Kommentaarid kavale




































Kokkuvõte

Metsis (Tetrao urogallus Linnaeus, 1758) kuulub Eesti kaitstavate liikide II kaitsekategooriasse ja on määratud Euroopa Nõukogu linnudirektiivi I lisa liikide hulka. Eesti kahe viimase (2008, 2019) haudelindude piirkondliku ohustatuse hindamise järgi kuulub metsis kategooriasse „ohualtid“ (vulnerable), mis on ohustatud liikide kõige leebem kategooria, mille omistamise kriteeriumiks on rohkem kui 30% arvukuse langus 3 põlvkonna (18 aasta) vältel. Eesti Ornitoloogiaühingu (EOÜ) poolt on aastatel 2013-2017 metsise arvukuse hinnanguks antud 1300 – 1600 kukke ning nii pikaajaline kui lühiajaline arvukuse trend on mõõdukalt langevad. Keskkonnaagentuuri (2019a) poolt koostatud metsisemängude riikliku seire aruande järgi on metsise isaslindude arvukuse pikaajaline trend (1980-2019) mõõdukas languses. Perioodil 1980-2019 hinnati asurkonna arvukuse trendiks keskmiselt -1,4% aastas ja loendatud mängudes leiti isaslindude arvukus olevat langenud keskmiselt 56%.

Lähtuvalt metsise ökoloogiast tuleb tema elupaiganõudlust käsitleda erinevates ruumimõõdetes, neist ruumiliselt väikseim on mängupaik, seejärel mänguaegne elupaik, mis on mõlemad osa metsise EELISesse kantavast elupaigast. Eestis eelistavad metsisekuked mängupaigaks ainult mändidest koosnevaid puistuid, kus puude vanus on kõige sagedamini 80−130 aastat. Mänguaegne elupaik paikneb ligikaudu ühe kilomeetri raadiuses ümber mängupaiga tsentri, mida iseloomustab männikute suur osakaal (≥87%), siirdesoo kasvukohatüübi olulisus (≥27%) ning IV boniteediklassi metsade 28% osa. Mängu suuruse ja vähemalt 60 aastat vana metsa osakaalu keskmiste vahel esineb tugev seos, mille kohaselt vanametsa osakaalu langemisel alla 50% mängud sageli kaovad. Eesti metsiste telemeetriaandmed kinnitavad eelmises metsise kaitse tegevuskavas välja toodud olulist aluspõhimõtet, et metsise elupaigad, mida kasutatakse aktiivselt mängimiseks, sigimiseks, toitumiseks ja puhkamiseks, asuvad reeglina 2 - 3 km raadiuses ümber mängutsentri. Metsise maastik ehk tuumala on omavahel ruumiliselt ühendatud metsise elupaikade võrgustik, kus on tagatud nii kukkede kui kanade liikumisvõimalused erinevate mängude vahel, elupaigad noorlindude hajumiseks ning võimalused vanalindude sesoonseteks liikumisteks. Suurimad tuumalad, mida asustavad ligikaudu 62-63% metsistest, on Soomaa, Kõrvemaa ja Alutaguse. Ülejäänud tuumalad on väiksemad, neid asustab ligikaudu 28-29% lindudest. Alla 40 km2 suurustel astmelaudadel elab vaid 7-8% lindudest.

Metsise suurimad ohutegurid on veerežiimi muutmine, uue taristu mõjud, metsaraie (nii uuendusraie, puurinde hõrendamine, liigilise koosseisu muutumine kui vanade metsade vähenemine), mürareostus ja liikidevahelised suhted, eeskätt kisklus.

Ohutegurite mõju vähendamiseks on ette nähtud mitmesugused meetmed ja tegevused. I ja II prioriteedi tegevustena on kavas metsise püsielupaikade kaitse-eeskirja uuendamine, elupaikade tervendamise tulemusseire, kiskluse ohjamiseksperimendi jätkamine, metsise kohanemise uuring metsamaastiku muutustega, müra mõju selgitamine metsise sigimiskäitumisele, uuring erinevate raieliikide mõjust puistu koosseisule, metsise mänguasurkondadele ja metsise maastikule ning kujundusraiete vajadusest, metsise elupaikades metsade majandamise juhise koostamine maaomanikele, loodusliku veerežiimi taastamine kaitstavatel aladel valitud metsise elupaikades, viibimispiirangute kaotamise tulemuslikkuse seire, Riigimetsa Majandamise Keskuse (RMK) metsise kaitsestrateegia aastani 2030 (Riigimetsa Majandamise Keskus 2019) täiendamine, metsisemängude riiklik seire, Eesti Looduse Infosüsteemi (EELIS) andmete ajakohastamine, kaitstavate alade eeskirjades metsise elupaikade kaitsepõhimõtetega arvestamine. Tegevuskavaga kavandatud tegevuste kogumaksumus on … eurot, sellest I ja II prioriteedi tegevuste maksumus … eurot.

Metsise kaitse lühiajaliseks (5 aastat) kaitse-eesmärgiks on asurkonna üldarvukuse (mängivate kukkede põhjal) stabiilne trend (asurkonna vähenemine on peatunud), metsise leviku ning metsise elupaikade (tuumalade ja astmelaudade) vahelise sidususe säilimine. Metsise kaitse pikaajaliseks (15 aastat) kaitse eesmärgiks on liigi soodsa seisundi (LC) saavutamine Eestis lähtudes Rahvusvahelise Looduskaitseliidu (IUCN) piirkondlikest ohustatuse hindamise kriteeriumitest.

Eelmise kaitse tegevuskavaga anti suunised, et selle perioodi kaitse tulemuslikkust saab hinnata edukaks, kui kukkede arv mängudes ja pesitsusedukus augustis (üldine trend) on viie aasta perioodil stabiilne (languskiirus aastas on < 1%) või kasvav. Keskkonnaagentuuri (KAUR) poolt koostatud metsise mängude seire 2022. aasta aruande kohaselt on toimunud enam kui 14% suurune arvukuse vähenemine vähem kui 5 aasta jooksul. Metsakanaliste distantsloenduse 2020. aasta seirearuande alusel (Keskkonnaagentuur, 2019c) on metsise produktiivsuseks väga kesine, produktiivsuse (pesitsusedukuse) trend on ebaselge. Seega ei saa metsise kaitset eelmisel tegevuskava perioodil lugeda tulemuslikuks. Kaitse korraldamist tuleb tõhustada, et ettenähtud tegevuste täitmine tagaks metsise tulemusliku kaitse.

Aastal 2028 toimub käesoleva kaitse perioodi kaitse tulemuslikkuse hindamise vahehindamine. Kaitse loetakse tulemuslikuks, kui:
• asurkonna üldarvukus (mängivate kukkede arv EELISe andmetel viimase vaatluse alusel 1285, arvukushinnang ligikaudu 1500 (1365-1665) isaslindu) viimase 12 aasta andmete põhjal (lühike arvukuse trend) on stabiilne või tõusev (asurkonna vähenemine on peatunud),
• metsise levik (10x10 km ETRIS ruudustikus) ei ole viimase 12 aasta andmete põhjal ahenenud (praegu olemas 186 ruudus),
• metsise elupaikade (tuumalade ja astmelaudade) vaheline sidusus on säilinud (kooskõlas joonisega 4).
Kui vahehindamise eesmärgid pole täidetud, tuleb metsise kaitset tõhustada.

Eelmise metsise kaitse tegevuskavaga võrreldes (Keskkonnaministeerium, 2015) on käesoleva kavaga metsise kaitse-eesmärke muudetud konkreetsemaks ja mõõdetavamaks ning täpsustatud on elupaiga piiritlemise aluseid – varem kuni 3 km mängu keskmest, nüüd üle 3 kukega mängu puhul 2-3 km, alla 3 kukega mängu puhul 1-2 km mängu keskmest. Uute, olulisemate meetmetena on kavandatud metsise püsielupaikade piiranguvööndites uuendusraiete keeld, leevendava meetmena viibimispiirangu kaotamine sihtkaitsevööndites ning ajaliste piirangute lühendamine raietele ja jahipidamisele. Täpsemalt on püsielupaikade kaitse-eeskirjas kavandatud muudatusi kirjeldatud ja põhjendatud ptk-s 6.3.3. Oluliselt on täpsustatud ohutegureid, eeskätt metsamajanduse mõjusid ja lisatud on taristu mõjud ning iga ohuteguri juurde on lisatud selle mõju vähendavad leevendavad meetmed ja kavandatud tegevused.



Sisukord
Kokkuvõte 2
Sissejuhatus 6
Kasutatud mõisted 9
1. Liigi bioloogia 10
1.1 Välimus 10
1.2. Toitumine 10
1.3 Sigimine 11
1.3.1. METSISE MÄNG 11
1.3.2. Pesitsemine 12
1.3.3. Demograafia 13
1.4 Sulgimine 14
1.5 Hajumine, paigatruudus, sesoonsed liikumised ja talvitumine 14
1.6 Metsise elupaiganõudlus 15
1.6.1. Mängupaik 15
1.6.2. Mänguaegne elupaik 15
1.6.3. Elupaik 16
1.6.4. Tuumala ehk metsise maastik 18
2. Metsise levik ja arvukus 20
2.1 Levik ja arvukus maailmas ja Euroopas 20
2.2 Metsise alamliigid ja populatsioonigeneetika 21
2.3 Arvukus ja levik Eestis 22
3. Ülevaade seirest, uuringutest ja inventuuridest 27
3.1. Metsise mängude seire 27
3.2. Metsakanade loendused augustis 27
3.3 Metsise uuringud 2012 - 2023 29
4. Kaitsestaatus ja senise kaitse tõhususe analüüs 31
4.1 Kaitsestaatus 31
4.2 Senise kaitse tõhususe analüüs 33
5. OHUTEGURID ja MEETMED 37
5.1 Metsamajandus 38
5.1.1 Metsamaa raadamine mittemetsanduslikuks kasutuseks (PB01) 38
5.1.2 Metsade liigilise kooseisu muutmine (sh monokultuuriks) (PB02 39
5.1.3 UUENDUSRAIE (PB09) 40
5.1.4 PUURINDE HÕRENDAMINE (PB06) 42
5.1.5 VANADE METSADE VÄHENEMINE JA KILLUSTUMINE (PB14) 43
5.1.6 VEEREŽIIMI MUUTMINE METSANDUSLIKUL EESMÄRGIL (PB23) 44
5.2 TARISTU MÕJUD 46
5.2.1 TAASTUVENERGIA (SH TUULEENERGIA) TOOTMISE, TEEDE, RAUDTEETRASSIDE JA NENDEGA SEOTUD TARISTU (SH ÕHULIINID) RAJAMINE (PD1, PD06, PE01) 49
5.2.2 TARISTU KASUTAMISEST TINGITUD MÜRAREOSTUS JT HÄIRINGUD (PD11, PE08, PH01) 50
5.3 LIIKIDEVAHELISED SUHTED, SH Kisklus (L06, pi01) 53
5.4 Häirimine (ph01, ph08) 56
5.5 Kliimamuutused (pj10) 57
6. KAITSE EESMÄRK 59
6.1. Liigi võimalikult soodsa seisundi tagamise tingimused 59
6.2. Elupaiga määratlemise ja eelisesse kandmise põhimõtted 62
6.3. Kaitstava ALA moodustamise ja piiritlemise kriteeriumid, SOBIV KAITSEKORD 65
6.3.1 Üldised põhimõtted 65
6.3.2 tsoneerimine 67
6.3.3. Kaitsekord 68
7. SOODSA SEISUNDI SAAVUTAMISEKS VAJALIKUD TEGEVUSED (MEETMED), NENDE EELISJÄRJESTUS JA TEOSTAMISE AJAKAVA 71
7.1. Üldised suunised ELUPAIKADE TERVENDAMISEKS JA KUJUNDUSRAIETEKS 71
7.2 Lähema 10 aasta jooksul kavandatud tegevused 72
7.2.1 Metsise püsielupaikade kaitse-eeskirja uuendamine 72
7.2.2. Metsise elupaikade tervendamise tulemusseire 73
7.2.3 Kiskluse ohjamiseksperimendi jätkamine 73
7.2.4 Metsise kohanemise uuring metsamaastiku muutustega 74
7.2.5. Müra mõju selgitamine metsise sigimiskäitumisele 74
7.2.6 Uuring erinevate raieliikide mõjust puistu koosseisule, metsise mänguasurkondadele ja metsise maastikule ning kujundusraiete vajadusest 75
7.2.7. Metsise elupaikades metsade majandamise juhise koostamine maaomanikele 75
7.2.8 Rahvusvaheline koostöö 76
7.2.9. Tegevuskava vahehindamine ja uuendamine 76
7.2.10. Loodusliku veerežiimi taastamine kaitstavatel aladel valitud metsise elupaikades 77
7.2.11 Uuring barjääriefekti uurimiseks, modelleerimiseks ja hindamiseks Eesti asurkonna sidususe seisukohalt kriitilistes piirkondades. 78
7.2.12 viibimispiirangute kaotamise tulemuslikkuse seire 79
7.2.13 RMK metsise kaitsestrateegia aastani 2030 täiendamine 79
7.2.14. Metsise populatsioonigeneetilised uuringud 80
7.2.15. SUURKISKJATE SÄILITAMISE MÕJU UURING METSISE LOKAALASURKONDADE ARVUKUSELE JA ELUPAIGA KVALITEEDILE 80
7.3. Tähtajatud tegevused 81
7.3.1. Metsisemängude riiklik seire 81
7.3.2. Eelise andmete ajakohastamine 81
7.3.3. Kaitstavate alade eeskirjades metsise elupaikade kaitsepõhimõtetega arvestamine 82
7.3.4. Metsise kaitse põhimõtete tutvustamine ning avalikkuse kaasamine metsise kaitsega seotud tegevustesse 82
8. Kaitse tulemuslikkuse hindamine 84
9. Eelarve 85
Kasutatud allikate loend 88


Sissejuhatus

Tegevuskavas antakse tegevuskava koostamisel kogutud teabele (uuringud, inventuurid, seirearuanded, teaduskirjandus, varasemad tegevuskavad ja nende eelnõud, ekspertiisid jm) tuginevad suunised, tagamaks metsise (Tetrao urogallus) piirkondlik soodne seisund Eestis. Tegemist on metsise kaitsega tegelevatele asutustele suunatud korraldusliku materjaliga, mis ei piira otseselt haldusväliste isikute õigusi ega pane neile kohustusi. Tegevuskavas esitatud suuniseid ja metsise kaitse põhimõtteid arvestab asjaomane asutus õigusaktides sätestatud kaalutlusõiguse teostamisel, kuid tegevuskava koostamise eesmärk ei ole juhtumispõhiste eelotsuste tegemine.

Metsis on tüüpiline boreaalsete okasmetsade liik, kes on levinud väga ulatuslikel aladel Euraasia okas- ja segametsavööndis. Ehkki globaalselt hinnatakse metsise seisundit soodsaks (eelkõige ulatusliku levila tõttu), on IUCN-i (viimane ohustatuse hindamine 2016) järgi liigi koguarvukus languses ning enamik Euroopa asurkondi (va Fennoskandia) on tugevas languses ning paljudes piirkondades on metsis lokaalselt väljasurnud või ohustatud liik. Metsis on nii Eesti kui Euroopa looduskaitses olulise majandusliku, sotsiaalse ja kultuurilise rolliga suunisliik (focal species), kelle kaitse ja kasutus on paratamatult toonud kaasa nii ökoloogilisi, sotsiaalseid kui majanduslikke konflikte. Samas on metsise kui katusliigi (umbrella species) kaitse kaudu võimalik tõhusalt kaitsta teisi boreaalsetele okasmetsadele iseloomulikke kaitstavaid ja ohustatud liike (Suter et al 2002, Pakkala et al 2003, Segura et al 2014, Mikoláš et al 2015, Lõhmus et al 2017). Tagades katusliigile sobivad tingimused, on kaitstud ka vähemtuntud tundlikud metsaliigid, ühtlasi on metsise esinemine maastikus oluliseks indikaatoriks, mis viitab metsise funktsionaalses elupaigas väärtuslike loodusmetsade esinemisele.

Kogu Euroopas peetakse inimpelgliku metsise arvukuse vähenemise peamiseks põhjuseks maakasutuse muutusi (intensiivne metsamajandus, infrastruktuuri arendamine) ja kisklussurve suurenemist (madal sigimisedukus), kusjuures ka kliimamuutusi peetakse üheks leviku ahenemise ja arvukuse languse põhjuseks. Lähtudes metsise bioloogiast ja elupaigakasutuse eripärast, on metsise kaitsekorraldusele vajalik läheneda maastikupõhiselt. Metsise sugupooled kasutavad aasta jooksul erinevaid elupaiku ning toituvad erinevatel aastaaegadel erinevatest toiduobjektidest.

Möödunud sajandi teises pooles ja käesoleva sajandi alguses on Eesti metsislaste bioloogiat, toitumist ja käekäiku põhjalikult uurinud ja 1978. aastast järjepidevalt seiranud Eesti Metsainstituudi (hilisem Metsakaitse- ja metsauuenduskeskus) Kaarepere Metsakatsejaamas töötanud ornitoloog Ene Viht koos kolleegidega (Viht 1974, 1991, 1998, 2006). 2001. aastal koostasid Ene Viht ja Tiit Randla Keskkonnaministeeriumi tellimusel metsise kaitsekorralduskava aastateks 2002-2011 (Viht & Randla 2001, 2002). Ene Vihti eestvedamisel koostati toonaste parimate teadmiste valguses juhendid, kuidas rajada metsise kaitseala, koostada kaitse-eeskirju, hooldada sihtkaitsevööndeid metsise püsielupaikades jpm. Tollased teadmised on aluseks praegusele metsise kaitseks loodud kaitstavate alade võrgustikule (kaitsealad ja püsielupaigad) ning kehtivale kaitsekorrale.

2009. aastal alustati süsteemse metsisemängude inventeerimisega, kasutades täpsustatud metoodikat ning 2010. aastal tellis Keskkonnaamet Eesti Ornitoloogiaühingult töö metsise kaitse tegevuskava uuendamiseks, millega kaasnesid nii inventuuridega jätkamine, olemasoleva andmestiku koondamine ja analüüs ning mida rahastati Euroopa Regionaalarengu Fondi vahenditest. Valminud tegevuskava eelnõu (Eesti Ornitoloogiaühing) kooskõlastamisel huvirühmadega ilmnesid säästliku metsamajandamise suunisliigile tüüpiliselt erimeelsused metsise kaitse korraldamise osas Eestis ning usaldamatus ka tegevuskava koostamise aluseks olevate teadmiste kohta. Konflikti ajendiks olid pikaajalised probleemid metsise kaitsekorraldusega (joonis 1), mis puudutavad ulatuslike metsa-alade majandamist mandri-Eestis. Need probleemid jaotusid kolme valdkonda (Lõhmus, 2016):
1) hoolimata ulatuslikest raiepiirangutest metsise mängupaikades ja nende ümbruses sedastasid liigikaitse spetsialistid metsise arvukuse jätkuvat langust (looduskaitseprobleem);
2) metsandusringkondade seisukohad majandustegevuse (eeskätt raiete ja kuivenduse) mõjust metsiseasurkonnale ning vajaduse kohta täiendavate piirangute, maastikuplaneerimise või elupaikade taastamise järele lahknesid tugevasti looduskaitseringkondade omadest (metsandusprobleem);
3) puudus ametkondi ja asjatundjaid kaasav koostöö lahenduste leidmiseks (sotsiaalne probleem). Nii looduskaitse- kui metsandusprobleemide lahendamist pärssis lisaks ebapiisavatele teadmistele ka osapoolte vähene koostöö.

Joonis 1. Ajalooline lähenemine metsise kaitse ja kasutamise korraldusele Baltikumis - jahilinnust säästliku metsamajanduse suunisliigiks (Lõhmus et al 2017).


Tekkinud olukorra lahendamiseks kutsuti 24.08.2012 Asko Lõhmuse ja Ivar Ojaste initsiatiivil kokku nn metsisekonsortsium, kus algselt osalesid Keskkonnaamet, Riigimetsa Majandamise Keskus (RMK), Kliimaministeerium, Keskkonnaagentuur, Tartu Ülikool, Eesti Maaülikool ja Eesti Ornitoloogiaühing. Konsortsiumi eesmärk on erinevate huvirühmade kaasamine, metsise kaitsekorralduse laiapõhjaline käsitlemine ja konsensuse saavutamine edasiste metsise kaitseks vajalike tegevuste elluviimiseks. Ühe esimese tegevusena prioriseeriti kriitiliselt oluliste andmelünkade täitmiseks vajalikud uuringud. Ühistöö esimese viljana viidi 2013-2016 läbi metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuring, mida rahastas RMK teadusnõukogu.

Metsise tegevuskava uuendamise lähtealuseks on 2015. aastal keskkonnaministri poolt kinnitatud tegevuskava (Keskkonnaministeerium 2015), mida on täiendatud, lähtudes vahepeal täienenud ja täpsustatud teadmistest ning üleskerkinud probleemidest. Kava täiendamisel osutus oluliseks sisendiks metsisekonsortsiumi poolt 2018. aastal korraldatud mõttetalgutel ekspertide poolt kokkulepitud eesmärgid, põhimõtted ja prioriteedid (Lõhmus 2018a).

Käesoleva tegevuskava esmase eelnõu koostas Agu Leivits. Kava on täiendanud Keskkonnaameti, Tartu Ülikooli teadlased, eksperdid ja spetsialistid Marju Erit, Asko Lõhmus, Märt Öövel, …

Esikaane foto: Agu Leivits

Kasutatud mõisted

Metsise elupaik – elupaik on ala, mille ressursid ja tingimused võimaldavad organismil seda asustada, seal ellu jääda ja paljuneda (Lõhmus 2001a). Eestis läbiviidud telemeetriauuringute tulemustele tuginedes kasutavad metsised (nii kuked kui kanad) erinevatel eluperioodidel elupaiku kuni 11 km kaugusel mängupaiga keskpunktist (Ojaste & Kalamees, 2019, Ojaste 2021). Metsise Eesti Looduse Infosüsteemi (EELIS) kantavaks elupaigaks (EELISes nimetatud kui leiukoht) loetakse käesolevas kavas kokkuleppeliselt kuni 3 km raadiuses ümber mängu tsentri paiknevad metsisele sobivad metsaalad (sh majandatavad), mida kasutatakse mängimiseks, sigimiseks, toitumiseks, sulgimiseks ja puhkamiseks erinevatel aastaaegadel. Need on alad, mida metsis kõige sagedamini kasutab (ca 75% ajast) ja mis on võtmetähtsusega metsise kaitsel. Üks elupaik võib hõlmata mitmeid metsisemänge. Nimetatud ka kui metsise funktsionaalne elupaik – metsise elupaiga tingimustele vastavad metsad kolme kilomeetri raadiuses (RMK 2020).
Metsise mängu(aegne elu)paik – osa metsise elupaigast, metsisekukkede mängu eelsel ja mängu ajal kasutatav, reeglina kuni 1 km kauguseni mängu tsentrist ulatuv mängu-, puhke- ja toitumisala. Kantakse EELISesse metsise mängupaigana (alamkirjena).
Metsise mäng(uala) – metsisekuke või -kukkede poolt mängu perioodil mängimiseks kasutatav ala.
Metsise elupaiga kvaliteet – keskkond, millel on võime pakkuda metsise isendi või populatsiooni ellujäämiseks vajalikke tingimusi (Lõhmus, 2001). Elupaiga kvaliteeti saab hinnata, kasutades nii taimkatte struktuuri (puistu struktuur ja vanus ning kasvukohatüüp, sobivate puistute % ja ruumiline paiknemine), elupaikade prognoosmudeleid ja prognoositud elupaiga järjestusväärtusi (näiteks prioriseerimine Zonation programmiga) iseloomustavaid kriteeriume. Metsisele sobivad elupaigad kajastuvad joonisel 3.
Potentsiaalselt metsisele sobiv elupaik – liigi potentsiaalse elupaiga prognoos (elupaigamudel) teatud elupaiga tunnuste alusel.
Tuumala ehk metsise maastik – omavahel ruumiliselt ühendatud elupaikadest moodustuv metapopulatsiooni osaareaal, mis moodustavad tervikuna toimiva säilenõtke elupaigakompleksi ja on suhteliselt isoleeritud teistest osaareaalidest Eestis. Tuumalad defineeritakse, kasutades liigi potentsiaalse elupaiga prognoosi, teavet liigi hajumisvõime ja elupaiga minimaalse pindalavajaduse kohta. Tuumalad kajastuvad joonisel 4.
Astmelauad (stepping stones) – üksteise lähistel asuvad (potentsiaalselt) sobilike elupaikade laigud, mis võimaldavad parema levimisvõimega liikidel läbida muidu ebasobivat (kultuur)maastikku. Astmelauad on olulised tuumalade omavaheliseks ühendamiseks. Astmelauad kajastuvad joonisel 4.
Irdala - metsise elupaik, mis asub väljaspool metsisepopulatsiooni tuumalasid ja astmelaudu ning mille sidusus tuumaladega on kesine ja juhusliku väljasuremise tõenäosus kõrge.
Elupaiga tervendamine – taastamistööd, mille eesmärgiks on osaliselt kahjustatud elupaiga kujundamine võimalikult looduslähedaseks ja isetoimivaks elupaigaks, nt looduslähedase veerežiimi, puistu struktuuri kujundamine.


