil kuivendatud soode ulatusest, tuleks

ametlikult teadaolev arv kahekordistada.

Valk (1988) andmetel aga oli 80ndate lõpuks kokku kuivendatud 897 400 ha maid

põllumajanduslikel eesmärkidel. 20% sellest oli kuivendatud madalsoid, mille turbakiht

oli paksem kui 40 cm. 20-25% kogu madalsoode pindalast, kus turba paksus oli alla 40

cm, nimetati turvasmuldadeks ja seetõttu ei kajastunud statistikas. Seepärast lisatakse

kuivendatud madalsoode hulka lisaks 25 000-30 000 ha. 1987. aastaks oli metsanduse

tarvis kuivendatud 180 000 ha turvasmuldi ja 238 000 ha soostunud mineraalmuldi (Valk,

1988).

Kuivendatud soode ulatus turba tootmise eesmärgil võib ulatuda 60 000 hektarini

(Paal et al., 1998). Sellest 30 000 ha soid on hävitatud otseselt turba kaevandamise läbi

ning 30 000 ha on mõjutatud kaudselt turba tootmiseks vajaliku kuivendusega. Siseriiklik

freesturba tarbimine on aja jooksul vähenenud, kuid kaevandamine ekspordi eesmärgil

suurenenud lühikese ajaga perioodil 1993-1996 peaaegu neli korda. Selline tõusutrend

jätkub arvatavasti ka edaspidi, sest kvaliteetse turbasambla-turba varud on Lääne-

Euroopas piiratud (Paal et al., 1998). 1992. aasta seisuga eksporditi turvast igal aastal

33 000 tonni ning turvast tootvad firmad plaanisid tõsta seda arvu 1995. aastaks 200 000

tonnini ja 400 000 tonnini 2010. aastaks (Zobel, 1992). Turbatoodete eksport on perioodil

1998-2003 arvatult kasvanud ning 2002. aastal eksporditi selle ajavahemiku suurim

11

kogus turvast 1 021 927 tonni (tabel1). Suur osa ekspordist läheb Saksamaale, Rootsi,

Hollandisse ning Belgiasse (Soosaar, 2005).

Tabel 1 Eestist eksporditavate turbatoodete kogused tonnides ajavahemikul 1998-2003

(tabeli aluseks Soosaar, 2005)

Aasta Eksport (tonni)

1998 593 658

1999 424 208

2000 788 773

2001 868 297

2002 1 021 927

2003 992 297

Eestis on teada üle 1600 soo (Paal, 2005), kuid umbes 70% Eesti turbaaladest on

kuivendatud või kuivendusest sellises ulatuses mõjutatud, et turba akumuleerumist enam

ei toimu. Puutumata looduslikke soid ei ole Eestis järele jäänud rohkem kui paarsada

kogupindalaga umbes 300 000 ha (Paal et al., 1998; Paal, 2005).

12

3. Endla soostik

Endla soostikuks nimetatakse Jõgeva maakonna loodeosas asuvat, Endla järve

ümbritsevat soode rühma, mis koosneb mitmetest rabadest ning neid omavahel

ühendavatest ulatuslikest siirde- ja madalsooaladest. Soostikku kuuluvad Rummallika,

Oostriku, Udeva, Vae, Punasoo, Väinjärve, Piibe, Endla (kitsamas mõttes), Kaasikjärve,

Kanamatsi, Linnusaare ja Männikjärve soo. Soostiku väliskontuur on tugevasti liigestatud

(piirjoone pikkus on 250 km) ning seal leidub üle 100 soosaare, mis hõlmavad 10% selle

pindalast. Soostik toitub põhja- ja loodeosas Pandivere kõrgustiku põhjaveest (Norra ja

Oostriku allikad), kesk- ja lõunaosas sademetest. Eestvooluks on Pedja, Must- ja

Põltsamaa jõgi (Orru, 1995).

Valgu (1988) andmetel oli 20. sajandi lõpuks Endla soostiku pindala 25 100

hektarit, millest selleks ajaks juba suures osas kultuuristatud madalsoo moodustus 14 510

hektarit, siirdesoo 3310 hektarit ning raba 7280 hektarit.

Mõte luua looduskaitseala Pandivere kõrgustiku jalamile oli juba 1970. aastal, kui

Viktor Masing tegi ettepaneku võtta Endla soostiku keskosa kaitse alla kui põhjalikult

uuritud rahvusvaheliselt oluline märgala (Kimmel, 1998).

Endla looduskaitseala moodustati aga 1985. aastal endise Endla-Oostriku

sookaitseala piires, et säilitada Eesti kesk- ja idaosale iseloomulikke soid ja soosaari,

neile iseloomulikke haruldasi taime- ja loomaliike ning looduskaitseala lääneosasse

jäävat Norra-Oostriku karstiallikaid. Kaitseala loomise oluliseks eelduseks oli, et sealsed

rabad on ühed Eesti paremini läbiuuritud (Paal, 1991).

Endla looduskaitseala pindala on 10108 hektarit (Eesti Looduse Infosüsteem-

Keskkonnaregister).

3.1. Endla järv

Endla järv, mille pindala on 180 ha, on Endla soostiku suurim järv (Orru, 1995).

See on rohkete saartega madalapõhjaline veekogu, mis on ulatuslikult soodest piiratud.

Järve voolab kaks soojõge: kirdeosasse Mustjõgi ja loodeosasse Nava jõgi. Vett tuleb

juurde ka kahe kraavi kaudu: järve lõunaosasse suubub Endla kraav ja kaguosasse Kärde

13

kraav, mis oma alamjooksul on veel looduslik oja. Väljavooluks on ainult üks kanal

(Räägu kanal ehk Uusjõgi) järve lääneosas, mis ühendab teda umbes 1 km lääne pool

asuva Sinijärvega ja selle kaudu Paala jõega.

Järve kaldad on soised, välja arvatud idakaldast poolsaarena järve ulatuv sopp.

See poolsaar on kattunud liiva ja kivirähaga, millel kasvab pilliroog ja võsa, ning on

soostunud heinamaa kaudu ühenduses sellest idas asuva umbes hektari suuruse

mineraalmaa-saarega, mida kattis looduslik puisniit (Viljasoo, 1958).

