Metssea (Sus scrofa) kaitse ja ohjamise tegevuskava: 2024–2033 tutvustamine huvigruppidele

1

Metssea (Sus scrofa) kaitse ja ohjamise tegevuskava: 2024–2033

Keskkonnaametile, 26.10.2023 sõlmitud töövõtulepingu alusel

Jaanus Remm, Ragne Erimäe / OÜ Rewild, 2023-17

Eelnõu kavand / 12.06.2024

Käesoleva eelnõu koostamise käigus peeti nõu erinevate metsseaga seotud asjatundjate,

huvigruppide ja osapooltega, kes olid ja/või mida esindasid:

Tõnis Korts, Marko Vinn, Priit Vahtramäe, Endrik Raun – Eesti Jahimeeste Selts;

Olev Kalda, Helen Prommik, Annely Veetamm – Põllumajandus- ja Toiduamet;

Epp Moks, Katrin Mähar, Triin Tedersoo, Age Kärssin, Imbi Nurmoja –

Riigi Laboriuuringute ja Riskihindamise Keskus;

Jaanus Põldmaa – Eesti Talupidajate Keskliit, Eesti Põllumajandus-Kaubanduskoda;

Lea Tummeleht – Eesti Maaülikool, veterinaarmeditsiini ekspert;

Harri Valdmann – Tartu Ülikool, ulukimetajate ekspert;

Eliisa Pass – ulukkanaliste ekspert;

Margo Tannik, Tarvo Roose, Liivi Plumer – Keskkonnaamet;

Rauno Veeroja – Keskkonnaagentuur;

Aimar Rakko – Kliimaministeerium.

Sisukord

1 Liigi kirjeldus ja seosed ...................................................................................................... 4

1.1 Levik ........................................................................................................................... 4

1.2 Populatsiooni kujunemine ja arvukus ........................................................................ 5

1.2.1 Euroopas ............................................................................................................. 5

1.2.2 Eesti populatsioon .............................................................................................. 5

1.2.3 Naaberalade asurkonnad .................................................................................. 13

1.3 Elupaik ja kodupiirkond ........................................................................................... 13

1.4 Toitumine ................................................................................................................. 14

1.4.1 Taimne põhitoit ................................................................................................ 14

1.4.2 Inimtekkeline toit ............................................................................................. 15

1.4.3 Loomne ja alternatiivne taimne toit ................................................................. 16

1.5 Sigimine ja elukäik ................................................................................................... 16

1.6 Suremus .................................................................................................................... 17

2

1.7 Metssiga kiskjate saakobjektina ............................................................................... 17

1.8 Metsseast johtuvad kahjustused ja ohud .................................................................. 20

1.8.1 Kahju teistele liikidele ...................................................................................... 20

1.8.2 Zoonoosid jm nakkused ................................................................................... 21

1.8.3 Põllu- ja metsakahjustused ............................................................................... 22

1.9 Muud seosed inimesega ........................................................................................... 23

1.9.1 Kodusea põlvnemine ........................................................................................ 23

1.9.2 Jahiobjekt ......................................................................................................... 23

1.9.3 Inimtekkelised toiduallikad .............................................................................. 24

2 Seadusandlik staatus ning seire ja ohjamise korraldus ..................................................... 26

2.1 Regulatsioonid .......................................................................................................... 26

2.1.1 Kaitse ................................................................................................................ 26

2.1.2 Jaht ................................................................................................................... 26

2.1.3 Kahjustused ...................................................................................................... 27

2.1.4 Lisasöötmine .................................................................................................... 27

2.2 Seire .......................................................................................................................... 27

2.2.1 Juhuvaatlused ................................................................................................... 27

2.2.2 Küttimisandmed ............................................................................................... 28

2.2.3 Ruutloendus ...................................................................................................... 28

2.2.4 Pabulaloendus ................................................................................................... 29

2.2.5 Rajakaamerate põhine loendus ......................................................................... 29

2.2.6 Seireandmete analüüs ....................................................................................... 30

2.3 Ohjamine .................................................................................................................. 31

2.3.1 Nakkuste leviku piiramine ............................................................................... 31

2.3.2 Põllu- ja metsakahjustuste ennetamine ............................................................ 31

2.3.3 Erinevate küttimisviiside ülevaade ja mõju taudi tõrjes ................................... 32

3 Mõjutegurid ...................................................................................................................... 35

3.1 Geneetilise mitmekesisuse muutus ........................................................................... 35

3.1.1 Populatsiooni isolatsioon – V ........................................................................... 35

3.1.2 Suunatud küttimine – V .................................................................................... 36

3.1.3 Hübridiseerumine ja introgressioon – N .......................................................... 36

3.2 Looduslik suremus ja nakkused ............................................................................... 37

3.2.1 Looduslikud vaenlased – P / K ......................................................................... 37

3

3.2.2 Sigade Aafrika katk – S-KR ............................................................................. 37

3.2.3 Parasiidid – V-K ............................................................................................... 37

3.2.4 Muud nakkused – V ......................................................................................... 38

3.3 Inimesest johtuv suremus ......................................................................................... 38

3.3.1 Legaalne küttimine – S / P ............................................................................... 38

3.3.2 Illegaalne küttimine – V-K ............................................................................... 38

3.3.3 Populatsiooni demograafilise ja sotsiaalse struktuuri rikkumine – S ............... 39

3.3.4 Koordineeritud tõrjumine – K-S (V) ................................................................ 39

3.3.5 Hukkumine liikluses – V .................................................................................. 39

3.4 Toitumistingimused .................................................................................................. 40

3.4.1 Loodusliku toidubaasi muutus – N / V ............................................................. 40

3.4.2 Lisasöötmine – P .............................................................................................. 40

3.4.3 Inimtekkeline toidubaas – P ............................................................................. 41

3.5 Elupaigatingimused .................................................................................................. 41

3.5.1 Häirimine – V ................................................................................................... 41

3.5.2 Elupaiga killustatus ja rohevõrgu sidusus – V-K / N (P) ................................. 42

4 Kaitse ja ohjamise eesmärgid aastateks 2024–2033 ........................................................ 43

4.1 Arvukuse sihttase ..................................................................................................... 43

4.2 Nakkuste leviku eesmärk ......................................................................................... 43

4.3 Seire sihid ja korraldus ............................................................................................. 44

5 Kaitse ja ohjamise tegevused aastateks 2024–2033 ......................................................... 44

5.1 Alusinfo loome ja teadmus: seire, uuringud ja koolitused ....................................... 44

5.1.1 Asurkonna seire mõõdikute arendamine .......................................................... 44

5.1.2 Asurkonna seire täpsuse ja usaldusväärsuse tõstmine ...................................... 45

5.1.3 Metssea elupaigamudel .................................................................................... 45

5.1.4 Alternatiivse SAK tõrje strateegia analüüs ...................................................... 46

5.1.5 Metssea sigivusnäitajate uuring ....................................................................... 46

5.1.6 Jahimeeste jt huvigruppide koolitamine ........................................................... 46

5.1.7 Alusuuringud .................................................................................................... 46

5.2 Jahikorraldus ............................................................................................................ 47

5.2.1 Jahivõtete ja -vahendite diskussioon ................................................................ 47

5.2.2 Metssea küttimise soodustamine maaspesitsevate lindude elupaikades .......... 47

5.2.3 Metssea regulatiivne määratlus ning rikkumiste käsitluse analüüs .................. 48

4

5.2.4 Metsseajahi korralduse regulatsioonid ............................................................. 49

5.3 Tauditõrje ................................................................................................................. 49

5.3.1 Tauditõrje korralduse täpsustamine ................................................................. 49

5.3.2 Jäätmekäitluse tõhustamine .............................................................................. 50

5.3.3 Rahvusvaheline koostöö ................................................................................... 50

5.4 Maamajanduskahju ennetamine ............................................................................... 50

5.4.1 Põllumeeste ja jahimeeste koostöö ning infovahetus ....................................... 50

6 Ajakava ja eelarve ............................................................................................................ 51

7 Allikad .............................................................................................................................. 52

1 Liigi kirjeldus ja seosed

1.1 Levik

Metssiga (Sus scrofa) on sigalaste sugukonna, aga ka sõraliste seltsi vabalt elavatest liikidest

kõige laiema levikuga – koos introdutseeritud populatsioonidega, võib seda liiki leida kõigist

maailmajagudest peale Antarktika.

Metssea looduslik levila ulatub Lääne-Euroopast Aasia idaserva (joonis 1), lisaks on liiki sisse

viidud ka Austraaliasse, Uus-Meremaale ning Põhja- ja Lõuna-Ameerikasse (Wilson ja

Mittermeyer 2011). Biogeograafilises mastaabis määravad metssigade asustustiheduse eelkõige

talvised olud ja taimestiku produktiivsus, samas kui suurkiskjad nagu hunt (Canis lupus)

mõjutavad seda vähemal määral (Melis jt 2006). Metssea ilmumine Eesti aladele sai

võimalikuks juba 9 500–8 000 a. e.m.a omnivoorsetele imetajatele toidubaasiks vajaliku

taimestiku arenemisel. Metssiga taandus erakordselt külmade talvede tõttu ajutiselt oma levila

põhjapoolsematelt aladelt keskaja lõpus, kuid naases taas 20. sajandil, mil ajutiselt hõivamata

levila piirkondades kujunesid taas välja elujõulised populatsioonid (Lepiksaar 1986).

5

Joonis 1. Metssea looduslik levila. Pruuniga on näidatud looduslikult asustatud ala ning

rohelisega ala, kuhu inimene on metssea taasasustanud. (Keuling ja Leus 2019)

1.2 Populatsiooni kujunemine ja arvukus

1.2.1 Euroopas

20. sajandi teisel poolel kasvas metssigade arvukus kogu Euroopas (Boitani jt 1995, Fruzinski

1995, Neet 1995, Geisser ja Reyer 2005, Massei jt 2015). Sel ajal laienes metssea levila ka

piirkondadesse, mida peeti varasemalt üle 50 cm paksuse lumikatte tõttu metssigadele

sobimatuks, sh Põhja-Karjala ja Lõuna-Siber (Danilkin 2001). Arvukuse tõusu seostatakse

eelkõige küttimise mõju languse, pehmete talvede ning antropogeenset päritolu toiduallikate, st

põllukultuurid ja lisasöötmine, kättesaadavuse suurenemisega (Massei jt 2015).

1.2.2 Eesti populatsioon

Eestisse jõudis metssiga taas loomulikul viisil levides 1930. aastatel ja populatsioon kasvas

jõudsalt vaatamata 1939.–1941. a karmidele talvedele (Lepiksaar 1986). Eesti metssigade

populatsiooni jõudsat kasvu 21. sajandi alguses saab seostada selgelt ulatusliku metssigade

lisasöötmisega, mis ületas karmide talvede negatiivse mõju ning võimaldas hoida levila

põhjapiiri lähedasele alale ebaloomulikku stabiilselt suurt asustustihedust (Oja jt 2014). 2015. a

hindasid jahimehed metssea jahihooaja järgse populatsiooni suuruseks 20 600 isendit ja kütiti

32 580 metssiga, mis olid senise seireajaloo rekordtulemused (Veeroja ja Männil 2016, joonis

6

2). Samas, arvestades küttimisstruktuuri ja kütitud isendite arvu, võis populatsiooni tegelik

suurus olla arvukuse hinnangust kordades suurem.

Joonis 2. Jahimeeste hinnang metssea arvukusele ning küttimismaht 2012.–2023. a Eestis.

(Veeroja ja Männil 2015, Veeroja jt 2023)

Sigade Aafrika katk (SAK) jõudis Eestisse 2014. aastal ning esialgu põhjustas see arvukuse

languse peamiselt Valga-, Viljandi, Võru- ja Ida-Virumaal, samas suuremas osas Eestist

populatsiooni kasv jätkus. Haiguse edasise leviku laienemise ning küttimissurve tõstmise

tagajärjel langes järgnevatel aastatel metssigade arvukus drastiliselt, s.h ka saartel. Erandiks jäi

Hiiumaa, kuhu SAK teadaolevalt levinud ei ole. Muhu saarel on üksikuid SAK juhtumeid küll

teada, kuid ulatuslikku laastamistööd haigus seal teinud ei ole ja seetõttu on metssigade arvukus

saarel jätkuvalt väga kõrge. Alates 2019. a on arvukus erinevatele allikatele (jäljeloendus,

pabulaindeks, jahimeeste hinnang ja küttimisstatistika) tuginedes taas järjepidevalt kasvanud

ning küündis 2022/2023. jahiaasta lõpus tõenäoliselt ca 15 000 isendi piirile (joonised 2 ja 3,

Veeroja jt 2023). Lisaks madalale SAK-i survele on arvukuse tõusule tõenäoliselt aidanud kaasa

suhteliselt soojad ja lumevaesed talved, põllumajandussaaduste kättesaadavus ning

perioodiliselt esinevad rikkaliku loodusliku toidubaasiga head „tõruaastad“.

Metssea sarnaste suurimetajate puhul peetakse asurkonda jätkusuutlikuks juhul, kui see on

terviklik ning sigimisealiste isendite arvukus on vähemalt 1 000 isendit (IUCN punase

nimestiku kriteeriumid C2, D; IUCN 2000, 2024), samuti on metssiga suhteliselt laialt levinud

(asurkonna levila > 20 000 km²; kriteerium B). Arvukuse muutus (langus) on viimase

kümnekonna aasta jooksul olnud küll ulatuslik, kuid tänaseks on selge, et see ei ole kestev ning

asurkond on taas tõusutrendis. Seega on Eesti metssea asurkond looduskaitseliselt "ohuväline"

(Leat Concern) ja võib lugeda soodsas seisus olevaks.

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

Arvukuse hinnang

Küttimine

7

Joonis 3. Metssea jäljeindeks, pabulaindeks ja tuhnimisindeks 2012.–2023. a Eestis. (Veeroja

ja Männil 2015, Veeroja jt 2023)

Küttimisstatistika ja vaatlusandmed kinnitavad, et viimase kümne aasta jooksul on metssea

populatsiooni struktuur oluliselt muutunud. Kiire kasvu faasis moodustasid põrsad (nooremad

kui 12 kuud) ligemale poole kütitud loomadest, kuid SAK-aegselt on püsinud umbes 40%

lähedal (joonis 4). Kesikute (12 kuni 24 kuud) osakaal on püsinud enam-vähem kolmandiku

ümber, täiskasvanud (vanemad kui 24 kuud) isendite osakaal on tõusnud viiendikust

kolmandikuni ning on alates 2016. a püsinud enam-vähem samal tasemel. Samal ajal ei ole

sügiseste vaatluste põhjal toimunud väga suuri muutusi põrsaste osakaalus populatsioonis

(joonis 5). Osati on sellised muutused seletatavad suunitlusega küttida senisest enam

täiskasvanud loomi, kuna neil on suurim potentsiaal asurkonna juurdekasvule. Samas headel

aastatel tõstavad populatsiooni arvukust just noorloomad – põrsaste looduslik suremus on väga

väike ning osavõtt sigimisest algab nooremas eas. Seega tuleks populatsiooni kasvu vältimiseks

neil aastail suurendada küttimissurvet ka põrsastele, jättes jahiaasta lõpuks teadaolevatesse

karjadesse alles mitte rohkem kui üks-kaks põrsast.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

Jäljeindeks

Pabulaindeks

Tuhnimisindeks

8

Joonis 4. Eri vanuserühmade osakaal (%) kütitud metssigade hulgas jahiaasta kaupa.

Joonis 5. Metsseaasurkonna struktuur sügiseste vaatluste põhjal (%) (Keskkonnaagentuur

2023).

Vaadates, kuidas on läbi aastate muutunud kütitud metssigade sugude jaotus, on näha muutusi

kõigis vanuserühmades. Põrsad (nooremad kui 12 kuud) on ainus vanuserühm, kus küttimine

on juhuslik ning ei ole põhjust kahtlustada, et jahimehed eelistaks teadlikult üht sugu teisele.

Samas on ilmne, et alates SAK levikust on suurenenud kultide osakaal põrsaste hulgas.

Seejuures ei ole teada, kas selline erinevus eksisteerib juba looteeas või hukkuvad mingil

põhjusel emispõrsad esimestel elukuudel kultpõrsastest sagedamini. Samas põhjustab see

sugude ebavõrdset jaotust ka hilisemates vanuserühmades ning võib olla üks põhjuseid, miks

üksikute kultide osakaal populatsioonis on tõusnud (joonis 6).

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 2019 2020 2021 2022

Täiskasvanud

Kesik

Põrsas

9

Joonis 6. Sugude suhe kütitud metssigade hulgas vanuserühma ja jahiaasta kaupa. Ühest

suuremad väärtused näitavad emiste ülekaalu, ühest väiksemad väärtused kultide ülekaalu

kütitud isendite hulgas.

Kesikute vanuserühmas (12 kuni 24 kuud) on kütitud metssigade hulgas olnud pidev emiste

ülekaal ning alates SAK levikust on see kasvanud. Täiskasvanud (vanemad kui 24 kuud)

metssigade hulgas kütiti emiseid kultidest rohkem vaid 2016. jahiaastal, seejärel on emiste

osakaal langenud ja jäänud enam-vähem SAK-eelsele tasemele. Seoses SAK leviku

tõkestamise ja metssigade asustustiheduse kasvu piiramisega on soositud emiste küttimist,

makstes ühe meetmena kütitud emiste eest nö pearaha, kuid meetme tõhusus on olnud küsitav.

Ainult kesikute küttimisandmeid vaadates võiks seda meedet tõhusaks pidada, kuid

täiskasvanud emiste hulgas ei ole võimalik mõju välja tuua. Arvestades meetme kulukust ja

mõju piiratust tasub tõsiselt kaaluda selle meetmega jätkamist. Sama eelarve piires võiks olla

suurem mõju juhul, kui rahaliselt premeeritaks hoopis riiklikult ette antud küttimiseesmärgi

saavutamist.

Kütitud metssigade soolist ja vanuselist jaotumist maakondade ja kuude lõikes võrreldakse

2022. jahiaasta andmete alusel, kuna ohjamiskava koostamise ajal ei ole 2023. jahiaasta andmed

veel täielikult koondatud. 2022. a jahindusstatistika andmete alusel on eranditult kõigis

maakondades kütitud täiskasvanud (vanemad kui 24 kuud) kulte emistest rohkem (joonis 7a).

Kesikute vanuserühmas (12 kuni 24 kuud) on olukord vastupidine – enamikus maakondades

ületab kesikemiste küttimine selgelt kesikkultide küttimist, kolmes maakonnas (Harju, Hiiu ja

Põlva) ei ole emiste ülekaal suur ning vaid Ida-Viru maakonnas jääb kesikemiste küttimine

kesikkultidele alla (joonis 7b). Põrsaste vanuserühmas (nooremad kui 12 kuud) on jällegi

kütitud metssigade hulgas enamiku maakondades selge kultide ülekaal, erandiks on vaid Lääne-

Viru maakond, kus kulte on kütitud mõnevõrra vähem kui emiseid (joonis 7c).

0.4

0.6

0.8

1

1.2

1.4

2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 2019 2020 2021 2022

Täiskasvanud

Kesik

Põrsas

10

Joonis 7. 2022. jahiaastal kütitud täiskasvanud (üle 24 kuu) metssead (a), metssea kesikud (12

kuni 24 kuud; b) ning põrsad (nooremad kui 12 kuud; c) maakonna ja soo kaupa

0

100

200

300

400

500

600

Kult

Emis

0 50

100 150 200 250 300 350 400 450 500

H ar

ju m

aa

H iiu

m aa

Id a-

V ir

u m

aa

Jõ ge

va m

aa

Jä rv

am aa

Lä än

em aa

Lä än

e- V

ir u

m aa

P õ

lv am

aa

P är

n u

m aa

R ap

la m

aa

Sa ar

e m

aa

Ta rt

u m

aa

V al

ga m

aa

V ilj

an d

im aa

V õ

ru m

aa

Kesikkult

Kesikemis

0

100

200

300

400

500

600

700

800

H ar

ju m

aa

H iiu

m aa

Id a-

V ir

u m

aa

Jõ ge

va m

aa

Jä rv

am aa

Lä än

em aa

Lä än

e- V

ir u

m aa

P õ

lv am

aa

P är

n u

m aa

R ap

la m

aa

Sa ar

e m

aa

Ta rt

u m

aa

V al

ga m

aa

V ilj

an d

im aa

V õ

ru m

aa

Kultpõrsas

Kultemis

a

b

c

11

Täiskasvanud metssigade vanuserühmas (vanemad kui 24 kuud) suureneb mõlema soo puhul

küttimine jahiaasta edenedes, olles miinimumis varakevadel ning jõudes tippu hilissügiseks

(joonis 8a). Nii emiseid kui kulte kütiti enim novembrist veebruarini, sel ajal oli ka sugude

jaotus enam-vähem võrdne. Talvekuudest kütiti täiskasvanud metssigu vähem vaid detsembris

ja arvestades, et see tendents on sarnane kõigis vanuserühmades (vaata ka jooniseid 8b ja 8c),

võib vähenenud küttimine olla seotud pühade ja jõulurahu väljakuulutamisega kalendriaasta

lõpus. Muul ajal aastast kütiti kulte emistest oluliselt rohkem, kuid kuna see kattub põrsaste

kasvatamise ajaga, võib emiste vähene esindatud olla põhjustatud jahimeeste soovist mitte jätta

põrsaid pärast emaslooma hukkumist abitusse seisundisse. Seega takistab täiskasvanud

metssigade vanuseklassis emiste ja kultide võrdset küttimist vähemalt osaliselt liigi bioloogia.

Kesikute vanuseklassi (12 kuni 24 kuud) kuuluvate metssigade küttimine erineb mitmeti

täiskasvanud isendite omast. Esiteks on kütitud isendite arvus kaks tipuaega – esimene

südasuvel ja teine talvel. Suvine küttimine võib olla seotud kahjustuste ennetamisega ning kuna

karjades on põrsad suurema tõenäosusega vanematel emistel, eelistatakse heidutusjahil

kesikuid. Teiseks hakkab silma, et kui esimesel poolaastal kütitakse eelkõige kesikkulte, siis

alates sügisest kütitakse emiseid kultidest kaks korda rohkem. Sarnaselt täiskasvanud emistele

võivad jahimehed suvel säästa põrsastega kesikemiseid, talvel aga eelistada nooremaid emiseid

vanematele, et tagada järgmiseks aastaks parem juurdekasv.

Põrsaste vanuseklassis (nooremad kui 12 kuud) kasvab kütitud isendite arv jahiaasta edenedes

ning on tõenäoliselt seotud eelkõige põrsast arenguga – kuigi metssea jooksuaeg ei ole väga

rangelt ainult talvel, sünnib siiski enamik pesakondasid kevadel ning saavutab sügiseks piisava

kehasuuruse. Aastaringselt kütiti kultpõrsaid emispõrsastest rohkem ning see ei saa olla seotud

jahimeeste sooviga emiseid jahis säästa, sest nii noorte metssigade puhul ei ole võimalik

kaugusest ja eriti kiiresti liikuvate loomade sugu eristada. Kui sooline valik küttimisel on täiesti

juhuslik, võib kahtlustada, et pesakondades on toimunud nihe võrdsest jaotusest kultide

ülekaalu poole.

12

Joonis 8c. 2022. jahiaastal kütitud täiskasvanud (üle 24 kuu) metssead (a), metssea kesikud (12

kuni 24 kuud; b) ning põrsad (nooremad kui 12 kuud; c) kuu ja soo kaupa.