1. Liigi bioloogia
1.1 Välimus

Metsis (Tetrao urogallus Linnaeus, 1758) on Euroopa suurim kanaline. Metsisekukkede sulestik on enamasti tumehalli ja musta värvusega, metsisekanadel pruunikas. Emaslind on suurem kui tedrekana, kellest on ta eristatav suure roostepunase rinnalaigu ning pikema ja ümarama tipuga silmatorkavalt roostja saba järgi (Cramp & Simmons 1980, Klaus 1989). Metsisel on iseloomulik tugev suguline dimorfism: isased on emastest selgesti eristatavad. Hooajalisi välimuse muutusi ei esine. Metsisekuked kaaluvad kanadest poole rohkem − kuked umbes 4−5 kg ja kanad umbes 2 kg (Cramp & Simmons 1980, Klaus 1989, Potapov ja Sale 2013). Kumari (1954) annab Eesti lindude kehakaaluks isaslindudel 3800–4800 g ja emaslindudel 1400–1850 g.

Potapov ja Sale (2013) järgi on noorlinnud laigulise hallikaspruuni sulestikuga, kusjuures emaslindude sulestikus on rohkem roostepruuni värvust (eristatavad vanalindudest kuni 12 kuu vanuseni). Udusulis metsisetibudele on iseloomulik roostepruunikas-kollakas värvus ning tumedad triibud pealael (tedretibudele iseloomulik mütsilaadne laik pealael puudub).

Metsisekukkede vanust on võimalik hinnata kolju ja noka mõõtmete järgi (Moss, 1987, Borchtchevski, 2011). Samuti on esimese aasta kukkedel esimese vanalinnu sulestiku tüürsuled kitsamad ning suuremate valgete laikudega kui vanematel lindudel.

1.2. Toitumine

Metsis sööb põhiliselt taimset toitu. Talvel moodustab boreaalses vööndis elavad metsise peamise toiduse männiokkad. Põhja-Euroopas eelistatakse toiduks haigustest nõrgestatud ja toitainete vaesemates biotoopides kasvavate mändide okkaid, mis sisaldavad stressi tõttu rohkem toitaineid (Potapov & Sale, 2013). Ülejäänud aastaaegadel on metsise toidusedel mitmekesisem ning enamasti toitutakse maapinnal (Cram & Simmons 1980; Klaus 1989; Storch 2001; Potapov & Sale 2013).

Toitumisstrateegialt on kanad palju oportunismlikumad kui kuked ning nende üleminek talviselt menüült suvisele on varasem kui kukkedel. Kevadel peale lume sulamist toitub metsis põhiliselt männiokastest ja -pungadest, tupp-villpea õitest, küüvitsa lehtedest ja mustika võrsetest. Valgurikkad tupp-villpea õiepungad ja õisikud on eriti oluline kevadine toiduallikas metsisekanadel munemisperioodil, kusjuures sel perioodil toituvad metsisekanad meelsasti ka metsateede servades kasvavate õistaimede noortest võrsetest ja pungadest (Borchtchevski 2009). Samuti eelistatavad suvisel ja varasügisesel perioodil metsised toitumises mustikat, mille varred ja pungad on ka varakevadel esimeste energiarikkamate toiduallikate hulgas. Suvine menüü on võrdlemisi rikkalik, kuid eelistatakse kanarbikulisi. Haava osatähtsus toidus suureneb põhjast lõunasse seoses haava osakaalu suurenemisega puistu koosseisus ning on suurim lehtede avanemise perioodil (Rolstad 1988, Zizas 2012). Koreda toidu seedimise hõlbustamiseks on metsisel tarvis neelata väiksemaid kivikesi (2-5 mm suurusi) gastroliite. Seetõttu võib metsiseid sageli kohata kruusakattega metsateedel.

Ühe kuni kahe nädala vanuste tibude toidust moodustavad putukad kuni 80% (Cramp & Simmons 1980). Liblikaliste, eriti aga vaksiklaste vastsed, kes kasutavad mustika lehti ja varsi oma toiduks, moodustavad ca ¾ metsisetibude toidust. Taimse toidu osakaal tõuseb 90%-ni viiendal kuni kuuendal elunädalal ning seitsmenädalane noor metsis toitub juba täielikult taimedest. Selles vanuses moodustavad mustikad (marjad, noored lehed ja võrsed) kuni 85% toidust.

1.3 Sigimine

Metsis on polügaamne liik, kes püsivaid paare ei moodusta ning üks isaslind võib paarituda sama sigimisaja kestel mitme emaslinnuga. Vastassugupooled saavad peamiselt kokku metsisekukkede seltsingulistes mängudes. Emaslinnud valivad paaritumiseks partneri mänguasurkonna parimate isaslindude seast, kes on hõivanud mänguterritooriumi, mis ulatub mängupaiga keskossa (Viht, Randla 2002). Suguküpsus saabub esimesel eluaastal, kuid isaslinnud saavad võimaluse paaritumiseks tavaliselt alles alates kolmandast eluaastast (Potapov & Sale 2013).

1.3.1. METSISE MÄNG
Metsise mäng toimub traditsioonilistes mängupaikades vanemates metsades, mida võidakse kasutada aastakümneid. Mängupaigas peab olema maapinnal nähtavus vähemalt 60-70 m (Potapov & Sale 2013). Eestis asuvad metsise mängupaigad enamasti suuremate või väiksemate rabade ümbruse männikutes. Mängu tsentrid võivad aasta-aastalt vähehaaval nihkuda. Vanemad kuked on seotud samade mängupaikadega, üheaastased ja suur osa kaheaastastest kukkedest külastavad rohkem kui ühte mängupaika ning nad ei viibi kindlal territooriumil. Emaslinnud käivad mitmes või ühes kindlas mängupaigas. Metsise emaslinnud kalduvad külastama mitut mängupaika juhul, kui mängud on väikesed. Uued mängupaigad tekivad siis, kui noored isased suudavad hoida emaseid valitud territooriumil kuni paaritumiseni. Mängupaiga sees paiknevad kukkede mänguterritooriumid 50−150 m vahedega, terviklikus metsalaamas asuvad mängupaigad üksteisest vähemalt 2 km kaugusel. Norras raadiotelemeetrial põhineva uuringu järgi moodustavad uusi mänge põhiliselt noorlinnud ning uue püsiva mängu tekkimiseks peab olema täidetud rida tingimusi (Gjerde et al 2000, Rolstad et al 2007).

Telemeetriaandmetel (Ojaste 2021) külastavad metsisekuked esmakordselt mängualasid alates veebruari algusest, kuid nad viibivad siin võrdlemisi lühiajaliselt ning liiguvad ringi suhteliselt suurel alal. Mänguaegne eluala asustatakse püsivalt keskmiselt 12.03 ± 6 päeva ning kuked viibivad sel alal keskmiselt kuni 23.05 ± 2 päeva. Isaslindude mänguperioodi algust mõjutab tugevasti ilmastik – varasel kevadel algab mäng juba märtsi alguses, hilisel kevadel alles märtsi lõpus. Kevade arenedes läheb mäng aina aktiivsemaks. Metsisekanadele on sigimise alustamiseks ilmastikust olulisem signaal päeva pikkus. Kui kanad mänguplatsile tulevad ja enamik (reeglina paaritutakse tavaliselt kolme-nelja päeva jooksul) paaritumisi teoks saab, on ka isaslindude mänguaktiivsus kõige suurem. Enamasti saabub see aeg aprilli viimasel dekaadil ja kestab 1 kuni 2 nädalat (Joonis 2). Kuked käivad siiski mänguplatsil veel vähemalt kolm-neli nädalat peale paaritumisperioodi. Sel ajal mõjutab nende aktiivsust oluliselt õhutemperatuur: soojad ilmad pärsivad, jahedad suurendavad mänguaktiivsust. Noored isased võivad mängida (nn proovimängud) ka hilissuvel ja sügisel, kuid need mängud ei ole reeglina seotud olemasolevate mängupaikadega.

Joonis 2. Aktiivsete ja passiivsete kukkede ning kanade vaatluste tihedus 2019. kevadel metsisemängude riikliku seire vaatluste alusel. Tihedusfunktsiooni kõvera alune pindala = 1 (Keskkonnaagentuur 2019a).


1.3.2. Pesitsemine
Potapov ja Sale (2013) järgi alustavad emaslinnud munemist 3-4 päeva peale kopuleerumist ning munevad intervalliga 1-2 päeva (Cramp et al 1980). Kurn (4-9 muna), keskmiselt 7 muna, munetakse vahemikus aprilli keskpaigast kuni juuni keskpaigani. Kurna rüüstamisel võidakse muneda järelkurn (Cramp et al 1980). Kanalistele omaselt on metsisekanad pesa asukoha valikul oportunistid ja nii võib pesi leida kõikidest metsatüüpidest ja isegi raiesmikelt. Pesa on hästi varjatult maapinnal puhmarindes, sageli puu jalamil. Haub ainult emalind ja see kestab Potapov ja Sale (2013) järgi keskmiselt 26 päeva (20-30 päeva). Pesad asuvad keskmiselt kuivemates puistutes kui pesakonnad ja toituvad üksikud kanad, mille võimalik põhjus on niiskemate alade suurem toidurohkus või varje kiskjate eest.

Pojad kooruvad tavaliselt mai lõpus - juuni esimesel poolel ning pesahülgajatena hakkavad pojad kohe ise putukatest toituma. Esmase lennuvõime (kuni 1 m kõrgusele) saavutavad tibud juba 4-5 päeva vanuselt ning võime puu otsa lennata saavutatakse kolme nädala vanuselt. Esimesel kümnel elupäeval on tibudel omane häirimise korral peituda ja tarduda. Alates kümnendast elupäevast on metsisepesakond võimeline läbima mitme kilomeetri pikkuseid vahemaid (sh ületama ulatuslikke raiesmikke) leidmaks toitumiseks sobiv elupaik. Esimeste nädalate jooksul on metsisetibud välistemperatuuri suhtes väga tundlikud ja vajavad pidevat emaslinnu poolset soojendamist (Potapov & Sale 2013). Eestis läbiviidud uuringute järgi on Eestis pesakondade kõige sagedasemaks elupaigaks siirdesoomännikud, sh kuivendusjärgsed mustika-kõdusoometsad (Lõhmus 2016). Telemeetriandmetel veedavad pesakonnaga kanad olulise aja jänesekapsa-mustika, siirdesoo, angervaksa ja mustika-kõdusoo kasvukohtade metsades, mille keskmine täius on 66% (Ojaste 2021).

Eesti telemeetriuuringu andmetel (Ojaste 2021) on metsisekanadel põhikurn munetud keskmiselt 6. mail (± 5 päeva) ning sellele järgneb 26–28 päevane haudeperiood. Kui põhikurn hävib, külastavad kanad uuesti ühte-kahte metsisemängu paarumiseks ja munetakse järelkurn. Alati aga paarumine ei õnnestu ning järelkurna ei muneta. Kui põhikurn hävib 20. mai paiku, siis samuti mänge enam ei külastata ja teiste pesitsuskatset ei toimu. Pesakonnad, ka hilisemates kurnades ja järelkurnades, kooruvad ajavahemikul 26. maist 15. juunini. Pesakonnad viibivad oma elualal kuni 24. augustini, isegi kuni 13.septembrini.

Lõhmus (2016) järgi jääb valdav osa Eestis aastatel 2013-2016 tehtud pesitsusvaatlustest 0,5–2,5 km kaugusele lähimast mängutsentrist, kusjuures selles vahemikus kaldub olema ka edukate pesakondade osatähtsus suurem kui mängu lähiümbruses. Telemeetria andmetel asus 77% pesakondade lokatsioonidest 3 kilomeetri raadiuses paarumisalast, kusjuures 1 km raadiusesse jäi 24% lokatsioonidest ning pesakondi kohati kuni 4 km kaugusel paarumisalast (Ojaste 2021). Ühe pesakonna elupaiga keskmiseks suuruseks oli 91 ha ning neid asustati ajavahemikus 26. mai – 13. september (Ojaste 2021).

1.3.3. Demograafia
Metsise põlvkonna pikkuseks IUCN punase nimestiku kriteeriumite mõistes, mis kajastab sigivate isendite vahetumise kiirust, loetakse 6 aastat ja maksimaalne teadaolev vanus on 20 aastat ning elumus 0,71 (Bird et al 2020). Metsise täiskasvanud lindude aastane keskmine elumus varieerub piirkonniti 41-71% (Jahren et al 2016). Sigimises osalevad kõik emaslinnud alates teisest eluaastast (Bird et al 2020). Boreaalsete metsade kanaliste populatsioonide negatiivset arvukuse trendi on enamasti seostatud vähenenud noorlindude juurdekasvuga ja ainult vähesed uuringud on näidanud, et populatsiooni juurdekasv võib olla rohkem mõjutatud vanalindude elumusest (Jahren et al 2016). Mitmete uuringute kohaselt sureb esimesel elukuul üle 50% tibudest.

Suveterritooriumite kaardistamisel talgumeetodil kogutud andmed Soomaa uurimisalalt võimaldavad metsise pesitsusedukust hinnata ka Eestis (Lõhmus 2016). Soomaa uurimisala andmestik näitab üldiselt madalat, kuid aastati kõikuvat sigivustaset – aastatel 2013-2016 varieerus pesakondadega metsisekanadega protsent vahemikus 15-38%. Madala sigivuse peamiseks põhjuseks oli kurnade rüüstamine. Keskmiselt 25% sigimisedukuse tähtsust metsiseasurkonna elujõulisusele hinnati maatriksmudeliga, milles aastase elumuse väärtusena kasutati (kirjanduse andmetel) konservatiivset 65% taset. Mudel näitas arvukustrendi suurt tundlikkust sigivuse suhtes, kusjuures kvalitatiivne vahe ilmneb just 25% (langus) ja 30% (tõus) vahel. Mudeli poolt ennustatud arvukuse langus osutus tugevamaks kui reaalselt leitu, millel on tõenäoliselt kaks põhjust. Esiteks on pesakondade avastatavus juuni alguses vaatluste hoolikusele vaatamata ilmselt halvem kui tibudeta kanadel ja teiseks võivad asurkonda tasakaalustada üksikud head sigimisaastad. Kokkuvõttes on Soomaa projekti tulemuste põhjal tõenäoline, et Eesti metsiseasurkonna languses on kiskjate poolt põhjustatud pesarüüstel oluline roll. Asurkonna stabiilsuseks oleks Soomaal täheldatud sigivusnäitajate juures tarvis kõrget täiskasvanud lindude ellujäämust (vähemalt 69% aastas). Leitud sigivuse ja realistlike elumusnäitajate (65%) tulemusel oleks sügisene noorte osakaal asurkonnas u 30%, mis vastab reaalselt vaadeldule. Samas peaks nende näitajate juures arvukus märgatavalt kiiremini langema, kui tegelikult täheldatud. Seega on asurkonda tasakaalustanud ilmselt üksikud soodsad aastad, kuid nende pikemaajalisel puudumisel või kadumisel on metsise asurkonna hääbumine väga tõenäoline. Asurkonna suudaks stabiliseerida sigivuse parandamine tõenäoliselt juba üksnes 5% võrra ehk et keskmiselt oleks igast 20 emaslinnust tibudega praeguse viie asemel kuus. (Lõhmus 2015).

Võimalik, et nii aastate keskmine elumus kui ka sigimisedukus on Soomaal siiski reaalselt kõrgemad kui uuringus ilmnenud, sest riikliku seire andmetel on perioode 2009-2013 ja 2014-2018 võrreldes Soomaa tuumalal loendatud mängude metsisekukkede arvukus oluliselt tõusnud (+94 kukke) ning tuumala toimib maastiku tasemel tervikuna (Keskkonnaagentuur 2018). Püreneede metsiseasurkonna kompleksuuringus on kasutatud Eesti kanatalgutele väga sarnast loendusmetoodikat (elupaiga kammimine korraga paljude loendajate poolt vahekaugusega 10-20 m) sigimisedukuse määramiseks ning kombineerides seda telemeetriandmetega leiti, et poegadega pesakondade puhul läheb lendu vaid metsisekana ja isegi juba lennuvõimelised pojad ei lähe lendu ja peituvad taimestikku (Moreno-Opo et al 2015). Selle tulemusel sigimisedukust hinnatakse süstemaatiliselt tegelikust madalamaks.

1.4 Sulgimine

Täiskasvanud metsistel toimub aastas üks kord täielik sulgimine. Isaslinnud alustavad laba-hoosulgede sulgimist mais, peale mänguperioodi lõppu. Poegadega emaslinnul algab küünra-hoosulgede sulgimine peale poegade koorumist juunis. Kehasuled vahetuvad juulist–septembri/oktoobrini. Pea- ja kaelasuled vahetuvad vanalindudel osalise sulgimise käigus mais–juunis. Poegadel algab sulgimine umbes 18-elupäevast ja lõpeb umbes kolme kuu vanuses. Noored isaslinnud alustavad laba-hoosulgede sulgimist teisel eluaastal juba märtsis (Ginn, Melville, 2000). Sulgimine leiab aset traditsioonilistes kohtades, milleks on tavaliselt niiskevõitu, vanad tihedama alusmetsaga ja inimese poolt vähekäidavad metsad.

Bircher (2011) järgi on metsise sulgede otsimine tõhus vahend värskete tegevusjälgede kindlakstegemisel elupaigas ning parim aeg on neid otsida augustis. Samas töös on toodud juhised koos joonistega metsise sulgede määramiseks.

1.5 Hajumine, paigatruudus, sesoonsed liikumised ja talvitumine

Storch & Segelbacher (2000) järgi jääb erinevate Euroopa uuringute alusel metsise noorlindude keskmine hajumiskaugus väiksemaks kui 10 km, olles emaslindudel suurem kui isaslindudel, samas üksikud linnud võivad hajuda kuni 30-40 km kaugusele (maksimum 75 km). Šotimaal juulis-augustis märgistatud noorlindude sünnijärgne hajumine toimus nii sügisel kui kevadel (Fletcher & Baines, 2020) ning noorte emaslindude keskmine hajumiskaugus oli 11 km (Moss et al 2006). Potapov & Sale (2013) järgi on Venemaa Euroopa osas erinevates piirkondades rõngastatud metsise noorlindude hajumiskaugus esimesel eluaastal emaslindudel 4,5-12,2 km ja isaslindudel 0,05-2,2 km sünnikohast (vt ka Potapov 1985, Romanov 1979). Samade autorite järgi on kõige suuremaks metsise liikumiskauguseks asukohavahetusel Venemaa Euroopa osas olnud 40 km.

Viimasel ajal on metsise paigatruudust uuritud, kasutades DNA põhist isendite identifitseerimist (Cayuela et al 2018, 2019, Vallant et al 2018). Uuringutest on selgunud, et metsised on palju väiksema paigatruudusega kui seni on teada olnud. Prantsusmaal Vogesi mäestiku asurkonna uurimisel selgus, et 38% emaslindudest ja 30% isaslindudest vahetab oma eluajal mängupaika ning suurim hajumiskaugus emaslindudel on 29 km. Need tulemused on vastuolus varasema teadmisega metsiste suurest mängupaiga truudusest (Storch 1997). Metsise mängude geneetilistest struktuuri uuringutest (Regnaut et al. 2006, Segelbacher 2002, Segelbacher et al. 2007, 2008, Cayuela et al. 2019) on selgunud, et mänguasurkondade isaslindudel on erinevalt emaslindudest suhteliselt suur omavahelise suguluse tase (mängu külastavate kanade sugulusaste on mänguasurkonna kukkedega võrreldes madal).

Metsise areaali põhjaosas on teada ka metsise sesoonseid liikumisi (Potapov & Sale 2013). Soomaa telemeetria uuringut järgi käis üks emaslind kahel järjestikusel aastal talvitumas 10 km kaugusel pesakonna üleskasvatamise kohast (Ojaste & Kalamees 2019, Ojaste 2021).

Potapov j& Sale (2013) järgi on nii metsise isas- kui emaslinnud talveperioodil väga paiksed ning talvitussalgad kasutavad maksimaalselt kuni 2500 ha suurust ala. Väikesed männikutes talvituvad grupid võivad püsida talveperioodil kuni 50 ha suurusel alal. Talveperioodil on metsisele olulised eelkõige männikud – toitumiseks kasutatakse umbes poole kilo jagu männiokkaid päevas. Talveperioodil on lisaks männiokastele oluline ka gastroliitide (väikeste kivikeste) kättesaadavus (Potapov & Sale 2013).

1.6 Metsise elupaiganõudlus

Lähtuvalt metsise ökoloogiast tuleb tema elupaiganõudlust käsitleda erinevates ruumimõõdetes, neist ruumiliselt väikseim on mängupaik, seejärel mänguaegne elupaik, mis on mõlemad osa metsise EELISesse kantavast elupaigast. Tuumala hõlmab mitmeid metsise elupaiku ja ka nende vahelist ala, täpsemalt allpool.

1.6.1. Mängupaik
Mänguaegselt on metsisekukkedel kolm erinevat liikumismudelit (Wegge et al., 2003):
• piiratud ala koos väikse territooriumiga mängupaiga juures (mängupaik),
• laiem piirkond kogu mängupaiga ümbruses (mänguaegne elupaik),
• teiste mängupaikadega kattuv, mitteterritoriaalne ala.

Eestis eelistavad metsisekuked mängupaigaks ainult mändidest koosnevaid puistuid, kus puude vanus on kõige sagedamini 80−130 aastat (Viht, 1991; Viht, Randla, 2002). Ühe kuke mängupaiga suuruseks Alutagusel on hinnatud 12–67 ha (Viht, 1991). Eesti telemeetria uuringute järgi (Ojaste 2021) ulatus individuaalse kuke mängupaiga suurus kuni 33 ha. Märgistatud kukkede mängupaikades domineerisid 70-80-aastase puistuga karusambla-mustika, jänesekapsa-mustika, siirdesoo ja mustika-kõdusoo metsad, kus alusmetsa liituvus jääb 10-17% vahemikku. Oluline oli ka turbasambla esinemine, mis viitab kevadel metsisekanade üliolulise toidutaime, tupp-villpea esinemisele. Nähtavus maapinnal oli mängupaikades enamikel juhtudel üle 50 meetri.

Eesti telemeetriaandmetel (Ojaste, 2021) külastavad metsisekuked esmakordselt mängualasid alates veebruari algusest, kuid nad viibivad siin võrdlemisi lühiajaliselt ning liiguvad ringi suhteliselt suurel alal. Mänguaegne eluala asustatakse püsivalt keskmiselt 12. märtsil ( ± 6 päeva) ning kuked viibivad sel alal keskmiselt kuni 23. maini (± 2 päeva). Metsisekanade paarumine metsisemängus näib kulmineeruvat paari-kolme päeva jooksul kohe peale kõrgrõhkkonna saabumist aprilli keskpaigas.

1.6.2. Mänguaegne elupaik
Paikneb ligikaudu ühe kilomeetri raadiuses ümber mängupaiga tsentri (täpsem piiritlemise kirjeldus ptk-s 6.2). Peale hommikust mängu liiguvad metsisekuked kuni 1 km kaugusele mängu tsentrist asuvatele toitumis- ja puhkealadele. Eestis iseloomustab ümber metsise mänguala 1 km ringraadiuses olevaid metsi männikute suur osakaal (≥87%), siirdesoo kasvukohatüübi olulisus (≥27%) ning IV boniteediklassi metsade 28% osa. Suuremad mängud on aladel, kus raba ja siirdesoo kasvukohatüübi osakaal on ≥54%. Mängu suuruse ja vähemalt 60 aastat vana metsa osakaalu keskmiste vahel esineb tugev seos, mille kohaselt vanametsa osakaalu langemisel alla 50% mängud sageli kaovad. Vähemalt 80-aastaste metsade osakaal on enamasti üle 25% ja vähemalt 100-aastaste metsade osakaal üle 10%. Suured lageraielangid, mis põhjustavad metsa killustumist mänguaegses elupaigas, põhjustavad mängude hääbumist ja sunnivad linde otsima uut mängupaika. Eesti oludes on näidatud, et suuremad mängud asuvad aladel, kus hiljutised lageraied 1 km raadiuses mängu tsentrist on kaugemal kui 800 m ning lageraiete langid on väiksemad kui 0,6 ha (Eesti Ornitoloogiaühing 2010b).

1.6.3. elupaik
Ojaste (2021) järgi on Eestis metsise ühte mängu külastavate kukkede ja kanade poolt kasutatava elupaiga suuruseks telemeetriandmete järgi kuni 3149 (4971) ha. Vähemalt aasta jooksul kasutatava pesitsuselupaiga suuruseks hinnati metsisekanadel 1392–3195 (erandina kuni 4729) ha ning kukkedel 449–1350 ha. Eesti metsiste telemeetriaandmed kinnitavad eelmises metsise kaitse tegevuskavas välja toodud olulist aluspõhimõtet, et metsise elupaigad, mida kasutatakse aktiivselt mängimiseks, sigimiseks, toitumiseks ja puhkamiseks (Sjöberg, 1996, Lindén et al, 2000, Hjeljord et al 2000, Storch 2003, Angelstam, 2004, Miettinenen et al 2005, Sirkiä et al., 2011, Zizas 2012, Zizas et al 2012, 2017) asuvad reeglina 2 - 3 km raadiuses ümber mängutsentri (1300 kuni 2800 ha suurune ala, täpsem piiritlemise kirjeldus ptk-s 6.2). Metsisekanade liikumise maksimaalne ulatus metsisemängust on kuni 11 km ja kukkedel 7 km. Metsisekanade ja -kukkede kõikidest lokatsioonidest 74-78% asuvad 3 km raadiuses mängupaiga tsentrist, mida käsitletakse metsise EELISesse kantava elupaigana. Metsisekanade GPS-lokatsioonide põhjal leidsid nende poolt enim kasutust samblasoo- ja palumetsad. Kõdusoo-, rabastuvad ja soovikumetsad leiavad kanade poolt kasutamist peaaegu võrdselt. Metsisekukkede enamik GPS-lokatsioone asusid palu-, rabastuvates ja samblasoometsades. Kõdusoo- ja soovikumetsade olulisus kukkede elupaigana oli ligilähedaselt võrdne. Valdav osa metsisekanade GPS-lokatsioonidest asusid 41-80 aasta vanuses metsas, kukkede GPS-punktidest aga 61–120+ aasta vanuses metsas.