3.2. Kuivendamised Endla soostikus

Endla soostiku hüdrograafia on väga tugevalt mõjutatud inimtegevusest.

Räägu kanal ehk Uusjõgi on suurim inimese poolt rajatud veekogu soos. See on

rajatud esialgselt kraavina 1871.-1872. aastal, algusega Endla järvest, läbides Sinijärve

ning suubudes Põltsamaa jõkke. Kraav alandas tookord Endla järve pinda mõnekümne

sentimeetri võrra (Veber, 1957). See põhjustas järve kinnikasvamist, mis toimus nii

servast pealetungiva taimkatte kui ka põhjast setetega täitumise tõttu (Viljasoo, 1958). 19.

sajandi lõpul kaevati Endla soostiku idaosas esimesed kuivenduskraavid, peakraav

Kärdest Endla järveni aga 1904. aastal (Veber, 1957).

1950. aastal süvendati nimetatud kraavi ekskavaatori abil ca 1 m võrra ning

muudeti kanaliks, mille laius oli 10 m ja pikkus 5,5 km. Kallaste kõrgus on ca 4 m üle

suvise veepinna ja vee keskmine sügavus 0,70 m.1952. aastal oli keskmine vooluhulk

1,56 m³/ sek (Veber, 1957).

Räägu kanali süvendamisega alanes Endla järve veepind umbes 1 m võrra (joonis

1), kuid Sinijärv, mille pindala oli varem 41,5 hektarit, jäi täiesti kuivaks. Endla järve

veetaseme viimase alandamise tagajärjel kadus vesi saarte ümbert ning need liitusid järve

kallastega. Järve pindala vähenes märgatavalt ja oli 1957. aastaks vaid kolmandik

süvendamiseelsest.

14

Joonis 1 Endla soostiku järvede piirjoonte muutumine pärast jääaega (Veber, 1957)

Seletused:

1. Järved holotseeni I poolel (sapropeeli järgi);

2. järved 19. sajandil;

3. Endla järv ja Sinijärv 1950. aastal;

4. Järved 1955. aastal.

15

3.3. Muutused taimkattes Endla järve ümbruses aastatel 1950-1957

1950. aastal rajati Endla järve ümbrusesse 15 vaatluspunkti (joonis 2), et jälgida

vee alt vabanenud asustamata pinna kattumist taimedega ning samuti muutusi järve

ümbruse taimkattes (Viljasoo, 1958). Vaatluspunktides teostati botaanilisi analüüse igal

aastal 7 aastata jooksul. Analüüse teostati vana kalda joonest, mis oli vahetult enne

veepinna alandamist, alates alani, kus kadus kalda serva taimestikus vöötmelisus. 4., 9. ja

10. vaatluspunktis tähistati püsiruudud endisel järve põhjal ning 3. ja 4. punktis

turbasammalde leviku piirjoon järve suunas. Samuti teostati vaatlusi Endla järve

suubuvate soojõgede alamjooksu kallastel.

Joonis 2 Vaatluspunktide asukohad ning Endla järve piir enne kuivendustöid (Viljasoo,

1958)

1950. aastal esines järve vanal kaldal vahetult vee ääres, kus toimus pidevalt

kevadine üleujutus, 0,5-3 m laiune suurtarnade vööde, kus kasvasid peamiselt tarnad -

luhttarn (Carex elata), sale tarn (Carex acuta), kraavtarn (Carex pseudocuperus), vähem

16

esines pudeltarna (Carex rostrata). 1957. aastaks oli suurtarnade vööde välja surnud.

Nelja-viie aasta jooksul pärast veepinna alandamist võis seal veel elusaid taimi näha, kuid

1957. aastaks asetses selle asemel surnud mätastik, mis oli asendunud juba uute liikidega-

sookastik (Calamagrostis canescens), soo-kastehein (Agrostis canina), sookannike (Viola

palustris), soopihl (Potentilla palustris), angervaks (Filipendula ulmaria), harilik

soosõnajalg (Thelypteris palustris). Peale väljasurnud suurtarnavöötme oli sinihelmika

(Molinia caerulea) levila raba servadel järve suunas 0,5-1 m võrra laienenud ja pinnas oli

muutunud märjemaks. Põõsavööde, kus domineerisid erinevad pajuliigid oli aga paiguti

laienenud. Järve lääne- ja edelakaldal täheldati 1957. aastal muutusi taimkattes vähem.

Kõige suuremad muutused olid toimunud järve kagukaldal (vaatluspunktis 12) Kärde

kraavi suudmealal. 1950. aastal pajude (Salix) vöötmele järgnenud hirsstarna (Carex

panicea) rohke rohusoo oli võsastunud, peamiselt seetõttu, et niitmine oli lakanud.

Endine heinamaa oli kattunud kaldast 30-50 meetri laiuselt hundipaju (Salix

rosmarinifolia) võsaga, mille katvus küündis kohati 40%.

Idakalda lõunapoolsemas osas (vaatluspunktis 10) oli kevadiste üleujutuste tõttu

vaatlusperioodi jooksul toimunud raba serva murdumine. 1957. aastaks oli endise kalda

serval suhteliselt ühtlaselt kasvanud roostik järve pool hõrenenud ja kiratsev, aga ning

madalas kaldavees kõrgem ning tihedam.

Juta kivi lähedal rohusoos (vaatluspunktis 9), mida veel 1957. aastal heinamaana

kasutati, oli rohurindes vähenenud soo-kasteheina katteväärtus, samas luht-kastevarre

(Deschampsia cespitosa) katteväärtus märgatavalt suurenenud. Endisel järvepõhjal ka

varem laiunud roostik muutus maismaa pool kiduramaks, kuid vee piiril oli endiselt väga

lopsakas. Nõrgenenud roostiku all kattus mullapind hõreda, kuid liigirohke taimestikuga.

Peamiselt leidus seal ojatarna (Carex viridula), hirsstarna ja luhttarna (Carex elata), soo-

kasteheina, parkheina (Lycopus), kannikese (Viola) liike, tumepruuni luga (Juncus

alpino-articulatus), pajusid, paakspuid (Frangula alnus) ning umbes poole meetri

kõrguseid noori mände.