0

50

100

150

200

250

300

350

Emis

Kult

0

50

100

150

200

250

300

350

400

Kesikemis

Kesikkult

0

100

200

300

400

500

600

700

Emispõrsas

Kultpõrsas

a

b

c

13

1.2.3 Naaberalade asurkonnad

Eesti metssigade populatsioon sarnaneb geneetiliselt Venemaa, Soome ja Poola metssigadele

(Iacolina jt 2018) ja riikidevaheline liikumine on seni olnud suhteliselt vaba ning seega

populatsiooni isolatsiooni ei ole esinenud. Ilmselt on väga lähedane geneetiline seos ka Läti

asurkonnaga. Läti Riigimetsa Teenistuse (Valsts meža dienests) ja Statistikaameti (Centrālā

statistikas pārvalde) andmeil on metssea baaspopulatsiooni asustustihedus Lätis 2023/2024.

jahihooajal tüüpiliselt vahemikus ca 2–10 isendit/1 000 ha ning baaspopulatsiooni kogusuurus

on ca 24 000 isendit. Seejuures Eesti piiri naabruses Valka ja Smiltene rajoonides (vastu Valga-

ja Võrumaad) on arvukus keskmisest mõnevõrra kõrgem. 2022/2023. jahihooajal kütiti üle

poole koguasurkonnast (ca 28 000 isendit, sh juurdekasv). Seoses SAK levikuga on Läti

metssea populatsiooni tugevalt vähendatud, arvukuse kõrgseis oli 2013/2014 jahihooajal, mil

baaspopulatsiooni suuruseks hinnati 74 200 isendit.

Aktuaalset informatsiooni arvukuse kohta Venemaa Leningradi ja Pihkva oblastites ei

õnnestunud kava koostamise käigus leida.

Soomes ulatub metssea levila põhja suunas umbes poole riigini (Pohjois-Pohjanmaa ja Kainu

maakondade lõunaosani), kuid Eestiga sarnasel tasemel (> 1 is/1 000 ha) on asustustihedus

siiski vaid kohati Lõuna- ja Kagu-Soomes (Ruha ja Kunnusrant 2023). Soome baasasurkonna

suurus on ca 2 500 isendit ning arvukus on langustrendis. Kütitud on viimastel aastatel

keskmiselt ca 1 000 isendit aastas.

1.3 Elupaik ja kodupiirkond

Kuigi metssiga ei ole elupaigatingimuste osas väga nõudlik (Mexia-de-Almeida jt 2004),

omavad varjumisvõimalused (Acevedo jt 2006) ja toitumistingimused (Fonseca 2008) metssea

elupaigavalikus olulist mõju. Näiteks Poolas on metssea asustustihedus kõrgeim piirkondades,

kus metsa osakaal ületab 40% ning seostub pöögi- ja tammeenamusega metsade rohkusega

(Borowik jt 2013). Eestis seevastu ei paista metsamaa osakaal metssea asustustihedusele väga

tugevat mõju avaldavat (Oja jt 2014) ning siinne puistute koosseis erineb eelviidatud uuringu

omast oluliselt.

Metssea eelistatud elupaik Eestis on tiheda kuuse-alusmetsaga segametsad ning roostikud, kus

leidub nii varjetingimusi kui toitu. Suhteliselt sageli asustavad metssead ka tuulemurde,

soometsasid ja metsalagendikke, aga liiguvad sageli ka põldudele toituma jm (Veeroja 2015).

Elupaigakasutus võib varieeruda johtuvalt aasta- ja kellaajast. Näiteks külastavad metssead

viljapõlde sagedamini suveöödel. Üldiselt ongi metssead öise eluviisiga eelkõige inimmõjuga

piirkondades ning loodusmaastikus aktiivsed kogu ööpäeva vältel (Podgórski jt 2013).

Metssea kodupiirkonna suurus Eestis lisasöötmise tingimustes on ca 10–15 km² (95% MCP),

kuid hooajati võidakse kasutada mitu korda suuremat ala (Veeroja 2015). Kodupiirkonna sisse

jääva ala kasutuse jaotus on väga ebaühtlane, aktiivselt kasutatakse vaid paari protsenti kogu

piirkonnast (95% tõenäosustihedusest). Täiskasvanud kuldid üldiselt pigem väldivad üksteist,

kuid emiste karjade kodupiirkonnad võivad kattuda (Boitani jt 1994). Samuti taluvad metssead

karjaväliseid isendeid söötmiskohtades (Andrzejewski ja Jezierski 1978).

14

1.4 Toitumine

Metssiga on oportunistlik omnivoor ja generalist (Senior jt 2016), kelle toitumine varieerub nii

aastaajati kui levila piires ning sõltub eri toiduobjektide kättesaadavusest (Schley ja Roper

2003, Baubet jt 2004, Cellina 2008, Ballari jt 2015). Viimane mõjutab omakorda metssea

elupaigavalikut (Fonseca 2008, Keuling 2009, Thurfjell jt 2009, Keuling jt 2010) ning nii

avaldubki metssea mõju teistele liikidele eelkõige läbi toitumise ning eri toiduallikate

kättesaadavusest põhjustatud muutuste elupaigavalikus. Metssea toiduobjektid ja nende ohtrus

või puudumine mõjutavad omakorda oluliselt metssea sigimisbioloogiat (Massei jt 1996,

Servanty jt 2009, Canu jt 2015, Frauendorf jt 2016, Gamelon jt 2017).

1.4.1 Taimne põhitoit

Kesk-Euroopas läbi viidud toitumisuuringud näitavad, et väga suur tähtsus on kõrge

energiasisaldusega toiduallikatel nagu tammetõrud (peamiselt kivitamm Querqus petraea ja

harilik tamm Q. robur) ja pähklid (harilik pöök Facus sylvatica), kusjuures tõrud esinevad

sagedamini ja suuremas osakaalus (Cellina 2008). Eestis esineb harilikku tamme vähesel

määral ja see on rohkem levinud pehmema kliimaga suursaartel, mistõttu asendavad metssead

seda teiste taimsete toiduallikatega (täpsemalt peatükkides 1.4.2 ja 1.4.3). Headel aastatel, mil

kõrge energiasisaldusega toitu on ohtralt, on positiivne mõju metssigade arvukusele (Gethöffer

jt 2007, Cutini jt 2013). Kõrge energiasisaldusega toidu olemasolu ja ohtrus mõjutab ka

metssigade viljakust (Massei jt 1996, Servanty jt 2009, Canu jt 2015, Frauendorf jt 2016,

Gamelon jt 2017), seejuures on eriti oluline just tammede saagirikkus, tõenäoliselt tõrudes

esineva lüsiini tõttu (Gamelon jt 2017). Lisaks võib headel tõruaastatel suureneda suguküpsete

põrsaste osakaal populatsioonis, kuna toiduohtrus võimaldab neil saavutada kriitilise kehamassi

juba esimesel eluaastal (Gethöffer jt 2007, Cellina 2008, Servanty jt 2009, Gamelon jt 2017).

Kui toitu on ohtralt, saavad emised varem suguküpseks (Briedermann 1990) ja veavad arvukuse

kasvu headel aastatel (Bieber ja Ruf 2005). Eelkõige noored emised võivadki viljastuda ja

poegida hiljem kui enamik metssigu märtsis-aprillis (Gethöffer jt 2007, Cellina 2008).

Kõrvalekaldeid poegimisajas on täheldatud ka Eestis (foto 1), mis annab tunnistust, et

vaatamata põhjapoolsele asukohale toimivad reproduktiivbioloogilised mehhanismid sarnaselt

levila põhiosa populatsioonidega. Kui suguküpsus on aga juba saavutatud, üritavad emised

valitsevatest keskkonnatingimustest sõltumatult igal aastal sigida (Servanty jt 2009).

15

Foto 1. Saaremaal 17.02.2024 ajujahi käigus soovimatult hukkunud metsseapõrsas – põrsa

suuruse ja metsa all leiduvate tegevusjälgede järgi hinnates oli emis poeginud hiljemalt

veebruari esimesel nädalal. Kõrvalekalded poegimisajas raskendavad ka populatsiooni

ohjamist, sest jahimeestele võib olla nii väikeste põrsaste hukkumine moraalselt

vastuvõetamatu ning poegadega emiste küttimine läheb vastuollu jahieetikaga.

1.4.2 Inimtekkeline toit

Kui kõrge energiasisaldusega toitu napib, võivad metssead seda osaliselt või täielikult asendada

põllukultuuridega (Fournier-Chambrillon jt 1995, Schley ja Roper 2003, Herrero jt 2006,

Cellina 2008, Merta jt 2014) või lisasöödaga (Andrzejewski ja Jezierski 1978, Cellina 2008,

Navarro-Gonzalez jt 2013, Ježek jt 2016, Oja jt 2017A, Oja 2017). Eestis 2012.–2015. a kogutud

materjali alusel oli inimtekkelise toidu esinemissagedus metssea kevadises toidus sõltuvalt

piirkonnast 25–73%, sel ajal ei olnud lisasööda kogused piiratud (Oja 2017). Suviti suureneb

16

põllumajandusmaastiku osatähtsus elupaigana ühes saagi valmimisega (Thurfjell jt 2009,

Keuling jt 2010). Samas on täheldatud, et sugugi kõik metssead ei liigu suvel metsast põldudele

– märkimisväärne osa populatsioonist võib täielikult põllumajandusmaastikku ümber asuda,

samas osa jääb kas loodusmaastikusse või liigub metsa ja põldude vahel (Keuling jt 2009).

1.4.3 Loomne ja alternatiivne taimne toit

Inimtekkelised toiduallikad ei ole ainus alternatiiv kõrge energiasisaldusega tõrudele ja

pähklitele. Näiteks on leitud, et lisasöötmata populatsioonides tarbitakse rohkem taimede juuri

(Groot Bruinderink ja Hazebroek 1994) ning männiseemneid (Massei jt 1996). Sarnaselt oli

Eestis 2012.–2015. a kogutud materjali alusel taimede juurte esinemissagedus lisasöödetavas

populatsioonis 27 ja kaitsealadel 38% (Oja 2017). Kehvadel tõruaastatel suureneb ka loomse

toidu osakaal, mis on olulisem just noorloomadele (Groot Bruinderink ja Hazebroek 1994).

Samuti on täheldatud, et kehvemas konditsioonis metssead toituvad sagedamini selgroogsetest

loomadest (Wilcox ja van Vuren 2009). Harilikult jääb looduslikus levilas loomse toidu osakaal

siiski 1–16% vahemikku (Ballari ja Barrios-García 2014), ent kuna loomse toidu seedimine on

taimsest toidust kiirem, võib see olla tugevalt alahinnatud (Fournier-Chambrillon jt 1995).

Kättesaadavuse tõttu varieerub erinevate loomsete toiduobjektide osakaal tugevalt aastaajati

(Baubet jt 2003, Herrero jt 2006, Ballari jt 2015).

Loomses toidus esinevad selgrootutest teod, vihmaussid, hulkjalgsed, putukad ja nende vastsed

(Briedermann 1990, Schley ja Roper 2003, Cellina 2008). Seejuures tarbivad metssead tigusid

(Herrero jt 2006) ja vihmausse (Baubet jt 2003) võimalusel aastaringselt ning nende sagedus

toidus võib ulatuda koguni 92%. Selgroogsetest esineb sagedamini pisiimetajaid, linde ja

sõralisi, samas kui kalade, roomajate ja kahepaiksete leidumine on harvem (Briedermann 1990,

Schley ja Roper 2003, Cellina 2008, Wilcox ja Van Vuren 2009, Ballari jt 2015). Kui sõralistest

toitumise puhul ei ole võimalik alati kindlalt eristada, kas metssiga on saaklooma ise murdnud

või tarbinud raibet, sh kisjate poolt murtud, siis pisiimetajate ja lindude murdmisest on rohkem

tõendeid (Briedermann 1990, Focardi jt 2000, Saniga 2002, Giménez-Anaya jt 2008, Oja 2017).

Metssead ohustavad eelkõige kanalisi (Briedermann 1990, Svobodová jt 2012, Carpio jt 2014,

Senserini ja Santilli 2016, Oja jt 2017A) ja veelinde (Purger ja Mészáros 2006, Giménez-Anaya

jt 2008) ning nende pesi, kuid samas on toitumisuuringutes registreeritud ka värvulisi, tuvisid,

rähne ja kakke (Cellina 2008, Ballari jt 2015, Oja jt 2017A).

1.5 Sigimine ja elukäik

Erinevalt enamikust sarnase kehasuurusega sõralistest, kes on tüüpilised K-strateegid, on

metsseale omased nii K- kui r-strateegide parimad omandused. Ühest küljest esineb

sugudevaheline erinevus kehasuuruses (Focardi jt 2008) ning täiskasvanud metssigade

loomulik suremus on väike (Keuling jt 2013). Samal ajal on metsseal teiste sarnase suurusega

sõralistega võrreldes suurim viljakus (Boitani jt 1995, Focardi jt 2008, Fonseca jt 2010,

Servanty jt 2009), mis võimaldab populatsioonil kasvada väga kiires tempos. Soodsate olude

püsimisel võib metssiga kergesti nuhtlusliigiks muutuda, kui looduslikud tegurid suremust ei

tõsta ning küttimise mõju tagasihoidlikuks jääb.

17

Eri uuringutes leitud metssea pesakonna suurus korreleerub laiuskraadiga 58–72% ulatuses

olles põhja pool iga laiuskaraadi kohta keskmiselt 0,15 põrsa võrra suurem (Bywater jt 2010).

Pesakonna suurus võib olla ka seotud sugude suhtega – Prantsusmaal leiti, et kuni kuuest

põrsast koosnevates pesakondades oli sugude suhe ülekaalus isaste ning sellest suuremates

pesakondades emaste poole (Servanty jt 2007). Eestis 2009/2010 talvel kütitud metssigade

viljakusnäitajate uuring näitas, et metssea pesakonna suurus sarnaneb Lääne-Euroopa

populatsioonidele ning pesakondi esineb ka emispõrsastel, samas kui adultemiste keskmine

pesakonna suurus jääb selgelt alla Kesk- ja Ida-Euroopa populatsioonidele (Veeroja ja Männil

2014).

1.6 Suremus

Metssea suremuses võivad väga suurt mõju omada keskkonnatingimused, eriti külmad ja

lumerohked talved. Madala temperatuuri (Lemel jt 2003) ning sügava lumikatte tingimustes

(Jędrzejewski jt 1992, Okarma jt 1995) muutub toidu otsimine raskemaks ja samas nõuab

rohkem energiat, mis omakorda tõstab vastuvõtlikkust haigustele ning võib põhjustada

näljasurma. Lisaks on metssiga Eestis hundi (Canis lupus) eelistatud saakobjekt (Valdmann jt

1998) ning juhusliku saagina esineb ta ka karu (Ursus arctos; Vulla jt 2009) ja ilvese (Lynx

lynx; Valdmann jt 2005) toidus. Arvukuse määramisel on suuremas skaalas suurkiskjate mõju

siiski väike (Melis jt 2006), jäädes oluliselt alla ka küttimisele (Nores jt 2008). Eelkõige kõrge

asustustiheduse juures võib aga haiguste mõju ületada isegi küttimisest põhjustatud suremust

(Morelle jt 2020), näiteks SAK-i puhul.

Salaküttimine moodustab hinnanguliselt väikese osa metssea suremusest, kuid tuleb arvestada,

et andmed selle kohta on väga lünklikud. Aastatest 2012–2023 on teada vaid 48 juhtumit (67

hukkunud isendit). Pikemas perspektiivis on juhtumite sagedus olnud pigem langev, kuid see

võib olla seotud metssea arvukuse langusega. Aastail 2012–2016 oli keskmiselt 6,0

registreeritud illegaalse küttimise juhtumit aastas, 2017–2023 vastavalt 2,4 juhtumit aastas.

Siinkohal tuleb siiski arvestada, et metssea puhul on ebaseadusliku küttimise tuvastamine,

jälitamine ja menetlemine keerukas ning pole veenvat alust arvata, et see number ei võiks olla

mõnevõrra suurem.

Eesti teedel on registreeritud aastas keskmiselt ca 160 liikluses hukkunud metssiga (aastatel

2009–2018 oli 1 579 hukkumisjuhtumit; Remm ja Remm 2019). Arvatavasti on ka mõned

registreerimata juhtumid ning liikluses hukkuvaid metssigu on siiski mõnevõrra rohkem.

1.7 Metssiga kiskjate saakobjektina

Kuigi Eestis võib metssiga murda nii karu (Vulla jt 2009) kui ilves (Valdmann 2005), on tema

peamine looduslik vaenlane kahtlemata hunt, kelle jaoks metssiga on teiste sõralistega

võrreldes eelistatud saakobjekt (Valdmann jt 1998). Kui sõraliste asustustihedus langeb,

suureneb hundikahjude oht, sh kodukoerte ja kariloomade murdmised (Sidorovich jt 2003,

Janeiro-Otero jt 2020, Kojola jt 2022). Valgevene põhjaosas läbi viidud uuring näitas, et kui

saakloomade asustustihedus oli alla 10 isendi 1 000 ha kohta, sagenesid hundikahjud

18

märkimisväärselt võrreldes perioodidega, mil saakloomade asustustihedus ületas 20 isendit

1 000 ha kohta (joonis 5; Sidorovich jt 2003), huntide asustustihedus oli samal ajal keskmiselt

0,175 isendit 1 000 ha kohta. Seejuures on oluline märkida, et välja toodud numbrilised

väärtused ei ole erinevatel põhjustel otseselt Eesti oludele üle kantavad, vaid neil on pigem

indikatiivne väärtus. Lisaks saakloomade ohtrusele sõltub hundikahjude esinemine ka

maastikulistest eripäradest, loomapidamise traditsioonidest, erinevate kiskjavastaste meetmete

rakendamisest jne.

Joonis 9. Hundi murtud koerte (▽) ja kariloomade arv (■) ning külades tehtud hundivaatluste

arv (◊; A) seoses uluksõraliste asustustiheduse (●; isendite arv/100 km²) ja biomassiga (○;

tonni/100 km², B), arvestatuna kokku põdra, metskitse ja metssea kohta 728 km2 suurusel

uurimisalal Valgevenes. Hundi koduloomade murdmist ning vaatlusi jälgiti 240 km2 suurusel

alal, mis hõlmas 14 küla. Joonis kohandatud teadusartiklist (Sidorovich jt 2003).

Eestis on hundi toidubaasi seire raames M. Kübarsepp (Keskkonnaagentuur) registreerinud

erinevate ulukite esinemist hundi saakloomade seas. Vastavalt nendele andmetele on metssea

osakaal viimase 20 aasta jooksul sõltuvalt sõraliste arvukusest suuresti varieerunud (tabel 1,

joonis 10). Vahetult enne SAK viiruse Eestisse jõudmist domineeris hundi saakloomana

metssiga, kuid järgnevatel aastatel langes tema osakaal isegi alla 10%. Viimasel kolmel aastal

on metssea esinemissagedus saakloomade seas tõusnud taas SAK-eelsele tasemele.

19

Tõenäoliselt võimaldas hundi sagedasem toitumine metsseast metskise populatsioonil

2011/2012. a madalseisust kiiremini taastuda, nii et 2016. a, kui SAK oli juba metssigade

arvukust oluliselt vähendanud, oli metskitse populatsioon taas arvukas. Kava koostamise ajaks

on põdra arvukus viidud alla 2004. a taseme ning metskitse arvukus on viimase viie aasta

madalaim, kuigi ka metskitse asurkonna seisu hinnatakse jätkuvalt soodsaks (Veeroja jt 2023).

Seega on metssea ohjamisel oluline arvestada ka teiste uluksõraliste arvukusega – kui metssea

populatsiooni madalseis langeb kokku metskitse ja põdra arvukuse langusega, võivad

suurkiskjate konfliktid inimesega kiiresti sageneda, mis omakorda ohustab suurkiskjate mainet

ja seab ohtu nende soodsa seisundi püsimise. Kuid samuti tuleb ka suurkiskjate kaitse ja

ohjamise eesmärkide seadmisel arvestada sõraliste arvukuse võimalike muutustega. Näiteks

võib epideemiate (nagu SAK) puhul saakloomade arvukus tugevalt langeda või langetatakse

seda sihilikult tasemele, kus kiskjate normaalset sihtarvukust ei ole võimalik tagada.

Tabel 1. Eri ulukiliikide esinemise sagedus (%) hundi saakloomade seas – andmed hundi

Loode-Eesti seirealalt (M. Kübarsepp).

Aasta Põder Metssiga Metskits Kobras Muu

2004 16,9 17 63 3 0,1

2005 21 18,3 58 2,1 0,6

2006 9 15,8 70 4,3 0,9

2007 12 20,3 62 5,2 0,5

2008 6 42,1 48 3,4 0,5

2009 10,4 22 64,3 3,0 0,3

2010 24 23 47 5,1 0,9

2011 52 36 4 6,3 1,7

2012 54,2 39,6 0,5 5,2 0,5

2013 48,1 46,3 0,7 4,7 0,2

2014 19,4 67,2 7,7 5,4 0,3

2015 24,3 59 13 3,0 0,7

2016 28,2 12,6 52,8 3,9 2,5

2017 19,6 4,9 70,3 4,3 0,9

2018 18,1 6,0 73,4 2,1 0,4

2019 15,4 5,4 78,0 1,1 0,1

2020 12,1 12,0 73,0 2,0 0,9

2021 13,9 14,8 63,0 3,8 4,5

2022 14,0 24,3 53,4 6,2 2,1

2023 18,4 39,2 29,9 7,3 5,2

20

Joonis 10. Eri ulukiliikide esinemise sagedus (%) hundi saakloomade seas – andmed hundi

Loode-Eesti seirealalt (M. Kübarsepp).

1.8 Metsseast johtuvad kahjustused ja ohud

1.8.1 Kahju teistele liikidele

Mõju taimedele. Suurem osa metssea toidust on taimne ning sisaldab taimede maapealseid ja

-aluseid osi, sh vilju ja seemneid (Briedermann 1990, Fournier-Chambrillon jt 1995, Schley ja

Roper 2003, Baubet jt 2004, Oja jt 2017A). Maapinda üles tuhnides võib metssiga põhjustada

lokaalseid häiringuid ja kahjustada ka kaitsealuseid liike. Väljavõte Eesti keskkonnaseire

infosüsteemist KESE 1 näitab, et ohustatud taimekoosluste metsaelupaikade seires on hinnatud

sõraliste kahjustuste esinemist maapinnal alates 2010. a kokku 1 978 korral, seejuures on

kahjustused tuvastatud 414 korral ehk 21% juhtudest, kuid pole täpsustatud sõralise liiki ega

kahjustuse tugevust. 2011. a on ka loopealsete ja nõmmede seires ühel korral märgitud sõraliste

kahjustusi maapinnal ning täpsustatud liigina metssiga. Kaitstavate soontaimede liigiseires on

metssea tegevuse esinemist ohu- ja mõjutegurina hinnatud kokku 11 korral, seejuures neljal

juhul oli mõju tugevus nõrk, kuuel korral keskmine ja ühel juhul tugev. Metssea tegevusest

mõjutatud liigid on: palu-karukell (Pulsatilla patens), karedahambane osi (Equisetum x

trachyodon), tõmmu käpp (Neotinea ustulata), kõdu-koralljuur (Corallorhiza trifida), rohekas

õõskeel (Coeloglossum viride), kivi-kurereha (Geranium columbinum), kummeli-võtmehein

(Botrychium multifidum), pisikannike (Viola pumila) ja soohiilakas (Liparis loeselii). Lisaks on

seitsmel juhul kirjeldatud sõraliste kahjustusi maapinnal, sh viiel juhul on mõju seireliigile

olnud nõrk, ühel juhul keskmine ja ühel juhul tugev. Sammaltaimede seires on metssea mõju

1 https://kese.envir.ee; 13.12.2023

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 2019 2020 2021 2022 2023

Põder Metssiga Metskits Kobras Muu

21

välja toodud vaid ühel korral – 2022. a tuvastati ühes könt-tanuka leiukohas nõrk sõraliste

kahjustus maapinnal, seejuures märgiti, et esineb metssea tuhnimisjälgi. Seega esineb

eluslooduse seire andmetel Eestis küll üksikuid metssea ja teiste sõraliste kahjustusi

kaitsealustele taimedele ja elupaikadele, kuid samas ei ole tuvastatud tugevat pikaajalist

negatiivset mõju mitte ühelegi kaitsealusele taimeliigile.