Elupaiga ulatus on noortel isaslindudel oluliselt suurem kui vanadel kukkedel ning kanadel. Varakevadel hõivavad vanad kuked piirkonna mängualast kuni 400 m ulatuses ning noored kuked mängu äärealad 400–800 m ulatuses arvestatuna mängupaiga keskpunktist. Enamik emaslinde viibivad mängust enam kui 800 m kaugusel.

Pesakonna eest hoolitseb ainult emalind, kellel on sel perioodil kindel elupaigaeelistus, mis ruumiliselt ei kattu kukkede poolt kasutatava alaga. Pesakonnaga emaslinnud eelistavad toituda vanades niisketes loodusmetsades, kus puhmarindes domineerib mustikas või ökotonis raba servaalal. Tihedama ja kõrgema metsa eelistamine toitumiseks võib tuleneda mustika taimeosade paremast kvaliteedist ja nende rohkusest, kuna mustika lehed sisaldavad varjulises kasvukohas vähem keemilisi ühendeid, mis kaitsevad herbivooride vastu ja on suurema toitekvaliteediga. Euroopas on leitud tugev korrelatsioon pesakondade elupaiga valiku, mustika katvuse ja sipelgapesade tiheduse vahel ning järeldatud, et sipelgad moodustavad vanas kuuse-enamusega loodusmetsas stabiilse toiduressursi võrrelduna teiste putukatega, kelle ohtrus fluktueerub märkimisväärselt ilmaolude tõttu. Pesakonnad viibivad Wegge (1984) ja Sjöberg (1996) järgi häirimatus olukorras ning sobivas elupaigas 10–70 ha suurusel alal. Eestis oli vastav keskmine näitaja 91,5 ha, kuid ka see ala võib olla jagatud omakorda väiksemateks eraldi paiknevateks ja ajaliselt eraldi kasutatud piirkondadeks, mille vahel pesakond liigub (Ojaste 2021) . Samas teised uuringud on andnud kodupiirkonna suuruseks kuni 1000 ha peale poegade koorumist tingituna laialdasest liikumisest esimese nelja kuni kuue nädala jooksul (Wegge et al 1992). Venemaal hoidusid raadiomärgistatud metsise pesakonnad esimese seitsme nädala vältel, piirkondadesse, kus oli rohkem liblikate röövikuid ja rohkem alusmetsa (Wegge et al 2005). Rootsis on ulatuslike metsaalade valikraiena majandamisel tekkinud avatud, mitmerindelistes ja mitme vanuseklassiga metsades leitud pesakondi kohtadest, kus oli säilinud vana metsa, rabade servaalasid ja väikesi niiskeid kuusemetsi. Nii kanade kui ka kukkede sujuv liikumine suvistest elupaigaosadest sügisestele kestab vahemikus 10. augustist 30. septembrini.

Eestis läbiviidud uuringute järgi on Eestis pesakondade kõige sagedasemaks elupaigaks siirdesoomännikud, sh kuivendusjärgsed mustika-kõdusoometsad (Lõhmus, 2016, Lõhmus et al 2023). Ühtlasi viitavad Eestis kogutud andmed pesitsusajal metsamaastiku mosaiiksuse olulisusele. Lõhmus (2016) järgi jääb valdav osa pesitsusvaatlustest 0,5–2,5 km kaugusele lähimast mängutsentrist, kusjuures selles vahemikus kaldub olema ka edukate pesakondade osatähtsus suurem (26%) kui mängu lähiümbruses (11%). Telemeetria andmetel kasutab Eestis metsisekana kevadel, pesitsemisele eelneval perioodil keskmiselt 118 ha suurust elupaigaosa, pesakond keskmiselt 91 ha suurust elupaigaosa (Ojaste 2021).



Joonis 3. Zonation tarkvara põhisel prioriseeringul põhinev metsise elupaigasobivuse prognooskaart (Leivits 2021)


Kukkedel võivad suvel, kesksuvel ja sügisel kasutatav elupaigaosa moodustada eraldi või osaliselt kattuvad alad, aga see võib olla ka ühtne suvine-sügisene elupaik. Analoogselt on nii kanadel kui ka kukkedel kas eraldi paiknevad või osaliselt kattuvad sügisene ja talvine elupaik või ühine sügis-talvine elupaik. Asumine talvitusalale on hajutatud vahemikule 1. oktoober kuni 1. detsember. Kukkede sesoonsed liikumised võivad hajuda suundades, mida järgiti noorlindudena või see võib olla määratletud maastiku mitmekesisusest, kus segunevad suvised ja talvised elupaigad ümber mängupaiga. Sulgimise ajal valivad kuked oma elupaigaks viljakamatel muldadel kasvavad okas- ja segametsa, mis asuvad keskmiselt 2 - 3 km kaugusel mängu tsentrist. Ühtlasi suureneb kogu suve jooksul vana loodusmetsa kasutamine. Selles elupaigas toituvad kuked taimedest, mis on proteiinirikkad ja sisaldavad kergesti omastavat energiat nagu perekonda mustikas kuuluvad liigid, rohttaimed ja sõnajalgtaimed. Ilma pesakonnata metsisekanad viibivad sagedamini nooremates tihedamates okasmetsades. Talvel eelistavad vanad metsisekuked (≥3,5 aastased) vanu männi enamusega metsi nende mängupaikade läheduses. Noorte (0,5–2,5 aastaste) kukkede ja kanade (>0,5 a vanad) levik on mängupaiga suhtes märksa juhuslikum ja eelistatult kasutatakse keskeas (>7 m kõrgused) männikuid. Mõlemad sugupooled väldivad metsi, kus esimese rinde puuvõrade liituvus on väiksem kui 40%, kuid erinevalt kanadest väldivad kuked metsaalasid, kus esimese rinde puuvõrade liituvus ületab 0,7–0,8 ning eelistavad männimetsi mõningate kuuskedega. Isaslinnud, kes elavad ulatuslikult killustunud elupaigas, viibivad talvel mängupaigast kaugemal kui kuked vähem killustunud elupaigas.

Telemeetriandmetest selgus ka, et ulatuslik intensiivselt majandatav metsamaa, kus domineerivad raiesmikud ja noorendikud, ei ole rände- või hajumisliikumiste takistuseks. Küll ilmnes, et pikemate liikumise puhul kasutati peatumiseks palu-, rabastuvate, samblasoo-, kõdusoo- ja soovikumetsade vanemate puistutega alasid, mis asusid 3-5 km kaugusel üksteisest.

1.6.4. tuumala ehk metsise maastik
Metsise maastik ehk tuumala on omavahel ruumiliselt ühendatud metsise elupaikade võrgustik (moodustab metapopulatsiooni osaareaali), kus on tagatud nii kukkede kui kanade liikumisvõimalused erinevate mängude vahel, elupaigad noorlindude hajumiseks ning võimalused vanalindude sesoonseteks liikumisteks. Seega tuumala moodustab tervikuna toimiva säilenõtke elupaigakompleksi ja on suhteliselt isoleeritud teistest tuumaladest Eestis. Metsiste senisest suuremat liikuvust ja väiksemat paigatruudust (eriti kanade puhul) näitavad mitmed hiljuti avaldatud uurimused, mis põhinevad DNA põhilisel isendite identifitseerimisel (Regnaut et al. 2006, Segelbacher et al. 2007, Cayuela et al. 2019). Eestis aastatel 2014 – 2020 läbiviidud metsise telemeetria uuringute (Ojaste 2021) alusel selgus, et metsisekanad võivad ette võtta ka regulaarseid sesoonseid liikumisi pesitsus- ja talvitusala vahel, mis võivadulatuda kuni 10 km kaugusele. Seega võivad talvitusalad asuda väljaspool metsise EELISesse kantud elupaika. Metsise maastikus võib piirkonniti olla ka ulatuslikku tugevalt majandatud metsamaad, kui see ei põhjusta liikumisbarjääre. Metsise maastike killustavateks ohuteguriks on eelkõige barjääriefekti tekitav metsamaa raadamine ja erinevate infrastruktuuri rajamine (teed, tuulikud, vt täpsemalt ptk-st 5).

Eesti tingimustes kasutavad metsised eelkõige maastiku tasemel turbamuldadel (sh kuivendusest mõjutatud) soometsade piirkondi (Lõhmus et al 2017, 2023), kus juures eelkõige on oluline raba- ja siirdesoo muldadel kasvavate puistude majandamine metsisele sobival viisil, lähtudes turbamaade metsade kasutamise ökosüsteemsest lähenemisest.

Leivits (2021) alusel moodustub metsise maastike pindala ja selles elavate lindude arvukushinnangu poolest maastikest kolm klastrit. Kolm maastikku, mille suurus ületab 1500 km2, moodustavad eraldi klastri, millele jääb 62 - 63% metsistest. Need on suured tuumalad – Soomaa, Kõrvemaa ja Alutaguse. Vahemikku 40-1500 km2 jääb teine klaster, millel elab 28 - 29% lindudest. Neid alasid on samuti mõistlik tuumaladeks nimetada. Kolmanda klastri moodustavad alla 40 km2 suurused laigud, millel elab 7-8% lindudest. Viimaseid nimetame tuumalasid siduvateks aladeks ehk astmelaudadeks. Seega on Eesti metsise maastikud rajoneeritud maastike prioriseerimise tulemusena kolmeks suureks ja 19-ks väiksemaks tuumalaks ning astmelaudadeks (joonis 4, kihid lisas).


Joonis 4. Metsise tuumalad (punased), astmelauad (rohelised) ning tuumalade vahelise sidususe tagamiseks olulised piirkonnad (punase joonega) Leivits 2021 joonis 32 järgi.



2. Metsise levik ja arvukus
2.1 Levik ja arvukus maailmas ja Euroopas

Metsis on levinud ühtlaselt Euraasia boreaalsetes metsades Skandinaaviast kuni Ida-Siberini (joonis 5). Metsise globaalse asurkonna suuruseks Euraasias hinnatakse 3,0-5,5 miljonit isendit, liigi poolt asustatav pindala on üle 21 miljoni km2 ning liigi koguarvukust tervikuna loetakse vähenevaks (BirdLife International, 2023).


Joonis 5. Metsise levik maailmas (Coppes et al., 2015 järgi).


Levila edelaosas Lääne- ja Kesk-Euroopas on levik tugevalt fragmenteerunud peamiselt mägedes asuvate põliste metsade kohatise leviku, aga ka elupaikade kadumise tõttu (Storch, 2001; 2007; Coppes et al 2015; joonis 6). Metsise arvukus Euroopas on vähenenud ja viinud mitmel pool metsise piirkondliku väljasuremiseni. Enamik säilinud populatsioone on väikesed ja tõenäoliselt sattunud isolatsiooni. Perioodil 2001−2012 hinnati metsise arvukuseks Euroopas kokku 666 000-1 060 000 paari, kusjuures pikaajaline arvukusetrendi suundumus oli 20 riigis langev ning ainult 6 riigis stabiilne või tõusev (Birdlife International, 2015b).

Eesti metsiseasurkond asub levikuareaali serval, kus läänes ja põhjas on levikubarjääris meri ning ida ja lääne suunas ühendatus ülejäänud levilaga suhteliselt kitsaste ühenduskoridoride kaudu (joonised 5 ja 6).


Joonis 6. Metsise levik Euroopas (Coppes et al., 2015 järgi).


2.2 Metsise alamliigid ja populatsioonigeneetika

Metsisel eritatakse 13 alamliiki (Potapov, Sale, 2013). Viht ja Randla (2002) järgi jääb Eesti lääne-euroopa alamliikide T. urogallus major Brehm ja kesk-vene alamliigi T. urogallus pleskei Stegmann üleminekualale. Nende kahe alamliigi eristamiseks looduses kasutatakse mängulaulu erinevusi (vt. Viht, Randla, 2002). Eestis kogutud mängukäitumise materjalide põhjal domineerib Eestis T. u. pleskei. Samas kohatakse alamliiki T.u major ka üle kogu Eesti.

Geneetliste uuringute alusel saab eristada metsised Euroopa levila osas siiski vaid kahte eristuvasse fülogeograafilisse klastrisse - Püreneede asurkonnaks (Ibeeria refuugium) ning ülejäänud boreaalseks asurkonnaks (Segelbacher & Piertney, 2007). Soomes, kus eeldati kolme erineva morfoloogia alusel eristatud alamliigi esinemist, osutus metsise asurkond kogu maal geneetiliselt väga sarnaseks (Liukkonen-Anttila, 2004).

Geneetilise mitmekesisuse kadumise oht on suurim väikestel ja isoleekritud populatsioonidel ehk eriti juhtudel, kui seni ühtlaselt levinud populatsioon fragmenteerub väikesteks osa-populatsioonideks (Mäki-Petäys, 2007).

Peamisteks faktoriteks, mis ohustavad geneetilist mitmekesisust on (1) liigi hajumise võime, mis mõjutab geenide vahetumist osa-populatsioonide vahel, ning (2) pesitsuskäitumise iseärasused, mis mõjutavad efektiivse populatsiooni suurust. Hajumiskäitumine on seotud pesitsemis-, paarumis- ja sotsiaalse käitumisega (Mäki-Petäys, 2007).

Kuna metsise emaslinnud teevad valiku mängivate isaslindude seast, osalevad toimuvast mängust paaritumises vaid vähesed isaslinnud. Paaritumises osalevate isaslindude väike osakaal muudab populatsiooni efektiivse suuruse polügaamsetel liikidel palju väiksemaks kui monogaamsetel liikidel.

Metsise mängude geneetilise struktuuri uuringutest (Regnaut et al 2006; Segelbacher et al 2007; Cayuela et al 2019) on selgunud, et samas mängus on omavahel suguluses olevaid kukki rohkem kui seda võiks eeldada prognoosjaotuse järgi.

Geneetiliste uuringute tulemused rõhutavad metsise kaitse korraldamisel ühtlase ulatusliku metsamassiivi hoidmise tähtsust, mida on vajalik arvestada metsamajanduse planeerimisel maastiku tasemel. Metsise kaitse planeerimisel on olulise tähtsusega ka erineva suurusega mängude säilitamine. Suuremad mängud mitme mängiva kukega meelitavad rohkem emaslinde kui väiksemad mängud.

Metsamajanduse planeerimisel on eriti tähtis säilitada levimist soodustav elupaikade võrgustik (astmelauad) hästitoimivate mängualade vahel, mis võib sisaldada ka sobivaid liigi poolt asustamata alasid, et võimaldada metsiste hajumist sünnikohast ja tagada asurkonna geneetiline sidusus.

Käesoleval sajandil läbiviidud uuringute põhjal on metsise isolatsiooni jäänud asurkondade geneetilise mitmekesisuse vähenemise kohta tõendeid Kesk-Euroopast (Segelbacher & Storch, 2002; Segelbacher et al, 2003; Rodríguez-Muñoz et al 2007; Jakob et al 2010; Rutkowski, et al, 2017; Fedorca et al 2020) ja Ibeeria poolsaarelt Kantaabriast (Vázquez et al 2012; Alda et al 2013; Escoda et al. 2023).

2.3 Arvukus ja levik Eestis

Eesti Ornitoloogiaühingu (EOÜ) poolt on aastatel 2013-2017 metsise arvukuse hinnanguks antud 1300 – 1600 kukke ning nii pikaajaline kui lühiajaline arvukuse trend on mõõdukalt langevad (Elts et al 2019). EOÜ hinnang on ühtlasi Eesti poolt esitatud linnudirektiivi art 12 aruande sisendiks perioodil 2013-2018 (European Environment Agency 2020a).

Keskkonnaagentuuri (2019a) poolt koostatud metsisemängude riikliku seire aruande järgi on metsise isaslindude arvukuse pikaajaline trend (1980-2019) mõõdukas languses (joonis 7). Perioodil 1980-2019 hinnati asurkonna arvukuse trendiks keskmiselt -1,4% aastas ja loendatud mängudes leiti isaslindude arvukus olevat langenud keskmiselt 56%. Alternatiivsete arvukusmudelite sobitamisel ja analüüsil jõuti tõdemuseni, et metsise kukkede arvukus on viimase 25 aasta jooksul olnud languses, milles esinevad perioodilised, kiire, kuid lühiajalise (2-4 aastat) arvukuse tõusuga tsüklid. Metsise isaslindude arvukuse lühiajaline trend (2008-2019) on mõõdukas languses (joonis 7). Perioodil 2008-2019 hinnati asurkonna arvukuse trendiks keskmiselt -1,6% aastas ja loendatud mängudes leiti isaslindude arvukus olevat langenud keskmiselt 19%. Metsise isaslindude arvukushinnanguks perioodil 2014-2019 on viimase loenduse põhjal 1365-1665 isaslindu (Keskkonnaagentuur 2019a).

Keskkonnaagentuuri poolt koostatud metsise mängude seire 2022. aasta aruande kohaselt registreeriti võrreldes eelmise seirekorraga (keskmiselt 4,4 aastat tagasi) samades mängupaikades (N=108) mängimas 47 kukke vähem. Võttes arvesse, et neis mängudes loendati eelmisel korral kokku 321 kukke, siis tähendab see enam kui 14% suurust arvukuse vähenemist vähem kui 5 aasta jooksul. Kui langenud arvukusega mänge leidus üldiselt kõikjal üle Eesti, siis on kaks piirkonda, kus enamus loetud mängudest olid kahanenud – Alutaguse piirkond ning Lääne-Harjumaa piirkond. Positiivse poole pealt tuleb toodi aruandes esile, et kosunud on Põhja-Kõrvemaa mängupaigad. Nende hulgas on ka Ohepalu looduskaitsealale jäävad mängupaigad, mille ümbruses on mõned aastad tagasi lõpetatud sooelupaikade taastamine. Kosunud on ka Luitemaa looduskaitseala ning Sookuninga looduskaitseala mängud, kus samuti on hiljaaegu lõpetatud sooelupaikade taastamine.

Viimase info (EELIS 05.10.2023) alusel on asustatud mängupaiku (ÈELIS-e andmeväli „On territoorium asustatud“ = TRUE) Eestis 491, millest 411 mängu puhul on viimane mängivate kukkede arv vähemalt 1 ning kus viimase kehtiva vaatluse järgi mängib kokku 1285 kukke. Ülejäänud 80 mängus on tuvastatud metsise esinemine, kuid mängivaid kukkesid polnud. Mängusid suurusega 1-3 kukke on teada 279 (kokku 505 kukke), mängusid suurusega 4-7 kukke on teada 106 (kokku 533 kukke), mängusid suurusega 8-10 kukke on teada 21 (kokku 183 kukke) ja suuremaid kui 10 kukega mängusid 5 (kokku 64 mängivat kukke).

Metsise ajaloolisest levikust ja arvukusest Eestis antakse mitmetele ajaloolistele allikatele viidates põhjalik ülevaade eelmistes metsise kaitse tegevuskavades (Viht, Randla 2002, Keskkonnaministeerium, 2015), linnuatlases (Elts et al 2018). Eraldi väärib väljatoomist fakt, et perioodil 1970–2000 teadaolnud 627 metsise mängupaigast on hävinud 185 ehk 30% (Keskkonnaministeerium, 2015). Mängude häving leidis aset kogu Eestis, ulatudes eri maakondades 15–55%. Kõige drastilisem oli mängualade vähenemine Põlva, Tartu, Võru ja Ida-Viru maakondades. Kusjuures Ida- ja Kagu-Eestist kadus ligikaudu 50 % tollal teadaolnud metsise mängudest. Kogu Baltikumis toimunud metsise asurkondade allakäiku ja selle võimalikke põhjusi on kirjeldanud ja analüüsinud Asko Lõhmus jt (2017) vastavas teadusartiklis.

Tänapäeval on metsise leviku omapäraks Eestis (Joonis 8) koondumine Vahe-Eesti ja Alutaguse piirkonda. Samas on riikliku seire andmetel oluliseks ohuks metsise Soomaa ja Kõrvemaa tuumalasid asustavate peamiste tuumikasurkonda vahelise sidususe katkemine (Keskkonnaagentuur, 2018). Lõuna-Kõrvemaa ja Kullimaa-Kurgja piirkondade elupaigad on praegu seisus, mis ei võimalda asurkonna piisavat taastootmist. Seetõttu on need äärealade asurkonnad, mis on võtmetähtsusega Soomaa ja Kõrvemaa tuumalade sidususe tagamisel, kaotanud viimase 5 aastaga ligi veerandi käesoleva aastakümne alguse arvukusest.








Joonis 7. Metsise kukkede arvukuse indeksi (paremal) ja keskmine arvukuse (vasakul) pikaajaline (üleval) ja lühiajaline (all) trend Eestis (Keskkonnaagentuur, 2019a järgi).



Joonis 8. Metsise levik Eestis 2007-2018 (n=186 asustatud ETRS 10x10 ruutu, pindala 18 600 km2). Allikas: Keskkonnaagentuur, 2019a. Linnudirektiivi artikkel 12 aruanne 2013-2018 (European Environment Agency 2020a).


Linnudirektiivi artikkel 12 aruandes 2013-2018 esitatud arvukuse ja leviku trendid (European Environment Agency 2020b) on baasiks, mille alusel hinnatakse Euroopa Liidus kahaneva (depleted) seisundiga metsise kaitse tulemuslikkust Eestis Euroopa Liidu vaatepunktist .









Tabel 1. Metsise leiukohtade jaotus maaomandi alusel (Keskkonnaregister: Keskkonnaagentuur, seisuga 24.10.2019).
Maa omandivorm
Pindobjektid
Punktobjektid

Pindala (ha)
Osakaal (%)
Arv
Osakaal (%)
* Eraomand
21062,2
11
1
50
Riigiomand
175458,0
89
1
50
Munitsipaalomand
60,7
0


Avalik-õiguslik omand
36,4
0


Jätkuvalt riigi omandis
126,2
0


KOKKU
196743,5

2


* 1,5 ha ulatuses kattus eramaa riigimaaga. See pindala on arvestatud eramaa juurde.

Tabel 2. Metsise leiukohtade jaotus kaitstavate alade paiknemisealusel (Keskkonnaregister: Keskkonnaagentuur, seisuga 24.10.2019).
Kaitstav ala
Pindobjektid
Punktobjektid

Pindala (ha)
Osakaal (%)
Arv
Osakaal (%)
Hoiuala
3494,6
2


*Kaitseala sihtkaitsevöönd ja reservaat
77801,2
40
1
50
Kaitseala piiranguvöönd
23590,3
12
1
50
*Püsielupaiga sihtkaitsevöönd
19505,3
10


Püsielupaiga piiranguvöönd
35380,3
18


Väljaspool kaitstavat ala
36971,8
18


KOKKU
196743,5

2

*Kattumise korral piiranguvööndi või hoiualaga on arvestatud rangemat kaitsekorda. Kui määrusega kinnitatud püsielupaik kattus kaitsealaga, jäi sama vöönditüübi korral see pindala pep juurde.


3. Ülevaade seirest, uuringutest ja inventuuridest

3.1. Metsise mängude seire

Metsisemängude seire ümberkorraldamisel on loobutud iga-aastastest püsimängude loendusest ja regulaarsetest üleriigilistest inventuuridest (10 aastase sammuga) ning alates 2013. aastast riiklikku seiresse kuuluv mängude seireskeem on kujundatud põhimõttel, et viie aastase perioodi vältel kontrollitakse seire käigus kõik EELISesse kantud mängupaigad vähemalt ühel korral ning kui on kaitsekorralduslikult vajalik, siis tihemini.

Metsise mängude seire eesmärk on (Keskkonnaagentuur, 2019b):
1) metsise mängude asustatuse, mängu täpse asupaiga registreerimine ja mängus osalevate metsisekukkede võimalikult täpne loendus mängualal;
2) hõlbustada EL direktiivide aruandekohustuse täitmist, ehk arvukuse trendi ja leviku muutuste hindamiseks vajalike andmete kogumine;
3) tagada kaitsekorralduslikku info ajakohasus;
4) koguda infot võimalike ohutegurite kohta;
5) koguda infot loendustel kaasnevate muude kaitseväärtuste kohta.

Mängude seireks kasutatakse standardiseeritud metoodikat, mis seisneb mängivate kukkede loendamises (Keskkonnaagentuur 2019b). Tagamaks ajakohane info kõigist mängudest, on aastane seiremaht 100-150 mängu. Mängudes, kust ühel aastal ei saadud positiivset tulemust (mängu puudumine ning metsise tegevusjälgede puudumine), tuleb seiret korrata kolmel järjestikusel aastal koos ulatuslikuma mängu otsimisega ümbruskonnast, kasutades mängupaigamudelit, juhuvaatluste informatsiooni, teadmisi metsisemängude liikumise kohta jm abivahendeid.

Varasemate mängude kontrollimise andmete ja riikliku seire andmete (Eesti Ornitoloogiaühing 2010a, 2011, 2012; Keskkonnaagentuur 2013, 2014, 2015, 2016, 2017, 2018, 2019a, 2021, 2023a, 2023b) põhjal on võimalik modelleerida mängu suuruse indeksi pikaajalisi muutusi, mis kajastab mänguasurkonna suuruse muutusi (joonis 7).