Muutusi registreeriti ka järve põhja- ja kirdekaldal esinevate rohusoode

taimkattes.

1957. aastal kasvas niitmata jäänud aladel rohkesti noori 40-50 cm kõrgusi ning

5-6 aasta vanuseid mände, mitmeid pajuliike ning sookaskei (Betula pubescens).

17

Mustjõe ja Nava jõe äärsetel rohusoodel (vaatluspunktides 1, 5 ja 6) oli 1957.

aastaks rohurinde katteväärtus vähenenud samblarinde laienemise tõttu. Rohurindes olid

1950. aastal domineerivateks liikideks hirsstarn ja soo-kastehein – kumbki

katteväärtusega 10-25%. 1957. aastaks oli nende katteväärtus kahanenud umbes 8-10%-

ni. Samas sinihelmikal, mida 1950. aastal esines rohurindes üksikute mätastena, oli

katteväärtus 1957. aastaks tõusnud 30%-ni. Mitmed hügrofiilseid taimeliigid olid

kuivenduse tagajärjel kadunud. Rohusoode samblarindes domineerisid 1950. aastal

turbasamblad, valdavalt keerd-turbasammal (Sphagnum contortum) ja Warnstorfi

turbasammal (Sphagnum warnstorfii), kuid 1957. aastaks oli nende leviku piir nihkunud

märgatavalt jõe poole. 1957. aastal leidus warnstorfi turbasambla padjandeid 10-30 m

laiuselt rohusoode metsapoolsematel aladel, eriti Mustjõe lõunakaldal. Koos

turbasammalde leviku laienemisega oli laienenud ka hariliku jõhvika (Oxycoccus

palustris) leviku piir.

Järve põhjaosas õõtsikul rohusoo samblarindes olid muutused sarnased eespool

kirjeldatuga. Turbasammaldest olid seal kõige järvepoolsema levikuga allikasoo-

turbasammal (Sphagnum teres) ja harilik turbasammal (Sphagnum flexuosum). Nende

esinemisala oli 1-3 m võrra kohati järve suunas nihkunud. Rohusoo rabapoolses osas oli

alanud intensiivne võsastumine.

Viljasoo (1958) leiab, et kõik muutused, mis järve endise kalda taimkattes aastatel

1950-1957 toimusid, ei toimunud tõenäoliselt ainult muudetud veerežiimi tõttu. Varem

heinamaadena kasutatud alasid ei niidetud enam endises ulatuses ning põõsad, ja noored

puud, mille kasvu niitmise abil alla oli surutud, said takistamatult aasta-aastalt edasi

kasvada.

18

4. Soode taastamine

Freesväljade taassoostamiseks sobivate tehnoloogiate väljatöötamisega on

tegeletud nii Euroopas ja kui ka Põhja- Ameerikas.

Esimesed katsed soode taastamiseks tehti juba 1980. aastate lõpus ja 1990.

alguses, kuid ebaõnnestunult. Esimesed katsed turbasammalde asustamiseks kuivendatud

turbaaladele olid väga lihtsad - terved taimed laotati otse turbale märgadesse lohkudesse

või paigaldati tervete 10 cm x 10 cm x 10 cm või 1 m x 1m x 50 cm suuruste kamaratena

pinnale. Tulemuseks oli päris kuivanud või siis laiguti säilinud taimestik, mis 10-aastase

jälgimise järel ei olnud oma levilat laiendanud (Rochefort and Lode, 2006).

Rabade edukas taastamine sai võimalikuks tänu mõistmisele, et turbasammalde

edukaks kasvuks on oluline tagada õhu ning turba piiril piisavalt niiske mikrokliima ja

kaitsta vegetatiivselt hästi paljunevaid samblaosi kuivamise eest (Rochefort and Lode,

2006).

Kümme aastat taastamiskogemust Põhja-Ameerikas, eeskätt Kanadas, on

näidanud, et edukaks turbaväljadele sookoosluste taastamiseks on vajalikud järgmised

etapid (Rochefort et al., 2003):

1) pinnase ettevalmistus

2) leviste (igasugused levimisvõimelised turbasamblaosad) kogumine

3) leviste külvamine freesväljale ning nende kaitse

4) väetamine (joonis 3)

Jääksoode taastamise peaeesmärgiks on soode isereguleerimisvõime taastamine,

misläbi taastuks nende funktsionaalne turba akumuleerumine. Raba viiakse tagasi tema

varajasemale arengustaadiumile, sest otsene taastamine ei ole võimalik (Quinty and

Rochefort, 2003).

19

Joonis 3 Turbasammalde kasvu mõjutavad tegurid jääksoodes. Ristkülikutes on näidatud

erinevad keskkonnategurid, mis otseselt mõjutavad turbasammalde kasvu ning ellipsites

on konkreetsed võtted, mis on kindlasti vajalikud, et taastada jääksoodes turba

akumulatsioon. Katkendliku joonega on tähistatud seosed, mis vajavad veel täiendavat

uurimist ning pideva joonega seosed, mis on juba kinnitust leidnud mitmetes töödes

(joonise aluseks Rochefort, 2000).

4.1. Pinnase ettevalmistus

Rabade taastamise esimeseks sammuks on turba kaevandamisest paljaks jäänud

pinnase ettevalmistus järgnevateks etappideks. Ettevalmistus koosneb suuresti kahest

osast: turba pinna ümberkujundamine ja kuivenduskraavide sulgemine. Pinnase

ettevalmistustööde ulatus ja maht sõltuvad taastatava ala omadustest ning seisukorrast

peale turba kaevandamise lõppemist (Rochefort and Lode, 2006).

Ilomets (2005) on märkinud soode taastamise üheks põhiliseks tingimuseks

veetaseme tõstmise pinnalähedasele tasemele ning selle sessoonse stabiilsuse tagamise.

20

Samasugused eesmärgid on välja toodud ka mitmetes teistes samalaadsetes töödes

(Rochefort and Lode, 2006; Rochefort et al., 2003; Quinty and Rochefort, 2003).