Mõju maaspesitsevatele lindudele. Väljavõte Eesti keskkonnaseire infosüsteemist KESE 2

näitab, et haudelinnustiku seiretes on metssea mõju kirjeldatud erinevate seirenäitajate all.

Mererannikute haudelinnustiku seires hinnati metssea tegevust ohu- ja mõjutegurina 2022. a 14

seirekohas, seejuures 11 korral mõju puudus ning kolmel juhul esines nõrk mõju. Väikeste

meresaarte haudelinnustiku seires on metssea mõju hinnatud 68 korral (2020, 2022), seejuures

mõju ei tuvastatud, küll aga on erinevatel aastatel kirjeldatud metssea mõju teise seirenätaja all

24 korral, seejuures seitsmel juhul oli mõju nõrk, seitsmel keskmine, üheksal tugev ja ühel juhul

mõju puudus. Lisaks on veel 33 korral kirjeldatud metssea tegevusjälgede esinemine saarel ilma

mõju tugevust hindamata. Neil kordadel, kui täheldati metssea mõju haudelindudele või lihtsalt

liigi esinemist, kirjeldati maapinna tuhnimist, puhkepesade olemasolu ning kajaka- ja

luigepesade rüüstamist. Metsise mängude seires (2021, 2022) hinnati metssea mõju 122 korral,

seejuures kahel juhul mõju puudus, 68 juhul oli mõju nõrk, 39 korral keskmine ja 13 juhul

tugev. Lisaks on metssea esinemist metsise mängudes hinnatud kokku 382 korral (2013–2016),

seejuures 200 juhul tuvastati metssigade tegevus mängualal ja 182 juhul mitte. Seega näib, et

kuigi lokaalselt võivad metssead maaspesitsevaid linde kahjustada, on üldine mõju mereliste

elupaikade haudelinnustikule pigem väike. Erandiks võivad siinkohal olla ulatuslike roostikega

rannikualad, eriti kaitsealadel, kus jahipidamine on keelatud. Metsaelupaikades seevastu

jagavad metssead maaspesitsejatega elupaika sagedamini ja ka mõju liikidele võib avalduda

tugevamini.

Koostatavas metsise kaitse tegevuskavas on välja toodud, et pesarüüste ohu vähendamiseks on

keelatud metssea söödaplatside rajamine metsise elupaikades kaitstavatel aladel (Leivits,

koostamisel). Soovitav on hoiduda lisasöötmisest ka metsise elupaikades, mis ei asu kaitstavatel

aladel (kindlasti riigimaal). Sama põhjendusega on ette pandud senisest rohkem soodustada

metssea küttimist metsise elupaikades.

1.8.2 Zoonoosid jm nakkused

Kuna mets- ja kodusiga on geneetiliselt väga lähedased liigid, on nad vastuvõtlikud ka samadele

haigustekitajatele. Osad haigustekitajad vajavad ülekandumiseks otsekontakti, mistõttu Eestis

on nende siire mets- ja koduseapopulatsioonide vahel ebatõenäoline. Sellised haigustekitajad

on näiteks sigade süüdiklest (Sarcoptes scabiei var. suis), sametlest (Demodicoses phylloides)

ja seatäi (Haematopinus suis; Järvis 2011A). Mitmesugused geohelmindid parasiteerivad sigu

peensooles (Ascaris suum, Strongyloides ransomi), käärsooles (Oesophagostomosis suum) ja

maos (Hyostrongylosis suum; Järvis 2011B). Vee- ja pinnase kaudu levivad ka algloomtõvede

tekitajad Isospora suis, Eimeria prk esindajad ja Balantidium coli (Järvis 2011C), neist viimane

võib ohustada ka inimest. Sead on lõpp-peremeheks ka parasiitidele, mis vajavad oma

2 https://kese.envir.ee; 13.12.2023

22

arengutsüklis vaheperemehi, kellest toitudes võivad kodusead nakatuda eelkõige väliaedikutes

või vabapidamisel. Näiteks kopsuussid Metastrongylus elongatus, M. pudendotectus ja M.

salmi kasutavad vaheperemeestena vihmausse, peensoole parasiteeriv Macracanthorhynchus

hirudinaceus aga mardikalisi (Järvis 2011B).

Sead võivad olla lisaperemeheks ka mitmetele inimesi ohustavatele parasiitidele, näiteks

maksakaan Fasciola hepatica, Opisthorchis prk esindajad, Paragonimus kellicotti ja P.

westermani, Schistosoma prk esindajad, harilik laiuss Diphyllobothrium latum (Järvis 2011D),

inimesekirp (Pulex irrittans; Järvis 2011A). Inimese nookpaeluss Taenia solium kasutab siga

vaheperemehena ja nakatumine toimub saastunud liha süües (Järvis 2011D). Lihaskoes

parasiteerivad ka Trichinella prk esindajad, Eestis on leitud T. nativa, T. britovi, T. spiralis ja

T. pseudospiralis (Järvis 2011B). Viimasel ajal on rohkem tähelepanu saanud ka Alaria alata,

mis kasutab metssiga säilitusperemehena (Järvis 2011D) ning võib samuti saastunud liha süües

inimesele ohtlik olla (Möhl jt 2009).

Metssiga on mitme kodusigadel leviva viirushaiguse reservuaar: Aujeszky haigus, sigade

tsirkoviirus, sigade parvoviirus, sigade respiratoor-reproduktiivsündroom, transmissiivne

gastroenteriit, seagripp, sigade transmissiivne gastroenteriit, E-hepatiit, suu- ja sõrataud, sigade

klassikaline katk, sigade Aafrika katk (Ruiz-Fons jt 2008).

SAK viiruse levik Euroopas algas 2007. a Gruusiast, kust see levis edasi Ida-Euroopa ja Aasia

metsseapopulatsioonides. Kõrge suremusmäära tõttu on sel haigusel tugev majanduslik mõju,

juhul kui nakkus levib metsseapopulatsioonist kodusigadele. Viimasel ajal on eri riikides SAK

levikut soodustavaid tegureid uuritud ning leitud seoseid metssigade asustustiheduse, vanuse ja

sesoonsusega (Sauter-Louis jt 2021). Poolas levis SAK algul peamiselt piirkondades, kus

populatsiooni asustustihedus oli suurem kui 10 is/1 000 ha, mistõttu soovitati vähendada

metssigade arvukust allapoole vastavalt piirmäära (Śmietanka jt 2016). Eestis ei ole metssigade

asustustihedus mitte kunagi ametlikel andmetel nii kõrge olnud, kuid epideemia ajal langes see

isegi alla 1 is/1 000 ha (Schulz jt 2019). Poolas tõusis SAK esinemise tõenäosus 3–20%, kui

asustustihedus muutus 4–20 is/1 000 ha, samuti leiti seos metsamaa osakaaluga (Podgórski jt

2020).

1.8.3 Põllu- ja metsakahjustused

Kuna metssea kahjustusi põllumajanduskultuuridele riiklikult ei seirata, ei ole ka Eestist

kasutatavat ja võrreldavat infot kahjustuste ulatuse, sageduse ja nende muutuste kohta ning ei

ole võimalik hinnata, kas viimase 10–20 a jooksul on metssea arvukus olnud sellisel tasemel,

et sel oleks olnud oluline negatiivne mõju põllumajanduskultuuridele. Samas teateid ja

kirjeldusi, kui metssead on kellegi kartuli- või aiamaa põhjalikult üles tuhninud, leidub meedias

ohtralt ning nisu- ja kaerapõldudel võib suve teisel poolel märgata sissetallatud radasid.

Põllumeeste hinnangul võib kõrge arvukuse aastatel metssea põhjustatud kahjustuste kogumaht

terve Eesti peale olla märkimisväärne, võrreldav nt kevadiste hanekahjudega põldudel. Lisaks

põldudele võib metssiga põhjustada kahjusid ka loomakasvatuses (lisaks nakkusohule) näiteks

lambakarjamaade aedu lõhkudes, loomasöödaks kasvatatavas kultuuris, heinamaa ja põllu

siledat pinda tuhnides, muutes väetamise ja niitmise keerulisemaks jms.

23

Kuigi metsamajandusele võib metssea tuhnimine isegi kasuks olla, aidates kaasa seemnete

võrsumisele, ei saa välistada üksikjuhtumeid, kui metssiga on põhjustanud ka reaalset kahju.

Sellised juhtumid siiski ei ole ulatuslikud, mistõttu metssiga metsakahjuriks ei peeta.

1.9 Muud seosed inimesega

1.9.1 Kodusea põlvnemine

Metssiga oli üks esimesi liike, kelle inimene kodustas ning seejuures toimus kodustamine

samaaegselt mitmes eri kohas üle Euraasia (Larson jt 2005). Kuna nende kahe liigi vahel

ristumisbarjäär puudub, on alates kodustamisest toimunud pidev geenivool metssea ja kodusea

(Sus domesticus ka Sus scrofa domesticus) populatsioonide vahel. Kuigi teatud juhtudel võib

kodustatud liigi geenide introgressioon vanemliigi populatsioone negatiivselt mõjutada, on

metssea puhul kirjeldatud suurenenud reproduktiivsusega seotud geenide ülekandumist

(Fulgione jt 2016), mis hoopis parandab metssea kohasust. Üksikuid kodu- ja metssigade

vahelisi hübridiseerumise juhtumeid on esinenud ka Eestis. Näiteks kütiti mõned aastad tagasi

Tartu maakonnas Alatskivi jahipiirkonnas metsseakari, mis sisaldas kirju karvastikuga

hübriidseid isendeid. Tookordne juhtum oli seotud kohaliku vabapidamisel koduseakarjaga,

kuid Eestis on selline praktika väga harv. Geenivoolu võimalikkus on seotud kodusea pidamise

viisidega ning Eestis on looduses hübridiseerumise oht madal, mida kinnitab ka hiljutine üle-

Euroopaline hübridiseerumise uuring (Iacolina jt 2018).

1.9.2 Jahiobjekt

Lisaks tihedatele seostele kodusigadega on metssiga Eestis ka üks olulisemaid ja arvukamaid

jahiulukeid (Veeroja jt 2023). Metsseajaht on atraktiivne kuna tema küttimise viisid on ühtaegu

huvipakkuvad ja väljakutseterohked ning jahisaaduse kulinaarne väärtus kõrgeltkõrgelt

hinnatud. Küttimise mõju metssea suremusele ületab tänapäeval isegi suurkiskjate mõju (Selva

2004, Nores jt 2008). Lisaks suremusele on leitud ka küttimise mõju metssea

aktiivsusmustritele. Ajujahi järgselt võivad metssead lühiajaliselt lahkuda oma tavapärasest

kodupiirkonnast või valida nö turvalisemat elupaika (Sodeikat ja Pohlmeyer 2003, Keuling jt

2008A, Scillitani jt 2010, Thurfjell 2011, Saïd jt 2012). Jahipidamine mõjutab emiste

elupaigakasutust mõnevõrra tugevamalt kui kultidel (Saïd jt 2012). Kuigi on teada, et

jahipidamine mõjutab metssigade käitumist, esineb eri uuringutes mõju tugevuse, suuna ja

kestuse osas palju varieeruvust (Keuling ja Massei 2021). Kindlasti mõjutavad eri küttimise

viisid metssiga erinevalt (Thurfjell 2011), kuid sellele võivad lisanduda küttimissageduse,

aastaaja, jahikoerte, jahimeeste arvu, aastaaja, metssea asustustiheduse ning refuugiumite

olemasolu ja suuruse mõjud (Keuling ja Massei 2021). Jahisurve tugevus võib mõjutada ka

sigimises osalevate emiste vanuselist jaotust (Servanty jt 2009), nii et emised alustavad sigimist

nooremana. Ühtlasi võib tugeva jahisurvega populatsioonides sageneda ühe emise viljastamine

sama sigimisperioodi jooksul mitme kuldi poolt, mille tulemusel on pesakonnad suuremad ning

tänu suuremale geneetilisele mitmekesisusele ka kohasemad (Gayet jt 2016).

24

1.9.3 Inimtekkelised toiduallikad

Üks oluline osa jahipidamisest on ka metssigade lisasöötmine, mille algusaeg ulatub 5 000 kuni

2 500 aastat e.m.a., mil inimasulate lähedale rajatud jäätmehunnikud võisid toimida omamoodi

lisasööda kohtadena (Lepiksaar 1986). Cellina (2008) rühmitas lisasöötmise eesmärgi alusel

järgnevalt: a) heidutussöötmine, b) peibutussöötmine, c) mass-söötmine, d) söödapõllud, e)

toidupuuduse kompenseerimine, f) soolak ja g) sööda abil vaktsineerimine. Kõiki neid

lisasöötmise tüüpe on metssea puhul kasutatud, kuid seejuures tuleb arvestada erinevusi

loodusliku toidu rohkuses ja kättesaadavuses. Praktikas on aga sageli keeruline lisasöötmise eri

tüüpe üksteisest eristada ning üks ei pruugi välistada teist. Eestis on rakendatud lisasöötmist nii

karmide talvede negatiivse mõju leevendamiseks (Oja jt 2014), põllukahjustuste vältimiseks

kui jahipidamise hõlbustamiseks. Kuni laialdase SAK levikuni oli metssigade lisasöötmine

Eestis suhteliselt kontrollimatu – koguti küll jahistatistilist infot söötmiskohtade arvu kohta,

kuid puudusid igasugused piirangud söötmiskohtade tiheduse ja söödakoguste kohta.

Aastatel 2003–2013 kehtinud jahiseadus ning sellele eelnenud jahikorralduse seadus nägid

jahipiirkonna kasutajale ette ka ulukihoolde tegemist. Selle üheks väljundiks oli metssigade

lisasöötmine. Konkreetsed tööd ja mahud määras maakondlik keskkonnateenistus jahipiirkonna

kasutusõiguse loas. Soovitused omakorda tulid jahimaade korralduskavast, mille koostamise

eesmärk oli saada andmeid jahiulukivaru seisundi ja suuruse ning jahimaa kvaliteedi kohta,

koostada jahimaakorralduskava ja nõustada jahimaa kasutajat, hinnata jahimaa kasutamist,

jahiulukite hooldusvõtete sobivust ning jahindusalaste õigusaktide toimimist. Kui veel toona

vaadeldi jahiulukivaru kui majandusressurssi, mille kasvu tuli igal võimalusel maksimeerida,

siis tänapäevase jahinduse eesmärk on sekkuda asurkonna seisundi heaolu toetamisse

minimaalselt ja kärpida seda vaid ulatuses, mis kahjude vähenemist aitab oluliselt alla tuua.

Samuti vähendada söötmisega tekkivat negatiivset mõju elupaikadele ja teistele liikidele.

Metssea puhul saab rääkida populatsiooni kärpimisest ka haiguste leviku tõkestamise

vältimiseks koduseafarmidesse, mis eeldab asurkonna tiheduse vähendamist veelgi suuremas

ulatuses.

Lisasöötmine võib mõjutada metssigade elupaigakasutust, aktiivsumustreid ja sotsiaalsust.

Lisasöödetavad karjad kasutavad oma kodupiirkonna tuumala rohkem (Boitani jt 1994) ning

vähendavad kodupiirkonna suurust võrreldes mittesöödetavate karjadega (Prévot 2010).

Aastaringse lisasöötmise korral võivad metssead loobuda sesoonsetest elupaigavahetustest

(Boitani jt 1994) ning kasutada vähese loodusliku toidubaasiga elupaikasid sagedamini

(Thurfjell jt 2009). Metssead on küll valdavalt öise eluviisiga, kuid sõltuvalt söötmiskohta

kasutavate karjade arvust võib osa karju külastada seda päevasel ajal või taluda söötmiskohal

võõraid liigikaaslasi (Andrzejewski ja Jezierski 1978).

Lisasöötmise seos kahjustustega. Heidutussöötmist on praktiseeritud põllukahjustuste

vältimiseks ning selle toimimisele on ka mõningast tuge (nt Andrzejewski ja Jezierski 1978,

Calenge jt 2004), kuid pikas plaanis ületab positiivne mõju metssea, eriti noorloomade,

viljakusele (Cellina 2008) ja sellest põhjustatud asustustiheduse suurenemine heidutuse

võimaliku mõju. Ka Eestis osaleb märkimisväärne osa noorloomadest sigimises (Veeroja ja

Männil 2014), mis peegeldab lisasöötmise positiivset mõju asurkonnale. Šveitsis kahjustasid

metssead viljapõlde rohkem nendes piirkondades, kus oli rohkem lisasöötmist (Geisser ja Reyer

25

2004). Lisaks on kaugus söötmiskohast üks olulisemaid kahjustuste ulatust selgitavaid tegureid

(Lindblom 2011).

Uuritud on ka heidutussöötmise mõju maaspesitsevate lindude pesarüüstele ning see võib olla

nii pesarüüstet vähendav (Vander Lee jt 1999), suurendav (Cooper ja Ginnett 2000, Jones jt

2010, Selva jt 2014, Oja jt 2015) kui ebaoluline (Greenwood jt 1998, Jones jt 2002). Pesarüüste

riski tõus võib avalduda mitmeti. Esiteks kasvab pesarüüste risk koos lisasöötmisest

põhjustatud metssea asustustiheduse tõusuga (Oja jt 2014). Teiseks kontsentreerivad metssea

söötmiskohad ka teisi pesarüüstajaid (Cooper ja Ginnett 2000, Selva jt 2014, Oja jt 2015).

Kolmandaks, kuna sõraliste söötmiskohad meelitavad lisaks sihtliikidele ligi ka nendest

toituvaid kiskjaid (Cooper ja Ginnett 2000, Oja 2011, Süld jt 2014), võib negatiivne mõju

lindudele avalduda ka läbi nende liikide.

Lisasöötmise seos nakkustega. Sagenenud kontaktide tõttu võivad söötmiskohad soosida

haiguste levikut (Sorensen jt 2014) ja seda isegi mitu aastat pärast lisasöötmise lõpetamist, sest

metssigu koondav mõju püsib pärast pikaajaliselt kasutusel olnud söötmiskohtade hülgamist

jahimeeste poolt (Oja jt 2015). Lisasöötmise soosiv mõju nakkuse levikule võib avalduda ka

juhul, kui parasiit kasutab vaheperemeest. Näiteks Eestis on metssea nakatumine kopsuussidega

mõjutatud lisasöötmise intensiivsusest (Oja jt 2017B), niisamuti on ka söötmiskohtade

vihmaussidel leitud kõrgem kopsuussidega nakatumise osakaal (Humbert ja Henry 1989, Nagy

jt 2015). Samas võib lisasöötmise mõju nakkuse levikule erineda isegi sarnase levikuteega

haigustekitajate puhul. Nii näiteks leiti Hispaanias, et nakatumine pinnasel leiduvate

parasiitidega sõltub söötmiskohtade tihedusest ning on metssigade asustustihedusest sõltumatu

(Navarro-Gonzales jt 2013), samas kui Eestis mõjutas nakatumist eelkõige metssigade

asustustihedus, mitte lisasöötmine (Oja jt 2017B). Vastuolulisi tulemusi võivad põhjustada

geograafilised eripärad nii söötmiskohtade kasutuses kui haigustekitajate vastupidavuses

keskkonnatingimustele (Oja 2017). SAK leviku tingimustes soovitati ka metssigade

lisasöötmist piirata (Gavier-Widén jt 2015), kuid see näis olevat nakkuse leviku tõkestamisel

üks väiksema mõjuga meetmetest (Guinat jt 2017).

Lisasöötmise seos küttimisega. Püsivalt kättesaadav lisatoit võimaldab vältida järske langusi

arvukuses karmidel toidunappusega talvedel, mil metssigade suremus suureneb järsult

(Jezierski 1977, Okarma jt 1995). Kuna ulatuslik ja pikaajaline lisasöötmine tõstab

viljakusnäitajaid (Cellina 2008), soosib see metssigade arvukuse tõusu, mis omakorda aitab

tõsta eduka jahi tõenäosust. Samal ajal saab küttida varitsus- ja hiilimisjahi käigus

söötmiskohtadel käivaid ja nende lähedusse koondunud metssigu. See teeb jahipidamise

lihtsamaks ja võimaldab reguleerida metssigade arvukust ilma ajujahita, mis on tugevalt häiriv

ka teistele metsloomadele. Väikestes jahiseltsides võibki söötmiskohtades varitsemine olla

peamine jahipidamise viis – jahimeeste arv on liiga väike, et seada üles tõhusat kütiliini,

edukaks ajujahiks vajaminevate ajajate arvust rääkimata. Seejuures on oluline eristada massilist

söötmist peibutussöötmisest – väiksema söödakogusega söötmiskohtade negatiivsed mõjud on

lokaalsemad (Oja jt 2015), seejuures on vastavas uuringus välja toodud nn väikeste

söötmiskohtade sööda kogused sarnased tänasel päeval lubatud peibutussööda kogustega (vaata

ka peatükki 2.1.4).

26

2 Seadusandlik staatus ning seire ja ohjamise korraldus

2.1 Regulatsioonid

2.1.1 Kaitse

Metssea kui vabalt elava loomaliigi isendikaitse on Eestis reguleeritud loomakaitseseadusega,

metssea kui mitte kaitsealuse loomaliigi kasutamist reguleerib jahiseadus. Jahiseadus ja

looduskaitseseadus sätestavad asurkonna kaitse läbi kaitse ja ohjamise tegevuskava koostamise

juhul, kui metssea seire tulemustest nähtub, et liigi soodne seisund on ohus või kui liigi

arvukuse suurenemisest on tingitud oluline negatiivne mõju keskkonnale või oht inimese

tervisele ja varale. Varem ei ole Eestis metssea kaitse ja ohjamise tegevuskava koostatud ning

senine ohjamine on tuginenud eeldustele, et metssea soodne seisund Eestis ei ole ohus ning

ühtlasi ei ole negatiivne mõju keskkonnale või inimesele olnud oluline. Loomade kaitse

haiguste ja loomataudide eest on reguleeritud veterinaarseadusega, viimane keskendub aga

eelkõige inimese ja inimese poolt peetavate loomade kaitsele. Vabalt elavad loomad (sh

metssiga) on käsitletud kui zoonooside levitajad.