Edaspidi on mõistlik ühitada metsisemängude seiresammu pikkus linnudirektiivi art 12 aruandlustsükli pikkusega ja pikendada järk-järgult 6 aastale.

Metsise mängude praegune seireskeem võimaldab kindlas teha mängude asustatuse ning modelleerida mängu suuruse indeksi pikaajalisi muutusi arvukuse trendi. Arvukuse hinnangu puhul tuleb silmas pidada, et geneetiliste markerite kasutuselevõttu järel on leitud, et traditsiooniliste metsise mänguloenduste puhul hinnatakse asurkonna suurust reeglina tegelikust väiksemana (Jacob et al 2010; Aleix-Mata et al 2019; Baines & Aebischer et al 2023).

3.2. Metsakanade loendused augustis

2011. aastal uuendati augustis toimuva metsakanaliste seire metoodikat. Seirealadeks on ruudukujulised transektid, mille ühe külje pikkus on 2 km ja kogupikkus 8 km. Transekti küljed on paremaks järgimiseks valitud ida-lääne ja põhja-lõuna suunalised. Seirealad valiti vaid Mandri-Eestist, juhuslikult (joonis 9), seades tingimusteks, et (1) kogu transekt jääb vähemalt 90% ulatuses metsamaale (metsamaaks on võetud põhikaardi kõlvik „mets”) eesmärgiga loendustega katta eelkõige metsakanalistele sobivaid elupaiku ja (2) transektist jääks vähemalt 50% ulatuses läbitavast alast kaugseire meetodil ennustatud metsise elupaika, kus mudeli põhjal on liigi esinemise tõenäosus vähemalt 50%. Kuna metsis on meie metsakanalistest kõige väikesearvulisem, on piisava hulga kontaktide saamiseks vajalik valimi selline suunamine. Sisuliselt on tegu määramata loendusribaga (riba laiusega) transektloendusega, mille eesmärgiks on suhtelise arvukuse muutuste ja produktiivsuse jälgimine, mitte arvukuse hindamine (joonis 10). Lisaks näeb metoodika ette vaatluste täpse asukohainfo kogumist, mis võimaldab saadud andmeid edaspidi kasutada elupaigavaliku uurimiseks.

Riiklikust seirest on rahastatud metsakanade loendusi aastatel 2011 – 2020. Praeguseks on seiretöö vahendite ebapiisavuse tõttu peatatud.

Joonis 9. 2019. aasta seirehooajal (punane värv) loendustega kaetud metsakanade seirealad (Keskkonnaagentuur 2019c).



Joonis 10. Metsise kanade, kukkede ja noorlindude asustustihedused metsamaal augustis (Keskkonnaagentuur 2019c).


3.3 Metsise uuringud 2012 - 2023

2012. moodustunud metsisekonsortsiumi esimeseks tegevuseks oli teadmiste lünkade täitmiseks vajalike uuringute kaardistamine ja nende prioriseerimine (Lõhmus et al 2017). Ühistöö esimese viljana viidi 2013-2016 läbi metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuring, mida rahastas RMK (Lõhmus, 2015, Lõhmus 2016). Projekti üldeesmärk oli võrrelda lokaalsete metsiseasurkondade elupaigakasutust ja seda piiravaid tegureid loodus- ja majandusmetsamaastikus. Projekt ühendas kolme uuringuliini:
- telemeetriauuring täiskasvanud metsisekukkede ja -kanade aastaringse elupaigakasutuse ja kodupiirkonna suuruse määramiseks,
- kiskjauuring, eesmärgiga dokumenteeriti uuritavates maastikes kiskjaliste ja metssea arvukused, paiknemine metsisemängude ja tegutsemispiirkondade suhtes ning metsise (ja teiste kanaliste) esinemissagedus toidus,
- metsise elupaikade taastamise (tervendamise) eksperimentaaluuring, eesmärgiga selgitada, mil määral, mis aspektides ja kui kiiresti on veerežiimi taastamise ja kujundusraietega võimalik muuta puistuid metsisele elupaigana sobivamaks.

Konsultatsioonides Keskkonnaameti ja RMK-ga valiti nimetatud projekti keskseks uurimisalaks Soomaa rahvuspargi kaguserva jääv metsisemängude piirkond, kus sai lähestikku uurida eri määral majandatud maastikel paiknevaid mänguasurkondi. Metsise elupaigategurite kompleksuuringute raames uuriti Soomaa piirkonnas telemeeriliste abivahendite abil ja uudsel nn talgumeetodil metsiste elupaigakasutust ja kiskluse mõju, kasutades kaasaegseid DNA-põhiseid meetodeid. Samuti käivitati metsise elupaikade taastamise (tervendamise) eksperiment (kraavide sulgemine, kujundusraied), mis annab väärtuslikku informatsiooni nii metsise kaitsekorra tulemuslikumaks muutmisel kui ka kõdusoometsade loodusväärtuste ja nende tervendamise ning majandamise võimaluste kohta. RMK teadusprojekti lõpparuanne „Metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuring“ (Lõhmus A. 2016) on kättesaadav: http://media.rmk.ee/files/Rakendusuuringu%20lopparuanne_Metsis.pdf.

2016. aastal toimus projekti üleminek jätkuprojektidele. Eesti Ornitoloogiaühingu poolt läbiviidav elupaigakasutuse telemeetria uuring käivitus loodetust aeglasemalt ning selle põhiliseks rahastajaks on aastatel 2014-2021 olnud SA Keskkonnainvesteeringute Keskuse (KIK) looduskaitse programmi projektide kaudu (kokku 4 projekti). Ivar Ojaste poolt 2021. aastal koostatud aruanne „Metsise telemeetriauuring 2014-2020.“ Eesti Ornitoloogiaühing, on kättesaadav: https://infoleht.keskkonnainfo.ee/GetFile.aspx?id=250579976.

Euroopa Komisjoni LIFE programmi projekt „Soode kaitse ja taastamine“ raames on Tartu Ülikool projektipartnerina jätkanud metsise elupaikade katselise taastamise ja seoses sellega tekkivate looduskaitseliste dilemmade uurimise temaatikaga. Keskkonnaamet on rahastanud Soomaa katsealadel elupaikade taastamise tulemuslikkuse uuringuid Lõhmus 2017, 2018b). RMK on paralleelselt elupaikade tervendamisega korraldanud väikekiskjate katselist ohjamist.

Lisaks koostas Eesti Ornitoloogiaühing 2021. aastal Keskkonnaameti tellimusel „Metsise elupaikade kaitstuse, sh kavandatavate püsielupaikade otstarbekuse ning püsielupaikade kaitsekorra muutmise ekspertiisi“. Eesti Ornitoloogiaühing, Tartu. Kättesaadav: https://infoleht.keskkonnainfo.ee/GetFile.aspx?id=1800649086. Olulist teavet annab ka selle töö raames Meelis Leivitsa poolt koostatud „Prioriteetsed ja kaitset vajavad metsise elupaigad Eestis. Zonation analüüs.“ Kättesaadav: https://infoleht.keskkonnainfo.ee/GetFile.aspx?id=842736996.

Infot metsise kohta annab ka toonase Keskkonnaministeeriumi poolt tellitud uuring „Üle-eestiline maismaalinnustiku analüüs. Lõpparuanne.“, Eesti Ornitoloogiaühing ja Kotkaklubi 2022. Kättesaadav: https://envir.ee/media/8828/download.

2022. aastal valmis I. Ojaste ja V. Tilgar, akustilise uuringu vahearuanne „Müra mõju metsise (Tetrao urogallus) paarumisaegsele käitumisele“, mis uuris allmaakaevandmise mõjusid Kiikla metsise mängule. 2022. a kevadel läbiviidud akustiline uuring näitas, et Kiikla metsisemängus on metsise päevane summaarne mänguaja pikkus statistiliselt usaldusväärselt lühem, kui loodusmaastikus paiknevas Virunurme metsisemängus. Selle üheks põhjuseks võib olla Virunurme mängust kõrgem müratase Kiiklas. Siiski ei saa ühe aasta tulemuste põhjal üheselt väita, et erinevused gruppide vahel on põhjustatud kaevandusega seotud kõrgenenud mürafoonist ja edaspidi tuleb uurimisel arvesse võtta mitmeid aruandes välja toodud lisategureid.

Keskkonnaministri poolt 2015. kehtestatud “Metsise (Tetrao urogallus) kaitse tegevuskavas” on aastatele 2016-2020 kavandatud tegevuste rõhk uuringutel (sh eksperimentaalsetel) ja seirel (sh seireandmete analüüsil), millega alustati juba enne kava kehtestamist. Tegevuskava perioodil on valminud rida metsiseteemaliste uuringute aruandeid (Lõhmus 2016, 2017, 2018; Ojaste & Kalamees 2017, 2019, Ojaste 2021), avaldatud teadusartikleid (Lõhmus et al 2017; Oja et al 2017, 2018; Pass et al 2019, Remm et al 2019, Pass et al 2021, Lõhmus et al 2023) ja põhjuslikke analüüse sisaldavaid seirearuandeid (Keskkonnaagentuur 2015-2022). Teadmiste täiendamisse on panustanud ka ülikoolides kaitstud metsiseteemalised kraadiõppurite tööd (Mägi 2011, Peensoo 2015, Kaljulaid 2016, Traks, 2016, Salla, 2016, Oja, 2011, 2017, Pass 2015, 2023), sooelupaikade praktilise taastamisega tegelevad Ühtekuuluvusfondi ja Life+ poolt rahastatud projektid (RMK, ELF) ning infrastruktuuri (Rail Baltica) rajamisega kaasnevate uuringute tulemused (Ojaste et al 2020, Kose et al 2021).
4. Kaitsestaatus ja senise kaitse tõhususe analüüs

4.1 Kaitsestaatus

Metsis kuulub Eestis II kaitsekategooria kaitsealuste linnuliikide hulka. Eesti kahel viimase (2008, 2019) haudelindude piirkondliku ohustatuse hindamise järgi kuulub metsis kategooriasse „ohualtid“ (vulnerable), mis on ohustatud liikide kõige leebem kategooria, mille omistamise kriteeriumiks on rohkem kui 30% arvukuse langus 3 põlvkonna (18 aasta) vältel.

Metsis on märgitud Euroopa Nõukogu linnudirektiivi (79/409/EMÜ) I lisa loendis. Seega on tema kaitse liikmesriikidele kohustuslik. Sellest tulenevalt peavad riigid kasutusele võtma vajalikke meetmeid, mis takistavad elupaikade hävimist, saastamist ja lindude häirimist nii sees- kui ka väljaspool nende kaitseks loodavaid alasid. Lisaks linnudirektiivi I lisale mainitakse metsist ka II/2 ja III/2 lisas. Esimene mainituist tähendab, et seal märgitud liike võib küttida ainult nendes liikmesriikides, mille suhtes see on vastavalt märgitud (Eesti nende hulka ei kuulu), kusjuures peab olema tagatud, et küttimine ei kujutaks ohtu populatsioonile. III/2 loetletud liikide puhul on I lisas keelatutena loetletud tegevused teatud piirangutega siiski lubatud, mis viitab nende liikide mõõdukale ohustatusele.

IUCN punase nimestiku (BirdLife International, 2016) kohaselt kuulub metsis 2016. a hinnangu alusel vaatamata arvukuse langusele globaalselt soodsas seisundis (least concern) olevate liikide hulka, kuna ta levila on küllaltki lai (üle 20 000 km2) ning liigi koguarvukuse vähenemine ei ole jõudnud piirini, mis paigutaks metsise ohustatud liikide hulka. Viimase alla liigituks ta siis, kui arvukuse vähenemine ületaks kümne aasta või kolme põlvkonna jooksul 30% piiri või kui täiskasvanud isendeid oleks alla 10 000, langustrendiga 10% või enam kümne aasta või kolme põlvkonna jooksul. Samuti hinnatakse metsise seisundit soodsaks ka Euroopas ja Euroopa Liidus (BirdLife International, 2015a, 2021), kuigi enamikes Euroopa riikides on metsise arvukuse trendid langevad (BirdLife International 2015b). Enamikes Kesk-Euroopa riikides kuulub metsis „kriitiliselt ohustatud“ linnuliikide nimekirja, kelle levila on tugevalt fragmenteerunud piirkondlike väljasuremiste tulemusena.

Eesti asurkonnaga piirnevate metsise asurkondade kohta on teada, et Lätis hinnati 2018. aastal liik arvukuse kiire languse kriteeriumi alusel kategooriasse kuuluvaks „kriitilises seisundis“ (Kerus 2018 kirjalikud andmed) kuid hiljem on ümberklassifitseeritud kategooriasse „puudulikud andmed“ (Kerus et al 2021), Leedus kuulub liik väikese asurkonna (300-400 kukke) tõttu kategooriasse „ohualdis“ (Dagys & Raudonikis 2021) ja Venemaa Euroopa osas (sh Eestiga piirnevates Leningradi ja Pihkva oblastites) on metsise arvukus langev (Mischenko, 2017; Larin et al 2018).

Mitmetes riikides on metsise seisundi parandamiseks koostatud põhjalikud tegevuskavad: Šveits (Mollet et al 2008; Stadler et al 2008), Soome (Maa- ja metsätalousministeriö 2014), Läti (Hofmanis & Strazds 2004), Leedu (Lietuvos Respublikos aplinkos ministri 2012), Prantsusmaal (Ménoni 1991; Ménoni & Fortin, 2015) jm.



Tabel 3. Metsise ohustatus ning kaitsestaatus.
Akt
Kategooria
Sisu
Ohustatus maailmas (BirdLife International 2016)
Soodsas seisundis (Least Concern)
Liik ei ole IUCN kriteeriumite alusel globaalselt ohustatud. Globaalselt on metsise arvukus langev kogu levila ulatuses.
Ohustatus Euroopas (BirdLife International 2015a; 2021)
Soodsas seisundis (Least Concern)
Liik ei ole IUCN kriteeriumite alusel Euroopas tervikuna piirkondlikult ohustatud.
Ohustatus Euroopa Liidus (BirdLife International 2015b; 2021)
Soodsas seisundis (Least Concern)
Liik ei ole IUCN kriteeriumite alusel Euroopa Liidus piirkondlikult ohustatud kuigi enamuses riikides on nii arvukuse trendid langevad ja paljudes riikides kuulub metsis ohustatud liikide hulka.
Seisund Euroopa Liidus1
Kahanev
(depleted) 2
Euroopa Liitu kuuluva 28 riigi (EU28) asurkonna suurus või levik on vähenenud ≥20% alates 1980, kuid ei ole vähenenud peale 2007. Pikaajaline trend (1980-2018) on 20-st liikmesriigist negatiivne 15-s ja ülejäänud riikides ebaselge. Levik on ahenenud 8 riigis. EL 28 riigi arvukuse koondtrend on negatiivne.
Looduskaitseline tähtsus Euroopas SPEC3 (BirdLife International 2017)
Non-SPEC
Liigi levik ei ole kontsenteerunud ainult Euroopasse ja seisund on soodne.
Berni konventsioon
Lisa III
Kõik linnuliigid, kes ei kuulu lisasse II ja ei ole nimetatud erandina.
Euroopa Parlamendi ja nõukogu direktiiv 2009/147/EÜ loodusliku linnustiku kaitse kohta (linnudirektiiv)
Lisa I
Elupaikade kaitseks tuleb rakendada erimeetmeid, et kindlustada nende liikide säilimine ja paljunemine levikualal.
Kaitsestaatus Eestis
II kategooria
Väga piiratud alal või vähestes elupaikades esinev liik, kelle arvukus langeb ning levila aheneb.
Eesti ohustatud liikide piirkondliku punase nimestiku kategooria (EELIS, 2019)
Ohualdis (Vulnerable)
Arvukus on kolme põlvkonna vältel kahanenud >30 %. Kriteeriumid: VU A2abc+3bc+4abc; C1


4.2 Senise kaitse tõhususe analüüs

Metsise kaitse tegevuskava alusel (Keskkonnaministeerium, 2015) on kaitse tulemuslikkuse mõõtühikuteks kevadiste metsisemängude ja augustis toimuva metsakanaliste seire tulemused. Selles plaanis saab hinnata kaitse tulemuslikkust edukaks, kui vastavate näitajate (kukkede arv mängudes ja pesitsusedukus augustis) üldine trend on viie aasta perioodil stabiilne (languskiirus aastas on < 1%) või kasvav.

Keskkonnaagentuuri poolt koostatud metsise mängude seire 2022. aasta aruande kohaselt registreeriti võrreldes eelmise seirekorraga (keskmiselt 4,4 aastat tagasi) samades mängupaikades (N=108) mängimas 47 kukke vähem. Võttes arvesse, et neis mängudes loendati eelmisel korral kokku 321 kukke, siis tähendab see enam kui 14% suurust arvukuse vähenemist vähem kui 5 aasta jooksul.

Metsakanaliste distantsloenduse 2020. aasta seirearuande alusel (KAUR, 2020c) on metsise produktiivsuseks väga kesine, 0,39 noorlindu emaslinnu koha, mis on võrreldav viimase 10 aasta vaatlusrea miinimum-aastatega 2014 (0,0) ja 2017 (0,21). 2019 oli produktiivsus 1,03, 2018 1,2, 2017 0,21 ja 2016 1,5 (joonis 11). Seega produktiivsuse (pesitsusedukuse) trend on ebaselge.



Joonis 11. Metsise produktiivsus 2016-2020 metsakanaliste seire alusel (KESE andmetel).


Seega ei saa metsise kaitset eelmisel tegevuskava perioodil lugeda tulemuslikuks.
Metsise kaitse tegevuskavas perioodiks 2015-2019 ettenähtud töödest on aastaks 2023 osaliselt või täielikult täidetud 13 I ja II prioriteedi tööd, alustatud 1 II prioriteedi tööga (peatunud) ja täielikult täitmata pole ükski töö. Lisaks on III prioriteedi töödest osaliselt täidetud kaks. Seega saab metsise kaitse korraldust lugeda tulemuslikuks.
Kokkuvõttes tuleb kaitse korraldamist tõhustada, et ettenähtud tegevuste täitmine tagaks metsise tulemusliku kaitse.


Tegevus (sulgudes prioriteet)
Vastu-taja
Summa (euro)*
Täitmine (sulgudes vastavad avaldatud artiklid)
Keskkonnaregistri (EELIS) korrastamine (II)
KeA
0
OSALISELT. KAUR on jooksvalt korrastanud metsise mängude infot, süsteemne elupaikade korrastamine on KeA-l töös 2023-2024
Elupaikade sihttaastamise eksperimentaalne uuring mängupaikades ja –piirkondades - metoodikad ja uuring (I)
RMK/KeA
200 000

tegelik
210 317+15 458 +1953 + 15 000 =
242 728
TÄIDETUD. 1) 2013-2016 viis RMK TÜ abil läbi metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuringu Soomaal. (Lõhmus, 2016; Lõhmus et al 2017.; Pensa 2018, Remm et al., 2019; Pass et al 2021).
2) 2017 toimus KeA rahatusel TÜ abil metsise elupaikade sihttaastamise eksperimentaalne uuringu Soomaa uurimisalal, II etapp (tulemuslikkuse seire). (Lõhmus 2017)
3) 2017 toimus KeA rahastusel Soomaa metsise katsealadel muutuste dokumenteerimine fotokindel-punktides
4) 2017 toimus KeA rahastusel TÜ poolt metsise elupaikade sihttaastamise tulemuslikkuse seire Soomaa uurimisalal. (Lõhmus 2018)
Elupaikade sihttaastamise eksperimentaalne uuring mängupaikades ja –piirkondades - tööde projekteerimine (I)
RMK/KeA
0
TÄIDETUD. 2013-2016 viis RMK läbi metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuringu Soomaal, mille raames projekteeriti ka konkreetsed tööd, sh veerežiimi taastamiseks
Elupaikade sihttaastamise eksperimentaalne uuring mängupaikades ja –piirkondades - tööde läbiviimine (I)
RMK/KeA
80 000

Tegelik 106 408
TÄIDETUD. 2013-2016 viis RMK läbi metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuringu Soomaal, mille käigus käivitati metsise elupaikade taastamise (tervendamise) eksperiment (kraavide sulgemine, kujundusraied). Soomaa rahvuspargis ja Kikepera hoiualal Vanaveski ja Räksi metsise elupaikades veerežiimi taastamine. Aruanne: https://www.rmk.ee/organisatsioon/el-fondid-1/uhtekuuluvusfond/metsise-elupaikades-veereziimi-taastamine
Elupaigakasutuse uuring (täiskasvanud lindude telemeetria valitud lokaalpopulatsioonides) (II)
RMK, KeA
100 000

Tegelik 161 277
TÄIDETUD. 2013-2021 teostas EOÜ KIKi rahastuse toel metsise elupaigakasutuse uuringu IV etapina (Lõhmus 2016, Ojaste, Kalamees 2019, Ojaste 2021)
Metsist potentsiaalselt ohustavate kiskjate maosisude analüüs (II)
KeA ,RMK
150 000
TÄIDETUD. Metoodikaks metsise elupaikadest kogutud kiskjate väljaheidetes toiduobjektide DNA põhine määramine. 2013-2016 viis RMK TÜ abil läbi metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuringu, mille raames tehti kiskjauuring, eesmärgiga dokumenteeriti uuritavates maastikes kiskjaliste ja metssea arvukused, paiknemine metsise-mängude ja tegutsemispiirkondade suhtes ning metsise (ja teiste kanaliste) esinemissagedus toidus. (Oja et al 2017, Oja 2017, Oja et al 2018)
Metsise kohanemine metsamaastiku elupaigamuutustega (mängude liikumine maastikel ja uute mängupaikade tekkimine) (II)
KeA, KAUR
60 000

Tegelik 0
TÄIDETUD. TÜ magistritöö: Metsise (Tetrao urogallus) kohanemine metsamaastiku muutustega: mängualade asukohadünaamika Eestis (Peensoo, 2015)
Võrdlevad elupaigauuringud pikaajaliste, drastiliste ja koosmõjuliste ohutegurite mõju selgitamiseks (II)
KeA,
KAUR, RMK
150 000

Tegelik 0
ALUSTATUD. Tegevus peatunud (KAUR).
Potentsiaalsete mängupaikade inventuur (sh inventeerimata mängude) (III)
KAUR
0
OSALISELT TÄIDETUD. Riikliku seire raames KAUR inventeerinud.
Pilootprojekt populatsiooni geneetika uuringuteks (III)

15 000
TEOSTAMATA
Populatsiooni­geneetilised uuringud (III)

140 000
TEOSTAMATA
Rahvusvaheline koostöö (III)
KeA
18 000
Poola LIFE metsise seminaril osalemine ettekandega 2017 aastal (Pass et al 2017). Teadusartikkel metsise seisundist Eestis, Lätis ja Leedus (Lõhmus et al 2017).
Metsise elupaikade majandamise juhis erametsaomanikele, elupaikade
majandamissoovituste kaardirakenduse
arendus, metsakonsulentide koolitus ja
kava tõlkimine (III)
KeA
18 000
TEOSTAMATA. Jäi ootele elupaigauuringute tõttu. Vaja oodata Soomaa uurimisalal tehtud kujundusraiete pikemaajalist mõju metsisele.
Tegevuskava uuendamine (II)
KeA
5 000

11 316
TÄIDETUD. Aluseks mh KeA poolt tellitud ja EOÜ poolt tehtud „Metsise elupaikade kaitstuse, sh kavandatavate püsielupaikade otstarbekuse ning püsielupaikade kaitsekorra muutmise ekspertiis“.
Metsakanaliste seire (II)
KAUR
0
OSALISELT TÄIDETUD. Toimus kuni 2020. rahaliste vahendite puudumise tõttu peatatud.
Metsisemängude kevadine seire (II)
KAUR
0
TÄIDETUD. Toimub iga-aastaselt.
Metsise elupaiganõudluse arvestamine
Loodusdirektiivi elupaikade
taastamistöödel loodusaladel (I)
KeA, RMK
0
JOOKSVALT TÄIDETUD. Võetud jooksvalt arvesse Soomaa katsealdet kogunevat infot kujundusraiete ja kraavide sulgemise osas.
Metsise elupaikade pidev säilitamine (I)
KeA, RMK
0
JOOKSVALT TÄIDETUD. Suuremat tähelepanu vajavad kraavide rekonstrueerimise ja hoiutööd, et nende teostamine ei kahjustaks metsise elupaiku, ning raiete reguleerimine.
Metsise elupaikade pidev sihttaastamine (I)
RMK; KeA
0
JOOKSVALT TÄIDETUD. Toimunud on erinevaid metsise elupaikade tervendamistöid (taastamisi). Lisaks Soomaa rahvuspargile, Läänemaa Suursoo maastikukaitsealal, Ohepalu, Sookuninga, Luitemaa, Kikepera, Muraka, Sirtsi, Alam-Pedja, Endla looduskaitsealadel.
Kokku teostatud tööde maksumus

521 729

* püstkirjas tegevuskavas kavandatud, kaldkirjas reaalselt rahastatud töö summa



5. OHUTEGURID ja MEETMED

Ohutegurite tähtsust on hinnatud lähtuval teaduskirjanduses ja uuringutes avaldatud tõenditele nende mõjust metsisele. Ohuteguri puhul on hinnatud selle reaalse, teadaoleva mõju ulatust Eestis, analoogselt Linnudirektiivi art 12 aruandes käsitletud mõjutegurina, kuid lähtudes liigi kaitse tegevuskava koostamise juhises toodud suunistest.