Endiste freesturbaväljade pinnase ettevalmistamistöödel on kaks põhilist

eesmärki. Esiteks on vajalik eemaldada pinnase ülemine kiht, mille omadused on

kaevandamistegevuse lõppemise ja taastamistööde alustamise vahel muutunud. Värske

turbapinnas tagab paremad kasvutingimused laiali laotatavatele levistele, tagades neile

parema niiskuse kättesaadavuse. Price et al. (1998) mõõtsid oma töös nii tasase, äestatud

ning küntud pinna mikroklimaatilisi tingimusi ning leidsid, et kõige sobivamad

tingimused taimede kasvuks loob tasane pind. Tasasel pinnal, võrreldes positiivsete

vormidega, on kõigil võrdne juurdepääs niiskusele.

Teiseks oluliseks eesmärgiks on tagada vee ühtlane jaotumine üle kogu taastatava

ala, et soodustada turbasammalde kasvu. Selleks suletakse kuivenduskaraavid. Kõige

tõhusam ja kindlam viis kuivenduskraavide sulgemiseks on niisutatud turbast valmistatud

paisude kasutamine (Rochefort and Lode, 2006).

Rochefort et al. (2003) on leidnud, et lõpuks peaks veetase jääma turbavälja

pinnast mitte rohkem kui 20 cm madalamale. Kui jääksoo pinna ümberkujunemine ei

pruugi alati vajalik olla, siis kuivenduskraavide sulgemist kasutatakse alati.

Kuivenduskraavide sulgemine soovitatakse jätta taastamise viimaseks etapiks,

sest nende tõkestamine tõstab kiiresti veetaseme pinnalähedaseks ning muudab

tingimused edaspidiste etappide teostamiseks ebasoodsaks. Järgnevate tööde läbiviimisel

on tarvis raskete masinate abi.

Parim aastaaeg taastamistööde tegemiseks on sügis või kevad. Suvel ohustab

põud leviste ellujäämist ja talvel teeb lumikate masinatega töötamise keeruliseks ning

samuti töö külmunud taimse materjaliga (Rochefort et al., 2003).

4.2. Leviste kogumine, külvamine ja kaitse

Taimse materjali koosseisus on oluline turbasammalde olemasolu, mis on

võtmeliigiks rabade iseloomulike tunnuste loomisel.

Kõige lihtsam viis leviste saamiseks on koguda nad veel seni puutumata

rabaosast, sealjuures neid võimalikult vähe mõjutades.

21

Doonorala valides on seal vajalik kindlaks määrata turbasammalde katvus.

Turbasamblaid peab seal leiduma vähemalt üle 50% (Rochefort et al., 2003). Samuti on

oluline, et taimne materjal kogutakse taastatava ala lähedalt, et kuna sel juhul on ka

varasemad keskkonnatingimused olnud suhteliselt sarnasemad kui väga kaugetest

piirkindadest kogutud materjali korral. Lisaks vähendab see, populatsioonide suuri

geneetilisi erinevusi ning ka kulusid trantspordile (Rochefort and Lode, 2006). Sobiva

doonorala pealmine 5- 10 cm paksune kiht kogutakse kokku, tükeldatakse 1-3 cm

suurusteks tükkideks. Kui neid töid tehakse hoolikalt, siis saab sama doonorala kasutada

rohkem kui üks kord (Rochefort and Lode, 2006).

Chirino et al. (2006) leidsid oma uurimuses, et ombotroofsete soode taastamiseks

on kõige sobivam liik pruun turbasammal (Sphagnum fuscum). See liik on põua suhtes

vastupidav ning samas suudab edukalt toime tulla mõõduka üleujutuse tingimustes. Kui

leviste kogumise alal esinevad koos pruun ja punane turbasammal (S. rubellum), siis

peetakse ka seda sobilikuks lahenduseks. Mõlemad liigid kasvavad eelistatult mätaste

kõrgemates osades ning neil on täheldatud paremat kuivuse taluvusvõimet kui älvestes

kasvavatel liikidel. See omadus aitab neil välja kasvada tavaliselt veega küllastunud

keskkonnas kasvavate turbasammalde hulgast ning püsida nende enda loodud põuale

avatud mikroelupaigas (Hájek and Beckett, 2007).

Peale seda kui sobiv doonorala on leitud, levised kokku kogutud ning tükeldatud,

külvatakse nad taastatavale alale. Rochefort et al. (2003) järgi väiksema koguse

diaspooride külvamine annab kokkuvõttes parema tulemuse. Soovitatav suhe on 1:10 või

1:15 ehk levised külvatakse 10 või 15 korda hõredamalt kui oli nende tihedus looduslikul

alal.

Niiskuse ja temperatuuri tingimused samblaleviste laialilaotamise aastal

avaldavad olulist mõju jääksoo samblaga kattumise kiirusele. Kasvukoha tingimused

mõjutavad taimede kasvu veel järgnevatel aastatel, kuid katsetes on selgunud, et see mõju

on võrreldes esimese kasvuaastaga kordades väiksem (Chirino et al., 2006).

Selleks, et kaitsta külvatud turbasambla tükikesi esimesel kasvuaastal ning luua

neile soodsad kasvutingimused edasiseks, kaetakse nad õlgedest või heintest kihi ehk

multšiga. Katta on vaja kohe peale turbasammalde külvamist. Katsetatud on ka teiste

22

katmisviisidega nagu juured või erinevad varjutavad sirmid, aga kõige paremad

tulemused katsetes on saadud multšiga katmisel (Rochefort et al., 2003) (joonis 4).

Multši kasutamise eelisteks peetakse ka selle odavust ja suhteliselt lihtsat

kättesaadavust (Rochefort et al., 2003).

Joonis 4 Turbasammalde, sammalde ja soontaimede keskmine katvus protsentides

vastavalt kaitsva materjali tüübile. C- kontrollplats, M- multšga katmine, R- juurtega

katmine ja S- varjutamine sirmiga (joonise aluseks Rochefort et al., 2003)

Rochefort et al. (2003) on leidnud, et vajalik kogus kattematerjali parima

tulemuse saavutamiseks on 3000 kg multši hektari kohta (joonis 5). Levised arvatavasti ei

jääks ellu, kui multši kogus oleks suurem, sest valgus ei suudaks tungida läbi tiheda ja

kompaktse kõrrekihi. Kuigi ka väiksema koguse multši kasutamine toob võrreldes selle

mittekasutamisega kaasa märkimisväärselt häid tulemusi, jääb taimede kasv siiski

aeglaseks.