2.1.2 Jaht

Jahiseaduse § 4 (2) kohaselt on metssiga suuruluk, kellele võib vastavalt jahieeskirja § 5 pidada

aastaringselt varitsus-, hiilimis- või ajujahti. 1. oktoobrist 31. märtsini võib pidada ka jahti

jahikoeraga, välja arvatud FCI 6. rühma kuuluva jahikoeraga, kelle tõustandardis kinnitatud

maksimaalne turjakõrgus on üle 52 cm. Metssea küttimiseks on vajalik jahiluba, aga SAK

leviku tingimustes on lubatud surmata ilmsete SAK tunnustega metssiga ka ilma jahiloata

(Jahiseadus § 331). Sel juhul tuleb viivitamata teavitada Keskkonnaametit, lisaks tuleb

olenemata jahiloa olemasolust teavitada ka Põllumajandus- ja Toiduametit. Metssiga võib

tulistada ainult kuuliga, vintraudse püssiga peab vintraua kaliiber olema vähemalt 6,5 mm ning

padrunis kasutatava kuuli kaal vähemalt 9,0 g. Püünisaeda on lubatud kasutada ainult

metsseajahil sigade Aafrika katku leviku piiramise eesmärgil Keskkonnaameti määratud

juhtudel.

Erinevalt teistest suurulukitest ei ole metssea küttimine piiratud jahieeskirjaga isegi poegade

üleskasvatamise perioodil. Kuni 2015. a oli jahieeskirjas põrsastega emise küttimine lubatud

vaid ajavahes 01.10–28.02 (liigaastal kuni 29.02), kuid seoses SAK leviku ja vajadusega

arvukust kiiresti vähendada, kaotati need piirangud. Seega viimasel kaheksal aastal on

põrsastega emiseid tundlikul perioodil kaitsnud pigem jahimeeste eetika ja jahinduse hea tava

reeglid, mille alusel emaslooma küttimise tõttu noorloomade abitusse seisundisse jätmine ei ole

põhjendatud tegu. Ka loomakaitseseaduses on abitusse seisundisse jätmine defineeritud kui

looma suhtes lubamatu tegu, kuid kuna vastav peatükk kirjeldab loomapidamisnõudeid, ei ole

üheselt selge, kas see kohaldub ka vabalt elavatele loomadele.

27

2.1.3 Kahjustused

Jahiseaduse 6. peatükk sätestab uluksõraliste tekitatud kahju põllumajanduskultuuridele ning

metsamaal kasvavatele okaspuudele hüvitamise. Vastavalt jahiseadusele ei ole jahipiirkonna

kasutaja kohustatud metssea tekitatud kahju hüvitama, kui maaomanik on kirjalikult keelanud

jahipidamise oma kinnisasjal või seda takistanud või põllumajanduskultuuri kasvupindala

kahjustatud ala on väiksem kui 100 m² või põllumajanduskultuuri kahjustus üle 5 ha suurusel

põllumaal on tekkinud välispiirile lähemal kui 10 m. Sellest erand tekib vaid olukorras, kus

maaomanik ja jahipiirkonna kasutaja on omavahel sõlminud jahimaade jahipidamiseks

kasutamise lepingu ning selles kahjude kompenseerimise viisi ja korra omavahel kokku

leppinud. Valdav osa Eesti maaomanikke just seda viimati nimetatud võimalust kasutabki.

2.1.4 Lisasöötmine

Looduskaitseseadus keelab metssigade lisasöötmise metsise püsielupaigas, muul kaitsealal,

hoiualal, püsielupaigas ja kaitstava looduse üksikobjekti kaitsevööndis on lisasöötmine lubatud

vaid kaitstava loodusobjekti valitseja nõusolekul. Seoses SAK levikuga on Põllumajandus- ja

Toiduameti otsusega metssea söötmine lubatud vaid peibutamise eesmärgil – korraga võib

söödakohas maas olla kuni 5 kg lisasööta ning söötmiskohtade tihedus kuni üks söötmiskoht

1 000 ha jahimaa kohta. Põllumajandus- ja toiduameti koostatava otsuse alusel jätkatakse

metssigade peibutussöötmisele seniste piirangute rakendamist, kuid lisaks keelatakse toidu ja

söödajäätmete kättesaadavaks tegemine metssigadele ning teiste metsloomaliikide söötmisel

peab olema tagatud, et sööt ei oleks metssigadele kättesaadav.

2.2 Seire

Metsseaga seotud seireandmete kogumine on määratud keskkonnaministri (edaspidi

kliimaministri) määrusega „Jahiulukite seireandmete loetelu ja kogumise kord ning seiret

korraldama volitatud asutus“. Vastavalt määrusele on seire korraldaja ja seireandmete

analüüsija ning seirearuande koostaja Keskkonnaagentuur, Keskkonnaamet kogub

lisasöötmiskohtade andmeid. Eestis on seni metssea populatsiooni muutuste jälgimiseks

kasutusel neli meetodit: jahimeeste vaatlused, küttimisstatistika, talvine ruutloendus ning

kevadine hirvlaste pabulaloendus, mille käigus täheldatakse üles ka metssigade väljaheited ning

hinnatakse tuhnitud maapinna ulatust. Alates 2024. aastast juurutatakse uue meetodina

rajakaamerate põhist arvukuse hindamist. Täpsemalt kõigist nimetatud meetoditest allpool.

Metssea põhjustatud kahjustusi seni süsteemselt seiratud ei ole.

2.2.1 Juhuvaatlused

Metssea vaatlusi tehakse ajavahemikul 1. novembrist kuni 28. veebruarini, mille alusel

hinnatakse asurkonna soolist ja vanuselist koosseisu ning juurdekasvu. Vaatluslehele

märgitakse kuupäevade kaupa nähtud üksikisendid ning täiskasvanud isendite ja põrsaste arv

nähtud karjades. Jahiaasta lõpus annavad jahipiirkondade kasutajad vaatluste jm kogemuse

põhjal hinnangu metssigade arvukusele oma jahipiirkonnas. Rajakaamerate laialdane

28

kasutuselevõtt lisasöötmiskohtades on võimaldanud jahimeestel tõsta nii vaatluste hulka kui

nendega kogutavate andmete kvaliteeti, sest kellaajalised võrdlused võimaldavad eri karju

paremini eristada, samas võib nii jääda teadmata osa populatsioonist vaatlemata. Esiteks ei

pruugi kogu metssea populatsioon inimtekkelisi toiduallikaid kasutada (Keuling jt 2009).

Teiseks, kuna SAK leviku tingimustes on söötmiskohtades lisatoidu kogused piiratud, on

eeldatavasti vähenenud ka nende koondav mõju (Oja jt 2015). Kolmandaks eelistavad metssead

looduslikku toitu (Stillfried jt 2017, Oja 2017), mistõttu ei pruugi nad jahipiirkonna kasutajate

vaatevälja sattuda, kui mujal on looduslikku energiarikast toitu piisavalt. Viimane võib olla

varasemast olulisem tegur tingimustes, mil metssigade arvukus on langenud ning samuti headel

saagiaastatel ja ühtlasi suurema tammede osakaaluga piirkondades, näiteks Saaremaal.

2.2.2 Küttimisandmed

Jahindusstatistiliste andmete aruandeperiood on jahiaasta ning need esitatakse

Keskkonnaagentuurile iga aasta 20. märtsiks. Kütitud metssigade kohta tuleb esitada nende arv,

sugu ja vanusegrupp. Lisaks esitatakse jahindusstatistika osana metssigade arvukuse hinnang

aruandeperioodi lõpus, liikluses ja muul põhjusel hukkunud metssigade arv, jahimeeste arv,

jahikoerte arv tõurühmade kaupa. Lisaks võib Keskkonnaamet koguda kütitud või hukkununa

leitud jahiulukite kohta järgmisi andmeid: küttimise või hukkununa leitud isendi leidmise

kuupäev, küttimispaiga või leiukoha jahipiirkond ja geograafilised koordinaadid, isendi sugu ja

vanusegrupp. Soses SAK levikuga tuleb jahipiirkonna kasutajatel esitada Keskkonnaametile

iga eelneva kuu metssigade küttimisandmed järgneva kuu 10. kuupäevaks, mis kirjeldab hästi

küttimissurve ja kütitud metssigade vanuselise ja soolise jaotuse muutusi kuude lõikes (vaata

ka peatükki 1.2.2). Keskkonnaametile tuleb esitada ka lisasöötmiskoha geograafilised

koordinaadid. Kütitud isendite arv on üks laiemalt kasutatavaid metssea arvukuse indikaatoreid,

kuid see sõltub mitte ainult populatsiooni suurusest, vaid ka küttimispingutusest, ilmast,

elupaigast jne.

2.2.3 Ruutloendus

Ruutloenduse andmeid koguvad jahipiirkondade kasutajad, loendaja märgib ruutloenduse

lehele loenduse kuupäeva, loendustransektiga ristunud jäljeradade arvu liikide kaupa (sh

metssiga), loendatavate jälgede maksimaalse vanuse, loenduspäeva õhutemperatuuri ja lume

sügavuse. Loendus tuleb läbi viia ajavahemikul 15. jaanuar kuni 31. märts 24–48 tundi pärast

lumesadu ning vahetult enne loendust ei tohi esineda ekstreemset pakast, tugevat lumesadu või

tugevat tuult. Registreeritakse kõik loendustransektiga ristuvad ulukite jäljerajad isegi sellisel

juhul, kui loendaja võib suure kindlusega järeldada, et mitu erinevat ristunud jäljerada kuuluvad

samale isendile. Loendus toimub 3 km küljepikkusega ruudukujulistel transektidel, mis

võimaldab loenduse alustamist ja lõpetamist samas kohas ning samas välistab loendustransekti

väljumise ühest loenduspiirkonnast. Ühe ulukiloenduse ruuduga ei tohiks koguda andmeid

suurema kui 100 km² loenduspiirkonna kohta. Ulukiruut tuleb paigutada sellisesse

loenduspiirkonna osasse, kus ulukite esinemisagedus on eeldatavasti suurim. Ulukiruudu

paigutamisel tuleb silmas pidada, et biotoobid transektil paikneksid ligikaudu

29

proportsionaalselt nende esinemisele looduses. Jäljeindeks on suurel skaalal hea suhtelise

asustustiheduse indikaator (Bobek jt 2014, Bragina jt 2015, Deryabina jt 2015), kuid selle

kasutamine eeldab lumikatte olemasolu ning tulemusi võivad mõjutada paljud faktorid, sh

lisasöötmine, sest pideva ja piisava lisasööda olemasolul võivad metssead oma liikumist

vähendada ning koonduda söötmiskohtade lähedusse (Jezek jt 2013).

2.2.4 Pabulaloendus

Lisaks jahipiirkonna kasutajate kogutavatele andmetele on alates 2015. a viidud kevadeti läbi

ka ulukite talve jooksul kogunenud pabulahunnikute loendust. Üle Eesti on paigutatud 47

seireala. Alates 2023. a on lisandunud seireala Kaitseväe Keskpolügoonil ning alates 2024. a

ka Nursipalu ja Sirgala Kaitseväe harjutusaladel. Seega on kokku 50 pabulaloenduse ala.

Kõikidel valdavalt metsaaladel paiknevatel seirealadel on kaheksa 1 km küljepikkusega

ruudukujulist transekti, kokku 32 km loendusmarsruuti. 2 m laiusel alal loendatakse kõik

hirvlaste, jäneste ja metssea poolt viimasel talvel tekitatud pabulahunnikud ja kanaliste

ekskremendid. Lisaks hinnatakse transektile ulatuvate metssea tuhnimislaikude suurust 2 m

laiuse pabulaloenduse transektiala piires. Kui talvise ruutloenduse tulemusi mõjutab ilm ja

lumikatte olemasolu ning paksus, siis pabulaloenduse tulemusi võivad mõjutada transekti

ümbritseva elupaiga eripärad. Näiteks osad talvel kasutatavad alad võivad olla kevadise

loenduse toimumise ajal üleujutatud, mistõttu jäävad ekskremendid registreerimata. Sarnaselt

ruutloendusele ei ole võimalik kogutava indeksi väärtust lihtsa kalkulatsiooni abil

asustustiheduseks ümber arvutada, kuid siiski võimaldab see hinnata populatsiooni arvukuse

trendi.

2.2.5 Rajakaamerate põhine loendus

Alates 2024. aastast juurutatakse uue seiremeetodina rajakaamerate tehtud juhuvaatlustel

põhinevat nn REM (random encounter models) ulukite loendust ja asustustiheduse määramist.

Tegemist on meetodiga, mis hindab vabalt liikuvate ja märgistamata loomade arvukust

vastavalt nende sattumisele rajakaamera vaatevälja (Rowcliffe jt 2008). Eeldatakse, et mida

kõrgem on liigi asustustihedus, seda sagedamini läbivad isendid juhuslikult kaamera(te)

tuvastamisala (Royle ja Nichols 2003). Vaatlusaladeks on samad 47 kohta, kus alates 2015. a

on teostatud pabulaloendused (välja arvatud kolm Kaitseväe ala). See annab hea võimaluse

võrrelda kogutavaid REM andmeid nii varasemate kui ka samaaegsete pabulaloenduse

andmetega. Igale vaatlusalale paigutatakse igal kevadel 35 päevaks 26 kaamerat, mis teeb

vaatlusala kohta arvestuslikult 910 kaamerapäeva.

Seireks vajalikud ca 700 rajakaamerat on Keskkonnaagentuur 2018.–2023. a pilootuuringute

(Veeroja ja Linder 2019) ja ettevalmistuste käigus juba hankinud. Rajakaamerate salvestatavate

fotode analüüsiks on loodud masinõppel põhinev piltidelt liigi tuvastamise tarkvara prototüüp,

mida on kavas järk-järgult arendada. On alust arvata, et selline meetod võimaldaks hoida kokku

nii ulukite arvukuse hindamise töömahtu võrreldes seni kasutatud meetoditega, kui ka tõsta

hinnangute täpsust (Rowcliffe jt 2008).

30

2.2.6 Seireandmete analüüs

Kõigil meetoditel on oma eelised ja puudused, kuid kombineerituna kirjeldavad need suuremaid

populatsioonis toimuvaid muutuseid võrdlemisi hästi (joonis 11). Jahimeeste hinnang

arvukusele erineb üldisest arvukuse trendist enim, eriti suursaartel (joonis 12) ning sellega

seotud probleeme on lühidalt lahatud ülal. Siiski näib, et vähemalt viimastel aastatel on koos

tegeliku arvukuse kasvuga suurendatud ka küttimissurvet. Metssea küttimismaht ja struktuur

lepitakse kokku jahindusnõukogus, mis moodustatakse regionaalse jahindustegevuse

korraldamiseks võrdsetel alustel jahipiirkonna kasutajate ja maaomanike esindajatest, lähtudes

ulukiseire aruandest ja jahipiirkonna kasutaja ettepanekust. SAK leviku tingimustes kehtestab

metssigade küttimismahu Keskkonnaamet.

Joonis 11. Talvine metssea asurkonna suuruse (Keskkonnaagentuuri hinnang ja jahipiirkonna

kasutajate hinnangute summa), kütitud isendite arv (punane joon) ja asustustiheduse muutusi

iseloomustavate ruutloenduse jäljeindeks ja pabulaindeksi muutused (Veeroja jt 2023).

Joonis 12. Metssea asustustihedus jahipiirkonniti 2022. aastal (Veeroja jt 2023). Vasakpoolne

kaart on koostatud jahipiirkonna kasutajate poolt antud arvukushinnangute alusel, parempoolse

kaardi koostamisel on arvestatud lisaks jahipiirkonna kasutajate poolt antud arvukuse

hinnangutele ka järgneval jahihooajal (2022) kütitud kesikute ja täiskasvanud isendite arvu.

31

2.3 Ohjamine

2.3.1 Nakkuste leviku piiramine

Seni on metsseal esinev kõige ägedam, majandust mõjutavam ja tõrjemeetmeid nõudev nakkus

olnud sigade Aafrika katk. SAK juhtumite levik on Eestis olnud nii kiire, et väga tõenäoliselt

on see toimunud olulisel määral inimese kaasabil, nt saastunud sõidukite ja jalatsitega. Kuna

metssigadel on SAK olnud seni väga virulentne (kõrge suremusega) ning metssead reeglina ei

liigu väga suurtel aladel, siis võib eeldada, et vaid metssealt-metsseale nakates oleks taudi levik

olnud oluliselt aeglasem. Metsigadel on peamiseks SAK tõrje meetodiks olnud arvukuse jõuline

langetamine ja seejärel suhteliselt madalal tasemel hoidmine ning korjuste hävitamine.

SAK nakkuskolde ilmnemisel loomakasvatuse või lihakäitlemise ettevõttes kehtestatakse

sellele tauditõrje tsoneering 3. Seal hulgas on ette nähtud, et nakkusega tabandunud ettevõttes

hukatakse kõik kodusead ja hävitatakse korjused, piiratakse inimeste, sõidukite ning teiste

põllumajandus- ja koduloomade sisse- ja väljaliikumine ning desinfitseeritakse või hävitatakse

nakkusohtlik olme ja esemed. Nakkuskolde ümbruses kehtestatakse 3 km raadiusega

kaitsetsoon ning 10 km raadiusega järelevalvetsoon, kus piiratakse ka teistes farmides ja

lihakäitlemise ettevõtetes inimeste, kodusigade jt koduimetajate liikumine ning kehtestatakse

ranged sanitaarnõuded ja järelevalvekord. Samuti on piiratud sigade, nende liha ja jäänuste ning

väljaheidete ja allapanu transport kogu tsooni ulatuses. Seega, isegi kui nakkuskoldes ja selle

otseses naabruses ei nähta ette meetmeid vahetuid metssigadega, on kogu tsooni ulatuses

kehtivad piirangud loomakasvatuse ja lihakäitlemise ettevõtetele väga koormavad. Juhul, kui

SAK levib metssigadel seafarmi naabruses on hoolimata sanitaarmeetmetele (sh sisenevate

inimeste ja sõidukite desinfitseerimine) siiski suur oht, et nakkus levib metsast farmi.

2.3.2 Põllu- ja metsakahjustuste ennetamine

Metssea põhjustatud põllu- ja metsamajanduslikke kahjustusi riik ei hüvita, küll võib jahimaa

kasutamise lepingus olla eraldi sellekohane kokkulepe maaomaniku ja jahiseltsi vahel. Kuigi

kõrge arvukuse korral võib seakahjustuste üle-eestiline kogumaht olla märkimisväärne, on

seakahjustuste omapäraks nende ruumiline hajutatus, mistõttu võiks tugev ja suure ulatusega

kahjustuspiirkond välja kujuneda erakorralise juhtumina. Tõenäoliselt seetõttu on üldine

kahjustuste tase olnud suhteliselt talutaval tasemel ning reaalseid ulatuslikke ennetusmeetmeid

ei ole seni rakendatud. Küll aga on teada lokaalseid tugevaid kahjustusjuhtumeid. Paraku

metssea põhjustatud põllu- ja metsakahjustuste infot seni süsteemselt kogutud ei ole, mistõttu

võib mulje kahjustuste vähesusest olla petlik.

3 Sigade aafrika katku tõrje tegevusjuhend. Põllumajandus- ja Toiduamet. Kinnitatud Põllumajandus- ja

Toiduameti peadirektori 21.12.2023. a käskkirjaga nr 1.1-2/95

32

2.3.3 Erinevate küttimisviiside ülevaade ja mõju taudi tõrjes

Jahipidamisviisid. Eestis on metsseale lubatud jahipidamisviisid aastaringne varitsus-, hiilimis-

ja ajujaht ning ajaliselt piiratud (01.10 kuni 31.03) jaht jahikoeraga.

Varitsusjaht. Sobivad varitsuskohad asuvad metssea poolt sagedasti kasutatavates kohtades –

kultuurpõllud viljade valmimise ajal, söödapõllud, lisasöötmis- ja peibutuskohad. Varitsusjahi

läbiviimisel tuleb lisaks ulukite väljatulemise võimalusele arvestada ka tuule suuna ning

loomade liikumistrajektooriga. Maapealsetest varitsuspaikadest jahti pidades tuleb valida need

ulukite põhilisele liikumissuunale vastutuult. Varitsuskoha vahetamine jahi ajal ei ole

soovitatav, sest see võib lähenevat ulukit hirmutada. Varitsusjahi edukust võib tõsta

jahikantslite ja kõrgistmete rajamisega – ühelt poolt vähendavad mugavad varjumiskohad

vajadust varitsemise ajal asendit vahetada, teisalt takistavad lähenevatel ulukitel inimese

tuvastamist lõhna järgi. Lisaks on ka kõrgusest varitsemine maapealsest turvalisem, sest pole

ohtu põgeneva karja alla jääda. Varitsusjahi peamised eelised teiste jahipidamisviiside eest on

mugavus, vaatluste ja valikulise laskmise võimalus ning väike jahiks vajalike inimeste arv.

Hiilimisjaht. Kui varitsusjahil ootab jahimees uluki ilmumist sobivale laskekaugusele, siis

hiilimisjahi puhul on tegemist vastupidise olukorraga – jahimees üritab ise ulukile märkamatult

sobivale laskekaugusele jõuda. Uluki asukoht on enne hiilimise alustamist kindlaks tehtud

muude vahenditega, näiteks binokkel, rajakaamera, termokaamera. Ka hiilimisel on oluline

arvestada tuule suunda, jäädes tabatavast ulukist alati allatuult. Kuna jahimees tekitab

paratamatult liikumisega mõningast heli, on õnnestumise tõenäosus väiksem kui varitsusjahi

puhul. Maapinnal viibides on see ka jahimehele ohtlikum jahiviis kui varitsusjaht. Hiilimisjahi

edukus sõltub kogemusest rohkem kui teiste jahiviiside puhul. Sarnaselt varitsusjahiga on

eeliseks aga väike jahiks vajalike inimeste arv ning vaatluste ja valikulise laskmise võimalus.

Ajujaht on aktiivne jahipidamise viis, mille puhul piiratakse ulukeid kindlal maa-alal ning

ajajad suunavad helisid tekitades, sageli hõigete ja/või paugutitega, ulukid kütiliini. Jahi

edukaks läbiviimiseks võib teostada eelluuret, mida on eriti hea läbi viia lumikatte olemasolul,

samuti valida kohti, kus metssead suurema tõenäosusega puhkavad, näiteks peibutuskohtade

läheduses. Ajujahi edukaks läbiviimiseks on vaja teiste jahipidamisviisidega võrreldes oluliselt

suuremat inimeste hulka. Kui ajajate arv on liiga väike, jäävad ulukid tihedas metsas varju. Ka

kütiliinis peab olema jahimeeste arv piisavalt suur, et ajust lahkuvad ulukid kütiliinist läbi ei

jookseks. Võrreldes teiste jahipidamise viisidega on ajujaht oluliselt häirivam, kuna liikuma

aetakse ka need ulukid, kellele parajasti jahti ei peeta. Eriti ohtlik võib selline tegevus olla

maanteede lähedal, kuna ajust põgenevad ulukid võivad ka teid ületada, mistõttu kasvab oht

liikluses ulukiõnnetuste tekkimiseks. Piisava hulga jahimeeste olemasolul võib ajujaht olla väga

efektiivne jahipidamise viis, kuid selle läbiviimist piiravad oluliselt maastikulised eripärad,

näiteks väga suured metsatükid, liiga tihe alusmets, puhastamata metsasihid jms.

Jaht jahikoeraga sarnaneb ajujahile ning mõnikord kasutataksegi neid kahte jahiviisi

paralleelselt. Kui sama metsatükki ajada läbi algul ajajatega ja seejärel jahikoeraga, võib koer

leida ulukeid, kes varem ajajatel hoopis märkamata jäid. Koeraga jahi eelised ajujahi ees

ilmnevadki selle suuremas efektiivsuses. Esiteks ei ole koeraga jahi korral vaja nii suurt hulka

inimjõudu kui ajujahil – hästi töötav jahikoer on suuteline uluki metsatükist ise üles otsima ja

33

kütiliini ajama. Teiseks suudavad jahikoerad otsida ja ajada metssigu ka väga tihedas maastikus,

näiteks roostikus, kus metssigadel on kerge varjuda ning inimeste liikumine on raskendatud.