Liigi ohutegurite mõju hindamise skaala:
• kriitilise tähtsusega (K) – võib 20 aasta jooksul viia liigi hävimisele Eestis;
• suure tähtsusega (H) – võib 20 aasta jooksul viia Eesti asurkonna (suuruse ja levila asustatud pindala kahanemisele) enam kui 20% ulatuses (arvukuse või levila trend suurem kui 1% aastas);
• keskmise tähtsusega (M) – võib 20 aasta jooksul viia Eesti asurkonna (suuruse ja levila asustatud pindala) kahanemisele, vähem kui 20% ulatuses, märkimisväärsel osal Eesti areaalist (arvukuse või levila trend kuni 1% aastas);
• väikese tähtsusega (L) – omab vaid lokaalset tähtsust, ei mõjuta oluliselt Eesti asurkonna seisundit.

Tabel 4. Metsise ohutegurid ja nende mõju Eestis (*Eesti 2013-2018 linnudirektiivi artikkel 12 aruandes4 raporteeritud metsise ohutegurid)
Ohuteguri nimetus5
Kood
Ohuteguri tähtsus
5.1. Metsamajandus (PB)
5.1.1 Metsamaa raadamine mittemetsanduslikuks kasutuseks
PB01
Väike
5.1.2 Metsade liigilise koosseisu muutmine (sh monokultuuriks)*
PB02
Keskmine
5.1.3 Uuendusraie*
PB09
Keskmine
5.1.4 Puurinde hõrendamine*
PB06
Keskmine
5.1.5 Vanade metsade vähenemine ja killustumine*
PB14
Keskmine
5.1.6 Veerežiimi muutmine metsanduslikul eesmärgil*
PB23
Suur
5.2 Taristu mõjud (PD, PE, PH)
5.2.1 Taastuvenergia (sh tuuleenergia) tootmise, teede, raudteetrasside ja nendega seotud taristu (sh õhuliinid) rajamine*
PD01, PD06, PE01
Suur
5.2.2 Taristu kasutamisest tingitud mürareostus jm häiringud
PD11, PH01,
PE08
Keskmine
5.3 Liikidevahelised suhted, sh kisklus (sh invasiivsete võõrliikide poolt)
L06, PI01
Suur
5.4 Häirimine (sh militaar-, paramilitaar- ja politsei harjutused ning operatsioonid maismaal, muu inimese poolne häirimine)
PH01, PH08
Väike
5.5 Kliimamuutused (Elupaikade asukoha, suuruse ja kvaliteedi muutused kliimamuutuste mõjul)
PJ10
Ebaselge (teadmata)

5.1 Metsamajandus

Metsis on vanadest metsadest ja ulatuslikest puutumata või vähese inimmõjuga loodusmaastikest sõltuv liik. Paljud uuringud on näidanud intensiivse metsamajanduse negatiivset mõju metsise asurkondadele nii maastiku kui puistu tasemel (Rolstad 1989, Rolstad & Wegge 1989a, 1989b, 1989c, Klaus 1991, Storch 1993, Sjöberg 1996, Angelstam, 2004, Miettinen 2009, Miettinen et al 2005, 2008, 2010; Sirkiä 2010, Sirkiä et al 2011, Wegge & Rolstad 2011, Huhta et al 2017, Mägi 2021). Euroopa linnualase (Keller et al 2020) järgi on metsise leviku ahenemist kogu Euroopas põhjustanud peamiselt tööstusliku metsamajanduse intensiivistumine (Keller et al 2020).

Üldised meetmed:
• sihtkaitsevööndi režiimiga kaitstavate alade moodustamine esinduslike metsise mängude ümber, mis on piisava suurusega ja võimalusel omavahel metsise levimisvõimet arvestades sidusad (ptk 6.3);
• piiranguvööndite moodustamine puhvertsoonidena ümber range sihtkaitsevööndi režiimiga alade, mille piirangute puhul arvestatakse metsise kaitse vajadustega (ptk 6.3);
• metsise vähemesinduslike mängupaikade kaitse riigimaal ka väljaspool kaitstavaid alasid;
• metsamaa raadamise vältimine loodusmaastikes, mis on olulised metsise elupaikade vahelise sidususe tagamisel;
• koostada juhised (soovitused) maaomanikele metsade majandamiseks kaitse all mitteolevates metsise elupaikades.

5.1.1 Metsamaa raadamine mittemetsanduslikuks kasutuseks (PB01)

Ohuteguri tähtsus: väike

Elupaikade otsene hävimine, degradeerumine ning killustumine on üheks olulisemaks ohuteguriks kanalistele kogu maailmas (Storch 2007). Reeglina on kanaliste arvukus suurim loodusliku taimkattega aladel, kus domineerivad looduslikud häiringud (Storch 2007). Inimtegevuse tulemusel (asustus, põllumajandus, maavarade kaevandamine, taristu rajamine) toimuvate maastiku muutuste tulemusel hävinud metsaalad killustuvad ja lüngastuvad (gap formation) kanalistele sobivad elupaigad ning tihti ei ole väikesed populatsioonid säilinud elupaigafragmentides enam isetaastootvad, vaid tekib „mülgas“-populatsioon, mille eksisteerimine hakkab sõltuma „lätte“-populatsioonidest naaberpiirkondades (Wegge et al 1992). Pikemas ajaperspektiivis võib populatsioon jääda aga isolatsiooni, mis on juhtunud juba Kesk-Euroopas (Rolstad, 1991; Klaus, 1994) ning sellist populatsiooni hakkab negatiivselt mõjutama selle väiksus ja suureneb juhusliku väljasuremise risk (Grimm & Storch 2000, Storch, 2007).

Eestis on metsamaa raadamist mittemetsanduslikuks kasutuseks metsise elupaikades põhjustanud eelkõige karjääride (põlevkivi, turvas, liiv ja kruus) rajamine, riigikaitseliste harjutusväljade rajamine ja teede (sh raudteede) ning elektritrasside rajamine loodusmaastikesse. Ohutegurina on raadamise tähtsus lähiajal oluliselt suurenev seoses raudteetrassi (Rail Baltic) ja selle rajamisega kaasnevate kaevandusalade pindala suurenemisega loodusmaastikes, täiendavate raadamistega seoses riigikaitseliste harjutusväljade ning metsamaastikku tuuleparkide ja neid teenindava taristu rajamisega. Arvestades, et oluline osa Eesti metsise elupaikadest asub (kavandatavatel) kaitstavatel aladel ja arvestades ka taristu rajamise mõjudega, mida on eraldi käsitletud peatükkides 5.2 ja 5.3, on ohuteguri tähtsus keskmine. Arvestades üksnes muude kui rajatavast taristust tulenevate mõjudega, nt harjutusväljade ja karjääride rajamisega, on ohuteguri tähtsus praegu pigem väike kuid lähiajal eeldatavalt oluliselt suurenev. Mõju tuleneb raadamistest väljaspool kaitstavaid alasid paiknevates metsise elupaikades, eeskätt elupaikade tuumaladel, ning tuumalade ja astmelaudade vahelistes liikumiskoridorides.

Meetmed:
- vältida raadamist põhjustava taristu ja karjääride rajamist metsise elupaiga tuumaladele ja astmelaudu ühendavatele koridoridele;
- kui raadamist ei ole sellistel aladel võimalik vältida (näiteks riikliku tähtsusega objektid, millel loodust säästvamad alternatiivid puuduvad), on vaja rakendada hüvitusmeetmeid nii elupaiga kao kui sidususe halvenemise kompenseerimiseks. Hüvitamise aluseks on eelkõige raadamisest mõjutatava lokaalasurkonna suurus, mitte otsene raadamisest tulenev metsamaa pindala kadu. Põhilisteks meetmeteks on täiendavate alade kaitse alla võtmine (sh vajadusel potentsiaalsete elupaikade, mis ei ole asustatud, kuid millel on asutamiseks kõrge potentsiaal, kaitse) ja elupaikade tervendamine. Juhul, kui raadamisega kaasneb sidususe halvenemine, tuleb hüvitamisel arvestada sidususe parandamise vajadusega. Meetmed tuleb valida lähtudes konkreetsetest oludest ja võimalustest.

5.1.2 Metsade liigilise kooseisu muutmine (sh monokultuuriks) (PB02)

Ohuteguri tähtsus: keskmine

Eesti tingimustes on ohuteguriks kuivenduse mõjul kõdusoostunud muldade puistutes liigilise koosseisu muutused ja selles tulenev metsise elupaiga kvaliteedi langus. Samuti leidub metsise elupaikades puistuid, kus männikud on uuendatud teiste metsisele vähemsobivate puuliikidega (näiteks kuuse monokultuurid) või uuenemist männiga takistavad ulukikahjustused. Kõdusoomännikutes tehtud uuendusraiete järgselt võib puistu uueneda ka looduslikult lehtpuudega ning muutuda metsisele vähemsobivaks. Seega on Eesti tingimustes liigilise koosseisu muutumine ohuteguriks eelkõige väljaspool kaitstavaid alasid või nende piiranguvööndites asuvates männipuistutes ja monokultuuride rajamine väljaspool kaitstavaid alasid asuvates metsise elupaikades, eriti tuumaladel.

Meetmed:
• kaitstavatel aladel tuleb metsise elupaiga majandatavates metsaosades männile sobivatel muldadel eelistada uuendusraiete järgselt metsa uuendamist männiga ning hooldus- ja valikraietel tagada mändide säilimine peapuuliigina,
• väljaspool kaitstavaid alasid asuvates metsise elupaikades on soovitatav männile sobivatel muldadel eelistada uuendusraiete järgselt metsa uuendamist männiga ning hooldus- ja valikraietel tagada mändide säilimine peapuuliigina,
• kaitstavatel aladel taastada metsise elupaikades looduslikku veerežiimi ning läbi viia taastamistööde tulemuslikkuse seire,
• kaitstavatel aladel asuvates metsise elupaikades keelata uuendusraied, erandina võib uuendusraieid väikeste lankidena (kuni 1 ha) lubada kaitsealadel, kus metsise elupaikadesse piiranguvööndis jääb palju eramaid ja tegemist on väikeste mängudega (alla kolme kuke viimasel kolmel seirekorral),
• teostada uuring erinevate raieliikide mõjust puistu koosseisu pikema-ajalisele kujunemisele tulevikus, võttes arvesse ka kliimamuutusi.

5.1.3 UUENDUSRAIE (PB09)

Ohuteguri tähtsus: keskmine

Ümber mängupaikade taluvad metsisekuked ainult väikesi raiehäiringuid ning elupaika killustavad lageraie raielangid põhjustavad mängude liikumist (Rolstad 1989; Rolstad & Wegge 1987; 1989b; 1989c). Eesti andmetel taluvad metsised mänguaegsetes elupaikades väikeses ulatuses väikesi lageraielanke (Viht & Randla 2002, Eesti Ornitoloogiaühing 2010b, Leivits 2012b, 2013). Teadaolevate mängude piirkonnas paiknevate lageraiete võimaliku mõju ja metsisemängu suuruse vaheliste seoste analüüsimisel Eesti oludes (Eesti Ornitoloogiaühing 2010b) leiti parimateks kirjeldavateks tunnusteks olevat lähima langi kaugus tsentrist ja lankide keskmine suurus. Analüüs näitas, et suuremad mängud asuvad aladel, kus hiljutised lageraied on mängu tsentrist kaugemal kui 800 m ning lageraiete langid on väiksemad kui 0,6 ha. Keskkonnaameti poolt läbiviidud (Leivits, 2012b) 2009-2012 inventuuri käigus kogutud andmestiku ja LiDAR andmete põhjal määratud lageraie alade analüüs, kus arvestati komplekselt ka prognoositud elupaiga hulka ja kraavide pikkust, näitas, et olemasolevate lageraie alade ja metsisemängude suuruse vahel eksisteerib usaldatav negatiivne seos kuni 1 kilomeetrise raadiusega tsoonis. Eesti mängualade asukoha dünaamika uuringus leiti, et mängu nihkumine oli tõenäolisem siis, kui mänguala ümbruses (1, 2 või 3 km raadiuses) oli tehtud rohkem lageraiet (Peensoo, 2015).

Mägi (2021) kirjandusülevaate kokkuvõttes jõuti järgmise järelduseni: uuendusraiete negatiivne mõju on metsisele valdav ning põhjalikult tõendatud ja täna puudub teaduslik info, mis tõendaks ja kirjeldaks tingimusi, mis lubaks arvata vastupidist ehk negatiivse mõju puudumist. Samas on teada, et metsisel on metsamajandamise suhtes olemas (piiratud) plastilisus ning sõltuvalt majandamise intensiivsusest võib metsis taluda ka isegi piiratud mahus lageraieid (Rolstad & Wegge 1989b; Wegge &Rolstad 2011; Haakana et al 2020).

Ohutegurina on uuendusraied metsisele kui loodusmaastiku liigile keskmise tähtsusega ohutegur, kuna suur osa esinduslikest metsise elupaikadest on raiete eest kaitstud või kavas kaitse alla võtta vöönditena, kus uuendusraie on keelatud. Ohuteguri negatiivne mõju avaldub eelkõige kaitseta metsise elupaiga osas ning elupaikade, eeskätt tuumalade ja astmelaudade, vahelistes liikumiskoridorides, vähemal määral ka uuendusraietest piiranguvööndites. Hiljutise satelliit-seireandmetele põhineva uuringu järgi on aastatel 2015-2018 võrreldes aastatega 2004-2014 Eestis lageraiete tulemusel aastas tekkivate lagealade üldpindala suurenenud 85% ja keskmine lageala suurenenud 54% võrra (Ceccherini et al 2020).

Meetmed:
• metsise sigimiseks olulised alad (esinduslikud mängupaigad (üle kolme kuke) ja nende ümber pesakondadele sobivad elupaigaosad) võtta kaitse alla range kaitsekorraga aladena (reeglina sihtkaitsevööndina), kus uuendusraied on keelatud;
• piiranguvööndis keelata uuendusraied, va kaitsealadel, kus metsise elupaikadesse jääb palju eramaid ja tegemist on väikeste mängudega (alla kolme kuke), kus võib lubada väikseid uuendusraielanke 1. augustist 31. jaanuarini, seades üldjuhul järgmised tingimused:
◦ raielangi pindala võib olla kuni 1 ha, kusjuures raielankide vahele tuleb jätta üle 60 aasta vanust puistut vähemalt 100 m laiuse ribana,
◦ raie käigus jätta 1 ha kohta vähemalt 2 raiumata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne,
◦ lubada männi puhtpuistute kujundamine, kusjuures männile sobivatel muldadel tuleb uuendada uuendusraiete järgselt metsa männiga;
◦ säilitada suuri haralisi mände ja soovitavalt hoida võimalikult palju puhmastikuga maapinda raiejäätmetest puhtana;
◦ raiete mõju hinnata kuni 30 m kaugusel EELISesse kantud elupaiga piirist, kuna sellises ulatuses võivad eeskätt uuendusraied mängupaikadele lähemal asuva elupaiga servaalal mõjuta metsise elupaiga kvaliteeti,
• väljaspool kaitstavaid alasid asuvates metsise elupaikades on soovitatav:
◦ mitte teha uuendusraied metsise mängupaikades ja väljaspool mängupaiku teha uuendusraied kuni 2 ha suuruse langina,
◦ raie käigus jätta 1 ha kohta vähemalt 2 raiumata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne,
◦ raietel säilitada suuri haralisi mände ja hoida võimalikult palju puhmastikuga maapinda raiejäätmetest puhtana,
◦ männile sobivates kasvukohtades säilitada raietel peapuuliigina mänd ning võimalusel I rinde koosseisus haab ning metsa uuendamisel eelistada võimalusel peapuuliigina mändi,
◦ metsakasvatuslikke tegevusi (istutamine, kultuurihooldus, maapinna ettevalmistus jne), mis ei vaja metsateatise esitamist, võib teha aastaringselt, kusjuures masinatega (traktoriga) tehtavaid töid on siiski soovitatav teha samal ajal, kui on lubatud metsateatiste alusel tehtavad raied,
◦ sanitaarsetel kaalutlustel planeeritud raiete puhul hindab KeA olukorda juhtumipõhiselt ja otsustab, kas saab lubada raiet pesitsusajal;
• väljaspool kaitstavaid alasid toimuvatele raitele, mis vajavad metsateatise esitamist, seada metsise mängualal ajaline piirang 1. märtsist 15. juulini ja väljaspool mänguala asuvas elupaigaosas 1. aprillist 15. juulini,
• kokkuveoks, sh siis, kui raie toimib väljaspool kaitstavat ala, võib kaitstavatel aladel kasutada olemasolevaid teid, liinialuseid ja sihte, mis ei vaja puude raiet kokkuveo teostamiseks. Kokkuvedu läbi metsise mängupaiga võib toimuda ainult 16. juulist veebruari lõpuni.
• täpsustada riigimaal RMK metsise kaitse strateegiast tulenevaid piiranguid nii, et need tagaksid kõigi metsisemängude kaitse riigimaal ja võimaldaksid tagada sidusust metsise elupaikade, eeskätt tuumalade ja astmelaudade, vahel,
• Teostada uuring erinevate raieliikide mõjust metsisele maastiku tasemel eesmärgiga selgitada metsise talumispiire raiemõjudele.

5.1.4 PUURINDE HÕRENDAMINE (PB06)

Ohuteguri tähtsus: Keskmine

On leitud, et metsise eelistatud elupaigas on puude võrastik suhteliselt avatud, mets rikkaliku puhmarindega (eelkõige mustikas) ja vähese alusmetsaga. Šveitsi ja Soome LIDARi andmed (Graf et al 2009; Melin et al 2016) näitavad, et metsis eelistab keskmise võrastiku katvusega puistut. Šveitsi andmetest on teada, et metsisele optimaalne puistu võrastiku katvus on 30–60% (Bollmann et al 2005).

Marko Mägi (2021) jõudis puistu hõrendamise alase teaduskirjanduse analüüsimisel järgmistele järeldustele:
• noorte metsade ja kultuurpuistute harvendamisel on leitud lokaalselt positiivseid mõjusid Šotimaal (Broome et al 2014) ja kidurates põhjamaa metsades (Miettinen et al 2009) ning piirkondades, kus metsised elavad kuusikutes (Graf & Bollmann 2008, Bircher et al 2014);
• Eesti metsad on valdavalt sedavõrd viljakad, et puistu harvendamisele järgneb kiire alusmetsa ja järelkasvu vohamine, mis pärsib tõenäoliselt puhmarinde tekkimist ja võsastunud alasid metsised väldivad (Salla 2016, Lõhmus 2017, Lõhmus 2018);
• tänase teadmise kohaselt on Eestis tugev ja ühtlane puistu harvendamine pigem metsise elupaigakasutust ja kvaliteeti pärssiv.

Aun et al (2021) järgi kaasneb mustika kasvukoha männikute väga hõredaks harvendamisel suur oht muuta puistu peale raiet ajutiselt süsinikku õhku paiskavaks ökosüsteemiks ning seetõttu tuleb männikute hooldamisel eelistada pigem mõõdukat harvendamist, mis vähendab tugeva harvendusega kaasnevat suur tormi- ning lumekahjustuste riski. Valgepea jt (2021) järgi harvendusraied ei suurenda puistute puiduvaru (biomassi) ja puudesse seotud süsiniku hulka. Harvendusraietega kaasneb vahetult raie tegemise järel CO2 sidumise vähenemine (Aun et al 2021), sest siduvaid puid on pindalaühiku kohta vähem, samuti suureneb teatud ajaks CO2 heitkogus mullast.

Mägi (2021) järgi on noorte metsade ja kultuurpuistute harvendamisel leitud lokaalselt positiivseid mõjusid kidurates põhjamaa metsades ja piirkondades, kus metsised elavad kuusikutes. Nii on Norras leitud, et valikraie teel on võimalik parandada metsise tibude toitumistingimusi ja suurendada sigimisedukust samas kui lageraiete puhul toitumistingimused halvenevad (Kvasnes et al 2007). Suuremat raievanust ja valikraieid soovitatakse Soomes kasutada metsise elupaikade kvaliteedi suurendamiseks (Miettinen 2009). Eesti metsad on valdavalt sedavõrd viljakad, et puistu harvendamisele järgneb kiire alusmetsa ja järelkasvu vohamine, mis pärsib tõenäoliselt puhmarinde tekkimist ja võsastunud alasid metsised väldivad. Tänase teadmise kohaselt on Eestis puistu harvendamine pigem metsise elupaigakasutust ja -kvaliteeti pärssiv vähemalt lühikeses ajaskaalas (kümmekond aastat) peale raiet (Lõhmus et al 2023, Pass 2023). Pikemaajalised mõjud vajavad edaspidi selgitamist.


Meetmed:
• muid kui uuendusraieid võib piiranguvööndis teha 1. augustist 31. jaanuarini, kusjuures harvendus- ja valikraietel ei tohi metsa täius jääda väiksemaks kui 0,6 ja tuleb jätta 1 ha kohta vähemalt 2 raiumata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne,
• vältida harvendusraietel sirgete servade tekkimist ning hajutada aastati raieid, vältides samal aastal pindalalt ulatuslikke harvendusraieid samas püsielupaigas (üle 10 ha 10 aasta jooksul),
• jätkata Soomaa metsiseuuringu katsealadel raiete mõjude tulemusseiret;
• teostada pikaajaline uuring erinevate (sh piiranguvööndis lubatud) raieviiside mõjust metsise mänguasurkondadele maastiku tasemel ja kujundusraiete võimalustest metsise elupaikade mahutavuse parandamiseks.

5.1.5 VANADE METSADE VÄHENEMINE JA KILLUSTUMINE (PB14)

Ohuteguri tähtsus: keskmine

Mägi (2021) on metsise elupaiga eelistusest kirjandusallikate põhjal koostanud ülevaate, milles jõutakse järeldusele, et metsis on vanadest metsadest ja ulatuslikest puutumata või vähese inimmõjuga loodusmaastikest sõltuv liik. Eestis on metsiste vana metsa eelistus ja vajadus alati hästi teada olnud (Viht & Randla 2001, Keskkonnaamet 2015), vana metsa osakaalu ja mänguasurkonna esinemise seost kinnistas ka Leivits (2021) metsise elupaikade prioriseerimise raames tehtud analüüs (joonis 12). Telemeetriandmetel oli metsisekukkede poolt aastaringselt enim kasutatud metsa vanuseklassiks 61–120+ aastat ja metsisekanade poolt enim kasutust leidnud metsa vanuseklassideks 41-60 ja 61-80 aastat (Ojaste 2021). Võrreldes nende kahe erineva analüüsi tulemusi, võib järeldada, et mängupaiga asustatuse tõenäosust limiteerivaks teguriks võib Eesti oludes olla metsisele sobivate vanade metsade ebapiisavus metsisemaastikes.

Tartu Ülikooli teadlaste simulatsioonimudel (Kaasik et al 2023) viitab, et uuendusraiete jätkumisel viimase aastakümne tasemel ilmnevad järgmise 30 aasta jooksul piiranguvööndites olulised muutused metsade vanuselises struktuuris – suureneb nii vanade kui noorte (sh lageraie alad) puistute pindala, st piiranguvööndite metsad killustuvad (lüngastuvad) ja maastikumuster muutub kontrastsemaks. Metsa killustumine raielankidega põhjustab nii lindude kui ka kiskjate koondumise keskealiste ja vanade metsade allesjäänud laikudesse, suurendades seeläbi kisklusest tingitud suremust (Pass et al 2019; Pass 2023).

Arvestades metsise elupaiga eelistust, kuid ka seda, et oluline osa metsise esinduslikest elupaikadest on range kaitse all või kavas kaitse alla võtta ja vanemate metsade osakaal on kaitstavatel aladel aja jooksul suurenemas ning metsise püsielupaikade piiranguvööndites on vähemalt 60-aastase metsa osakaalu säilitamise kohustus, on vanade metsade vähenemine Eestis keskmise tähtsusega ohutegur. Ohuteguri mõju tuleneb ebapiisavast vanade metsade osakaalust nii piiranguvööndites kui metsise elupaigas väljaspool kaitstavaid alasid.


Joonis 12. Mängupaiga asustatuse tõenäosuse sõltuvus keskmisest metsa vanusest mängu keskme 1 km ringraadiuses (Leivits 2021 joonis 12).


Meetmed:
• metsise sigimiseks olulised alad (esinduslikud mängupaigad (üle 3 kuke) ja nende ümber pesakondadele sobivad alad) võtta kaitse alla range kaitsekorraga aladena, kus uuendusraied on keelatud;
• sihtkaitsevööndi režiimiga kaitstavate alade moodustamine esinduslike metsise mängude ümber, mis on piisava suurusega ja omavahel metsise levimisvõimet arvestades sidusad (ptk 6.3);
• piiranguvööndite moodustamine puhvertsoonidena ümber range sihtkaitsevööndi režiimiga alade, mille piirangute puhul arvestatakse metsise kaitse vajadustega (ptk 6.3);
• metsise jaoks olulisemate kasvukohatüüpides (SS, RB, SN, MKS, MS, KM, JM, AN, TR) raievanuse tõstmine piiraguvööndites;
• RMK metsise strateegias metsise jaoks olulisemate kasvukohatüüpides liigi elupaigas raievanuse tõstmine või/ja vanametsa säilitamise % rakendamine analoogselt piiranguvööndi kaitsekorrale;
• metsise kohanemise uuring metsamaastiku elupaigamuutustega.