Et tagada turbasammalde ühtlane kasv üle taastatava ala, on ainult multši

kasutamisest vähe. Multši kasutamise toime on lühiajaline, sest kõrred kõdunevad juba 1-

2 aasta jooksul, kuid see aeg on turbasammalde kasvama hakkamiseks ja püsima

jäämiseks liiga lühike (Rochefort and Lode, 2006). On leitud, et sellisel juhul on abi

23

pioneerliikide, näiteks raba-karusambla (Polytrichum strictum), kasutamisest, kes

stabiliseerivad kiiremini turbapinna ja loovad seeläbi turbasammaldele soodsamad

kasvutingimused (Groeneveld and Rochefort, 2005; Groeneveld et al., 2007). Multši

kasutamine on endiselt vajalik, sest see kiirendab raba-karusambla kasvu kahel esimesel

kasvuperioodil. Raba-karusambla levised külvatakse koos turbasammalde levistega

(Rochefort and Lode, 2006).

Joonis 5 Keskmine turbasammalde, teiste lehtsammalde ja soontaimede katvus

protsentides vastavalt multši lisamise aastaajale ja kogusele. K- kevad, S- sügis (joonise

aluseks Rochefort et al., 2003)

4.3. Väetamine

Väetamise põhieesmärk on soodustada taimede kasvu. Väetiste kasutamine soode

taastamisel sõltub konkreetselt taastatavast kohast, selle kasvukohatingimustest ning

taastatavale kooslusele mittetüüpiliste liikide invasiooni võimalusest.

Väetisena soovitatakse kasutada fosforväetisi, sest see mõjub kõige

tulemuslikumalt taimede kasvule. Samas ei soovitata taastamisprotsessis kasutada

24

lämmastikväetisi, sest jääkturbas on juba piisavalt taimede kasvuks vajalikku lämmastiku

(Quinty and Rochefort, 2003).

On leitud, et optimaalne kogus fosforit taimede kasvu parandamiseks, peaks

jääma vahemikku 15-25 gPRm-2

, mis on ekvivalentne 0,9-1,4 gPm-2

(Sottocornola et al.,

2007).

Sottocornola et al. (2007) leiab, et fosfori kasutamine väetisena mõjub kõige

tulemuslikumalt sammaltaimede kasvule, vähem soontaimede kasvule, eelkõige

soodustab see raba-karusambla kasvu, kes on võrreldes turbasammaldega hea pioneerliik

ning uute alade esmane asustaja. Palja turbapinna kiire koloniseerijana loob ta sobivad

tingimused turbasammalde kasvuks, vähendades ja ennetades erosiooni ning külmakerke

poolt tekitatavaid kahjusid (Groeneveld and Rochefort, 2005; Groeneveld et al., 2007).

Sottocornola et al. (2007) leidis, et olulisem küsimus on see, mitu korda ühe

kasvuaasta jooksul väetada, kui see, kas väetamine on toimunud enne või peale

turbasammalde freesväljale laotamist.

Fosforväetiste kasutamine taastamisprotsessis soodustab soodele ka mitteomaste

taimede kasvu, mis on väetiste kasutamise puuduseks (Rochefort and Lode, 2006).

4.4. Seire ja tulemused

Pärast jääksoo taastamist on oluline sisse seada seiresüsteem, et hinnata kui hästi

on taastamise eel püstitatud eesmärgid saavutatud.

Järelkontroll on vajalik selleks, et:

1. hinnata taastamise edukust võrreldes referentsökosüsteemiga

2. uurida pikaajalisi muutusi taimekooslustes peale taastamist

3. mõista põhjuseid, mis neid muutusi põhjustavad

4. lõpuks välja arendada esialgne kriteerium edukaks taastamiseks (Boudreau &

Rochefort, 2008).

Pikaajalised seireprogrammid on välja töötatud Kanada idaosas, kus praeguseks

jälgitakse enamike taastatud soode arengut rohkem kui 230 püsikatsealal (Boudreau and

Rochefort, 2008). Tavaliselt tehakse vaatlusi kord aastas või üle aasta. Iga ala kohta

25

märgitakse üles mitmesugused erinevad näitajad, näiteks taastamisele eelnenud

abiootilised tegureid, kasutatud taastamisvõtted ning külvatud liigid, kuid ka

hüdroloogilised ning klimaatilised tingimused.

Siiamaani on saavutatud valdavalt häid tulemusi ja leitud, et jääksoode pind on

võimalik stabiliseerida ja taasasustada neile omaste liikidega juba 3- 5 aastaga (Rochefort

and Lode, 2006), kuid üldiselt on soode täielik taastumine pikaajaline protsess ning võtab

aega vähemalt 10-20 aastat (Ilomets, 2005).

Senine vanim taastatud raba asub Bois-des-Bel´s, Kanada idaosas, kus turba

kaevandamine lõpetati 1980. aastal. Kaevandatud ala oli seal kokku 11,5 hektarit, millest

1999. aastal taastati 8,4 hektarit, 11 turbaväljast 8, kasutades eespool kirjeldatud

meetodit. 2,1 hektarit jäeti võrdluseks taastamata, et jälgida raba looduslikku taastumist

(Rochefort et al., 2008).

Kuus aastat pärast taastamistöid oli taimedega kaetud kokku rohkem kui 90 %

taastatud alast. Võrreldes looduslikult taastuva piirkonnaga, oli taastatud ala

turbasammaldega kattuvus märkimisväärselt parem. Kuus aastat pärast tööde lõppemist

oli taastatud ala 60 % ulatuses kaetud turbasammaldega, samas kui looduslikult taastuv

maksimaalselt ainult 0,25 %. Peamiseks liigiks oli punane turbasammal, mis moodustas

taimekooslustest ligi kolmveerandi. Järgnes lillakas turbasammal (Sphagnum

magellanicum), katvusega 10%- 15%, lisaks registreeriti alalt veel kitsalehine

turbasammal (Sphagnum angustifolium), hõre turbasammal (Sphagnum fallax) ja pudev

turbasammal (Sphagnum cuspidatatum).