Jahikoera kasutamisel on ka mõned miinused: koer võib loobuda uluki ajamisest enne kütiliinini

jõudmist, lahkuda metsatükist koos ajatava ulukiga või hakata ajama ulukit, kellele parajasti

jahti pidada ei soovita, sh ajatava uluki teise vastu ümber vahetada. Samas on enamikul juhtudel

võimalik koera järjepideva treenimise ja jahi parema korraldusega neid probleeme vältida.

Praegu on võimalik Eestis jahikoera välja õpetada ainult temaga järjepidevalt metsas käies.

Koeraga jahi läbiviimist võib teatud juhtudel takistada ka suurkiskjate, eelkõige hundi

leidumine piirkonnas, kuna jahi käigus on oht hundi ja koera vaheliseks konfliktiks, mistõttu

jaht selles konkreetses kohas katkestatakse.

Jahipidamisvahendite hulgas on nii neid, mis on üldlubatud, kui ka selliseid, mis on osaliselt

või täielikult keelatud või mille kasutamine on vastuolus levinud hea tava ning jahieetika ja -

moraaliga. Jahti tõhusamaks muutvate vahendite kasutamisel võib tekkida vajadus hakata

määrama ka sõralistele jahi ülemlimiite, nagu toimitakse suurkiskjate puhul. Seni on sõralistele

määratud vaid jahimahu alammäär.

Söödaga peibutamine. Eestis on metssigade lisasöötmine keelatud, kuid lubatud on

peibutamine söödaga, mis tõstab oluliselt nii varitsus-, hiilimis- kui ajujahi efektiivsust, viimase

puhul eriti lumikatte puudumise korral. Valdavalt kasutatakse peibutusena teravilja ja selle

jääke, kuid on kasutatud ka tammetõrusid, kartuleid jm juurvilju, pähkleid, toidutööstuse jääke,

peamiselt pagaritooteid. Omaette peibutamise viis on veel söödapõllud – metsamaastikusse

rajatud väikesed kultuurviljade põllud, millelt vilja ei koristata. Metssea puhul sõltub

lisasöötmise mõju populatsiooni arvukusele oluliselt nii lisasööda kogusest kui selle

saadavalolemise ajast – peibutussöötmise puhul on kogused väikesed ja jäävad alla looduslikule

toidubaasile samas elupaigas.

Valgusti. Vastavalt kehtivale jahiseadusele on kunstliku valgusallika kasutamine jahil keelatud,

välja arvatud tasku- ja otsmikulambi kasutamine lasketulemuse selgitamiseks ning haavatud ja

surnud uluki otsimiseks. Seejuures on Keskkonnaametil õigus kehtestada uluki kaudu leviva

haiguse tõkestamiseks tingimused ja ajavahemik, mille korral kunstliku valgusallika

rakendamine on lubatud. Näiteks KeA käskkiri 6. mai 2023 nr 1-1/23/60 lubab sigade Aafrika

katku tõrjumise eesmärgil lasta metssigu seisva mootoriga mootor-ja maastikusõidukist,

mootor- ja maastikusõidukit muul viisil kasutades ning kunstliku valgusallika abil kuni

28.02.2025. Jahieeskiri lubab kunstlikku valgusallikat kasutada vaid siis, kui püssiraua suue on

lasu hetkel kõrgemal kui 2,5 meetrit, näiteks kõrgistmelt küttides. Kuna Eestis on pimedat aega

metssea peamise jahiaja jooksul palju, hõlbustaks valgusti kasutamine nii hiilimis- kui ka

varitsusjahi läbiviimist. Kuna valgusti kasutamine ei jää ulukile märkamatuks, ei ole selle

abivahendiga seotud eetilis-moraalsed kaalutlused nii tugevad kui öösihiku puhul.

Öösihiku kasutamine on praegu Eestis lubatud vaid Keskkonnaameti loal uluki kaudu leviva

haiguse tõkestamiseks, kuid seni ei ole öösihiku kasutamise tingimusi ette nähtud. Öösihiku

kasutamine tõstaks kahtlemata varitsus- ja hiilimisjahi efektiivsust pimedas, kuid selle

vahendiga on seotud tugevad eetilis-moraalsed kaalutlused – erinevalt valgustist jääb öösihiku

34

kasutamine kütitavale ulukile märkamatuks ning võib anda jahimehele liiga suure eelise –

tabatud uluk pääseb vaid ebatäpse lasu korral. Samuti on oht, et juba soetatud vahendit

hakatakse kasutama ka teiste ulukite puhul. Öösihiku lubamine võib vajada ühiskonnas

põhjalikumat arutelu, samuti tuleb vaadata naaberriikide kogemusi, näiteks kuidas on

jahipidamine muutunud pärast öösihiku kasutuselevõtmist Soomes.

Püünisaed. Vastavalt jahieeskirjale on Eestis lubatud püünisaedade kasutamine

Keskkonnaameti määratud juhtudel, kuid seni ei ole see meetod Eestis rakendamist leidnud.

Tegemist on levinud meetodiga Ameerika Ühendriikides, kus metssead (ja nende ristandid)

põhjustavad kohalikule loodusele suurt ohtu. Sisuliselt on tegemist aiaga piiratud

söötmiskohaga, kuhu metssead söödaga sisse meelitatakse ning seejärel terve karjana ära

kütitakse. Erinevalt meil levinud varitsusjahist ei ole ülejäänud karjal võimalust põgeneda.

Eestis on aiajaht kohaliku jahieetikaga vastuolus – kuna ulukitel ei ole mitte mingit

põgenemisvõimalust, on tegemist pigem hukkamise kui jahipidamisega. Samas erijuhtudel,

näiteks SAK leviku piiramisel väga kõrge asustustiheduse korral võib see olla siiski otstarbekas.

Eestis on jahipidamine vabatahtlik harrastus ning vastuolulisuse tõttu on vähe tõenäoline, et

jahimehed ise sellise abivahendi kasutusele võtaks. Tõenäoliselt eeldaks püünisaedade

kasutamine kutseliste jahimeeste rakendamist, kuid sel juhul tuleks ka seadustes luua

võimalused ja määrata tingimused, mille korral on riiklik sekkumine lubatud.

Vibujaht. Jahivibu kasutamine on jahiseaduses ja jahieeskirjas rangelt määratletud, kuid seni

on see vahend Eestis lubatud vaid jahipidamisel väikeulukitele, kuigi mujal kasutatakse seda

ka suurulukijahil. Metssea puhul oleks jahivibu kasutatav kas varitsus- või hiilimisjahis.

Vibujahi populaarsus on Eestis tõusuteel ning selle lubamine ka metssea tabamisel võib aidata

tõsta ka huvi metssea küttimisele. Kuna vibujahi läbiviimisel häiritakse teisi ulukeid

minimaalselt, võiks see teatud juhtudel olla isegi eelistatud, näiteks kaitsealadel ja asulate

läheda. Vibujahi lubamine on siiski seotud eetilis-moraalsete dilemmadega ning vajab laiemat

ühiskondlikku arutelu. Seejuures on oluline tõsta ka teadlikkust praeguste piirangute osas. Kui

jahivibu kasutust laiendatakse ka suurulukitele, tuleb hoida senist nõuete, sh väljaõppe ja

kontrolli taset.

Mootorsõiduk. Eestis on keelatud kasutada mootorsõidukit uluki tagaajamiseks ning selle

kasutamine uluki laskmisel, küll aga on Keskkonnaameti kehtestatud tingimustel ja korral uluki

kaudu leviva haigusel tõkestamiseks lubatud ulukite laskmine seisva mootoriga mootor- ja

maastikusõidukist ning mootor- ja maastikusõidukit muul viisil kasutades. Mootorsõidukeid on

võimalik kasutada varjena, mis annab eelise ajutistes kahjustuskohtades varitsusjahi

läbiviimiseks. Samuti on võimalik uluki otsimisel katta mootorsõidukiga kiiresti suur ala, mis

aitab kaasa hiilimisjahiks uluki otsimisel. Lisaks on võimalik kasutada mootorsõiduki tulesid

abistava valgusallikana.

Püüniste kasutamine metsseajahil ei ole lubatud, kuigi salakütid on kasutanud nii

traatpüüniseid (silmus) kui püünisraudu. Tegemist on ebaseaduslike vahenditega, mille puhul

ei ole välistatud ka teiste ulukite sattumine püünistesse ning nende kasutuse seadustamisel

esineks nii eetilis-moraalseid probleeme kui kaasneks oht teistele liikidele. Seetõttu ei ole

soovitatav selliseid jahivahendeid lubada.

35

3 Mõjutegurid

Järgnevalt on analüüsitud metssea populatsioonile mõju avaldada võivaid tegureid, sh võivad

need põhjustada nii arvukuse langust kui ka tõusu. Arvukuse languse soovimatuks tagajärjeks

võib omakorda olla populatsiooni jätkusuutlikkuse vähenemine, seevastu metssea arvukuse

tõus võib kaasa tuua kahjustuste sagenemise ning metsseaga seotud nakkuste suurema leviku.

Olulisemateks mõjuteguriteks metssea populatsioonile on sigade Aafrika katk, looduslike

vaenlaste rohkus/vähesus, küttimissurve ning inimtekkeline toidubaas ja lisasöötmine.

Järgnevalt analüüsitud mõjutegurite tähtsused on lühendatud ja määratud vastavalt:

KR kriitilise tähtsusega, võib 20 aasta jooksul viia asurkonna hävimisele;

S suure tähtsusega, võib 20 aastaga viia asurkonna kahanemisele > 20% ulatuses;

K keskmise tähtsusega, võib 20 aastaga viia asurkonna kahanemisele < 20% ulatuses;

V väikese tähtsusega, omab vaid lokaalset tähtsust ning asurkonna kahanemise oht 20 aasta

jooksul on < 20%;

N metssea arvukusele neutraalne või nõrk positiivne mõju, mis tõstab populatsiooni

arvukust vaid nii vähe, et sellega ei kaasne olulist suure ulatusega kahjustuste sagenemist

(lokaalselt võib kahjustuste tõus olla märgatav);

P metssea arvukusele positiivse mõjuga tegur, mis võib viia asurkonna olulisele kasvule,

mis omakorda võib kaasa tuua märkimisväärse kahjustuste jt ohtude sagenemise suures

ulatuses.

3.1 Geneetilise mitmekesisuse muutus

3.1.1 Populatsiooni isolatsioon – V

Eesti metssigade populatsioon sarnaneb geneetiliselt Venemaa, Soome ja Poola metssigadele

(Iacolina jt 2018) ja riikidevaheline liikumine on seni olnud suhteliselt vaba ning populatsiooni

isolatsiooni ei ole esinenud. Seoses Euroopa julgeolekuolukorra halvenemisega ning

sõjategevusega Ukrainas on hakatud riigipiiri kinni ehitama ning tulevikus katab ulukitele

läbimatu piiritaratara arvatavasti kogu idapiiri maismaa osa. Sarnane riikide idapiiride

kindlustamine toimub ka Lätis, Leedus ja Poolas. Piiritara väljaehitamisel väheneb geenisiire

Balti riikide ning Venemaa ja Valgevene metsseapopulatsioonide vahel. Samas, kuna metssiga

suudab hästi ujuda ja suures osas kulgeb idapiir mööda Narva jõge ning läbib Peipsi-Pihkva

järve, Narva veehoidlat ja mõningaid väikejärvi (Pabra, Pattina, Kriiva, Vaniku järv), mis pole

tarastatud, ei katke ühendus täielikult ka juhul, kui piiritarad ehitatakse välja kogu maismaapiiri

ulatuses. Eeldatavasti jääb siiski ka looduslikes elupaikades piiritarasse katkestusi, eelkõige

soistel aladel ja väikestel veekogudel. Nii võib piiritara negatiivne mõju Eesti metssigade

geneetilisele mitmekesisusele avalduda eelkõige lokaalselt piiriäärsetel aladel ning juhul, kui

seal esineb ka muid isolatsiooni põhjustavaid tegureid.

Eesti keskkonna kandevõime on selgelt suurem, kui põhipopulatsiooni 1 000 isendit. Seega

oleks populatsiooni isoleerumise mõju pigem väikese tähtsusega ka juhul kui Eesti

36

populatsioon isoleeruks kõigist naaberaladest (vähemalt lühemas ja kesk-pikas perspektiivis).

Reaalselt on osalise isolatsiooni tekkimise ohtu ette näha vaid Venemaaga.

3.1.2 Suunatud küttimine – V

Nii emiste kui ka kultide suunatud küttimine võib viia geneetilise mitmekesisuse vähenemisele

(Allendorf ja Hard 2009). Kui sigimises osaleva populatsiooni suurus on väike, võib väheneda

heterosügootsus ja haruldased alleelid populatsioonist kaduda (Harris jt 2002). Kuna emised

veavad arvukuse kasvu, soovitati SAK leviku tingimustes metssigade asustustiheduse kiireks

vähendamiseks just emiste suunatud küttimist. Pikas perspektiivis võiks selline strateegia

metssea populatsiooni geneetilisele mitmekesisusele negatiivselt mõjuda. Samas on leitud, et

kultide panus järglaste geneetilisele mitmekesisusele näib olevat oluliselt suurem kui emiste

panus (Pérez-González jt 2014). Samuti võivad emised viljastuda juba umbes aasta vanusena,

mistõttu näib, et metssead on kohastunud emiste suurenenud suremusega toime tulema.

Suunatud küttimine võib iseenesest viia geneetilise mitmekesisuse kahanemisele, kuid selle

mõju sigivusele ja elulemusele võiks avalduda pikema aja jooksul. Seega 20 aasta perspektiivis

on suunatud küttimine väikese tähtsusega mõjutegur. Küll aga võivad olla pikemaajalised

tugevamad mõjud, eriti koosmõjus teiste teguritega nagu nt populatsiooni isoleerumine või

killustumine.

3.1.3 Hübridiseerumine ja introgressioon – N

Mitmel pool Euroopas on kodusea geenide introgressioon metssea populatsiooni suhteliselt

levinud (Iacolina jt 2018). Kodustatud liigi geenide introgressioon võib vanemliigi

populatsioone negatiivselt mõjutada. Kuna metssea puhul kanduvad aga üle muuhulgas ka

suurenenud reproduktiivsusega seotud geenid (Fulgione jt 2016), võib hübridiseerumine

populatsiooni kasvu potentsiaali oluliselt tõsta. Samas korreleerub hübridiseerumise risk

kodusea pidamise viisidega ning Eestis peetakse kodusigu valdavalt suurfarmides. Hiljutise üle-

euroopalise hübridiseerumise uuringu tulemustel Eesti metssea populatsioonist

hübridiseerumise märke ei leitud (Iacolina jt 2018). Siiski on minevikust teateid laigulistest

metssigadest, seega võib vaatamata laialdase introgressiooni puudumisele üksikuid

hübridiseerumise juhtumeid esineda.

Eesti maaelu ja seakasvatuse tootmisvõtete omapärasid arvestades on mets- ja kodusea

hübridiseerumise tõenäosus väga madal. Seoses SAK-ga seotud bioohutuse, taudiennetuse ja -

tõrje meetmetele võib eeldada, et mets- ja kodusea ristumise tõenäosus/sagedus on veelgi

madalam, kui meetmete kehtestamisele eelnevalt Näiteks on oluliselt vähenenud sigade

pidamine väikefarmides ja kodustes oludes, kus kokkupuude metssigadega on tõenäolisem kui

suurfarmides. Juhul, kui hübridiseerumise tõenäosus/sagedus suureneks, oleks mõju metssea

sigivusele ja seeläbi arvukusele positiivne ning võiks potentsiaalselt kaasa tuua kahjustuste

sagenemise.

37

3.2 Looduslik suremus ja nakkused

3.2.1 Looduslikud vaenlased – P / K

Metssiga on hundi eelistatud saakobjekt. Hundi arvukuse langus väga madalale või loodusest

kadumine võiks kaasa tuua metssea aga ka teiste sõraliste populatsiooni olulise kasvu. Teisalt

kiskjad laialt levinud saakloomi välja küttida üldjuhul ei suuda (negatiivne tagasiside

mehhanism). Seega hundi arvukuse märkimisväärsel tõusul võiks olla kuni keskmise

tugevusega mõju metsseale. Kuid seda eelkõige tingimustes, kus alternatiivsete saakloomade

(metskitse) arvukus on madalseisus. Alternatiivsete hundi saakobjekti ohtruse korral võiks

mõju metsseale olla usutavasti vaid vähene.

3.2.2 Sigade Aafrika katk – S-KR

Suurima mõjuga haigus on viimastel aastatel olnud SAK, mis vähendas metssea populatsiooni

suurust mitmekordselt ning ületas täielikult küttimise mõju (Schulz jt 2019, Morelle jt 2020,

Veeroja jt 2023). Siiski oli Poolas mittekütitavatel aladel metssea suremus mõnevõrra väiksem

kui kütitavatel (Morelle jt 2020), mistõttu ei saa öelda, et taudiaegne küttimine mõjutab vaid

neid metssigu, kes oleksid viiruse tagajärjel nagunii hukkunud. Enamgi veel – kirjeldatud

süsteemis on metssea asustustihedus kordades suurem kui Eestis, mis tähendab, et taudi leviku

tingimustes võib üleküttimine metssea populatsiooni täiendavalt ohustada ning raskendada

taudijärgset taastumist.

Eestis langes SAK aktiivse leviku ajal metssea asustustihedus ca 2 aasta jooksul (so üsna

kiiresti) rohkem kui 5-lt tasemeni 1,0–1,5 is/1 000 ha. Tõenäoliselt oleks kestvama ägeda

taudipuhangu korral langenud/langetatud arvukus veelgi madalamale tasemele. Seega võib

SAK kujuneda kriitilise tähtsusega ohuteguriks, mis pikemalt kestva taudi korral võib

koostoimes teiste teguritega viia isegi piirkonniti asurkonna kadumiseni. Tänu efektiivsetele

meetmetele ja metssea arvukuse langusele vähenes SAK-i levik ning populatsiooni taastumisele

aitasid kaasa soodsad toitumistingimused järgnevatel aastatel. Kuna nii madala asustustiheduse

ajal taudi levikut ei täheldatud, on täiendav oht, et sellist piirväärtust tõlgendatakse kui

soovituslikku metssea asustustiheduse taset, mis lisab täiendava ohu populatsiooni seisundile.

3.2.3 Parasiidid – V-K

Metssiga on vastuvõtlik paljudele erinevatele parasiitidele, kes üldjuhul ei põhjusta peremehe

surma, kuid võivad nõrgestada organismi. Suremus erinevate haiguste tagajärjel kasvab eriti

just lumerohkete ja karmide talvedega aastatel (Okarma jt 1995). Viimasel aastakümnel on

Eesti talved olnud metsseale pigem leebed, kuid kliima muutuste tingimustes on raske talviseid

ilmasid ja lumeolusid pikemalt prognoosida. Seega on parasiidid kokkuvõttes sõltuvalt talve

karmusest väikese kuni keskmise tähtsusega ohutegur.

38

3.2.4 Muud nakkused – V

Sigade klassikaline katk, suu- ja sõrataud, tuberkuloos jt. looduslikud taudid ja seakasvatusest

loodusesse levida võivad taudid on seni olnud vähem virulentsed ja vähem epideemilised kui

SAK. Hinnanguliselt on tegemist väikese tähtsusega ohuteguriga, mille suudab populatsioon

suhteliselt väheste kadudega üle elada ning taastuda. Siiski ei saa välistada uudsete, seni

teadmata taudide levikut Eestisse, kuid nende mõju on võimatu käesolevaga hinnata.

3.3 Inimesest johtuv suremus

3.3.1 Legaalne küttimine – S / P

Küttimine on üks suurema mõjuga metssea suremust mõjutavaid tegureid ning see ületab selgelt

suurkiskjate mõju (Selva 2004, Nores jt 2008), kuid jääb alla taudidest põhjustatud suremusele

(Morelle jt 2020). Viimastel aastakümnetel on küttimise mõju metssea populatsioonide

kasvukiirusele olnud selgelt väike (Melis jt 2006, Veeroja jt 2023), kuid see võib osutuda

oluliseks täiendavaks suremust põhjustavaks teguriks taudide ulatusliku leviku tingimustes

(Morelle jt 2020).

Tegemist on metssea arvukusele suure tähtsusega teguriga, mis johtuvalt meelsusest,

sotsiaalsetest teguritest ja kollektiivsetest otsustest võib metssea arvukust märkimisväärselt nii

langetada kui ka oluliselt tõsta. Seega on legaalse küttimise korraldusega tihedalt seotud

populatsiooni stabiilsus. Jahi tõhusust võib tõsta nt peibutussöötmine, mille puhul sööda

kogused on väikesed ning toidubaasi maht ei tõuse oluliselt, seega ei saa seda käsitleda

lisasöötmisena.

3.3.2 Illegaalne küttimine – V-K

Metssea küttimine on Eestis suhteliselt vaba – kuigi jahiloa olemasolu on vajalik, pole seatud

ülempiiri kütitavate isendite arvule nagu suurkiskjate puhul. Lisaks pole küttimisele seatud

aastaajaga seotud piiranguid – nii emiste kui kultide jaht on lubatud aastaringselt. Siiski tuleb

ette juhtumeid, kui on kütitud ilma jahiloata või ebaseaduslikke vahendeid kasutades. Näiteks

2018. a detsembris kütiti Valgamaal Rebasemõisa külas tiine emis ja kolm põrsast, omamata

vastavat jahiluba. Paar aastat varem kütiti ilma jahipidamisõiguseta Saaremaal Mustjala

jahipiirkonnas viis metssiga. Kuna aga ei legaalse ega illegaalse küttimise mõju ei ole piiranud

metssea arvukuse kasvu Eestis ega Euroopas, ei saa seda praegu oluliseks ohuteguriks pidada.

Illegaalse küttimise levik ja sagedus on väga suure teadmatuse määraga tegevus. Mõju metssea

populatsioonile võib esineda, eriti juhul kui avalik arvamus metssea suhtes on ebasoodne,

tugeva majandussurutise või poliitilise ebastabiilsuse korral vms. Metssea küttimine (sh

illegaalne küttimine) eeldab spetsiifilisi oskusi, mis piirab illegaalse küttimise levikut.

Usutavasti on illegaalse küttimise mõju hetkel kogu Eesti kontekstis vähene ning võib avalduda

pigem lokaalselt.

39

3.3.3 Populatsiooni demograafilise ja sotsiaalse struktuuri rikkumine – S

Looduslikus süsteemis on metssea noorloomade suremus väga kõrge – ligemale pooled

metssead hukkuvad esimesel eluaastal ning kolmandik teisel (Jezierski 1977). Samas rohke

toidubaasiga aastatel võib suremus olla ka vaid 10% ning toidunappusega aastatel 90%. Kuni

neljanda eluaastani on kultide suremus emiste omast suurem, alates kuuendast eluaastast

vastupidi (Jezierski 1977). Seega on võimalik selektiivse küttimisega mõjutada nii

populatsiooni sigimispotentsiaali kui ka küttimisvälist suremuse taset.

Juhul, kui populatsiooni struktuuri suunamine suurendades parimas sigimiseas emiste suremust

on üleriigiliselt koordineeritud, on tegu suure tugevusega mõjuteguriga.