5.1.6 VEEREŽIIMI MUUTMINE METSANDUSLIKUL EESMÄRGIL (PB23)

Ohuteguri tähtsus: suur

Mägi (2021) võtab metsakuivenduse mõjud metsisele kokku järgmiselt: „Vaatamata sellele, et kuivendusega metsisele avalduva negatiivse mõju kõik põhjused pole siiani täielikult selged, on kuivendusmõju olulisus ohutegurina selge ja tõendatud. Kuivendusmõju on süvenev ja Eestis toimub kuivenduse tõttu jätkuvalt metsise elupaikade ulatuslik sobimatuks muutumine.“

Põhja-Soomes on kuivendatud ja taastatud märgalade metsades metsise pesakondi vähem kui kuivendamata alade metsades (Huhta et al 2017). Kuivenduse negatiivset mõju metsise pesitsusedukusele on täheldatud ka Kesk- ja Lõuna-Soomes (Ludwig et al 2008). Soomes peetakse igasugust kraavide rajamist ja nende rekonstrueerimist kõikidele metsakanalistele kahjulikuks (Maa- ja metsätalousministeriö 2014). Metsakuivendus võib osades metsatüüpides luua soodsamaid tingimusi mustika kasvamiseks, kuid hilisemate lageraiete tagajärjel väheneb mustika kui metsise tibudele eluliselt tähtsa toidutaime katvus ning sellega kaasneb seotud putukate ohtruse ja biomassi langus (Sjöberg 1996, Lõhmus & Remm 2017). Rootsis on kindlaks tehtud, et kuivendamata niisketes metsades toitunud tibude kasvu kiirus on oluliselt suurem, kui kuivendatud metsades toitunud tibudel (Sjöberg 1996).

Eesti on metsakuivendusest põhjustatud pikaajalist mõju peetud oluliseks arvukust limiteerivaks surveteguriks (Leivits et al 2011) ning ka elupaikade prioriseerimise analüüsis (Leivits 2021) leiti, et mängu asustamise tõenäosus on usaldatavalt suurem, kui vooluveekogude joontihedus mängu ümbruskonnas on madalam (vt joonis 13).


Joonis 13. Mängupaiga asustatuse tõenäosuse sõltuvus vooluveekogude joontihedusest mängu keskme 1 km ringraadiuses (Leivits 2021 joonis 10).


Eesti tingimustest tuleb lugeda metsade kuivendamist suure mõjuga ohuteguriks tulenevalt turbamaadel kasvavate metsade olulisusest Eestis metsise elupaigana. Kuivenduse vältimine metsise elupaikades on kõige lihtsam viis metsise elupaiga säilimise tagamiseks. Metsise maastikes tuleb turbamaade metsade kuivendamist vältida. Soomes soovitatakse metsakuivendus kraave metsise elupaikades turbamaadel mitte rekonstrueerida (Miettinen 2009).

Lisaks on oluliseks sotsiaal-majanduslikuks aspektiks ka asjaolu, et turvasmuldadel kasvavate metsade põhiline süsinikuvaru paikneb reeglina mullas, seega on vajalik eraldi tähelepanu pöörata ka sellele, kuidas kuivendamine mõjutab mulla süsinikubilanssi. Juhul kui kuivendamise tagajärjel jätkub turba mineraliseerumine, võib pikaajaline mulla süsinikuvaru vähenemine oluliselt ületada puurinde sidumisvõime. Turbavarude säilitamiseks soovitatakse veetase kuivendatud turbamaadel kasvavates metsades hoida optimaalsena, nii on näiteks Soomes hinnatud, et keskmise veetaseme tõstmine 40 cm sügavuselt 30 cm kõrgusele võimaldaks vähendada CO2 heitkoguseid metsadest umbes 0,5 t /ha/a, samas ei ohustaks see oluliselt puude kasvu ega suurendaks metaani heitkogust (Minkkinen et al 2018; Ojanen, Minkkinen 2020). Soomes on analüüsitud metsise mängupaikade kaitsega kaasnevate saamata jäävate metsamajanduslike tulude täielikku asendamist süsiniku heidete kompenseerimisest (carbon offset) saadavate tuludega (Tikka et al 2023).

Meetmed (eeskätt turbamuldadel):
Kaitstavatel aladel (metsise elupaikades ja nende mõjupiirkonnas):
• uute maaparandussüsteemide jm kuivenduskraavide rajamise keeld metsise elupaikades ja nende mõjupiirkonnas (vähemalt 50 m elupaiga piirist sõltuvalt mullatüübist) kaitstavatel aladel, Natura 2000 võrgustiku alade mõjupiirkonnas (et välistada negatiivset mõju Natura alale ja metsise elupaigale) ja muude kaitstavate alade korral mõjupiirkonna riigimaadel,
• maaparandussüsteemide jm kuivenduskraavide rekonstrueerimise vältimine metsise elupaikades kaitstavatel aladel, Natura 2000 võrgustiku alade mõjupiirkonnas (et välistada negatiivset mõju Natura alale ja metsise elupaigale) ja muude kaitstavate alade korral mõjupiirkonna riigimaadel,
• kuivenduskraavide hooldamisel metsise elupaikades ja nende mõjupiirkonnas kaitstavatel aladel teha hooldustöid minimaalses vajalikus mahus (nt eemaldada taimestik, voolutakistused) tagamaks veevool,
• loodusliku veerežiimi taastamine kaitstavatel aladel valitud metsise elupaikades. Kui turbamaadel kasvavad metsad on juba kuivendatud, aitab hüdroloogiliste tingimuste taastamine kaasa metsisele sobivate elupaikade tervenemisele. Kuivenduskraavide sulgemine aitab taastada turbamaade veerežiimi. Riikliku seire andmetel on võrreldes taastamiseelse ajaga kukkede arv tervendatud elupaiga mängudes reeglina kasvanud (Leivits 2022) ning hinnanguliselt on võimalik kasutades elupaikade tervendamise meedet suurendada mänguasurkondi keskmiselt 20 % võrra. Taastamisele peab järgnema tulemuslikkuse seire erinevates ruumimastaapides (sh Soomaa katsealade seirega jätkamine).
Väljaspool kaitstavaid alasid on soovitatav mitte rajada uusi ja rekonstrueerida olemasolevaid kuivenduskraave metsise mängupaikades, v.a teede kraavid ja eesvoolud minimaalses vajalikus mahus veevoolu tagamiseks 16. juulist veebruari lõpuni.

5.2 TARISTU MÕJUD

Taristuga seotud mõjud saab jagada kaheks: taristu rajamisega ja taristu kasutamisega seotud mõjud.

Energia tootmise ja sellega seotud taristu (karjäärid, tuugenid, elektriliinid), samuti teetrasside rajamise mõju metsisele on oluline ja negatiivne. Võimalikud mõjud, mida teetrasside rajamine ning energia tootmine ja sellega seotud taristu võivad metsisele avaldada on:
• Elupaikade hävimine. Kui taristu rajatakse metsise elupaikadesse, siis need hävivad ja piirkonna muud elupaigad killustuvad.
• Liikumisteede takistamine (barjääriefekt). Taristu võib takistada metsise liikumisteid, kuna karjäärid, tuulikud, elektriliinid ja teed võivad olla takistuseks metsiste liikumisel elupaikade vahel. See võib viia metsise metapopulatsiooni killustumisele, osapopulatsioonide geneetilise mitmekesisuse vähenemiseni ja nende väljasuremisriski suurenemisele. Eesti metsiseasurkonna sidusust kirjeldab joonis 4.
• Mürareostus. Taristu tekitab mürareostust, mis võib mõjutada metsise käitumist ja kahjustada elupaiga kvaliteeti.
• Häirimine. Taristu võib tuua kaasa suurema hulga inimeste ja masinate liikumist metsise elupaikades, mis võib mõjutada metsise käitumist ja kahjustada elupaiga kvaliteeti.

Seni on Eestis energia tootmise ja sellega seotud taristu mõjud eelkõige olnud seotud Kirde-Eesti põlevkivikaevanduste mõjudega Alutaguse tuumala servaaladel. Lisaks otsesele metsise elupaikade hävimisele seoses karjääride rajamisega kaasneb nii pealmaa- kui ka allmaakaevandustega müra ja vibratsiooni mõjud, mis on seotud lõhkamistöödega. Seoses kavandatava tuuleenergia suurema kasutuselevõtuga ning nii käimasolevate kui kavandatavate planeeringutega võib energiatootmisega seotud taristu mõjud olla lähitulevikus Eesti metsiseasurkonnale suure tähtsusega mõjuteguriks, mis ohustab metsise elupaiku väljaspool kaitstavaid alasid ja elupaikade, eeskätt tuumalade ja astmelaudade, vahelist sidusust.

Mägi (2022) poolt koostatud kirjandusülevaate järgi tuugenite mõjust lindudele on teada järgmist:
• Rootsi metsiste telemeetriaandmed näitavad, et piirkonnas, kus tuugenid olid visuaalselt näha, liikusid metsised aeglasemalt (mida võib tinglikult tõlgendada ettevaatlikkuse suurenemisena), kiiremalt aga tuugeniteni viivate teede lähistel (Kämmerle et al. 2021), mis viitab, et lindude käitumine oli häiritud ja nad üritasid piirkonna võimalikult kiiresti läbida või lahkuda. Rootsis on ka teada, et tuugenite lähistel on metsise mänguaegne käitumine häiritud – mänge külastati vähem (Taubmann et al. 2021): mõjuvad nii müra, varjud, visuaal, tuugenite paigutus, kuid üheselt ei ole võimalik öelda, mis ja kuidas täpselt, sest kõik need tuugenite tunnused on omavahel seotud. Suvel mõjutab aga tuugenite lähedus metsise elupaigakasutust kuni 865 meetri kaugusele (Taubmann et al. 2021).
• Austria, Saksamaa ja Rootsis metsiste elupaigakasutuse andmed näitavad, et kuigi üldine tuugeni mõju ei ole täheldatav (andmete varieeruvus on suur), on lokaalselt tuugenil elupaigavalikule oluline mõju – tuugeni läheduses olevaid alasid kasutavad metsised oluliselt harvem, mõju on täheldatav tuugenist kuni 650 meetri kaugusele (Coppes et al. 2020). Saksamaal soovitatakse metsakanaliste (sh metsise) aastaringse elupaiga ja tuulikute vahele vähemalt minimaalselt 1000 m puhvrit ning hoida ühenduskoridorid tuulikute vabad (Busch et al 2017).
• Ka Hispaania isoleeritud metsise asurkonda, mis on eriti ohualdis, on tuugenite rajamine negatiivselt mõjutanud – pärast tuugenite püstitamist vähenes niigi väikesele alale „surutud“ asurkonnas oluliselt metsiste arvukus (González et al. 2016).

Õhuliinid võivad mõjutada metsise elupaiku ja käitumist erineval viisil:
• Lindude hukkumine kokkupõrkel liinidega. Õhuliinid võivad olla ohtlikud metsisele, sest linnud võivad hukkuda kokkupõrke tagajärjel (Bevanger 1994a; 1994b; Bevanger & Brøseth 2004; Bevanger et al 2014; Brøseth & Bevanger 2014). Ohutegur on oluline eelkõige metsiste hajumise ja sesoonsete liikumiste (sh mängu koondumisel varakevadel) perioodidel.
• Tekitades barjääriefekti. Metsised võivad õhuliine karta ning seetõttu vältida nende lähedust, mis võib piirata nende liikumist ja elupaigakasutust, mis vähendab elupaikade ulatust ja kvaliteeti.

Metsise elupaiku ja nende sidusust ohustab võimalik tuuleparkide rajamine loodusmaastikkesse. Coppes jt (2020a) poolt koostatud ülevaate järgi mõjutab tuulenergia taristu kanalisi (sh metsist) negatiivselt, põhjustades hukkumist, mängu- ja elupaikade hülgamist ja arvukuse langust. Metsise puhul on erinevates Euroopa piirkondades olemas empiirilised tõendid elupaiga kvaliteedi languse kohta peale tuulepargi rajamist (Coppes 2020b). Tuuleparkide mõju leevendamiseks soovitatakse tuuleenergia taristut mitte rajada lähemale kui 1000 m kanaliste (metsis, teder, laanepüü) elupaikadele ning tagada elupaigalaikude vahel taristuvabad ühenduskoridorid (Busch et al 2017, Coppes et al 2020b).

Metsise puhul soovitab Braunisch et al. (2015) tuugenite rajamisel lähtuda ettevaatusprintsiibist – kasutada süstemaatiliselt liigi kohta laekuvat teavet, määrata ökoloogiline kandevõime, erineva funktsiooniga alad ning piirkonnad, mis on metapopulatsioonide ühendusteks. Metsisele kõrge prioriteediga alad on kõrge ruumilis-funktsionaalse väärtusega ja tagavad minimaalse elujõulise asurkonna; selliste oluliste piirkondade kahjustamisel on risk, sest alasid säilitades on liigi edasine käekäik suhteliselt hästi prognoositav (määramatus väike) ja seega on mõistlik tuuleparki arendades lähtuda ettevaatusprintsiibist.

Eesti metsise asurkonna sidususe analüüsist (Leivits 2012b) järeldub, et Eesti asurkonna võib jagada sisemiselt sidusateks tuumala elupaikadeks, neid ühendatavateks astmelaua elupaikadeks ning neist isoleeritud irdaladeks, kus taastootmispotentsiaal on oluliselt madalam kui tuumaladel. Tuumalade puhul tuleb arvestada ka naaberpiirkondade asurkondadega (Läti ja Venemaa). Kindlasti on edaspidi vaja Eesti-Läti piirialale jäävate metsisemängude kaitsel arvestada ka piiriülese sidususe tagamise vajadusega. Samuti tuleb arvestada, et Kagu-Eesti Palumaa tuumala asurkonna suhteliselt halb seisund võib olla tingitud isolatsioonist Venemaa asurkonnaga, sest tuumalaga piirnevatel Pihkva oblasti aladel on enamik metsise elupaiku praeguseks hävinud. Samas võib oletada, et Alutaguse tuumala on sidus Leningradi oblasti asurkonnaga, kus on säilinud suhteliselt palju sobivaid metsise elupaiku. Samas tuleb Alutaguse tuumala puhul ohuna arvestada ka põlevkivi kaevandusmõjutest tulenevate maastikumuutustega, mis võivad vähendada kogu Eesti asurkonna sidusust Venemaa asurkonnaga. Seetõttu tuleb Lõuna-Alutaguse metsise elupaikade kaitsele pöörata erilist tähelepanu.

Riikliku seire andmetel (Keskkonnaagentuur 2015-2022) ja metsise konsortsiumi mõttetalgute (Metsisekonsortsium 2018) järgi on Eesti asurkonna sidususe säilimise seisukohalt halveneva seisundi tõttu kriitilised alad: Lõuna-Kõrvemaa, Kullimaa-Kurgja, Lääne-Alutaguse ja Endla-Sadala. Need piirkonnad on väga olulised tagama kolme kõige olulisema metsise tuumala (Soomaa, Lahemaa ja Alutaguse), mis toimivad allikaspopulatsioonidena, omavahelise ühenduse säilimist. Üheks Soomaa tuumala Luitemaa piirkonna sidusust vähendavaks ohuteguriks on Rail Baltica raudteetrassi rajamine (Ojaste et al 2020; Kose et al 2021; ELLE 2023). Lõuna-Kõrvemaa puhul on analoogse mõjuga Tartu-Tallinn maantee laiendamine, millel on Eesti metsiseasurkonna sidususe seisukohalt tõenäoselt suurem mõju kui Rail Baltica raudteetrassil. Arvestada tuleb ka loodusmaastikku rajatavate riigikaitseobjektidega kaasnevate elupaigakadude ja sidususe halvenemisega.

5.2.1 TAASTUVENERGIA (SH TUULEENERGIA) TOOTMISE, TEEDE, RAUDTEETRASSIDE JA NENDEGA SEOTUD TARISTU (SH ÕHULIINID) RAJAMINE (PD1, PD06, PE01)

Ohuteguri tähtsus: suur

Nii tuuleparkide kui raudtee, maantee ja kõrgepingeliini trasside rajamisel on oluliseks negatiivseteks mõjuks metsise mängule, pesitsusele, toitumisele ja talvitumisele ehitamisest tulenevad häiringud. Lisaks kaasneb tuuleparkide ja trasside rajamisega otsene elupaikade pindala vähenemine, servaefekti teke, elupaikade killustumine, kuivenduse mõjud elupaigale. Sellest piirkonnast hakkavad, võrreldes muu alaga, isendid eemale hoidma, kuid ei lahku sellelt lõplikult.

Eestis on riikliku seire raames dokumenteeritud Möksi metsise mänguasurkonna vähenemine rohkem kui kolmandiku võrra ja mänguala ümberpaiknemine kahe aasta vältel peale Kilingi-Nõmme – Läti 330 kV kõrgepingeliini rajamist vahetult metsise elupaiga piirile (Keskkonnaagentuur 2023a, 2023b, 2023c) .

Teede jm taristu mõjusid käsitlevatest uuringutest on kanaliste osas Hovick et al (2014) avaldanud metaanalüüsi, mis näitab, et teede rajamine põhjustab kanalistel suuremat suremust ning tingib tee mõjusfääri jäävate mängupaikade ümberpaiknemise.

Teedest põhjustatud mõju vähendamiseks soovitatakse eelpool nimetatud koondanalüüsis (Hovick et al 2014) vältida uute taristuobjektide rajamist kanaliste elupaikadesse ja kui see ei ole võimalik, siis kavandada inimtekkelist müra põhjustavaid infrastruktuuri objektid võimalikult eemale teadaolevatest kanaliste mängupaikadest.

Seoses raudtee taristu rajamise protsessiga mõõdeti 2023. kevadel looduslikku mürafooni suures metsisemängus Lõuna-Pärnumaal ning tõdeti, et mänguperioodil (märtsist mai lõpuni) ei ületanud looduslik mürafoon 30-35 dB.

Meetmed
• Suurtaristu (nt teed, tuulepargid, karjäärid) kavandamisel metsise elupaikadesse või nende lähedusse tuleb keskkonnamõjude hindamisel arvestada, et:
◦ kaasnevate otseste negatiivsete mõjude (sh müra) tõttu peab olema välistatud taristu rajamine metsise kaitstavatel aladel (kaitsealad, hoiualad, püsielupaigad) paiknevatesse elupaikadesse, kusjuures Natura 2000 võrgustiku alade puhul peab reeglina ja siseriiklikel kaitstavatel aladel tungivalt soovitavalt suurtaristu olema välistatud ka 1 km kaugusel elupaigast (minimeerimaks häiringutest tulenevat elupaiga kvaliteedi langust);
◦ üldjuhul peab suurtaristu ehitamine olema välistatud ka tuumaladesse jäävates elupaikades, mis ei ole kaitstavatel aladel;
• nii eelnevalt loetletud juhtudel kui muudes väljaspool (projekteeritavaid) kaitstavaid alasid asuvates metsise elupaikades peab tegevuse mõjusid hindama, kusjuures oluline on hinnata ka konkreetse elupaiga sidusust (olulised on tuumalad ja astmelauad, vähem olulised on irdalad) ja elupaikadesse soovitavalt suurtaristut siiski mitte rajama. Otseseid ja kaudseid mõjusid (sh mõju asurkonna sidususele) tuleb hinnata joonisel 4 toodud tuumaladel, astmelaudadel ja nende vahelistes olulistes ühenduskoridorides ja mujal, kui see seab ohtu elupaikade vahelise sidususega. Sidususe puhul on oluline eeskätt hinnata mõjusid sidususe säilimisele tuumalade ja astmelaudade vahel, võttes arvesse sidususe säilimiseks olulisi piirkondi (vt joonist 4). Sidususe tagamisel on oluline tuum- ja astmelaua-aladel metsise elupaikades metsamaa säilimise tagamine ning neid ühendavatel koridoridel metsamaa säilimine üldjuhul vähemalt 2 km laiustel koridoridel eeskätt riigimaadel, arvestades, et taristu mõju võib ulatuda kuni 1 km kaugusele koridori mõlemast servast.
• Kui mõjusid pole võimalik leevendada, saab hüvitus- või leevendusmeetmetena kasutada näiteks muude metsise elupaikade tervendamist kaitstavatel aladel, elupaikade täiendavat kaitse alla võtmist, kõrge kisklussurvega elupaikades väikekiskjate arvukuse ohjamist, tarade ja õhuliinide märgistamist, õhuliinide asendamist maakaablitega.
• Uute õhuliinide rajamise vältimine metsise elupaikadesse ja olulistesse sidususe säilimiseks vajalikesse piirkondadesse – tuumalad, astmelauad (vt joonist 4). Kui õhuliinide rajamist pole võimalik vältida, tuleb kasutada kõrgetele mastidele (puuvõradest oluliselt kõrgemale) paigaldatavaid õhukaableid jm leevendavaid meetmeid, sh barjääriefekti vähendamiseks (nt minimaalne trassi laius).

5.2.2 TARISTU KASUTAMISEST TINGITUD MÜRAREOSTUS JT HÄIRINGUD (PD11, PE08, PH01)

Ohuteguri tähtsus: keskmine

Ülevaateuuringus (Shannon et al 2015) on leitud, et inimtekkeline müra kujutab lindudele mitmesuguseid ohte ja võib osutuda oluliseks lindude arvukust konkreetses piirkonnas limiteerivaks mõjuteguriks alates müratasemest 40 dBA. Viigipuu & Tilgar (2017) ülevaateartikli järgi põhjustab erinevate uuringute põhjal mõõduka tugevusega (40-45 dBA) müra häiringuid lindude laulus ja häälitsustes. Müra tugevuse suurenemisel ilmevad aga ka kõrvalekaldeid käitumises, füsioloogias ja sigimises (Viigipuu & Tilgar 2017).

Üheks taristu mõjukomponendiks on selle kasutamisega kaasnev müra. Soomes on näidatud, et maantee liiklusmüra põhjustab kahekordset kanaliste (sh metsise) asustustiheduse vähenemist vähemalt kuni 500 m kauguseni müraallikast, kusjuures asustustihedust uuriti kuni 1 km kauguseni teest (Räty 1979). Tee mürast tulenev mõju avaldus enam laanepüü ja metsisekukkede ning oli väiksem tedre, rabapüü ja emametsiste puhul.

Lisaks mõjutab püsiv müra metsisel negatiivselt üldist sobivate elupaikade asustust (Coppes et al. 2020, Taubmann et al 2021).. Rootsis läbiviidud telemeetriauuringute järgi tuugenite ümbruses ilmnes statistiliselt usaldatav seos müra tugevuse ja elupaiga kasutuse vahel ning metsised vältisid osaliselt sobivaid elupaigaalasid, kus müra tugevus oli suurem kui 45 dB (Taubmann et al 2021). Seejuures elupaiga kasutus kahanes kiiresti alal, kus müratasemeks mõõdeti 40-45 dB (joonis 14) ning alasid, kus müratase ületas 45 dB, välditi täielikult.


Joonis 14. Metsise elupaiga kasutatavus (vastav indeks ordinaatteljel) sõltuvalt müraallika müra tugevusest (abtsissteljel dB) koos erinevate tegurite kaasmõjuga Rootsis läbiviidud telemeetriauuringute alusel (Taubmann et al 2021 järgi)


Tavateadmine müra mõjust metsise mänguaegsele käitumisele teaduskirjanduses seni puudub. On vaid teada, et sõjalistele laskeharjutustele järgneval päeval on isendite stressitase oluliselt kõrgem kui harjutuste vahelisel ajal, kuid samas rasketehnika liikumine ei avaldanud metsise stressitasemele mingit negatiivset mõju (Tilgar et al. 2015).

Metsisemängude pikaajalise seire andmetest on teada juhtumeid, kus peale tee ehitust on mängupaik nihkunud rohkem kui 1 km kaugusele rajatud teest ning mängu külastavate kukkede arvukus on vähenenud (näiteks Kilingi-Nõmme ümbersõidu rajamisel või Tartu-Tallinn maantee rekonstrueerimise mõjul). Müra mõjude hinnanguid metsisele leiab mitmetest keskkonnamõju hinnangutest, kus enamasti on lähtutud ekspertide arvamustest. Mõjude hindamise ühtlustamiseks on käivitunud SA Keskkonnainvesteeringute Keskuse (KIK) poolt müra mõjude uurimisprojekt, mis peaks valmima 2025. aastal.

2022. a kevadel läbiviidud VKG Kaevandused OÜ poolt tellitud akustiline uuring (Ojaste ja Tilgar 2022) näitas, et Kiikla metsisemängus (Ojamaa maa-aluse põlevkivikaevanduse vahetus läheduses) oli metsise päevane summaarne mänguaja pikkus statistiliselt usaldusväärselt lühem, kui loodusmaastikus paiknevas Virunurme metsisemängus. Selle üheks põhjuseks võib olla Virunurme mängust kõrgem müratase Kiikla mängus. Siiski ei saa ühe aasta ja kahe mängu tulemuste põhjal üheselt väita, et erinevused gruppide vahel on põhjustatud kaevandamisega seotud kõrgenenud mürafoonist.

Metsis, kes on häirimistundlik (ka inimese aktiivsele rekreatiivsele tegevusele), on tundlik ka tuugenitele. Vähearvukate või ohustatud metsaspetsialiste puhul on negatiivset mõju täheldatud, näiteks juba eelnevalt mainitud metsistel Rootsis (Kämmerle et al. 2021, Taubmann et al. 2021) ja ka mujal (González et al. 2016, Coppes et al. 2020b), kuid samas ei avaldu negatiivne mõju füsioloogiliselt, mõõtes väljaheidetest stressihormooni kortikosterooni taset (Coppes et al. 2021a), mis reeglina häiringu korral organismis tõuseb. Samas ei ole teda, kuidas tuulepargi rajamise järgselt stressitase muutub; selleks oleks vaja koguda teavet piirkonnast juba enne pargi ehitamist.