Soontaimedest oli kanarbikuliste (Ericaceae) katvus nii taastataval alal kui

võrdlusalal suurenenud, kuid domineerivad liigid olid aladel erinevad. Taastatud alal oli

selleks hanevits (Chamaedaphne calyculata), looduslikult taastuval ahtalehine mustikas

(Vaccinium angustifolium) ja grööni kail (Ledum groenlandicum).

Rohttaimede katvus taastataval alal oli 12 korda suurem kui võrdlusalal, samuti

esines seal vähem puid ja põõsaid.

Selline pikaajaline katse jälgimine näitab, et võtted, mida kasutati jääksoo

taastamiseks, osutusid tulemuslikeks. Turbasamblad kohanesid hästi ja hõivasid lühikese

ajaga üle poole taastatud alast. Samuti oli märgata teiste lehtsammalde ning soontaimede

kasvu paranemist (Rochefort et al., 2008).

26

5. Järeldused

Soode intensiivne kuivendamine avaldab ulatuslikku mõju soode hüdroloogiale,

keemilistele ning füüsikalistele omadustele ning seeläbi ka taimkattele.

Soode kuivendamise tagajärjel alaneb pinnaveetase, mis suureneb turbapinna

ülemise kihi ehk akrotelmi poorides hapniku osakaalu ning kiireneb orgaanilise aine

oksüdeerumist. Lõpuks vajub turbalasundi ülemine kiht enda raskuse tõttu kokku.

Turbalasundi paksuse vähenemine toimub ka selle tihenemise tõttu all pool veetaset

katotelmis. Samuti soodustab hapniku olemasolu akrotelmis toitainete mineralisatsiooni.

Kuivendamise tagajärjel muutub turbas orgaanilise süsiniku oksüdeerumise ning selle

tulemusena vabanevate vesinikioonide tõttu turba keskkond happelisemaks. Lämmastiku

konsentratsioon turbas kasvab kuivendamise järgselt, sest mikroorganismide elutegevus

intensiivistub ning nad seovad rohkem lämmastikku.

Sood talletavad läbi fotosünteesi suure koguse süsinikku aastas, moodustades

tähtsa osa süsinikuringest. Kuivendamise tõttu muutuvad nad aga süsiniku

akumuleerumise kohast oluliseks süsiniku allikaks, suurendades oluliselt üldtuntud

kasvuhoonegaaside (metaani ja süsihappegaasi) emissiooni ning annavad seeläbi suure

panuse globaalsesse kliimasoojenemisesse.

Muutunud tingimused turbas mõjutavad seal kasvavaid tüüpilisi taimekooslusi,

asendades need aja jooksul uute tingimustega sobivamate koolustega. Näiteks rabade

kuivendamise tulemusel tõrjuvad metsasamblad samblarindest välja nendele paikadele

iseloomulikud turbasamblad. Samuti toimuvad muutused teistes rinnetes, näiteks

puurinne tiheneb, mis edasisel kuivendamisel moodustavad rabamännikuid. Madalsoode

kuivendamisel kaovad nendele elupaikadele tüüpilised tarnakooslused, asenduvad

enamasti hariliku sinihelmika mätastega, suureneb puude ning põõsaste kasv, valitsevaks

saavad kased.

Esimesed teadaolevad soode kuivendused tehti Eestis juba 17. sajandil. 19.

sajandi keskel hakati soid kuivendama juba nii põllumajanduse tarbeks,

metsakasvutingimuste parandamiseks kui ka turba kaevandamiseks, kuid suuremahulised

kuivendustööd algasid 20. sajandi keskel, peale Teist Maailmasõda. Praegu

kuivendatakse Eestis enamus soid turbatootmise eesmärgil. Kuigi siseriiklik freesturba

27

tarbimine on aja jooksul vähenenud, on eksport Lääne-Euroopa riikidesse, eelkõige

Saksamaale, Rootsi, Hollandisse ning Belgiasse, kasvanud. Praeguseks on 70% Eesti

turbaaladest kuivendatud või kuivendusest sellises ulatuses mõjutatud, et turba

akumuleerumist enam ei toimu ning puutumata looduslikke soid ei ole rohkem järele

jäänud kui umbes 300 000 hektarit.

Kuivenduse mõju sookooslustele hinnati Endla soostiku näitel. Endla soostiku

hüdrograafia on inimtegevusest tugevalt mõjutatud. Räägu kanali ehk Uusjõe rajamise

tulemusna 1871.-1872. aastal alanes Endla järve veetase paarikümne sentimeetri, kuid

1950. aastal sama kraavi süvendamise toimel juba umbes meetri võrra ning kõrval

paiknev Sinijärv jäi täiesti kuivaks. Vahetult peale viimast kuivendamist jälgiti seitsme

aasta jooksul muutusi järveümbruse taimkattes ja avastati erinevusi taimekooslustes.

Jääksoode taastamisega tegeletakse aktiivselt Kanadas. Sealse töörühma poolt on

väljatöötatud üsna lihtsad ning ka odavad võtted freesturbaväljade taassoostamiseks.

Peamisteks etappideks on pinnase ettevalmistus, mis sisaldab pinna kujundamist ning

kuivenduskraavide sulgemist, leviste kogumine ja külvamine freesväljale ning nende

kaitse multšiga. Olenevalt konkreetse taastatava soo vajadustest soovitatakse lisada ka

fosforväetiseid, et eelkõige soodustada raba-karusambla kasvu. Raba-karusammal on

võrreldes turbasammaldega hea pioneerliik, kes kohaneb ruttu ning hästi uute

tingimustega ning stabiliseerib keskkonna, et paari aasta möödudes taastamistöödest, kui

multš on juba lagunenud, luua ise soodne keskkonna turbasammalde kasvuks. Rabade

otsene taastamine ei ole võimalik, mistõttu viiakse raba eelpool nimetatud võtete abil

tagasi tema varajasemale arengustaadiumile, et taastuks turba akumuleerumine.

Siiamaani on Kanadas soode taastamisel saavutatud valdavalt positiivseid tulemusi ning

leitud, et jääksoode pind stabiliseerub juba 3-5 aastaga, kuid täielik taastumine on

pikaajaline protsess ning võtab aega vähemalt 10-20 aastat.