3.3.4 Koordineeritud tõrjumine – K-S (V)

Eestis ei ole metssiga invasiivne võõrliik, mistõttu tema loodusliku populatsiooni tõsine

kahjustamine oleks vastuolus riiklike seadustega. Metssea liigne tõrjumine või ohjamine võib

osutuda probleemiks näiteks kaitsealuste liikide kaitsemeetmena või taudide ohu

vähendamiseks, samas varasemalt on metssea täielik väljatõrjumine õnnestunud vaid saartel

(Massei jt 2011). Hästi kohanemisvõimelise liigina kasutavad metssead varjumiseks alasid, kus

jahipidamine on raskendatud või keelatud – suured loodusmassiivid, kaitsealad, elamute ja

tiheasustusega alade lähedus. Toimub ka tühjaks jäänud alade taasasustamine piirnevatelt

aladelt. Seega pikas perspektiivis ei ole väikeseskaalaline tõrjumine püsiv ning suureskaalaline

tõrjumine traditsiooniliste jahipidamismeetoditega saavutatav (Guberti jt 2022).

Kui metssea tõrjumiskampaania on korraldatud üleriigiliselt, võib saavutada keskmise kuni

suure tugevusega mõju. Kui tegemist on lokaalse tõrjumisprojektiga, nt üksikul kaitsealal, siis

on tõenäoliselt võimalik saavutada vaid väikese tugevusega mõju, sest tagasiränne

naaberaladelt kompenseeriks lokaalse arvukuse languse efekti. Lokaalselt võib olla võimalk

saavutada tugevamat efekti kestva tõrjumisprogrammiga, kuid sellisel juhul on suur oht minna

vastuollu ühiskondlike väärtuste ja moraalinormidega.

Metssiga on Eestis oluline hundi toiduobjekt. Seega on metssea ohjamisel oluline arvestada ka

teiste uluksõraliste arvukusega – kui metssea populatsiooni madalseis langeb kokku metskitse

ja põdra arvukuse languse või madalseisuga, võivad suurkiskjate konfliktid inimesega kiiresti

sageneda, mis omakorda ohustab suurkiskjate mainet ja seab ohtu nende soodsa seisundi.

Teisalt tuleb ka suurkiskjate kaitse ja ohjamise eesmärkide seadmisel arvestada saakliikide

arvukuse muutuste ja nende arvukuse soodustamis- või piiramisvajadustega.

3.3.5 Hukkumine liikluses – V

Aastatel 2009–2018 registreeriti Eesti maanteedel 1 579 metssea hukkumine liikluses või

kokkupõrge sõidukiga (Remm ja Remm 2019). See teeb aastas keskmiselt ca 160 hukkunud

metssiga. Isegi juhul, kui mõned juhtumid on registreerimata ja tegelik liikluses hukkumise tase

on mõnevõrra kõrgem, on see vaid ca 1% võrreldes küttimismahuga. Seega on liikluses

hukkumine väikese tähtsusega ohutegur, mis võib avalduda väga lokaalselt.

40

3.4 Toitumistingimused

3.4.1 Loodusliku toidubaasi muutus – N / V

Metssiga on väga plastilise elupaigavalikuga ja suudab asustada erinevaid elupaigatüüpe, kui

seal on piisavalt toitu ja varjumisvõimalusi. Looduslikud kõrge energiasisaldusega toiduallikad

(tõrud ja pähklid) on metssea jaoks kriitilise tähtsusega (Gethöffer jt 2007, Cellina 2008, Cutini

jt 2013) ja nende vähesusel suureneb looduslik suremus. Tõrurohketel aastatel koonduvad

metssead sobivatesse metsadesse – Białowieża rahvuspargis registreeriti 34% metssea

vaatlustest tammesisaldusega metsades, mis moodustasid kõigist metsadest <10% (Okarma jt

1995). Samas võivad metssead looduslikku toitu asendada sagenenud põllukultuuride

tarbimisega (Fournier-Chambrillon jt 1995, Schley ja Roper 2003, Herrero jt 2006, Cellina

2008, Merta jt 2014). Ühtlasid võivad metssead tõrude ja pähklite vähesust kompenseerida

taimede maa-aluste osade (Groot Bruinderink ja Hazebroek 1994), männiseemnete (Massei jt

1996) ning loomsete toiduallikatega (Groot Bruinderink ja Hazebroek 1994, Wilcox ja van

Vuren 2009).

Seoses suureulatuslike keskkonnamuutustega võivad metssea looduslikud toitumistingimused

nii halveneda kui ka paraneda. Kuna metssiga suudab lülituda ümber teistele toiduobjektidele,

siis võimalik negatiivne mõju oleks ilmselt vähene. Toitumistingimuste paranemine (nt

tammikute levik) võtab aega rohkem kui 20 aastat, seega oleks võimalik positiivne mõju

populatsioonile hinnatavas ajaskaalas nõrk, kuid pikemas perspektiivis võib olla tegu

märkimisväärselt tugeva mõjuteguriga.

3.4.2 Lisasöötmine – P

Lisasöötmine loodusliku toidu vähesuse perioodil vähendab loomulikku suremust ning tõstab

noorloomade sigimispotentsiaali (Cellina 2008). Varasematel aastakümnetel on lisasöötmine

Eestis metssigade arvukust oluliselt tõstnud (Oja jt 2014), kuid seoses SAK levikuga on

lisasöötmine keelatud. Karjadevahelised sagenenud kontaktid söötmiskohtades võivad soosida

haiguste levikut (Sorensen jt 2014, Oja jt 2017B, Guberti jt 2022) ja seda isegi mitu aastat pärast

lisasöötmise lõpetamist (Oja jt 2015). Samas viimaste aastate kõige suurema suremust mõjutava

teguri SAK viiruse levikut ei ole söötmiskohtade tihedus oluliselt soosinud. (Guinat jt 2017,

EFSA 2020).

Lisasöötmine suurendab oluliselt sigivust ja vähendab suremust ning seega on tegemist tugeva

positiivse mõjuteguriga. Seega võib sellega seostada kahjustuste taseme tõusu. Vastavalt

kehtivatele õigusaktidele võib metssigu sööta vaid nende peibutamise eesmärgil jahipidamise

hõlbustamiseks ning söötmiskohtade tihedus ei tohi olla suurem kui üks söötmiskoht 10 km²

kohta. Kuna peibutussöötmise korral on sööda kogused väga väikesed, ei ole seda käsitletud

lisasöötmisena. Lisaks on lisasöötmine täielikult keelatud metsise püsielupaigas, muul

kaitsealal, hoiualal, püsielupaigas ja kaitstava looduse üksikobjekti kaitsevööndis on

lisasöötmine lubatud vaid kaitstava loodusobjekti valitseja nõusolekul. Teadaolevalt ei ole

lähemal ajal riiklikku kavatsust kehtivat korda leevendada, mistõttu lisasöötmise mõju metssea

41

populatsioonile on eeldatavasti minimaalne. Küll aga võib toimuda kontrollimatu illegaalne

tahtlik lisasöötmine, kuid ka metssigade ligipääs muul eesmärgil ladustatud

põllumajandussaadustele või- jäätmetele, mille mõju ulatust hinnata on käesolevaga keeruline.

Samuti on seni riiklikult reguleeritud vaid jahinduslikul eesmärgil lisasöötmist, kuid seoses

hobifotograafia ja loodusturismi populaarsuse tõusuga sageneb üha enam mittejahinduslikel

eesmärkidel peibutamine.

3.4.3 Inimtekkeline toidubaas – P

Isegi, kui lisasöötmist ei toimu, on metssigadel jätkuvalt ligipääs muudele inimtekkelistele

toiduallikatele, peamiselt põllukultuuridele, mis leevendavad loodusliku toidu vähesust

(Fournier-Chambrillon jt 1995, Schley ja Roper 2003, Herrero jt 2006, Cellina 2008, Merta jt

2014). Suvisel viljade valmimise ajal mõjutab põllukultuuridest toitumine ka metssea

elupaigakasutust (Thurfjell jt 2009, Keuling jt 2008B, Keuling jt 2010).

Põllumajandusest pärit toiduallikad on ilmselt kõige olulisem metssea arvukust tõstev tegur,

mis võimaldab kõrge arvukuse püsimist ka loodusliku toidu vähesuse korral. Põllukahjustuste

sagenemine võib tekitada probleeme metssea sotsiaalse taluvusega ja põhjustada ebasoodsat

avalikku arvamust, mis omakorda võib tuua kaasa teiste ohutegurite avaldumise, sh

põhjendamatult kõrge legaalne ja illegaalne küttimissurve.

3.5 Elupaigatingimused

3.5.1 Häirimine – V

Metssead liiguvad ka linnalistes asulates, mis suurendab inimese ja metslooma vahelise

konflikti ohtu. Aedade ja rohealade tuhnimine ning võimalikud on ründed rihmastamata

koertele võivad põhjustada ebasoodsa avaliku arvamuse tugevnemist. Hiljutine Tallinna

rohealade uuring paljastas, et praegu elab sealsetel rohealadel püsivalt 15 metssiga, kuid

tulevikus võib see arv kiiresti kasvada (Klein jt 2023). Tiheasustusega aladel on metssigade

arvukuse vähendamine küttimise teel raskendatud, mistõttu seda tehakse erilubadega ja

ühekordsete aktsioonidena. Näiteks Paljassaares korraldati seajahti 2015., 2016. ja 2017.

aastatel.

Seoses transporditaristu arendamise ja teeohutuse tõstmisega on viimastel aastatel suurenenud

tarastatud maanteelõikude hulk. Kohtades, kus nii suurulukite kui inimeste läbipääs on

lahendatud samal rajatisel, esineb oht inimese ja metslooma vahelise konflikti tekkeks. Seni

valminud ökoduktidest esineb selline olukord Kohatul, eriti juhul, kui koos inimesega liiguvad

rihmastamata koerad (Valdmann jt 2022). Samas oht on olemas ka teistel ulukirajatistel, mida

inimesed liikumiskeelust hoolimata kasutavad. Sellistes rohekoridorides ja nende läheduses on

oht metsloomaga kohtuda suuremgi kui mujal metsateedes, sest need toimivad liikumisteede

koondumiskohana.

Häirimise mõju metsseale on reaalselt lokaalne ning väikese ulatusega. Küll aga sagenenud

negatiivse kogemusega inimese ja metssea kontaktide korral võib avalik arvamus muutuda

42

ebasoodsaks. See omakorda annab alust teiste ohutegurite tugevamale avaldumisele, nt võib

suureneda küttimissurve, illegaalne küttimine jm.

3.5.2 Elupaiga killustatus ja rohevõrgu sidusus – V-K / N (P)

Seoses transporditaristu arendamisega rajatakse Eestisse ka ühe enam ulukitarasid, mis

tekitavad metssea populatsioonile riigisisese liikumisbarjääri ning võivad suurendada

killustumise ohtu. Selliste mõjude leevendamiseks on ette nähtud leevendusmeetmed – suur- ja

väikeulukitele tuleb varasemate uuringute põhjal kindlaks tehtud kohtadesse rajada vajaliku

tihedusega läbipääsud, mis projekteeritakse ja ehitatakse koos uue trassi või trassilaiendusega.

Ülepääsudena on Eestis kasutusel ökoduktid, altpääsudena suur- ja väikeulukitunnelid ning

kallasrajad. Lisaks on mitmetele lõikudele rajatud ka samatasandilisi läbipääse –

tarakatkestused – mida mõned juhul on turvalisuse suurendamiseks täiendatud

ulukifoorisüsteemidega. Senine ulukirajatiste seire näitab, et metssead on kõik Eestis seni

rajatud ökoduktid omaks võtnud (Valdmann ja Kruuse 2016, Erimäe jt 2022, Valdmann jt 2022,

fotod 2 ja 3). Juhuvaatlused kinnitavad, et metssead suudavad läbida ka üsna väikseid, isegi ca

2 m läbimõõduga tunneleid. Puuduvad siiski süsteemselt kogutud andmed selliste väikeste

läbipääsude kasutussageduse kohta (Erimäe jt 2022).

Fotod 2 ja 3. Metssead ületasid Nõmmeri ökodukti nii üksikult (vasakul) kui karjas (paremal).

Allikas: Erimäe jt 2022.

Arvestades Eesti olusid ja realistliku taristuarenduse perspektiivi ei kujuneks negatiivne mõju

rohkem kui keskmise tugevuse tasemele. Küll aga võib üksikute soodsate elupaikade

eraldumine terviklikust ökosüsteemist tuua kaasa lokaalse metssea arvukuse märkimisväärse

tõusu (nt looduslike vaenlaste puudumisel) ning tuua seega kaasa kahjustuste taseme tõusu.

43

4 Kaitse ja ohjamise eesmärgid aastateks 2024–2033

Käesoleva tegevuskava üldiseks eesmärgiks on ühelt poolt tagada metssea asurkonna

jätkusuutlikus ja levik kogu Eesti ulatuses ning säilitada tema funktsioneerimine looduslikus

ökosüsteemis ja toiduahelas, ning samas hoides arvukust piisavalt madalal tasemel, et vältida

ulatuslike taudiepideemiate puhkemine ja levik ning hoida muude kahjustuste sagedus

sotsiaalse ja majandusliku talutavuse piires. Seejuures on oluline tagada asurkonna geneetiline

sidusus naaberaladega, so Läti ja Venemaaga.

4.1 Arvukuse sihttase

Baasasurkonna asustustiheduse üle-eestiline sihttase (arvestuslik ülemmäär) on

3 isendit/1 000 ha arvestatuna metsseale ligipääsetava maismaa pindala kohta, kuid sihttaset

võib piirkonniti varieerida hoides kõrgemat arvukust ilma taudi ohuta piirkondades (nt seni

Hiiumaa) ning vajadusel taudikolletes ja taudi leviku ohuga aladel sihttaset oluliselt alandades.

Kui sihttaset piirkondlikult tõstetakse, siis ei tohiks see ületada 5 is/1 000 ha. Alandada ei tohiks

sihttaset reeglina madalamaks, kui 1 is/1 000 ha, kuid olulise majandusliku kahju vältimiseks

võib lokaalselt ja ajutiselt sihttasemeks määrata 0 is/1 000 ha. 0-tasemega ala suurus võib olla

kuni 1 500 ha ning ajaline kestus kuni 1 aastat, nt olulise nakkusohu korral seafarmi ümber

2 km raadiusega tsoon.

Eeldusel, et Eesti jahipiirkondade piiresse jääva maismaa kogupindala, mis on metsseale

ligipääsetav on ca 42 400 km² (arvates välja tiheasustusalad, kinnised tööstusalad jms), oleks

asustustihedusel 3 is/1 000 ha kogu asurkonna suurus ca 12 500–13 000 isendit.

Soosida tuleb asurkonna jaotust nii, et sigivate emiste juurde koondunud nn perekarjade arv

oleks võimalikult väike ja seega selliste seltsingute suurus suhteliselt suur. Tinglikult võiks

metssea sigivatest emistest ja nende ümber koondunud kesikemistest ja põrsastest koosnevate

perede sihtarv olla ca 2 500 tk kogu Eesti peale. Nii asustaks keskmise jahipiirkonna maismaa

suurust pindala (mediaan ca 11 350 ha) ca 6–7 sigivat adultemist ning tüüpilise perakarja

suurus oleks 3–4 isendit (välja arvatud sama aasta põrsad). Sellele lisanduvad üksikuna või

seltsinguna elavad isasloomad, kes moodustaks baasasurkonnast ca 35–40%.

Kui sihttase on saavutatud, siis suunata jahikorraldus selliselt, et hoitaks juhtemiseid ja osalt ka

2–5 aastaseid kulte ning kütitaks pigem nende kõrvalt põrsaid ja kesikuid ning üksikuid vanu

kulte. Juhul, kui olukord nõuab arvukuse alandamist, siis küttida pigem üks terve kari täielikult

ning jätta teine kari puutumata või küttida teisest karjast vaid noorloomad. Kui on vajalik

arvukuse tõstmine/taastamine, siis võib mõõdukas mahus küttida eelistatult kulte ja väikeses

osas ka noorloomi.

4.2 Nakkuste leviku eesmärk

Eesmärk on hoiduda suure ulatusega ägeda nakkuse levikust (nagu SAK). Hoides metssea

arvukus piisavalt madalana ja muud tauditõrje meetmed piisavalt tõhusana nii, et taudikolde

tekkimisel hääbub selle levik kuni mõnekümne kilomeetri ulatuses. Viimaste aastate kogemus

44

on näidanud, et olemasolev ja sihiks seatud asustustihedus (1,0–1,5 is/1 000 ha) on selleks

piisav. On olnud küll mõned taudi nn ülehüpped pikema vahemaa taha, kuid arvatavasti on need

toimunud inimese kaasabil, nt saastunud sõidukite või rõivastega, ning mitte metssigade

vahendusel.

4.3 Seire sihid ja korraldus

Metssea arvukuse seirel on eesmärk oluliselt tõsta arvukuse hinnangu täpsust ning lisada

seiratavate mõõdikute hulka asurkonna struktuuri näitajad nagu karjade arv, sugude suhe,

vanuseline jaotus. Täpsem pilt asurkonna seisundist võimaldaks oluliselt tõhustada tauditõrje

planeerimist. Seire täpsuse tõstmiseks on vajalik nii andmete kogumise kui analüüsimise

metoodika arendamine, sh nt rajakaameratel põhinev REM analüüs.

5 Kaitse ja ohjamise tegevused aastateks 2024–2033

Järgnevates alapeatükkides on kirjeldatud aastateks 2024–2033 kavandatud tegevused metssea

kaitseks ja ohjamiseks. Tegevuste ajakava ja eelarve on esitatud kava peatükis 6.

Metssea tegevuskava tulemuslikkuse hindamise keskseteks mõõdikuteks on:

1) elujõulise metssea asurkonna olemasolu ja üle-eestiline levik;

2) SAK, aga teiste taudide puudumine või selgelt vähene esinemine metssea asurkonnas

ning metsast-farmi nakkuste leviku puudumine;

3) metssea põhjustatud põllu ja metsamajanduskahjude tase, mis on ühiskondlikult talutaval

tasemel.

Tegevuste prioriteetsus on jagatud kolmeks vastavalt järgnevale klassifikatsioonile.

I prioriteet – hädavajalik tegevus, ilma milleta eesmärgi saavutamine planeeritavas

ajavahemikus on võimatu, see on väärtuste säilimisele ja toimivate ohutegurite

kõrvaldamisele suunatud tegevus ja kaitsekorralduse tulemuslikkuse

hindamiseks vajalik tegevus.

II prioriteet – vajalik tegevus, mis on suunatud väärtuste taastamisele ja potentsiaalsete

ohutegurite kõrvaldamisele.

III prioriteet – soovituslik tegevus ehk tegevus, mis aitab kaudselt kaasa väärtuste säilimisele

ja taastamisele ning ohutegurite kõrvaldamisele.

5.1 Alusinfo loome ja teadmus: seire, uuringud ja koolitused

5.1.1 Asurkonna seire mõõdikute arendamine

Prioriteet: I

Võimalik(ud) korraldaja(d): Keskkonnaagentuur

45

Metssea asurkonna seireskeemi muuta nii, et määratavateks ja rakendusotsuste aluseks

olevateks väärtusteks on: 1) baasasurkonna suurus, 2) iga-aastane juurdekasvu tase või kogu

asurkonna suurus sügisel pärast noorloomade kõrge loodusliku suremuse hooaega, 3) karjade

arv ning üksikuna elavate isendite osakaal või arv. Samuti eristada sugude suhe. Eesmärk on

täpsemalt kirjeldada asurkonna struktuuri, millest oleks abi nakkuste leviku tõrje planeerimisel

ja korraldamisel. Eeldatavasti oleks taudi levik reeglina seda aeglasem, mida vähematesse

karjadesse on sama suur asurkond jagunenud.

5.1.2 Asurkonna seire täpsuse ja usaldusväärsuse tõstmine

Prioriteet: I

Võimalik(ud) korraldaja(d): Keskkonnaagentuur

Asurkonna seires tuleb saavutada oluliselt täpsem arvukuse hinnang. Hetkel on eri osapoolte

hinnatud või määratud arvukuse varieeruvus ca 3–4 korda (isegi 5 korda). Nii on Eesti

baasasurkonna käesoleva aja suuruseks erinevatel hinnangutel pakutud ca 4–15, ka 20 tuhat

isendit. Täpsem arvukuse hinnang võimaldaks mh stabiilsemaid küttimismahte ja

jahikorraldust. Praegu kipuvad küttimismahud fluktueeruma. Ruutloendus ei ole sobiv meetod

metssea arvukuse hindamiseks. Jahiseltside esitatavad metssea arvukuse väärtused sageli ei ole

vahetult metsast empiiriliselt kogutud, vaid on paljudel juhtudel pelgalt hinnangud. Ilmselt

võimaldaks seire täpsust tõsta arendatav rajakaameratel ja REM-analüüsil põhinev metoodika,

kuid on ka pakutud, et lahendus võiks olla riigi palgatud seirajate kasutamine ruutloendusele

sarnase vaatlusmetoodikaga. Samuti tasub senisest rohkem ära kasutada söötmiskohtadele

paigutatud rajakaamerate infot. Kindlasti on oluline, et kõik arvukuse hindamisega tegelevad

osapooled seletavad üheselt mõistetavana lahti saadud hinnangu tuletuskäigu ja metoodika.

Soovitav on lisada arvukuse määrangule selle täpsuse hinnang, st statistilise vea piirväärtused.

5.1.3 Metssea elupaigamudel

Prioriteet: II

Võimalik(ud) korraldaja(d): Keskkonnaamet

Metssea elupaigamudeli koostamine ja täpsustamine, et saaks selgemalt määratleda, kuidas

arvestada sihttaset 3 is/1 000 ha. Oluline on täpsustada, mis kuulub arvestusliku elupaiga

pindala sisse ja mis mitte. Tulemusena oleks võimalik suunata küttimislimiit nii, et see vastab

jahiseltside kaupa reaalsele elupaiga hulgale ja keskkonna kandevõime jaotusele. Pärast täpse

mudeli valmimist, kui asurkonna arvukuse ruumilise jaotuse arvestus viiakse vastavusse

elupaikade jaotusega, võib olla vajalik vastavalt ümber arvestada ka baasasurkonna arvukuse

sihtväärtus, kuivõrd praegune sihtväärtus sisaldab ka metsseale sobimatut või vähesobivat

pindala.

46

5.1.4 Alternatiivse SAK tõrje strateegia analüüs

Prioriteet: III

Võimalik(ud) korraldaja(d): Keskkonnaamet / Põllumajandus- ja Toiduamet / EMÜ, TÜ

Seni on tauditõrje põhimõte olnud viia metssea arvukus nii madalaks, et taudi levik hääbub.

Alternatiivse strateegiana on välja pakutud, et võiks kaaluda hoopis arvukuse tõstmist sellisele

tasemele, mis kiirendaks evolutsiooniliste protsesside tulemusena resistentsuse teket. Näiteks

on teada, et Hispaanias on SAK taandunud sporaadiliseks 20 aastaga. SAK resistentsuse teke

ning selle järel nakkuse taandumine loodusest võiks aidata kokku hoida hilisemate ennetus- ja

tõrjemeetmete arvelt. Samuti tuleks täpsemalt hinnata, kas nakkuse leviku barjäär metsa ja

farmi vahel on piisav selleks juhul, kui SAK tase metssea populatsioonis tõuseks senisest

märkimisväärselt kõrgemaks.