Kõige tundlikumaks loetakse metsist häiringute mõju osas hiliskevade-varasuve mänguperioodil mängualal. Muul ajal ei ole linnud häiringute suhtes niivõrd tundlikud, kuid neid negatiivseid aspekte seisundile ja kaitse-eesmärkidele tuleb mõjuteguritena arvestada siiski aastaringselt.

Oluline on hinnata (modelleerida) uute mürarohkete taristu- jm objektide rajamisel (nt lasketiirud, karjäärid, allmaakaevandused, maanteed, raudteed) objektide kasutamisel tekkiva müra suurust ja ulatust ning võimalusel rajada objekte kaugusesse, kus mürafoon metsise mängupaigas (ja elupaigas tervikuna) ei suurene või kasutada leevendavaid meetmeid (müratõkkevallid jms).

Teetrasside oluline mõju avaldub ka barjääriefektina. Suure ja koguka kanalisena on raudtee taristu ja piirdeaiad linnu lennutrajektooril takistuseks. Ulukite piirdeaiad on Šotimaal metsise elupaikades üheks olulisemaks metsiste suremuse põhjustajaks (Baines & Summers 1997; Baines & Aebischer et al 2023.

Metsise jaoks on ohuks tema elupaigas, võrade kõrgusel paiknevad kõrgepinge elektriliinid. Kokkupõrkeriski tõstab metsise kõrge lennuaktiivsus mängupaikades ja ööbimispuudel eelkõige hämaral ajal varahommikul ja õhtul. Hämaras on takistused linnu jaoks halvemini nähtavad. Norras läbiviidud elektriliinide mõju uuringus kanalistele leiti, et uurimisala läbiv 300 kV kõrgepingeliin põhjustas kokkupõrgete tõttu kohalike metsise lokaalasurkondade vähenemist vahemikus 4,2 – 11,8 % (Bevanger et al 2014, Brøseth & Bevanger 2014). Kokkupõrgetes elektriliinidega hukkunud metsiste koguarvu on Norras hinnatud 19 990 isendile aastas, mis oli ligikaudu samas suurusjärgus kui sealne jahikoormus 22 200 lindu (Bevanger & Brøseth 2004). Põhja-Rootsi mägistes elupaikades oli individuaalselt märgistatud ja raadiologeritega varustatud metsisekanade suremuse osakaal kokkupõrgetest elektriliinidega 9% kõigist tuvastatud hukkumistest (Åhlén et al 2013).

Meetmed:
• Tegevuste puhul, mis võivad suurendada oluliselt mürafooni metsise elupaigas (>45 dB) tuleb keskkonnamõjude hindamisel arvestada, et rajatava taristu (teed, tuulikud, karjäärid) kasutamise otsene mõju (sh müra) metsise mängupaigale võib ulatuda vähemalt 1 km kaugusele müra täiendavast allikast. Mõjude hindamisel (ka eelhindamisel) on vaja arvesse võtta ka müra levimist ja sumbumist sõltuvalt konkreetsest maastikust ning arvestada mängu(-de) kaugusega ja asukohaga inimtekkelise müra allikast. Juhul kui mürafoon elupaigas ületab 45 dB, tuleb reeglina hinnata keskkonnamõjusid ja lähtudes tulemustest, kaaluda alternatiivseid võimalusi või rakendada leevendusmeetmeid (sh müratõkkevallid, kellaajaliste piirangute seadmine mürarohketele tegevustele (nt lasketiiru kasutamisele) eeskätt metsise mänguajal. Alternatiivide olemasolul tuleb mitte lubada uue mürarohke taristu rajamist, kui see põhjustab (leevendusmeetmete rakendamisel) metsise mängupaigas mürafooni tõusu.
• Müra mõju metsisele käsitlevate rakendusuuringutega jätkamine (rahastatavad arendajate poolt).
• Elektriliinide järk-järguline asendamine maakaablitega esinduslikes metsise elupaikades (enam kui 3 kukke),
• Teostada uuring barjääriefekti uurimiseks, modelleerimiseks ja hindamiseks Eesti asurkonna sidususe seisukohalt kriitilistes piirkondades.

5.3 LIIKIDEVAHELISED SUHTED, SH Kisklus (L06, pI01)

Ohuteguri tähtsus: Suur

Liikide vahelised suhted (konkurents, kisklus, parasitism, patogeenid) hõlmab looduslikke ohutegureid, mis ei ole otseselt põhjustatud inimtegevusest. Maaspesitsevate kanaliste puhul võib kisklus hoida liigi arvukust madalamal elupaiga poolt võimaldatavast arvukusest (Newton 1998). Parasiitide mõju metsakanaliste arvukusele on uuritud Soomes ning leitud, et nematoodiliik Ascaridia compar võib metsakanalistel (sh metsisel) mõjutada asurkonna arvukust nakatunud vanalindude suremuse suurenemisel kiskluse tõttu (Isomursu 2014). Eestis parasiitide võimalikku mõju metsise arvukusele uuritud ei ole. Eestis on suurima mõjuga ohuteguriks liikide vahelistest suhetest kisklus.

Kiskluse surve metsakanalistele, sh metsisele on senistele teadmistele tuginedes Eestis pigem suur, sest metsakanalised on oluliseks loomulikuks toiduobjektiks paljudele röövloomadele ja -lindudele. Siiski tuleb arvestada, et mitte kõik kiskjad ei ole metsise jaoks võrdselt olulised. Oletatakse, et rebane mõjutab metsist enam kui metsnugis ning rebaste eemaldamine mõjub soodsalt nii metsise kui ka metsnugise arvukusele (Baines et al 2004). Veelgi enam, kiskjate mõju metsakanalistele sõltub ka konkreetsetest ökoloogilistest tingimustest (nt elupaiga fragmenteerumisest ja vanametsa koosseisust) ning reageeringust metsamajandusele, kuid ka laiuskraadist ning kiskja enda populatsiooni suhtelisest arvukusest, trendist ja kiskjate omavahelistest suhetest (Borchtchevski et al 2003). Lõuna-Norras on dokumenteeritud keskmiseks munade kaoks 80% viie-aastasel perioodil 35 raadiomärgistatud emaslinnu kurnades (Storaas, Wegge, 1985). Täiendav uuring näitas, et sealne pesade rüüstamine ei ole seotud ei elupaigatüübi, metsa tiheduse ega ka pesa peidulisusega (Storaas, Wegge 1987). Soomes on pesade rüüste suuruseks hinnatud 34% (Lindén 1981). Koorunud tibudest hukkub Norra uuringute andmetel kiskluse tõttu esimesel elukuul umbes 50–60%. Ainult 7% juhtudest arvati tibude surma otseseks põhjuseks külma ja vihmast ilma ning kõik need juhtumid leidsid aset tibude esimesel kaheksal elupäeval. Kuna kisklus oli märgatavalt suurem tugevate vihmasadude ajal ja vahetult peale seda, siis ilmselt soodustab ebasoodus ilm tibude langemist väikekiskjate saagiks. Enamik tibusid tapeti kärplaste, peamiselt metsnugise poolt. Vähem kui 20% surmajuhtudest põhjustasid röövlinnud, hiireviu ja kanakull (Wegge, Kastdalen, 2007). Põhja-Rootsi uurimisalal, kus viieaastasel perioodil eemaldati rebaseid ja metsnugiseid, oli metsislaste pesakonna keskmiseks suuruseks 5,52 tibu (muutmata võrdlusalal 3,29 tibu) ning 77% emaslindudest oli pesakond (võrdlusalal 59%; Marcström et al 1988). On oletatud (Storaas et al., 1999), et suurenenud väikekiskjate arvukus, kes jahivad peamiselt haistmismeele abil, põhjustab eelkõige tibude murdmise suurenemist ning vähem pesade rüüstet.

Kanaliste murdmist kiskjate poolt on aastatel 2013-2016 uuritud Soomaa metsise uurimisalal TÜ terioloogia töörühma juhtimisel, kombineerides uudseid geneetilisi ja klassikalisi morfoloogilisi meetodeid (Lõhmus 2016; Oja et al 2017; Oja 2017; Oja et al 2018). Metsise jäänuseid esines metsnugise ja kährikkoera väljaheidetes sarnaselt (vastavalt 10% ja 12%) ning mõlema liigi puhul moodustasid kanalised üle poole tarbitud lindudest See näitab, et mõlemad liigid on metsisele potentsiaalselt ohuks. Projekti raames uuriti Eestis esmakordselt lindude esinemist metssea kevadsuvises toidus ning tehti kindlaks ka metsise regulaarne esinemine metssea toidusedelis (Oja et al 2017; Oja 2017).

Metsisele väikekiskjate poolset kiskluse survet suurendavaks invasiivseks võõrliigik6, kes vähendab sigimisedukust Eestis, on kährikkoer, kelle toidusedelis metsise elupaikades esineb teiste maaspesitsevate lindude kõrval märkimisväärselt sageli ka metsiseid (Lõhmus, 2016; Oja et al 2017, Oja 2017). Ulukite lisasöötmiskohad meelitavad ligi ka kährikuid ning lisaks on nendes kohtades kõrgem pisiimetajate (eeskätt kaelus- ja juttselg-hiire) arvukus. Viimased aga on olulised saakloomad väikekiskjatele, kelle kõrgem arvukus omakorda hakkab kaudselt suurendama survet maaspesitsevatele lindudele (Oja, 2011).

Eestis tehtud uuringud on selgitanud metsloomade söödaplatside kontsentreerivat mõju maaspesitsevate lindude pesade rüüstajate suhtes, mis on kooskõlas ka laiema sellekohase teadmisega (Oja, 2011). Metssigade rüüste on juhuslik, kuid mida rohkem on mingil alal metssigu, seda suurema tõenäosusega on nad ka pesade rüüstajad. Lisasöötmiskohad meelitavad ligi ka kährikuid ja rebaseid ning lisaks on nendes kohtades kõrgem pisiimetajate (eeskätt kaelus- ja juttselg-hiire) arvukus. Viimased aga on olulised saakloomad väikekiskjatele, kelle kõrgem arvukus omakorda hakkab kaudselt mõjutama survet maaspesitsevatele lindudele (Oja, 2011). Metssigade väljaheidetes esines metsise DNA jälgi sagedamini, kui seda oleks võinud nende arvukusandmete põhjal eeldada (Oja 2017, Oja et al 2017). Seega võib metssiga pidada oluliseks ohuks nii metsistele kui ka teistele kanalistele. Kiskjate toitumisuuringutes metsise elupaikades leiti, et metsise mängupaigad võivad kiskjatele olla atraktiivsed ning metsise mängude kaitsmisel pindalalt väikeste püsielupaikadena on vaja sellega arvestada (Oja et al 2018).

Kiskluse ohtu suurendab ka optimaalsete toitumisalade väiksus ja nende omavaheline suur kaugus. Kui pesakonnale sobiliku toitumisala osakaal väheneb, võivad pesakonnad koonduda väiksematele optimaalsetele metsaaladele, kus röövloomadel on neid lihtne leida. Seega suureneb röövloomade toiduotsimise efektiivsus eksponentsiaalselt optimaalsete toitumisalade vähenemisega (Lakka, Kouki, 2009).

Metsamajanduse poolt mõjutatud bioloogilistest protsessidest rõhutatakse eeskätt just kiskja-saaklooma süsteemi (Sjöberg 1996). Nimelt muutuvad paljud lageraiealad teatud perioodiks rohundirikkaks, mis soodustab pisinäriliste populatsiooni suurenemist antud aladel (Sjöberg 1996). Selle tagajärjel suureneb ka röövloomade, näiteks rebase ja nirgi, arvukus ning pisinäriliste populatsiooni madalseisus suureneb seeläbi surve muuhulgas ka metsise pesadele ja tibudele. Selliste aastate jooksul võib lokaalne metsisepesade rüüste ületada 90% (Wegge, Storaas, 1990). Lõuna-Norra ja Šotimaa tugevalt fragmenteerunud metsaaladel on leitud kõrgem pesakondade ja noorte kukkede suremus kui vanametsaaladel generalistidest röövloomade kõrgema arvukuse tõttu (Gjerde, Wegge, 1989; Wegge et al 1990; Baines et al, 2004; Wegge et al 2007). Seeläbi oletatakse Šotimaal näiteks rebaste ja vareste suuremat mõju metsistele kui metsnugisel (Summers et al 2004; Baines et al 2004). Šotimaal 19. sajandil (seni teadolevalt ainus kanaliste edukas reintroduktsioon) toimunud taasasustamise edukuse üheks teguriks peetakse metsise suremuse väga tugevat vähendamist kogu elutsükli vältel kiskluse ohjamise kaudu (Stevenson 2007).
Norra pikaajalistes uuringutes (Wegge, Rolstad, 2011) täheldati kiskluse suuremat survet metsisele just uuringute algperioodil, mil metsamaastik oli suurema kontrastsusega: allesjäänud vanametsaalad vaheldusid lageraiealadega ja väga noorte metsanoorendikega. See aga sundis pesakonnaga kanasid muutma liikumissuundi vanas loodusmetsas asuvatele toitumisaladele või ületama ebasobivaid alasid, mis mõlemad põhjustasid kõrget suremust. Noorendike kasvu ja mustika puhmarinde taastumisega noorendikes muutusid need uuesti atraktiivseteks toitumisaladeks ning selle tulemusena on metsise pesakonnad metsamaastikus rohkem hajutatud ja ka kisklusest vähem mõjutatud (Wegge, Rolstad, 2011). Norras on alates 1990-ndatest metsise elupaikades praktiseeritud valikraiet, mille käigus hõrendati puurinnet ja eemaldati enamik kuuski alumises rindes, mille tulemuseks oli metsa suurem avatus nii ülalt kui ka vertikaalses plaanis. Sellega loodi aga kanakullidele ideaalne toitumisala ning tegelikult suurendati metsisele ja eriti tedrele sobiva metsastruktuuri loomisega kiskluse survet mõlemale metsakanalisele, muutes loodud elupaiga tegelikult ökoloogiliseks lõksuks (Wegge, Rolstad, 2011). Nii harvendus- ja valik- kui ka kujundusraietel metsisele elupaigas tuleb kindlasti arvestada vajadusega elupaigas minimeerida kisklusriski. Selleks on vajalik vältida nii metsa liigset hõrendamist kui ka tükati säilitada tihedama puistuga alasid koos alusmetsaga (Miettinen, 2012).

Kui Norra pikaajalistelt metsakanaliste uuringualadelt kogutud varasemates analüüsides on kisklust peetud üheks põhiliseks arvukust limiteerivaks teguriks, siis hiljutises põhjalikus analüüsis jõutakse järeldusele, et kiskluse rolli mõjutegurina on ülehinnatud (Wegge et al 2022).

Aastatel 2014–2018 viidi Tartu Ülikooli teadlaste poolt Soomaal ja Kirde-Eestis läbi välieksperiment, kus võrreldi kanaliste pesarüüsteriski ja sigimisedukust enne ning pärast metsise elupaikade taastamis- ja tervendamistöid (Pass et al 2021. Enne-pärast võrdlus näitas, et pärast kraavide sulgemist ja metsa hõrendamist suurenes pesarüüste taastatud elupaikades oluliselt. Sealjuures rüüsterisk suurenes tugevasti ka nendel kuivendatud aladel, mis jäeti taastatud alade kõrvale kontrollaladeks. Kirjeldatud uuringu ja ka mujalt maailmast leitu põhjal esineb eelkõige metsa hõrendamisel negatiivne mõju – just harvendatud metsas on kiskjal suurem tõenäosus pesa avastada. Pärast kiskjate väljapüüki suurenes nii tehispesade kui ka metsise ja laanepüü pesakondade ellujäämus. Samas nii rüüsterisk kui ka pesakondade ellujäämus vähenesid vaid nendel aladel, kus kiskjaid välja ei püütud. See näitab, et kiskjate püüdmine mõjub kanaliste sigimisedukusele hästi lokaalselt ja lühikest aega. Sealjuures oli ka alasid, kus küll kiskjad eemaldati, ent hõrendatud metsas rüüstasid kiskjad siiski rohkem pesi, kui enne raiete tegemist.

Arvestades metsisekukkede suurt sünnipaigatruudust (Regnaut et al 2006) ja asjaolu, et Eestis on kõik metsisemängud vähemalt 5-aastase sammuga riiklikus seires, on võimalik elupaiga tervendamise ning kiskjate ohjamise mõju hindamiseks maastikutasemel arvesse võtta ka metsise mängudes loendatud kukkede arvu dünaamikat, mis pigem viitab veerežiimi looduslähedasemaks taastamise (ilma elupaiga puistut harvendamata) positiivsele mõjule ning esialgse hinnangu järgi võimaldab see suurendada mänguasurkondi 25-30 % (Leivits 2022).

Meetmed:
• jätkata kiskluse ohjamise mõjude selgitamisega ning selle meetme testimisega erinevates metsisemaastikes koos meetme tulemuslikkuse hindamisega, sh juhul kui meedet kavandatakse lokaalasurkonnale negatiivsete mõjude leevendamiseks (nt Rail Baltica);
• jätkata Soomaa metsiseuuringu katsealadel raiete mõjude tulemusseiret;
• vältida kaitstavatel aladel metsise elupaikades metsa liigset hõrendamist ja tükati säilitada tihedama puistuga alasid koos alusmetsaga, milleks jätta raie käigus 1 ha kohta vähemalt 2 raiumata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne, ning harvendus- ja valikraietel ei tohi metsa täius jääda väiksemaks kui 0,6;
• piiranguvööndis keelata uuendusraied, va kaitsealadel, kus metsise elupaikadesse jääb palju eramaid ja tegemist on väikeste mängudega (alla kolme kuke), kus võib lubada väikseid uuendusraielanke 1. augustist 31. jaanuarini, seades üldjuhul järgmised tingimused:
• raielangi pindala võib olla kuni 1 ha, kusjuures raielankide vahele tuleb jätta üle 60 aasta vanust puistut vähemalt 100 m laiuse ribana,
• raie käigus jätta 1 ha kohta vähemalt 2 raiumata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne,
• lubada männi puhtpuistute kujundamine, kusjuures männile sobivatel muldadel ja kõdusoometsades uuendada uuendusraiete järgselt metsa männiga;
• säilitada suuri haralisi mände ja soovitavalt hoida võimalikult palju puhmastikuga maapinda raiejäätmetest puhtana;
• väljaspool kaitstavaid alasid asuvates metsise elupaikades on soovitatav:
• mitte teha uuendusraied metsise mängupaikades ja väljaspool mängupaiku teha uuendusraied kuni 2 ha suuruse langina,
• raie käigus jätta 1 ha kohta vähemalt 2 raiumata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne,
• raietel säilitada suuri haralisi mände ja hoida võimalikult palju puhmastikuga maapinda raiejäätmetest puhtana,
• männile sobivates kasvukohtades säilitada raietel peapuuliigina mänd ning võimalusel I rinde koosseisus haab ning metsa uuendamisel eelistada võimalusel peapuuliigina mändi,
• vältida harvendusraietel sirgete servade tekkimist ning hajutada aastati raieid, vältides samal aastal pindalalt ulatuslikke harvendusraieid samas püsielupaigas (üle 10 ha 10 aasta jooksul),
• keelatud on metssigade söödaplatside rajamine metsise elupaikadesse kaitstavatel aladel ja soovitatav on vältida metssigade lisasöötmist ka väljaspool kaitstavaid alasid asuvates metsise elupaikades (kindlasti vältida riigimaal),
• Suurkiskjate säilitamise mõju uuring metsise lokaalasurkondade arvukusele ja elupaiga kvaliteedile.

5.4 Häirimine (pH01, pH08)

Ohuteguri tähtsus: Väike

Storch (2013) järgi on kanaliste puhul häirimine kaitsekorralduslik probleem juhul, kui on korraga täidetud 3 eeldust:
• liik on piirkonnas kaitse-eesmärgiks;
• piirkonnas peetakse (või on peetud) kanalistele jahti;
• kanaliste elupaigad kattuvad olulisel määral intensiivselt kasutatavate külastusaladega.

Enamasti on metsise puhul senised uuringud keskendunud häirimise käitumuslikule mõjule indiviidi tasemel (Moss et al 2014, Summers et al. 2007, Tilgar et al 2015, Thiel et al. 2007, 2008, 2011), samas on looduskaitseliselt olulisem selgitada häirimise mõju asurkonnale ja selle elujõulisusele, kusjuures häirimise mõju tõendamine isendile ei ole piisav mõju tõendamiseks asurkonnale (Storch 2013). Arvestades, et viibimispiiranguid tuleb seada vaid siis, kui see on põhjendatud, on otstarbekas loobuda (järk-järgult) viibimispiirangutest metsise mängupaikades ja kontrollida selle otsuse mõju (võrreldes viibimispiiranguga ja -piiranguta mängudes kukkede arvu muutusi).

Nagu näitavad näiteks uuringud Šotimaal, Saksamaal, Prantsusmaal ja Hispaanias, asustavad metsised ka alasid, mis asuvad häiringute läheduses. Nii näiteks on Šotimaal läbi viidud uuring, kus hinnati metsise tõrjutust häiringute tõttu väljaheidete esinemise sageduse alusel. See uuring tõdes, et inimeste poolt aktiivselt kasutatavate matka- ja terviseradade äärses 140-470 m laiuses vööndis esineb metsise väljaheiteid vähem, võrreldes kaugemate aladega (Moss, et.al, 2014). Kuid samas ei täheldatud metsise väljaheidete puudumist. See tähendab, et metsis kasutab elupaiku häiringutest hoolimata. Tõsi, elupaiga kvaliteet on ilmselt madalam, kuid häiringute olemasolu ei välista metsise esinemist ka 140 m kaugusel häiringute allikast. Saksamaal uuriti telemeetriaga metsiste esinemist Schwartzwaldi piirkonnas ja hinnati aktiivse rekreatiivse kasutusega radade/alade (matka, suusa- ja mäesuusarajad) mõju metsise elupaikadele. Selles jõuti järeldusele, et metsis hoidub mägiratta- ja matkaradadest suvel 145 m kaugusele ja talvel suusaradadest 320 m kaugusele. Kaugus häiringuni võib olla väiksem, kui elupaiga ja häiringuobjekti vahele jääb taimestikust barjäär (Coppes, et.al 2017). Viimati mainitud artiklis soovitatakse kaitsevööndit 400 m diameetriga häiringuallikast ehk 200 m häiringuallika servast. Seega kaitsevööndi ulatust soovitatakse häiringu allikast lähtudes, mitte elupaiga ümber.

Meetmed:
• põhjendatud on kaitsekorra leevendamine ja viimispiirangute (järk-järguline) kaotamine metsise mängualadelt vastavate kaitse-eeskirjade muutmisele, va kohad, kus häirimise (külastatavuse) tõenäosus on teadaolevalt suur
• teostada viibimispiirangute kaotamise tulemuslikkuse seiret.

5.5 Kliimamuutused (pj10)

Ohuteguri tähtsus: ebaselge (teadmata)

Euroopa haudelindude kliimaatlase (Huntly et al 2007) järgi prognoositakse 21. sajandiks metsise taandumist Eestist levila nihkumise tõttu põhjapoole. Samas tuleb arvestada, et eelpool nimetatud töös ei ole arvestatud elupaikade kvaliteedi ja säilenõtkusest (resilence) tuleneva kliimamuutusi leevendavatest mõjudega.

Sarnaselt teiste kanaliste vastkoorunud poegadele, puudub ka vastkoorunud metsisetibudel termoregulatsiooni võime ehk nad ei ole võimelised säilitama iseseisvalt normaalset kehatemperatuuri jahedal perioodil. Seega on nad elu esimestel nädalatel tundlikud külma ja vihmase ilma suhtes ning sõltuvad neid soojendavast emalinnust (Potapov, Sale 2013). Seega, külma ilma perioodil peavad nad rohkem aega veetma emalinnu tiibade all sooja säilitamiseks, kuid sooja ilmaga on võimalik pikemat aega toituda. Šotimaa uuringute (Moss et al., 2001) tulemusel on järeldatud, et metsise pesakonnad olid suuremad, kui aprilli alguse, mai lõpu ja juuni alguse temperatuurid olid kõrgemad ja sademeid vähem. Hilisemas uuringus on leidnud kinnitust, et sigimisedukus on kõrgem kui juuni kuu on kuivem (Baines et al 2016). Šotimaa metsise arvukuse languses on lisaks suurenenud kiskluse survele oluliseks teguriks juuni ilmastiku muutumine jahedamaks, märjemaks ja ettearvamatumaks. Norras on pikaajalise uuringu raames seoses kliima soojenemisega vaadeldud metsakanaliste sigimisedukuse paranemist (Wegge, Rolstad 2017).

Kuigi Ludwig et al. (2006) on oletanud, et varasemad kevaded võivad Soome uuringute põhjal ebasoodsalt mõjutada pesitsemise edukust tedrel varasema paaritumise ja sellest tulenevalt varasema tibude koorumise tõttu toiduvaesel ajal, ei leidnud see seisukoht kinnitust Norra pika-ajalise uuringu tulemustes (Wegge, Rolstad, 2011). Pigem on peale tibude koorumist keskmise temperatuuri tõus juunis soodustanud tibude üldist seisundit ning pesitsusedukus on suurenenud. Küll aga seostatakse metsise vanade emaslindude (ja tedrel nii isas- kui ka emaslindude) negatiivset arvukuse trendi lume paksuse vähenemisega soojadel talvedel ja varasema lume sulamisega, kuna mõlemad liigid on kohanenud lumes ööbimiseks. Soojemate talvede tõttu jäävad ka kanakullid Norras sagedamini talvituma ning seega suureneb surve tedrele ja metsise emaslindudele (Wegge, Rolstad, 2011). Analüüsides kanaliste arvukuse pikki aegridasid Norras, leiti, et sigimise edukust mõjutab eelkõige temperatuur eelmisel või kahel eelmisel suvel (Selås et al 2010).