28

Kokkuvõte

Antud töö eesmärgiks oli uurida kuivenduse mõju soode keskkonnatingimustele

ja taimekooslustele ning võimalusi jääksoode taastamiseks. Samuti oli eesmärgiks anda

ülevaade soode kuivenduse ajaloost ning tänapäevast Eestis ning kuivendamistest Endla

soostikus.

Soode intensiivne kuivendamine avaldab ulatuslikku mõju soode hüdroloogiale,

keemilistele ning füüsikalistele omadustele ning seeläbi ka taimkattele. Veetaseme

alanemise toimel kiireneb turba poorides suureneva hapniku konsentratsiooni tõttu

orgaanilise süsiniku lagunemine, mis viib turba ülemise kihi ehk akrotelmi

kokkuvajumiseni. Turba alumises kihis ehk katotelmis toimub tihenemine. Kuivendamise

toimel suureneb akrotelmis toitainete mineraliseerumine, alaneb turba pH väärtus ning

suureneb lämmastiku sisaldus.

Soode roll globaalses süsinikuringes on muutunud kuivendamise tagajärjel

süsiniku akumuleerijast süsiniku allikaks, vabastades suurtes kogustes kasvuhoonegaase

(metaani ja süsihappegaasi).

Muutunud tingimused turbas avaldavad mõju seal kasvavatele tüüpilistele

taimekooslustele, asendades need aja jooksul uute tingimustega sobivamate kooslustega.

Soode kuivendamine Eestis algas 17. sajandil ning hoogustus peale Teist

Maailmasõda, kui eesmärgiks seati kõigi liigniiskete alade kuivendamine. Praeguseks

ajaks on kuivendamise eesmärgid muutunud ning umbes 70% Eesti turbaaladest

kuivendatud või kuivendusest sellises ulatuses mõjutatud, et turba akumuleerumist ei

toimu.

Soode taastamisega tegeletakse aktiivselt Kanadas, kus lihtsate võtetega on

saavutatud häid tulemusi ning leitud, et kuigi soode taastamine on pikaajaline protsess, on

see teostatav, kuid võtab aega vähemalt 10-20 aastat.

Põhjalikumalt peaks uurima 1950. aastal kuivenduse tagajärjel ligi meetri võrra

alanenud Endla järve ümbruse taimkatte muutusi peale ligikaudu poole sajandi

möödumist.

29

Influence of drainage on wetlands plant communities and

their restoration

Summary

The objective of this work was to describe drainage influence on environmental

conditions and plant communities of peatlands. Another objective was to give an

overview of history and present state of drainage in Estonia and drainage done in Endla

mire complex.

Intensive drainage influences the hydrology of mires extensively, its chemical and

physical properties and thereby also plants inhabiting there. Peat subsidence is caused by

shrinkage and oxidation above the water table in acrotelm and compression below the

water table in catotelm. After drainage the mineralization of nutrients increases, pH value

decreases and the concentration of nitrogen increases in peat.

The role of peatlands in global carbon-cycle has changed from carbon sink to

carbon source because of the drainage. A great amount of greenhouse gases, such as

methane and carbon dioxide, are released because of the drainage from peatlands.

The growth of typical mire plant communities are also influenced by changed

conditions in peat. This leads plant cover to secondary succession.

The drainage of peatlands in Estonia started in 17th century. After The World

War II when Estonia was part of Soviet Union the drainage became more intensive. It is

considered that about 70% of Estonian peatlands have been drained or influenced by

drainage to an extent which does not allow peat accumulation.

The restoration of drained peatlands has been actively researched in North-

America, especially in Canada. It is understood that restoration of damaged peatlands is a

long term process and may take at least 10 to 20 years for recovery. Successfully restored

peatlands should start accumulating peat again without further human intervention.

A more in-depth research should be done, after nearly half a century has passed

by, on the plant cover changes around lake Endla, which decreased about 1 meter as a

consequence to the 1950 drainage.

30

Tänuavaldused

Tänan oma juhendajat, Kai Vellakut, igakülgse abi eest töö teostamisel, tema

kannatlikkuse, abivalmiduse ning mõistva suhtumise eest.

Kasutatud kirjandus

Āboliņa, A., Jermacāne, S. and Laiviņš, M. 2001. Post-Drainage dynamics of the

ground vegetation in a transitional mire. Baltic Forestry 7: 19-28.

Boudreau, S. and Rochefort, L. 2008. Plant establishment in restored peatlands: 10-

years monitoring of sites restored 1995 to 2003. Peatland Ecology Research Group

(PERG), Quebec, Canada.

Chirino, C., Campeau, S. and Rochefort, L. 2006. Sphagnum establishment on bare

peat: The importance of climatic variability and Sphagnum species richness.

Applied Vegetation Science 9: 285-294.

Groeneveld, E. V. G. and Rochefort, L. 2005. Polytrichum strictum as a solution to

frost heaving in disdurbed ecosystems: A case study with milled peatlands.

Restoration Ecology 13: 74-82.

Groeneveld, E. V. G., Massé, A. and Rochefort, L. 2007. Polytrichum strictum as a

Nurse-Plant in peatland restoration. Restoration Ecology 15: 709-719.

Hájek, T. and Beckett, R. P. 2007. Effect of water components on desiccation and

recovery in Sphagnum mosses. Annals of Botany 101: 165-173.

Holden, J., Chapman, P. J. and Labadz, J. C. 2004. Artificial drainage of peatlands:

hydrological and hydrochemical process and wetland restoration. Progress in

Physical Geography 28: 95-123.

Ilomets, M. 1996. Temporal changes of Estonian peatlands and carbon balance. Institute

of Ecology – In: Punning, J.-M. (ed.), Estonia in the system of global climate

change. Publications of Institute of Ecology 4: 65-74.

Ilomets, M. 2005. Eesti soode taastamine- vajadused, printsiibid, hetkeseis. In: Lõhmus,

A. (ed.), Eesti Looduseuurijate Aastaraamat 83: 72-95.

Ingerpuu, N. (koost.), Kalda, A., Kannukene, L., Krall, H., Leis, M. ja Vellak, K.

(koost.) 1998. Eesti sammalde määraja. Eesti Loodusfoto, Tartu.

31

Kimmel, K. 1998. Mire research traditions in Endla Nature Reserve. - Estonia Maritima

3: 179-186.