5.1.5 Metssea sigivusnäitajate uuring

Prioriteet: II

Võimalik(ud) korraldaja(d): Keskkonnaagentuur

Kütitud emiste sigivusnäitajate määramine eri vanusgruppide ja aastate lõikes. Selleks tuleb

teha kütitud emiste emakatest kollaskehade ja loodete määramine ning analüüs. Loodete põhjal

annab määrata ka prenataalset soolist jaotust. Ühtlasi võimaldaks see hinnata iga-aastast

juurdekasvu taset ning seega aidata kaasa seatud seire-eesmärkide täitmisele.

5.1.6 Jahimeeste jt huvigruppide koolitamine

Prioriteet: I

Võimalik(ud) korraldaja(d): Eesti Jahimeeste Selts, Kliimaministeerium

Viia läbi jahimeeste koolitused populatsiooni bioloogiast ja hetkeseisust, jahikoerte aretamisest,

kasvatamisest ja treenimisest, jahikorralduse ja regulatsioonide muudatuste tutvustus ning uute

jahivõtete tutvustus (juhul, kui need tulevad). Seatud arvukuse sihttaseme juurde on asjakohane

anda praktiline suunis asurkonna struktuuri kujundamiseks. Vastavad asjakohased koolitused

tasub lisaks jahimeestele suunata põllumeestele, kelle maadel on seakahjustuste oht. Metsseaga

kokkupuutuvate ringkondade teadlikkuse tõus aitaks täita kõiki käesoleva tegevuskava

eesmärke, kuid aitaks maandada ka sotsiaalsete pingete ohtu ning tõsta huvigruppide jt

osapoolte vahelist informatiivset sidusust ja teine-teise mõistmist. Koolituste töökava

koostamise käigus koguda koolituste sihtrühmadelt tagasisidet sisusoovide kohta.

5.1.7 Alusuuringud

Prioriteet: III

Võimalik(ud) korraldaja(d): Keskkonnaamet, Kliimaministeerium, Keskkonnaaagentuur

47

Lisaks eelnimetatud rakenduslikemale uuringutele ja analüüsidele väärib arendamist ka Eesti

kohta käiv alusinformatsiooni kogum. Näiteks on ette pandud jätkata metssea raadio-

/satelliittelemeetria uuringut, mis annaks head alusinfot liigi tegeliku ruumikasutuse,

kodupiirkonna suuruse, karjade vaheliste kontaktide jms kohta. Tulemusena oleks võimalik

mõista populatsiooni protsesse ja nendega kaasnevaid ohte ning täpsemalt kavandada

eesmärgiks olevat asurkonna tiheduse jaotust ja koosseisu. Varem on aastatel 2010–2014

teostatud nelja metssea telemeetriline jälgimine Edela-Eestis (Veeroja 2015), kuid on oluline

silmas pidada, et seoses SAK leviku ja tõrjemeetmetega selle uuringu järel Eesti asurkond

sattunud uudsesse olukorda. Niisiis võib olla muutunud ka liigi ruumikasutus ja sotsiaalne

käitumine.

5.2 Jahikorraldus

5.2.1 Jahivõtete ja -vahendite diskussioon

Prioriteet: II

Võimalik(ud) korraldaja(d): Kliimaministeerium

Luua diskussioon/debatt, millised jahivõtted võiks olla lubatud ja milliseid võiks senisest

rohkem soositud. Näiteks on pakutud, et on jahivõtteid ja vahendeid, mis võiks vajadusel aidata

senistest tavadest tõhusamini tauditõrjet teostada, sh öösihik, valgustiga jaht, koeraga jaht,

aiajaht jm. Kuid on ka vahendeid, mis ei ole senise Eestis jahitava hulka kuulunud, kuid on

teistes riikides kasutusel ning huvi Eestis on tõusev, sh vibujaht. Näiteks võiks senisest rohkem

soosida koeraga jahti, kuivõrd hästi väljaõpetatud jahikoeraga on jaht tõhusam ning see tõstab

jahi potentsiaali ka tauditõrje meetmena. On välja pakutud, et koeraga jahi hooaega võiks

alustada varem, alustades koeraga jahti 1. septembrist ning lubada koera jooksutamist alates 1.

augustist. Koeraga jahi lõpp võiks olla jätkuvalt 31. märts. Öösihikuga ja valgustiga jaht on

tauditõrje olukorras jahiseadusega lubatud, kuid neid saab kasutada vaid KeA otsusel, mida seni

veel ei ole. Ühtlasi on alust arvata, et selliste vahendite kasutamine aitaks vähendada nn

jahipraaki (vigastatud loomi), kui jaht toimub hämaras, ning seega võiks neis näha ka

loomakaitselisi eeliseid. Igal juhul on oluline arvestada ning läbi arutada ja analüüsida uudsete

võtete ja vahendite sobivus senise Eesti jahikultuuriga ja -eetikaga.

5.2.2 Metssea küttimise soodustamine maaspesitsevate lindude elupaikades

Prioriteet: II

Võimalik(ud) korraldaja(d): Kliimaministeerium, Keskkonnaamet

On teada, et metssiga võib rüüstata maaspesitsevate lindude pesi, sh mitmeid kaitsealuseid

linnuliike. Seetõttu tuleks suunata metssea küttimine senisest rohkem metsise jt ulukkanaliste

mängukohtadesse ja teistesse registreeritud maaspesitsejate elupaikadesse. Eeldatavasti

õnnestuks niimoodi mõnevõrra langetada metssea esinemissagedust neil aladel, mis omakorda

tõstaks ohustatud linnuliikide pesitsusedukust. Näiteks on leitud, et kui talvel kütiti

väikekiskjaid, siis järgmisel kevadel oli pesitsusedukus kõrgem (Pass jt 2021). Kindlasti tuleb

48

rakendamisele eelnevalt teostada täpsem analüüs ja koostada juhis jahimeestele, kuidas seda

korraldada. On selge, et metsise mänguperioodil ei saa lubada inimeste liikumist ja seajahti otse

mängualal. Samuti võib jaht häirida linde pesitsemise ajal, mistõttu tuleb ka sel ajal vältida

metssigade koondamist maaspesitsevate lindude elupaikadesse. Kui pidada jahti ainult

pesitsusvälisel ajal, siis võivad metssead küll mängu- ja pesitsemisajaks alale tagasi liikuda,

kuid samas langebki see ajaliselt kokku madalama küttimissurvega ning selline liikumine oleks

tingitud eelkõige looduslike toiduallikate jaotumisest maastikus.

Peibutussöödaga jaht võiks olla lubatud metsiste mängukohast rohkem kui 1 km kaugusel

sõltumata sellest, kas selles kohas on määratletud metsise püsielupaik. Metsise mängu perioodil

1. veebruarist kuni 31.maini ei tohiks teostada koeraga jahti, ajujahti ega muid sarnaselt suure

häiringuga jahi tüüpe.

5.2.3 Metssea regulatiivne määratlus ning rikkumiste käsitluse analüüs

Prioriteet: I

Võimalik(ud) korraldaja(d): Keskkonnaamet, Kliimaministeerium

Osapoolte (sh Eesti Jahimeeste Selts) hinnangul on metssea jahiga ja tauditõrjega seotud

kohustused ja eksimuste eest ette nähtud karistused osalt ebaproportsionaalsed. Soovitakse, et

metssiga jääks regulatiivselt suurulukiks, kuid näiteks peaks vähendama ohtu, et jahiselts jääb

sisuliselt vähese eksimuse eest jahipiirkonna kasutusloast ilma – nt juhul kui ei suudeta ette

nähtud jahimahtu täis küttida aga ka teistel juhtudel. On selge, et teatud puhkudel tuleks

ebaseadusliku küttimise jm reeglite rikkumise karistusi karmistada (võimalik, et mõnel juhul

ka kriminaliseerida), kuid väiksemate eksimuste karm karistamine põhjustab jahimeestes liigset

mõistmatust, vastuseisu ja trotsi.

Viimase 12 aasta jooksul on Keskkonnaameti andmetel registreeritud Eestis 47 metssea

ebaseadusliku küttimise juhtu, neist 11 juhul on eksitud protseduuriliste reeglite vastu, sh

eksimusi ühisjahist osavõtjate nimekirja koostamisel, küttimist aegunud loaga, jahiloale õigel

ajal küttimise märke tegemata jätmine, jahiloa mahakandmata jätmist jms. Sellised eksimused

võivad olla tingitud pigem hooletusest, mitte soovist reegleid tahtlikult eirata. Ühtlasi aitab

selliseid eksimusi vältida infosüsteemide arendamine (JAHIS) ja aeguvatest lubadest

teavitamine, näiteks automaatteavituse saatmine kümme päeva enne jahipidamisõiguse

lõppemist.

On lootust, et kui hirm eksimuste (nt küttimismahu täitmata jätmise ees) väheneb, siis muutuvad

täpsemaks ka jahimeeste kogutavad ja edastatavad seireandmed. Ebaproportsionaalselt karmide

karistuste olukorras võib tekkida motiiv andmeid moonutada nii, et oht karistuseks oleks

väiksem. See aga pärsib suuremas ulatuses Eesti tauditõrje ja populatsiooni suunamise

võimekust.

Vajalik on alustada jahiga seotud karistuste teemaline osapoolte arutelu ning koostöös leida

senisest parem lahendus, mis maksimeeriks motivatsiooni ausaks infovahetuseks ning seatud

49

eesmärkide täitmiseks. Võimalik, et asjakohane on metssea küttimisega seotud küsimustes

koostöökogu kokkukutsumine, mis hõlmaks eri huvigruppe ja koguneks regulaarselt.

5.2.4 Metsseajahi korralduse regulatsioonid

Prioriteet: II

Võimalik(ud) korraldaja(d): Kliimaministeerium

On mitu olukorda, kus hetkel kehtiv metsseajahi regulatsioon ei võimalda tõhusat kahjustuste

ja taudi leviku ennetust. Näiteks on tehtud ettepanek, et põllukahjustuste ennetamiseks tuleb

luua kord, mis võimaldaks maaomanikul (põllumehel) suurte kahjustuste korral korraldada ise

jahti kahjustustega põllul. Ilmselt on selleks vajalik keskkonnaameti luba vastavalt

dokumenteeritud kahjustuste olukorrale ning kooskõlastada tegevus ka kohaliku jahiseltsiga.

Lisaks põllukahjude ennetamisega seoses tuleks algatada diskussioon seajahi lubamisest

kaitsealade sihtkaitsevööndites. Näiteks Matsalu rahvuspargis on suured rooalad, kus metsseale

meeldib olla ning kus jahti pidamine on piiratud. See põhjustab omakorda olukorra, kus metssea

asustustihedus on suhteliselt kõrge, esinevad kahjustused maaspesitsevatele lindudele ja

põllukultuuridele ning püsib kõrgendatud taudi leviku oht, kuid arvukuse reguleerimine on

tugevalt raskendatud sest metssead viibivad suure osa ajast jahikeeluga alal.

Vajalik on ka ette näha võimalused püünisaedade jm seni keelatud jahivõtete kasutamiseks

juhtudel, kus nende kasutamine on siiski otstarbekas, nt tauditõrje eesmärgil. Algatada

osapoolte diskussioon metsseajahi regulatsioonide ülevaatuseks ja muutmiseks kaitse-

eeskirjades ning kaitsekorralduskavades.

5.3 Tauditõrje

5.3.1 Tauditõrje korralduse täpsustamine

Prioriteet: I

Võimalik(ud) korraldaja(d): Põllumajandus- ja Toiduamet, Keskkonnaamet

Täpsustada Põllumajandus- ja Toiduameti (PTA) ning Keskkonnaameti (KeA) koostöö vormi,

määratledes senisest selgemini, mis on kummagi poole ülesanded ja vastutused. Teiste riikide

kogemus on näidanud, et SAK jt taudide leviku tõrjumist on olnud lihtsam korraldada juhul kui

kohalik keskkonnaamet ja veterinaaramet kuuluvad sama ministeeriumi alla. Ilmselt seisneb

põhjus ladusamas infovahetuses ning ülesannete paremas organiseerituses. Eestis vähemalt

esialgu PTA ja KeA toomine sama ministeeriumi alluvusse ei oleks otstarbekas, kuid asutuste

koostöö täpsem organiseerimine oleks kindlasti abiks. Luua ajutine või alaline asjaomaste

asutuste koostöökogu, mis arutab läbi ja täpsustab edasise koostöö, ülesannete jaotuse ja

infovahetuse korralduse.

50

5.3.2 Jäätmekäitluse tõhustamine

Prioriteet: II

Võimalik(ud) korraldaja(d): Põllumajandus- ja Toiduamet

Taudi leviku ohu vähendamiseks tõhustada metssea korjuste jäätmekäitlust ja järelvalvet

jäätmekäitluse üle. Eriti oluline on see SAK ohuga piirkondades, kuid ennetuslikult tasub ka

mujal. Lisaks loomsete jäänuste käitlemisele on oluline pöörata tähelepanu ka metsseale

söödaks viidavate toidujäätmetega.

5.3.3 Rahvusvaheline koostöö

Prioriteet: II

Võimalik(ud) korraldaja(d): Kliimaministeerium / Põllumajandus- ja Toiduamet

Kuna SAK, aga ka teised nakkused levivad üle riigipiiride, on nende ennetamine ja tõrje

paljuski rahvusvahelise koostöö küsimus. Koostöö Euroopa Liidu piires on üsna hästi

korraldatud, kuid nii ökoloogiline kui epidemioloogiline erialane kontakt katkenud Venemaaga

seoses Vene-Ukraina sõjaga. Seejuures tuleb pidada meeles, et Kagu-Eesti maismaapiir

Venemaaga on 135,6 km pikk, kuid metssiga võib üsna vabalt liikuda ka üle Lämmijärve (ca

35 km) ja Narva jõe (76,7 km). Venemaal on mitmed metssea taudid laialt levinud, sh SAK,

marutaud jm, mis omakorda mõjutab epidemioloogilist olukorda Eestis. Otsida võimalusi

erialase infovahetuse taastamiseks Venemaaga, samuti Valgevenega kolleegidega, kellega on

epidemioloogiline suhtlus juba varem olnud puudulik. Läti ja Leeduga on infovahetus piisav

ning seda tuleb vähemalt samal tasemel hoida.

5.4 Maamajanduskahju ennetamine

5.4.1 Põllumeeste ja jahimeeste koostöö ning infovahetus

Prioriteet: II

Võimalik(ud) korraldaja(d): kohalikud jahiseltsid, Eesti Jahimeeste Selts

Jahiseltside ja põllupidajate vahelise koostöö edendamine võimaldaks tõhustada metssea

põhjustatud põllumajanduskahjude ennetamist. Nt. jahimehed saaksid anda põllumeestele

sisendit põllukultuuride paigutamiseks vastavalt reaalsele loomade liikumisele. Soodustada

põllumeeste ja jahimeeste vahelist suhtlust. Seni on olnud puudulik ka seakahjustuste

informatsiooni kogumine ja analüüs. Võimalik, et arusaam kahjustuste ulatuslikkusest on

hälbinud johtuvalt usaldusväärse informatsiooni vähesusest. Üks viis kahjustuste info senisest

paremaks kogumiseks oleks arendada Jahilubade Infosüsteemile (JAHIS) liides, mis võimaldab

põllumeestel mugavalt kahjustuste infot edastada nii jahimeestele kui ka riigile. Kuna paljud

põllumehed ei tegele igapäevaselt jahiga (kuigi mitmed neist on ka jahimehed), peaks meetme

juurde kuuluma põllumeestele suunatud vastavad koolitused ja juhendmaterjalid.

51

6 Ajakava ja eelarve

Eelkirjeldatud tegevused jaotuva kümne aasta peale, mille jooksul põhirõhk on perioodi

esimesel poolel aastatel 2024–2028 (Tabel 2). Tegevuskava perioodi teise poolde jäävad

jätkutegevused, järjepidevalt teostatavad meetmed ning tegevused ja täiendused, mille vajadus

ilmneb esimeste aastate jooksul.

Tabel 2. Metssea tegevuskava esimeses pooles, aastateks 2024–2028 ette nähtud tegevuste

ajakava ja eeldatav maksumus. Hinnad (sadades eurodes) sisaldavad kõiki kulusid ja makse, va

käibemaks. Tähistus: x – tegevus planeeritakse riigieelarveliste vahendite baasil, ressursi

vajadus selgub konkreetse tegevuse kavandamisel.

Tegevus Võimalik

korraldaja

Priori-

teetsus

2024 2025 2026 2027 2028 Kokku

1 Alusinfo loome ja teadmus: seire, uuringud ja koolitused

1.1 Asurkonna seire mõõdikute arendamine I

1.2 Asurkonna seire täpsuse tõstmine I

1.3 Metssea elupaigamudel II

1.4 Alternatiivse SAK tõrje strateegia

analüüs

III

1.5 Metssea sigivusnäitajate uuring II

1.6 Jahimeeste jt huvigruppide koolitamine I

1.7 Alusuuringud III

2 Jahikorraldus

2.1 Jahivõtete ja -vahendite diskussioon II

2.2 Jahi soodustamine maaspesitsevate

lindude elupaikades

II

2.3 Metssea regulatiivne määratlus ning

rikkumiste käsitluse ülevaatus

I

2.4 Metsseajahi korralduse regulatsioonid II

3 Tauditõrje

3.1 Tauditõrje korralduse täpsustamine I

3.2 Jäätmekäitluse tõhustamine II

3.3 Rahvusvaheline koostöö II

4 Maamajanduskahju ennetamine

4.1 Põllumeeste ja jahimeeste koostöö ning

infovahetus

II

52

7 Allikad

Acevedo, P., Escudero, M.A., Muńos, R., Gortázar, C. (2006) Factors affecting wild boar

abundance across and environmental gradient in Spain. Acta Theriol 51:327–336.

Allendorf, F.W., Hard, J.J. (2009) Human-induced evolution caused by unnatural selection

through harvest of wild animals. PNAS 106:9987–9994.

Andrzejewski, R., Jezierski, W. (1978) Management of wild boar population and its effects on

commercial land. Acta Theriol 23:309–339.

Ballari, S.A., Barrios-García, M.N. (2014) A review of wild boar Sus scrofa diet and factors

affecting food selection in native and introduced ranges. Mamm Rev 44:123–134.

Ballari, S.A., Cuevas, M.F., Ojeda, R.A., Navarro, J.L. (2015) Diet of wild boar (Sus scrofa) in

a protected area of Argentina: the importance of baiting. Mamm Res 60:81–87.

Baubet, E., Bonenfant, C., Brandt, S. (2004) Diet of the wild boar in the French Alps. Galemys

16:99–111.

Baubet, E., Ropert-Coudert, Y., Brandt, S. (2003) Seasonal and annual variations in earthworm

consumption by wild boar (Sus scrofa scrofa L.). Wildl Res 30:179–186.

Bieber, C., Ruf, T. (2005) Population dynamics of wild boar Sus scrofa: ecology, elasticity of

growth rate and implications for the management of pulsed resource consumers. J Appl

Ecol 42:1203–1213.

Bobek, B. (2014) Use of a line intercept snow track index and plot sampling for estimating

densities of wild boar (Sus scrofa) in southwestern Poland. Wildl Biol Pract 10:7–16.

Boitani, L., Mattei, L., Nonis, D., Corsi, D. (1994) Spatial and activity patterns of wild boars in

Tuscany, Italy. J Mamm 75:600–612.

Boitani, L., Trapanese, P., Mattei, L. (1995) Demographic patterns of a wild boar (Sus scrofa

L.) population in Tuscany, Italy. J Mt Ecol 3:197–201.

Borowik, T., Cornulier, T., Jędrzejewska, B. (2013) Environmental factors shaping ungulate

abundances in Poland. Acta Theriol 58:403–413.

Bragina, E.V., Ives, A.R., Pidgeon, A.M., Kuemmerle, T., Baskin, L.M., Gubar, Y.P., Piquer-

Rodríguez, M., Keuler, N.S., Petrosyan, V.G., Radeloff, V.C. (2015) Rapid declines of

large mammal populations after the collapse of the Soviet Union. Conserv Biol 29:844–

853.

Briedermann, L. (1990) Schwarzwild. 2nd edn. Berlin: Deutscher Landwirtschaftsverlag.

Bywater, K.A., Apollonio, M., Cappai, N., Stephens, P.A. (2010) Litter size and latitude in a

large mammal: the wild boar Sus scrofa. Mammal Rev 40:212–220.

Calenge, C., Maillard, D., Fournier, P., Fouque, C. (2004) Efficiency of spreading maize in the

garrigues to reduce wild boar (Sus scrofa) damage to Mediterranean vineyards. Eur J

Wildl Res 52:112–120.

Canu, A., Scandura, M., Merli, E., Chirichella, R., Bottero, E., Chianucci, F., Cutini, A.,

Apollonio, M. (2015) Reproductive phenology and conception synchrony in a natural

wild boar population. Hystrix 26:77–84.

Carpio, A., Guerrero-Casado, J., Tortosa, F., Vicente, J. (2014) Predation of simulated red-

legged partridge nests in big game estates from South Central Spain. Eur J Wildl Res

60:391–394.

Cellina, S. (2008) Effects of supplemental feeding on the body condition and reproductive state

of wild boar Sus scrofa in Luxembourg. PhD thesis, University of Sussex, UK.

Cooper, S.M., Ginnett, T.F. (2000) Potential effects of supplemental feeding of deer on nest

predation. Wildl Soc Bull 28:660–666.

Cutini, A., Chianucci, F., Chirichella, R., Donaggio, E., Mattioli, L., Apollonio, M. (2013) Mast

seeding in deciduous forests of the northern Apennines (Italy) and its influence on wild

boar population dynamics. Ann For Sci 70:493–502.

53

Danilkin, A. (2001) The wild boar: an unprecedented spread or restoration of the species range?

Dokl Biol Sci 380:457–460.

Deryabina, T.G., Kuchmel, S.V., Nagorskaya, L.L., Hinton,T.G., Beasley, J.C., Lerebours, A.,

Smith, J.T. (2015) Long-term census data reveal abundant wildlife populations at

Chernobyl. Curr Biol 25:R824–R826.

EFSA. Epidemiological analyses of African swine fever in the European Union (November

2018 to October 2019). EFSA J. 2020, 18, e05996.

Erimäe, R., Erimäe, J., Kruuse, M., Tull, A. (2022) Põhimaantee 2 Tallinn-Tartu-Võru-

Luhamaa Kose-Võõbu teelõigu ulukirajatiste sh Rõõsa ja Nõmmeri ökoduktide seire

lõpparuanne. Loodushuvi OÜ.

Focardi, S., Capizzi, D., Monetti, D. (2000) Competition for acorns among wild boar (Sus

scrofa) and small mammals in a Mediterranean woodland. J Zool 250:329–334.

Focardi, S., Gaillard, J.M., Ronchi, F., Rossi, S. (2008) Survival of wild boars in a variable

environment: unexpected life-history variation in an unusual ungulate. J. Mammal.

89:1113–1123.

Fonseca, C. (2008) Winter habitat selection by wild boar Sus scrofa in southeastern Poland. Eur

J Wildl Res 54:361–366.

Fonseca, C., Silva, A.A., Alves, J., Vingada, J., Soares, A.M.V.M. (2010) Reproductive

performance of wild boar females in Portugal. Eur J Wildl Res 57:363–371.

Fournier-Chambrillon, Ch., Maillard, D., Fournier, P. (1995) Diet of the wild boar (Sus scrofa

L.) inhabiting the Montpellier garrigue. J Mount Ecol 3:174–179.