Leht, M. (toim.) 1999. Eesti taimede määraja. Eesti Loodusfoto, Tartu.

Masing, V. 1953. Meetoditest taimkatte uurimisel ja kasutamisel kuivenduse ja teiste

keskkonnatingimuste muutuste indikaatoritena.- In: Haberman, H. (ed.),

Loodusuurijate Seltsi Juubelikoguteos: 50-80. Tallinn.

Masing, V., Paal, J. and Kuresoo, A. 2000. Biodiversity of Estonian Wetlands. In:

Gopal, B., Junk, W. J. & Davis, J. A. (ed.) Biodiversity in wetlands: assessment,

function and conservation 1: 259-279. Backhuys Publishers, Leiden. The

Netherlands.

Moore, T. R., Roulet, N. T. and Waddington, J. M. 1998. Uncertainty in predicting the

effect of climatic change on the carbon cycling of Canadian peatlands. Climatic

change 40: 229-245.

Orru, M. 1995. Eesti turbasood. Eesti Geoloogiakeskus. Tallinn.

Paal, J. 1991. Endla Riiklik Looduskaitseala ja tema ülesanded.- In: Heinsalu, Ü. (ed.),

Lahkme- Eesti looduskasutus ja -kaitse. Eesti Teaduste Akadeemia Looduskaitse

Komisjon. Tallinn: 105-112.

Paal, J., Ilomets, M., Fremstad, E., Moen, A., Borset, E., Kuusemets, V., Truus, L.

and Leibak, E. 1998. Estonian Wetland Inventory 1997. Publication of the Project

"Estonian Wetlands Conservation and Management Strategy". Eesti Loodusfoto,

Tartu.

Paal, J. 2005. Estonian mires. Stapfia 85, zugleich Kataloge der OÖ. Landesmuseen.

Neue Serie 35: 117-146.

Price, J. S., Rochefort, L. and Quinty, F. 1998. Energy and moisture considerations on

cutover peatlands: surface microtopography, mulch cover and Sphagnum

restoration. Ecological Engineering 10: 293-312.

Price, J. S. and Schlotzhauer, S. M. 1999. Importance of shrinkage and compression in

determining water storage changes in peat: the case of a mined peatland.

Hydrological Processes 13: 2591-2601.

32

Price, J. S., Heathwaite, A. L. and Baird, A. J. 2003. Hydrological processes in

abandoned and restored peatlands: An overview of management approaches.

Wetlands Ecology and Management 11: 65-83.

Quinty, F. and Rochefort, L. 2003. Peatland Restoration Guide, second edition.

Canadian Sphagnum Peat Moss Association and New Brunswick Department of

Natural Resources and Energy. Québec, Québec.

Ratt, A. 1985. Mõnda maaviljeluse arengust Eestis läbi aegade. Valgus, Tallinn.

Rochefort, L. 2000. Sphagnum- a keystone genus in habitat restoration. Bryologist 103:

503-508

Rochefort, L., Quinty, F., Campeau, S., Johnson, K. and Malterer, T. 2003. North

American approach to the restoration of Sphagnum dominated peatlands. Wetlands

Ecology and Managemement 11: 3-20.

Rochefort, L. and Lode, E. 2006. 17. Restoration of Degraded Boreal Peatlands. - In:

Wieder, R. K. and Vitt D. H. (ed.), Boreal Peatland Ecosystems. Ecological Studies

188: 381-423. Springer-Verlag, Berlin.

Rochefort, L., Isselin- Nondedeu, F. and Poulin, M. 2008. Comparing monitoring

methodologies for assessing restoration success in peatlands. Peatland Ecology

Reaserch Group (PERG), Quebec, Canada.

Sepp, M. 1995. Sookultuuri vanemast ajaloost Eestis. - In: Juske, A. (ed.), Turbatootmine

Eestis. Infotrükk, Pärnu: 82-86.

Sottocornola, M., Boudreau, S. and Rochefort, L. 2007. Peat bog restoration: Effect of

phosphorus on plant re-establishment. Ecological Engineering 31: 29-40.

Zobel, M. 1992. Estonian mires and their utilization. (Tiivistelmä: Viron suot ja niiden

käyttö.) – Suo 43: 25-33.

Trass, H. 1955. Madalsoode taimkatte muutumisest kuivendamise mõjul.- In: Kumari, E.

(ed.), Loodusuurijate Seltsi Aastaraamat 48: 132-140. Tallinn.

Turetsky, M. R. and St. Louis, V. L. 2006. 16 Disturbance in Boreal peatlands.- In:

Wieder, R. K. and Vitt D. H. (ed.), Boreal Peatland Ecosystems. Ecological Studies

188: 359-379.

Valk, U. 1988. Eesti sood. Valgus, Tallinn.

33

Veber, K. 1957. Endla soostiku geoloogiline ja hüdrograafiline iseloomustus ning

genees. In: Kumari, E. (ed.), Loodusuurijate Seltsi Aastaraamat 50: 37-62.

Viljasoo, L. 1958. Veepinna alandamise mõju taimkattele Endla järves ja selle ümbruses.

In: Kumari, E. (ed.), Loodusuurijate Seltsi Aastaraamat 51: 154-159.

Waddington, J. M. and Price, J. S. 2000. Effect of peatland drainage, harvesting, and

restoration on athmospheric water and carbon exchange. Physical Geography 21:

433-451.

Westman, C. J. and Laiho, R. 2002. Nutrient dynamics of drained peatland forests.

Biogeochemistry 63: 269-298.

Whittington, P. N. and Price, J. S. 2006. The effects of water table draw-down (as a

surrogate for climate change) on the hydrology of a fen peatland, Canada.

Hydrological Processes 20: 3589-3600.

Internetileheküljed:

Eesti Looduse Infosüsteem-Keskkonnaregister (EELIS)

[http://loodus.keskkonnainfo.ee/w5/index.php?option=loadarticle&task=view&contid=28

44&obj=ala]. 22. mai 2009

Soosaar, S. 2005. Peat industry in Estonia. In: Paapanen, T. and Leinonen, A. (ed.) Fule

peat industry in EU.Country reports. (online)

[http://www.turbaliit.ee/index.php?picfile=21]. 21. mai 2009