Frauendorf, M., Gethöffer, F., Siebert, U., Keuling, O. (2016) The influence of environmental

and physiological factors on the litter size of wild boar (Sus scrofa) in an agriculture

dominated area in Germany. Sci Total Environ 541:877–882.

Fruzinski, B. (1995) Situation of wild boar populations in western Poland. J Mt Ecol 3:186–

187.

Fulgione, D., Rippa, D., Buglione, M., Trapanese, M., Petrelli, S., Maselli, V. (2016)

Unexpected but welcome. Artificially selected traits may increase fitness in wild boar.

Evol Appl 9:769–776.

Gamelon, M., Focardi, S., Baubet, E., Brandt, S., Franzetti, B., Ronchi, F., Venner, S., Sæther,

B.-E., Gaillard, J.-M. (2017) Reproductive allocation in pulsed-resource environments: a

comparative study in two populations of wild boar. Oecologia 183:1065–1076.

Gavier-Widén, D., Gortázar, C., Ståhl, K., Neimanis, A., Rossi, S., Hård Av Segerstad, C.,

Kuiken, T. (2015) African swine fever in wild boar in Europe: a notable challenge. Vet

Rec 176:199–200.

Gayet, T., Devillard, S., Gamelon, M., Brandt, S., Say, L., Baubet, E. (2016) On the

evolutionary consequences of increasing litter size with multiple paternity in wild boar

(Sus scrofa scrofa). Evo 70:1386–1397.

Geisser, H., Reyer, H.-U. (2004) Efficacy of hunting, feeding, and fencing to reduce crop

damage by wild boars. J Wildl Manage 68:939–946.

Geisser, H., Reyer, H.U. (2005) The influence of food and temperature on population density

of wild boar Sus scrofa in the Thurgau (Switzerland). J Zool 267:89–96.

Gethöffer, F., Sodeikat, G., Pohlmeyer, K. (2007) Reproductive parameters of wild boar (Sus

scrofa) in three different parts of Germany. Eur J Wildl Res 53:287–297.

Giménez-Anaya, A., Herrero, J., Rosell, C., Couto, S., García-Serrano, A. (2008) Food habits

of wild boars (Sus scrofa) in a mediterranean coastal wetland. Wetlands 28:197–203.

Greenwood, R.J., Pietruszewski, D.G., Crawford, R.D. (1998) Effects of food supplementation

on depredation of duck nests in upland habitat. Wildl Soc Bull 26:219–226.

Groot Bruinderink, G.W.T.A., Hazebroek, E. (1994) Diet and condition of wild boar, Sus scrofa

scrofa, without supplementary feeding. J Zool, Lond 233:631–648.

54

Guberti, V., Khomenko, S., Masiulis, M., Kerba, S. (2022) African swine fever in wild boar:

ecology and biosecurity. 2nd ed. Food and Agriculture Organization of the United Nations,

World Organisation for Animal Health, European Commission.

Guinat, C., Jurado-Diaz, C., Sánchez-Vizcaíno, J.M., Dixon, L., Pfeiffer, D.U. (2017)

Effectiveness and practicality of control strategies for African swine fever: what do we

really know? Vet Rec 180:97.

Harris, R.B., Wall, W.A., Allendorf, F.W. (2002) Genetic consequences of hunting: What do

we know and what should we do? Wildl Soc Bull 30:634–643.

Herrero, J., García-Serrano, A., Couto, S., Ortuño, V.M., García-González, R. (2006) Diet of

wild boar Sus scrofa L. and crop damage in an intensive agroecosystem. Eur J Wildl Res

52:245–250.

Humbert, J.F., Henry, C. (1989) Studies on the prevalence and the transmission of lung and

stomach nematodes of the wild boar (Sus scrofa) in France. J Wildl Dis 25:335–341.

Iacolina, L., Pertoldi, C., Amills, M., Kusza, S., Megens, H.-J., Bâlteanu, V.A., Bakan, J.,

Cubrik-Curik, V., Oja, R., Saarma, U., Scandura, M., Šprem, N., Stronen, A.V. (2018)

Hotspots of recent hybridization between pigs and wild boars in Europe. Sci Rep 8:17372

IUCN (2000) IUCN Red List Categories and criteria. Version 3.1, Second edition. International

Union for Conservation of Nature.

IUCN (2024) Guidelines for Using the IUCN Red List Categories and Criteria. Version 16.

International Union for Conservation of Nature.

Janeiro-Otero, A., Newsome, T.M,. Van Eeden, L.M., Ripple, W.J., Dormann, C.F. (2020) Grey

wolf (Canis lupus) predation on livestock in relation to prey availability. Biol conserv

243:108433.

Jędrzejewski, W., Jędrzejewska, B., Okarma, H., Ruprecht, A.L. (1992) Wolf predation and

snow cover as mortality factors in the ungulate community of the Bialowieża National

Park, Poland. Oecologia 90:27–36.

Jezierski, W. (1977) Longevity and mortality rate in a population of wild boar. Acta Theriol

22:337–348.

Ježek, M., Holá, M., Kušta, T., Cervený, J. (2016) Creeping into a wild boar stomach to find

traces of supplementary feeding. Wildl Res 43:590–598.

Ježek, M, Kušta T, Cervený J. (2013) Effect of supplementary feeding on spatial activity of

wild boar during the winter season. In: 31st IUGB Congress. Belgium, pp. 219.

Jones, D.D., Conner, L.M., Warren, R.J., Ware, G.O. (2002) The effect of supplemental prey

and prescribed fire on success of artificial nests. J Wildl Manage 66:1112–1117.

Jones, D.D., Conner, L.M., Warren, R.J., Ware, G.O. (2010) Efiects of a supplemental food

source and nest density on success of artificial ground nests. Proc Annu Conf Southeast

Assoc Fish and Wildl Agencies 64:56–60.

Järvis, T. (2011A) Veterinaarparasitoloogia. Lest- ja putuktõved. Tartu Ülikooli Kirjastus.

Järvis, T. (2011B) Veterinaarparasitoloogia. Ümarusstõved, kidakärssusstõved, kaanid,

keelussid. Tartu Ülikooli Kirjastus.

Järvis, T. (2011C) Veterinaarparasitoloogia. Lameusstõved. Tartu Ülikooli Kirjastus.

Järvis, T. (2011D) Veterinaarparasitoloogia. Algloomtõved. Tartu Ülikooli Kirjastus.

Keuling, O. (2009) Managing wild boar – considerations for wild boar management based on

game biology data. PhD thesis, Dresden University of Technology, Germany.

Keuling, O., Baubet, E., Duscher, A., Ebert, C., Fischer, C., Monaco, A., Podgórski, T., Prevot.

C., Ronnenberg, K., Sodeikat, G., Stier, N., Thurfjell, H. (2013) Mortality rates of wild

boar Sus scrofa L. in central Europe. Eur J Wildl Res 59:805–814.

Keuling, O., Lauterbach, K., Stier, N., Roth, M. (2010) Hunter feedback of individually marked

wild boar Sus scrofa L.: dispersal and efficiency of hunting in northeastern Germany. Eur

J Wildl Res 56:159–167.

55

Keuling, O., Leus, K. (2019). Sus scrofa. The IUCN Red List of Threatened Species 2019. Seis:

15. märts 2024.

Keuling, O., Massei, G. (2021) Does hunting affect the behavior of wild pigs? Hum-Wildl Int

15:44–55.

Keuling, O., Stier, N., Roth, M. (2008A) How does hunting influence activity and spatial usage

in wild boar Sus scrofa L.? Eur J Wildl Res 54:729–737.

Keuling, O., Stier, N., Roth, M. (2008B) Annual and seasonal space use of different age classes

of female wild boar Sus scrofa L. Eur J Wildl Res 54:403–412.

Keuling, O., Stier, N., Roth, M. (2009) Commuting, shifting or remaining?: Different spatial

utilisation patterns of wild boar Sus scrofa L. in forest and field crops during summer.

Mamm Biol 74:145–152.

Klein, L., Timm, U., Rajasaar, V. (2023) Suur- ja väikeimetajate levik ning elupaikade sidusus

Tallinnas. Elusloodus.

Kojola, I., Hallikainen, V., Kübarsepp, M., Männil, P., Tikkunen, M., Heikkinen, S. (2022)

Does prey scarcity increase the risk of wolf attacks on domestic dogs? Wildl Biol

2022:e01038.

Larson, G., Dobney, K., Albarella, U., Fang, M., Matisoo-Smith, E., Robins, J., Lowden, S.,

Finlayson, H., Brand, T., Willerslev, E., Rowley-Conwy, P., Andersson, L., Cooper, A.

(2005) Worldwide phylogeography of wild boar reveals multiple centers of pig

domestication. Science 307:1618–1621.

Leivits, A. (koostamisel) Metsise (Tetrao urogallus) kaitse tegevuskava. Keskkonnaamet.

Lemel, J., Truve, J., Söderberg, B. (2003) Variation in ranging and activity behaviour of

European wild boar Sus scrofa in Sweden. Wildl Biol 9:29–36.

Lepiksaar, J. (1986) The Holocene history of theriolauna in Fennoscandia and Baltic Countries.

- In Nordic Late Quaternary Biology and Ecology (L.-K. Kdnigsson, Ed.). Striae 24: 5l–

70. Uppsala.

Lindblom, S. (2011) Distribution of wild boar (Sus scrofa) damage and harvest loss in crop

fields. MSc thesis, Lund University, Sweden.

Massei, G., Genov, P.V., Staines, B.W. (1996) Diet, food availability and reproduction of wild

boar in a Mediterranean coastal area. Acta Theriol 41:307–320.

Massei, G., Kindberg, J., Licoppe, A., Gačić, D., Šprem, N., Kamler, J., Baubet, E., Hohmann,

U., Monaco, A., Ozoliņš, J., Cellina, S., Podgórski, T., Fonseca, C., Markov, N., Pokorny,

B., Rosell, C., Náhlik, A. (2015) Wild boar populations up, numbers of hunters down? A

review of trends and implications for Europe. Pest Manage Sci 71:492–500.

Massei, G., Roy, S., Bunting, R. (2011) Too many hogs? A review of methods to mitigate

impact by wild boar and feral hogs. Hum–Wildl Int 5:79–99.

Melis, C., Szafrańska, P.A., Jędrzejewska, B., Bartoń, K. (2006) Biogeographical variation in

the population density of wild boar (Sus scrofa) in western Eurasia. J Biogeogr 33:803–

811.

Merta, D., Mocała, P., Pomykacz, M., Frąckowiak, W. (2014) Autumn-winter diet and fat

reserves of wild boars (Sus scrofa) inhabiting forest and forest-farmland environment in

south-western Poland. Folia Zool 63:95–102.

Morelle K., Bubnicki J., Churski M., Gryź J., Podgórski T., Kuijper D.R.J. (2020) Disease-

induced mortality outweighs hunting in causing wild boar population crash after African

Swine Fever outbreak. Front Vet Sci 7:378.

Möhl, K., Große, K., Hamedy, A., Wüste, T., Kabelitz, P., Lücker, P., 2009. Biology of Alaria

spp. and human exposition risk to Alaria mesocercariae — a review. Par Res 105:1–15.

Nagy, G., Csivincsik, Á., Sugár, L. (2015) Wild boar density drives Metastrongylus infection

in earthworm. Acta Parasitol 60:35–39.

56

Navarro-Gonzalez, N., Fernández-Llario, P., Pérez-Martín, J.E., Mentaberre, G., López-Martín,

J.M., Lavín, S., Serrano, E. (2013) Supplemental feeding drives endoparasite infection in

wild boar in Western Spain. Vet Parasitol 196:114–123.

Neet, C. (1995) Population dynamics and management of Sus scrofa in western Switzerland: a

statistical modelling approach. J Mt Ecol 3:188–191.

Nores, C., Llaneza, L., Álvarez, A. (2008) Wild boar Sus scrofa mortality by hunting and wolf

Canis lupus predation: an example in northern Spain. Wildl Biol 14:44–51.

Oja, R. (2011) Metssea (Sus scrofa) lisasöötmise kõrvalmõjud maaspesitsevatele lindudele,

teistele imetajatele ja taimedele. Magistritöö, University of Tartu, Estonia.

Oja, R. (2017) Consequences of supplementary feeding of wild boar – concern for ground-

nesting birds and endoparasite infection. PhD thesis, Tartu Ülikool.

Oja, R., Kaasik, A., Valdmann, H. (2014) Winter severity or supplementary feeding – which

matters more for wild boar? Acta Theriol 59:553–559.

Oja, R., Soe, E., Valdmann, H., Saarma, U. (2017A) Non-invasive genetics outperforms

morphological methods in faecal dietary analysis, revealing wild boar as a considerable

conservation concern for ground-nesting birds. PLoS ONE 12:e0179463.

Oja, R., Velström, K., Moks, E., Jokelainen, P., Lassen, B. (2017B) How does supplementary

feeding affect endoparasite infection in wild boar? Parasitol Res 116:2131–2137.

Oja, R., Zilmer, K., Valdmann, H. (2015) Spatiotemporal effects of supplementary feeding of

wild boar (Sus scrofa) on artificial ground nest depredation. PLoS ONE 10:e0179463.

Okarma, H., Jędrzejewska, B., Jędrzejewski, W., Krasiński, Z.A., Miłkowski, L. (1995) The

roles of predation, snow cover, acorn crop, and man-related factors on ungulate mortality

in Białowieża Primeval Forest, Poland. Acta Theriol 40:197–217.

Pass, E., Penda, M., Lõhmus, A. (2021) Short-term effects of predator removal and habitat

restoration on ground-nesting birds in drained forests. Wetland Ecology and Management

30:161–169.

Pérez-González, J., Costa, V., Santos, P., Slate, J., Carranza, J., Fernández-Llario, P., Zsolnai,

A., Monteiro, N.M., Anton, I., Buzgó, J., Beja-Pereira, A. (2014) Males and females

contribute unequally to offspring genetic diversity in the polygynandrous mating system

of wild boar. PLoS ONE 9:e115394.

Podgórski, T., Baś, G., Jędrzejewska, B., Sönnichsen, L., Śnieżko, S., Jędrzejewski, W.,

Okarma, H. (2013) Spatiotemporal behavioral plasticity of wild boar (Sus scrofa) under

contrasting conditions of human pressure: primeval forest and metropolitan area. J

Mammal 94:109–119.

Podgórski, T., Borowik, T., Łyjak, M., Woźniakowski, G. (2020) Spatial epidemiology of

African swine fever: Host, landscape and anthropogenic drivers of disease occurrence in

wild boar. Prev Vet Med 177: 104691.

Prévot, C. (2010) Influence of artificial feeding on spatial utilisation patterns of the wild boar

(Sus scrofa L.). In Book of Abstracts 8th International Symposium on Wild Boar and

Other Suids. United Kingdom, pp 21–22.

Purger, J.J., Mészáros, L.A. (2006) Possible effects of nest predation on the breeding success

of Ferruginous duck Aythya nyroca. Bird Conserv Int 16:309–316.

Remm, J., Remm, P. (2019) Ulukiõnnetuste looduslike ohutegurite analüüs. Eesti

riigimaanteede võrgu loomaõnnetuste registri täiendamine, liiklusohtlike lõikude

selgitamine ning kaardirakenduse loomine. Rewild, 2019-5.

Rowcliffe, J.M., Field, J., Turvey, S.T., Carbone, C. (2008) Estimating animal density using

camera traps without need for individual recognition. Journal of Applied Ecology 45:

1228–1236.

Royle, J.A., Nichols, J.D. (2003) Estimating abundance from repeated presence-absence data

or point counts. Ecology 84: 777–790.

57

Ruha, L., Kunnusranta, M. (2023) Suomen villisikakanta tammikuussa 2023. Luonnonvara- ja

biotalouden tutkimus 22/2023. Luonnonvarakeskus.

Ruiz-Fons, F., Segalés, J., Gortázar, C. (2008) A review of viral diseases of the European wild

boar: effects of population dynamics and reservoir rôle. Vet J 176:158–169.

Saïd, S, Tolon, V., Brandt, S., Baubet, E. (2012) Sex effect on habitat selection in response to

hunting disturbance: the study of wild boar. Eur J Wildl Res 58:107–115.

Saniga, M. (2002) Nest loss and chick mortality in capercaillie (Tetrao urogallus) and hazel

grouse (Bonasa bonasia) in West Carpathians. Folia Zool 51:205–214.

Sauter-Louis, C., Conraths, F.J., Probst, C., Blohm, U., Schulz, K., Sehl, J., Fischer, M., Forth,

J.H., Zani, L., Depner, K., Mettenleiter, T.C., Beer, M., Blome, S. (2021) African Swine

Fever in Wild Boar in Europe—A Review. Viruses 13:1717.

Schley, L., Roper, T.J. (2003) Diet of wild boar Sus scrofa in Western Europe, with particular

reference to consumption of agricultural crops. Mammal Rev 33:43–56.

Schulz, K., Staubach, C., Blome, S. Sauter-Louis, C. (2019) Analysis of Estonian surveillance

in wild boar suggests a decline in the incidence of African swine fever. Sci Rep 9:8490.

Scillitani, L., Monaco, A., Toso, S. (2010) Do intensive drive hunts affect wild boar (Sus scrofa)

spatial behaviour in Italy? Some evidences and management implications. Eur J Wild Res

56:307–318.

Selva, N. (2004) The role of scavenging in the predator community of Białowieza primeval

forest (Poland). PhD Thesis, Universidad de Sevilla.

Selva, N., Berezowska-Cnota, T., Elguero-Claramunt, I. (2014) Unforeseen effects of

supplementary feeding: ungulate baiting sites as hotspots for ground-nest predation. PLoS

One 9:e90740.

Senior, A.M., Grueber, C.E., Machovsky-Capuska, G., Simpson, S.J., Raubenheimer, D. (2016)

Macronutritional consequences of food generalism in an invasive mammal, the wild boar.

Mamm Biol 81:523–526.

Senserini, D, Santilli, F. (2016) Potential impact of wild boar (Sus scrofa) on pheasant

(Phasianus colchicus) nesting success. Wildl Biol Pract 12:15–20.

Servanty, S., Gaillard, J.M., Allaine, D., Brandt, S., Baubet, E. (2007) Litter size and fetal sex

ratio adjustment in a highly polytocous species: the wild boar. Behav Ecol 18:427–432.

Servanty, S., Gaillard, J.-M., Toïgo, C., Brandt, S., Baubet, E. (2009) Pulsed resources and

climate-induced variation in the reproductive traits of wild boar under high hunting

pressure. J Anim Ecol 78:1278–1290.

Sidorovich, V.E., Tikhomirova, L.L., Jędrzejewska, B. (2003) Wolf Canis lupus numbers, diet

and damage to livestock in relation to hunting and ungulate abundance in northeastern

Belarus during 1990–2000. Wildl Biol 9:103–111.

Śmietanka, K., Wozniakowski, G., Kozak, E., Niemczuk, K.,Frączyk, M., Bocian, L.,

Kowalczyk, A., Pejsak, Z. (2016) African Swine Fever Epidemic, Poland, 2014–2015.

Emerg Infect Dis 22:151708.

Sodeikat, G., Pohlmeyer, K. (2003) Escape movements of family groups of wild boar Sus scrofa

influenced by drive hunts in Lower Saxony, Germany. Wildl Biol 9(Supplement 1):43–

49.

Sorensen, A., van Beest, F.M., Brook, R.K. (2014) Impacts of wildlife baiting and supplemental

feeding on infectious disease transmission risk – a synthesis of knowledge. Prev Vet Med

113:356–363.

Stillfried, M., Gras, P., Busch, M., Börner, K., Kramer-Schadt, S., Ortmann, S. (2017) Wild

inside: urban wild boar select natural, not anthropogenic food resources. PLoS ONE

12:e0175127.

58

Süld, K., Valdmann, H., Laurimaa, L., Soe, E., Davison, J., Saarma, U. (2014) An invasive

vector of zoonotic disease sustained by anthropogenic resources: the raccoon dog in

Northern Europe. PLoS One 9:e96358.

Svobodová, J., Koubová, M., Mrštný, L., Albrecht, T., Kreisinger, J. (2012) Temporal variation

in nest predation risk along habitat edges between grassland and secondary forest in

Central Europe. Eur J Wildl Res 58:315–323.

Thurfjell, H. (2011) Spatial behaviour of wild boar. PhD thesis, Swedish University of

Agricultural Sciences, Sweden.

Thurfjell, H., Ball, J.P., Åhlén, P.-A., Kornacher, P., Dettki, H., Sjöberg, K. (2009) Habitat use

and spatial patterns of wild boar Sus scrofa (L.): agricultural fields and edges. Eur J Wildl

Res 55:517–523.

Valdmann, H., Andersone-Lilley, Z., Koppa, O., Ozolins, J., Bagrade, G. (2005) Winter diets

of wolf Canis lupus and lynx Lynx lynx in Estonia and Latvia. Acta Theriol 50:521–527.

Valdmann, H., Erimäe, R., Erimäe, J., Tull, A., Kruuse, M. (2022) Kolu ja Kohatu ökoduktide

ning nendega seotud ulukirajatiste toimivuse seire lõpparuanne. ELUS.

Valdmann, H., Kruuse, M. (2016) Põhimaantee 2 Tallinn-Tartu-Võru-Luhamaa Aruavalla-

Kose lõigu ulukirajatiste, sh Kuusiku ökodukti seire lõpparuanne. ELUS.

Valdmann, H., Koppa, O., Looga, A. (1998) Diet and prey selectivity of wolf Canis lupus in

middle-and south-eastern Estonia. Balt For 4:42–46.

Vander Lee, B.A., Lutz, R.S., Hansen, L.A., Mathews, N.E. (1999) Effects of supplemental

prey, vegetation, and time on success of artificial nests. J Wildl Manage 63:1299–1305.

Veeroja, R., (2015) Metssea karja tegevuspiirkond, elupaigakasutus ja mõju teistele liikidele

erinevate lisasöötmisrežiimide tingimustes. Rakendusuuringu aruanne.

Keskkonnaagentuur.

Veeroja, R., Linder, M. (2019) Rajakaamerate kasutamine ulukite arvukuse hindamiseks

juhusliku kohtamise mudeli abil. Aruanne. Keskkonaagentuur.

Veeroja, R., Männil, P. (2014) Population Development and Reproduction of Wild Boar (Sus

scrofa) in Estonia. Wildl Biol Pract 10:17–21.

Veeroja, R., Männil, P. (2015) Ulukiasurkondade seisund ja küttimissoovitus 2015.

Keskkonnaagentuur.

Veeroja, R., Männil, P. (2016) Ulukiasurkondade seisund ja küttimissoovitus 2016.

Keskkonnaagentuur.

Veeroja, R., Männil, P., Jõgisalu, I., Kübarsepp, M. (2023) Ulukiasurkondade seisund ja

küttimissoovitus 2023. Keskkonnaagentuur.

Vulla, E., Hobson, K.A., Korsten, M., Leht, M., Martin, A.-J., Lind, A., Männil, P., Valdmann,

H., Saarma, U. (2009) Carnivory is positively correlated with latitude among omnivorous

mammals: evidence from brown bears, badgers and pine martens. Ann Zool Fenn 6:395–

415

Wilcox, J.T., Van Vuren, D.H. (2009) Wild pigs as predators in oak woodlands of California.

J Mammal 90:114–118.

Wilson, D.E., Mittermeier, R.A. (eds.) (2011) Handbook of the mammals of the world. Vol 2.

Hoofed mammals. Barcelona: Lynx Edicions.