Kokkuvõtvalt on kliimamuutuste mõjude roll ohutegurina Eesti tingimustes veel ebaselge ning vajab selgitamist (selgub eeldatavasti nn KATUS projekti raames, vt täpsemalt meetmetest).

Meetmed
• jätkata kliimamuutuste mõjude uuringutega (KATUS 2021-2023 projektis7 on metsis üheks sihtliigiks) ning rakendada uuringute tulemusi kliimamuutuste mõjudest tulenevate negatiivsete mõjude leevendamiseks;
• kaitsta ja tervendada metsise elupaikasid (vt ptk 6) ja jätkata kiskluse ohjamise mõjude selgitamisega erinevates metsisemaastikes koos tulemuslikkuse hindamisega, need meetmed aitavad suurendada metsise säilenõtkust muutuva kliima oludes;
• asurkonna sidususe säilitamine, selleks liikumiskoridoride säilitamine tuumalade ja astmelaudade vahel.

6. KAITSE EESMÄRK

Metsise kaitse lühiajaliseks (5 aastat) kaitse-eesmärgiks on:
• Asurkonna üldarvukus (mängivate kukkede arv EELISe andmetel viimase vaatluse alusel 1285, arvukushinnang ligikaudu 1500 (1365-1665) isaslindu) on viimase 12 aasta andmete põhjal (lühike arvukuse trend) stabiilne ja tuumaladel asuvate osade lokaalasurkondade arvukus on tõusnud,
• metsise levik (10x10 km ETRIS ruudustikus) ei ole viimase 12 aasta andmete põhjal ahenenud (praegu olemas 186 ruudus),
• metsise elupaikade (tuumalade ja astmelaudade) vaheline sidusus on säilinud (kooskõlas joonisega 4).
Metsise kaitse pikaajaliseks (15 aastat) kaitse eesmärgiks on liigi soodsa seisundi (LC) saavutamine Eestis lähtudes Rahvusvahelise Looduskaitseliidu (IUCN) piirkondlikest ohustatuse hindamise kriteeriumitest. Selleks on vaja metsise arvukus hoida Eestis vähemalt praegusel tasemel, säilitada praegune leviku ulatus ja asustatav pindala (metsise elupaikade pindala EELISes on … ha). Optimistlikuks eesmärgiks on ligikaudu 2000 isaslindu, mille saavutamiseks on vajalik praeguse asurkonna (ligikaudu 1500 kukke) suurenemine kolmandiku (500 kuke) võrra.

Kaitse-eesmärkide saavutamiseks:
• on rakendatud meetmeid metsise asurkonna sidususe tagamiseks ja levikupildi säilitamiseks (sh esinduslike elupaikade kaitse alla võtmine tõhusa kaitsekorraga, elupaikade tervendamine sidususe seisukohalt kriitilistel aladel, infrastruktuuride arendamisega kaasnevate hüvitusmeetmete rakendamine),
• on jätkatud teadmise kogumist metsise elupaigavajaduste kohta metsise asurkonna säilitamiseks majandatavates metsamaastikes.

6.1. Liigi võimalikult soodsa seisundi tagamise tingimused

Vastavalt looduskaitseseaduse § 3 lõikele 2 loetakse liigi seisund soodsaks, kui selle asurkonna arvukus näitab, et liik säilib kaugemas tulevikus oma looduslike elupaikade või kasvukohtade elujõulise koostisosana, kui liigi looduslik levila ei kahane ning liigi asurkondade pikaajaliseks säilimiseks on praegu ja tõenäoliselt ka edaspidi olemas piisavalt suur elupaik.

Praktikas kasutatakse liigi soodsa seisundi hindamiseks Rahvusvahelise Looduskaitseliidu (IUCN) kategooriaid ja kriteeriume ja nende piirkondliku rakendamise juhist (IUCN, 2012a, 2012b). Liigi piirkondlik seisund on soodne (kategooria LC), kui liigi seisundit on hinnatud, kasutades IUCN ohustatuse kriteeriume ning liik ei klassifitseeru piirkondlikult ohustatuks (kategooriad CR, EN, VU) ega ohulähedaseks (kategooria NT). Liigi kaitse lõppeesmärgiks on liigi võimalikult soodsa seisundi saavutamine ja selle tagamine ehk Eesti puhul piirkondliku väljasuremisriski vähendamine. Alati pole võimalik saavutada liigi soodsat seisundit Eesti mastaabis ning oluline on rõhutada, et takson võib vajada kaitsemeetmeid ka siis, kui ta ei ole liigitatud ohustatuks.

Metsis kuulub Eestis 2019. aastal läbiviidud piirkondliku ohustatuse hindamise järgi ohustatuse kategooriasse “ohualdis” (VU). Ohustatuse hinnang põhineb asurkonna vähenemise (A) kriteeriumil (3 põlvkonna ehk metsise puhul 18 aastat on arvukuse langus >30 %) ja C1 kriteeriumil (vähem kui 10 000 suguküpse isendiga asukonna arvukuse langus 3 põlvkonna vältel on suurem kui 10%). Sellest tulenevalt on metsise piirkondliku soodsa seisundi saavutamiseks vajalik eelkõige peatada arvukuse langus ning tagada, et leviku ulatus ja asustatav pindala ei väheneks.

Metsise riikliku seire alusel on isaslindude arvukuse pikaajaline trend (1980-2019) mõõdukas languses. Perioodil 1980-2019 hinnati asurkonna arvukuse trendiks keskmiselt -1,4% aastas ja loendatud mängudes leiti isaslindude arvukus olevat langenud keskmiselt 56%. Alternatiivsete arvukusmudelite sobitamisel ja analüüsil jõuti tõdemuseni, et metsise isaslindude arvukus on viimase 25 aasta jooksul olnud languses, milles esinevad perioodilised, kiire kuid lühiajalise (2-4 aastat) arvukuse tõusuga tsüklid (Keskkonnaagentuur 2019a). 2022. aasta riikliku seire alusel (Keskkonnaagentuur 2023) täheldati enam kui 14% suurust arvukuse vähenemist vähem kui 5 aasta jooksul.

Minimaalseks eesmärgiks on metsise arvukuse languse peatamine ja hoidmine järgmise 18 aasta jooksul Eestis ligikaudu 1500 (1365-1665) kuke tasemel ja ühtlasi praeguse leviku ulatuse ja asustatava pindala säilitamine, mis võimaldab klassifitseerida metsise Eestis kategooriasse “soodsas seisundis” (LC). Juhul kui metsise arvukuse trend on lähikümnendil tõusev, on eesmärk võimalik saavutada varem. Soodsa seisundi saavutamist toetab ka metsise paikne eluviis – seisund ei sõltu rändeteedel ja talvitusaladel avalduvatest surveteguritest. Teisest küljest tuleb arvestada, et polügaamsetel liikidel (nagu metsis) muudab paarumises osalevate isaslindude väike osakaal populatsiooni efektiivse suuruse palju väiksemaks kui monogaamsetel liikidel (Mäki-Petäys 2007). Kaitsekorralduslikult peaks ilma tugihooldeta (ilma spetsiaalse kaitseta) pika-ajaliselt püsiva asurkonna suurus olema vähemalt 5000 paari (Lõhmus 2001b). Arvestades metsise polügaamsust ja naaberasurkondades toimuvat arvukuse langust (Läti, Venemaa), peaks metsise efektiivne asurkond Eestis olema eeldatavalt veelgi suurem, mis tähendab, et metsise soodsa seisundi saavutamisel praeguse üldarvukuse juures on seisundi hoidmiseks vaja ka tulevikus jätkuvalt rakendada erinevaid kaitsekorralduslikke meetmeid ja hoida liiki kaitsealuste liikide nimekirjas.

Metsise asurkonna suuruse soodsa seisundi võrdlusväärtuseks (favorable reference value) on Eestis 2021. aastal metsise konsortsiumi poolt kokkulepitud 2000 mängivat kukke. Sellise arvukuse juures ei ole eeldatavasti vaja täiendavaid aktiivseid kaitsekorralduslikke meetmeid rakendada.

Metsise retrospektiivsete uuringute järgi on kõige tõhusamaks kaitsemeetmeks Eesti tingimustes osutunud suured kaitsealad loodusmaastikes, kuhu jääb ca pool EELIS-sse kantud metsise elupaikade pindalast ja ca 60% mängivatest kukkedest (Lõhmus et al 2017, Keskkonnaagentuur, 2017, 2018). Uute suurepinnaliste kaitsealade loomine metsise kaitseks ei ole Eesti tingimustes enam reaalne (“kergelt kättesaadavad viljad” on juba nopitud), küll on võimalik metsise seisundi parandamiseks täiendada olemasolevate kaitsealade kaitsekorda (eriti sidususe seisukohalt tähtsate alade) ja tervendada kaitsealadele jäävaid olemasolevaid ja potentsiaalseid metsise elupaiku. Suurte kaitsealade (eelkõige linnualade puhul, mille kaitse-eesmärgiks on metsis) vahetus läheduses (kuni 10 km) olemasolevad ja kavandatavad elujõulise mänguasurkonnaga püsielupaigad on mõistlik liita ajapikku kaitsealadega, moodustades ühtsed kaitsekorralduslikud tervikalad.

Eelkõige leviku ulatuse ja asustatava pindala hoidmiseks on vaja tähelepanu pöörata ka metsisemaastikele, kus domineerivad majandusmetsad. Metsisele vajalikke ökoloogilisi tingimusi majandusmetsades tuleb vaadelda, lähtudes eelkõige kahest ruumimõõtmest – mängupaiga mastaabist (maksimaalselt ala raadiusega kuni 1 km mängu tsentrist pindalaga kuni 300 ha) ja sigimiselupaiga mastaabist (metsise isendi või mänguasurkonna ellujäämiseks vajalikke tingimusi pakkuv ala raadiuses 1 kuni 3 km mängu tsentrist pindalaga kuni 2800 ha). Kõige olulisemaks tingimuseks on kogu alal metsisele potentsiaalselt sobivate vanade metsade (vanus ≥80 aastat) säilitamine metsise poolt eelistatud kasvukohatüüpides ning mustika levikut ja arvukust suurendavate metsamajandusvõtete rakendamine ja selleks esinduslike (mängus enam kui 3 kukke) elupaikade kaitse alla võtmine riigimaal üldjuhul kogu elupaiga ulatuses ja eramaal otstarbekas ulatuses (vt täpsemalt ptk 6.3) ning riigimaal kõigi mängupaikade kaitse. Vanad, reeglina toitainetevaeste kasvukohatüüpide metsad säilitavad metsisele kvaliteetse toidubaasi kogu aasta vältel, siirdesoo kasvukohatüüpide männikud ja mustikaga seotud kasvukohatüübid on vajalikud toitumisalad pesakondadele. Oluliseks näitajaks on ka vanema metsa protsent metsise elupaigas (vähemalt 50% vähemalt 60 aastast metsa).

Kui senine metsise kaitse oli eeskätt suunatud mängupaikade hoidmisele, siis tulenevalt uuemast teabest on muudetud senist kaitsestrateegiat eesmärgiga tagada metsisele oluliste elupaikade ja nende sidususe säilimine lähtuvalt nende aastaringsest vajadusest. Erilist tähelepanu tuleb pöörata pesakondade toitumisaladele, kuna suviste elupaikade levik on rohkem limiteeritud kui talviste (Storch 1993, 1994, 1997, 2003 jt). Metsise populatsiooni taastamisel peetakse oluliseks leviala suurendamist parema omavahelise sidususe tekkimiseks. Metsise metapopulatsiooni elujõulisuse saavutamiseks tuleb tähelepanu pöörata ka olemasolevate mängukohtade vahel mõistlikus kauguses (ligikaudu kümmekond km) asuvate astmelaua-alade säilimisele ka juhul, kui metsised neid tegelikult püsivalt ei asusta. Viimaste säilimine võib tagada metsise levimise uuesti endistesse elupaikadesse, kust nad kunagi kadusid (Graf et al., 2004).

Esmaseks võimaluseks on tagada metsise elupaikade kaitse valdkonna eest vastutava ministri poolt kehtestatava püsielupaikade võrgustiku kaudu. Edaspidi saab kaaluda püsielupaikade liitmist piirnevate või lähistel asuvate kaitsealadega. Täiendavaks võimaluseks on riigimaal mängupaikade vabatahtlik (automaatne) kaitse koos maastikupõhise metsamajanduse planeerimisega, mille oluliseks osaks on oluliste liikumiskoridoride ja asmelaua-alade säilitamine (vt joonis 4). Seejuures on oluline täiendada ja täpsustada RMK metsise kaitsestrateegias aastani 2030 kirjeldatud meetmeid ja seirata nende täitmist (Riigimetsa Majandamise Keskus 2020).

Arvestades, et metsise (jt kanaliste) arvukuse negatiivse trendi üheks põhjuseks on kisklussurvest tingitud madal sigimisedukus, siis on soovitatav metsisemaastikes paiknevates jahipiirkondades soodustada väikekiskjate küttimist ning soovitatav on vältida metssigade lisasöötmist ka väljaspool kaitstavaid alasid asuvates elupaikades.

6.2. Elupaiga määratlemise ja EELISEsse kandmise põhimõtted

EELISes olev metsise elupaik hõlmab metsise poolt enim kasutatavat ala, mis koosneb 1 kuni 3 km raadiuses ümber metsise mängupaiga tsentri olevast, metsisele sobivast metsaalast, mis piiritletakse elupaiga prognoosmudeleid ja prioriseerimise tulemusi (EOÜ, 2021) arvestades terviklikuks alaks (elupaigaks). Metsise elupaiga moodustamise aluseks on metsise mängupaik, mis määratletakse EELISes elupaiga alamobjekti(de)na (nn alamkirje). Ühes elupaigas võib olla mitu metsisemängu. Seega on metsise elupaiga määramisel põhialuseks liigi esinemine loendusüksuses ehk metsisemängus. Metsise elupaiga pindalaline piiritlemine toimub Keskkonnaameti või Keskkonnaagentuuri (riikliku seire andmete alusel) poolt. Metsise elupaiga piiritlemisel tuleb arvesse võtta alljärgnevaid asjaolusid.

1. Mängupaiga piiritlemine. Metsise mänguloendusel kaardistatud mängivate kukkede asukohapunktide põhjal leitakse mängu keskpunkt, mille ümbruses analüüsitakse kuni 1 km raadiuses metsise mänguaegseks elupaigaks (nii mängimiseks kui ka mänguperioodil veebruarist mai keskpaigani puhke- ja toitumisaladeks) sobivat metsaala. Mänguala piiritlemisel on soovitatav kasutada metsise mängualaks potentsiaalselt sobivaid elupaigamudeleid (Leivits, 2012a, 2021) ning arvestada metsakorraldusandmetega (puistu vanus, kasvukohatüüp, enamuspuuliik, vt täpsemalt järgmisest punktist). Piiritlemisel võib arvestada ka mängu suurusega – väikeste nn satelliitmängude piiritlemisraadius võib olla väiksem. Mängupaiga optimaalne pindala on reeglina 200-300 ha, kuid see sõltub mängupaigaks sobiva metsakoosluste (kasvukohatüüpide) ulatusest (abiks saab kasutada prognoositud mänguelupaiga mudelit, vt täpsemalt järgmisest punktist). Reeglina korrigeeritakse mängupaiga piire peale seire toimumist (riiklik seire toimub üldjuhul igal kolmandal aastal) Keskkonnaagentuuri poolt. Mängupaiga välispiiri piiritlemisel on soovitav kasutada looduses tuvastatavaid joonobjekte (sihid, teed, kraavid) ja metsaeraldiste piire jms.

2. Elupaiga piiritlemine. Potentsiaalse mänguaegse elupaiga prognoosmudel kirjeldab ja ennustab mängupaika, kuid mitte otseselt suviseid, sügisesi ja talviseid elupaiku. Samas on prognoositud mängupaiga pindala ja mängu suuruse vahel tugev seos ka 2 ja 3 kilomeetri tsoonis (Leivits, 2012b, 2021) ning seetõttu saab ka mängupaiga mudeleid kasutada ka metsise elupaiga määratlemisel mängukeskme ümber jääval alal, kuhu jäävad ka metsisekanade sigimisalad (pesakondade toitumisalad). Pesakondade elupaikade prognooskaardi (Leivits 2021) modelleerimisel kasutati andmebaasidest (PlutoF, LVA) päritud vaatlusi metsise pesakondadest, mitmete seiretööde käigus ja metsise pesakondade otsimiseks korraldatud talgute (nn kanatalgud) käigus registreeritud vaatlusi pesakondadega metsise kanadest ning keskkonnamuutujaid (metsakasvukohatüübid, LiDAR-andmetest tuletatud taimkatte katvust ja maksimaalset kõrgust ning satelliit Landsat 8 OLI-sensori tagasipeegeldusarve kolmes lainealas). Mudelis osutusid kõigist metsakasvukohtadest pesakondadele olulisteks: raba (Rb), sinika (Sn), siirdesoo (Ss), madalsoo (Md), lodu (Ld), osja (Os) kasvukohatüübid. Kasvukohatüüpidest on oluline elupaika piiritleda siirdesoo, madalsoo, raba, kõdusoo, sinika, karusambla, karusambla-mustika, mustika, jänesekapsa-mustika ja pohla metsakasvukohatüübid (Eesti Ornitoloogiaühing 2021, Ojaste 2021). Samas ei välista nende kasvukohatüüpide puudumine metsa elupaika piiritlemist ja kasvukohatüübiga sama oluline on metsa vanus. Metsise mängupaik ja seda ümbritsevad vanad (80 aastat või vanemad) ja eranditult kõik väga vanad (120 aastat ja vanemad) metsad (soovitavalt metsatuka pindalaga vähemalt 10 ha) peab mängu keskmest kuni 3 km raadiuses piiritlema kindlasti elupaika. Alla 40-aastaseid metsi, sh lageraielanke, ja lagerabasid on elupaika soovitav hõlmata juhul, kui need paiknevad tervikliku elupaigalaigu sees, samuti kui tegu on soometsadega (ka kuivendatud turbamaadel kasvavates metsades). Väljaspool 1 km raadiust (üldjuhul mängupaik) tuleb tagada mustikaga seotud kasvukohatüüpide alalhoidmine ning nende omavahelise ruumilise sidususe säilimine. Mustikaga seotud kasvukohatüübid on olulised toitumisalad pesakondadele. Suuremad kui 10 ha lagesood ja seisuveekogud on soovitatav elupaigast välja arvata. Haritav maa, õuemaad, maanteed jm pideva inimmõjuga alad arvatakse samuti elupaigast välja. Elupaiga nimetamisel võtta võimalusel aluseks Natura 2000 võrgustiku linnuala, kus elupaik asub, nimi.

Elupaiga piiritlemisel on vaja arvestada suviseid, sügisesi ja talviseid elupaiku, lähtudes parimatest teadmistest metsise aastaringsest elupaigakasutusest. Elupaiga piiritlemisel on soovitav abivahendina kasutada Zonation analüüsi kaardikihti, mille pikslite järjestusväärtus on suurem kui 0,75 (Leivits 2021). Eriti oluline on elupaika hõlmata siirdesoomuldadel kasvavaid männienamusega puistusid, mis on metsisepesakondade olulisteks toitumisaladeks. Metsise elupaika arvatakse mängu keskmest 1-3 km kaugusel asuv, valdavalt sobivate metsa kasvukohatüüpidega või vana metsaga hõlmatud ala. Kaitstaval alal võib elupaik ulatuda ka kaugemale kui 3 km riigimaal sobiva elupaiga olemasolul. Üle 3 kukega mängu puhul tuleb elupaik piiritleda soovitavalt 2-3 km kaugusele mängu keskmest, kuni 3 kukega mängu puhul reeglina 1-2 km kaugusele mängu keskmest. Kui elupaika ei ole võimalik mingis ilmakaares nimetatud ulatuses piiritleda, siis võib elupaiga piiritleda laiemalt muus ilmakaares sobiva elupaiga ulatuses nii, et elupaiga pindala oleks üle 3 kukega mängu puhul vähemalt 3000 ha (2 km raadiusega ringi pindala) ja alla 3 kukega mängu puhul vähemalt 1200 ha (1 km raadiusega ringi pindala). Juhul kui mängupaik asub tuumalale servas, kus tuumala välisservast kuni 10 km kauguseni puuduvad asustatud mängud, võib piiritletava elupaiga ulatust selles suunas vähendada (eelkõige eramaadel) ja suurendada elupaiga ulatust suunas, kus paiknevad mängualad. Mängu suuruse klassifitseerimisel (suured ja väikesed mängud) tuleb arvestada kanalistele iseloomuliku arvukuse tsüklilisusega (Linden 1989; Lindström 1994, Lindström et al 1995, 1996, 1997). Metsise puhul (nagu teiste metsakanaliste puhul) on Põhja-Euroopas ühe arvukuse tsükli pikkus 6-7 aastat (Linden 1989, Lindström 1994, Lindström et al 1995, 1996), kusjuures tuleb arvestada, et seoses kliimamuutustega on metsakanaliste arvukuse tsüklilisuse (sh tsükli pikkuse) ennustatavus muutunud väiksemaks (Ludwig et al 2005). Eelnevast tulenevalt arvestatakse kukkede arvuks vastava mängu viimase 12 aasta (keskmiselt kaks arvukuse tsüklit) suurimat loendatud arvukust, kusjuures mängupaigas peab olema sel perioodil tehtud vähemalt 2 loendust. Esmaleiu korral võetakse arvesse esmaleiu andmeid. Üks elupaik võib hõlmata mitut lähestikku paiknevat mängu, sest nii DNA põhised uuringud kui telemeetria uuringud on näidanud, et kuked (eelkõige noored) külastavad sageli piirkonnas mitmeid mänge ning ka kanade puhul külastatakse sageli mitmeid erinevaid mänge. Samuti võib lähestikuste mängude puhul olla keeruline otsustada, kas tegu on kolimisega, suurema mängu lagunemisega mitmeks väiksemaks või mitme väikse mängu koondumisega ühte suurde. Elupaiga piire muudetakse, kui mäng „kolib“ väljapoole elupaika või liiga elupaiga serva, mistõttu võib olla vajalik elupaiga piiri korrigeerimine, või kui mängu suurus on oluliselt muutunud, võrreldes elupaiga piiritlemise ajaga. Kui elupaiga lähistelt leitakse uus mäng (kuni 3 km), siis liidetakse see üldjuhul olemasoleva elupaigaga. Elupaiga piiritlemisel arvestatakse nende olemasolul uuringute (sh telemeetria, modelleerimise), inventuuride ja mitmesuguste seirete raames kogutud andmete ja teadmistega. Metsise mänguasurkonna aastaringse elupaiga optimaalne suurus elujõulise mänguasurkonna puhul on 2000 – 3000 ha.

Elupaiga piiritlemisel tuleb kasutada looduses tuvastatavaid joonobjekte (sihid, teed, kraavid) jms, kui vähegi võimalik, siis metsaeraldiste piire. Elupaiga võib piiritleda ka lahustükkidena (näiteks pesakondadele sobivate aladena), jättes elupaigast välja ulatuslikud metsisele ebasobivad alad.

3. Metsise arvukuse hindamine elupaigas. Metsise mängude seirest laekuv ning muu mängude loendusega seonduv vaatlusinfo seotakse vastava mängupaigaga (liigi leiukoht, mille elupaiga kasutus on määratletud kui "mängupaik" ehk nn alamkirje). Reeglina tuleb seires loendada samal aastal kõik EELISes ühe elupaiga piiresse jäävad mängupaigad. Sel juhul on elupaiga juurde lisatav arvukuse info kõigi elupaika jäävate mängupaikade arvukuste summa. Juhul kui elupaigas asuvate mängupaikade loendamine samal aastal ei ole võimalik või mingil põhjusel on loendus tehtud vaid elupaigas asuvas ühes mängupaigas, siis tuleb elupaigale vaatluse lisamisel järgida järgnevat protseduuri.

1. Olukorras, kus ekspertteadmise põhjal on veendutud, et erinevate mängude erinevatel aastatel sooritatud loenduste näol ei ole tegu ühe ja sama mängupaiga kolimisega, kantakse elupaiga vaatluse juurde arvukusinfo, mis on kõikide elupaigas asuvate mängude viimase kehtiva vaatluse summa.
2. Olukorras, kus ekspertteadmiste põhjal on veendutud, et erinevate mängude erinevatel aastatel sooritatud loenduste näol on tegu ühe ja sama mängu kolimisega, kantakse elupaiga vaatluse juurde arvukusinfo viimati loendatud mängupaiga viimase kehtiva vaatluse põhjal (asukoht, kuhu mäng kolis).
3. Muudel juhtudel jäetakse elupaiga arvukusinfo uuendamata.

Kolimiseks loetakse olukorda, kus vaadeldavas mängupaigas mängu ei toimu, kuid samal kevadel leitakse uus mäng kuni 2 km kauguselt vanast mängukohast, kusjuures arvestatakse nii mängupaigaks sobiva elupaiga iseloomuga piirkonnas kui ka varasema mängupaiga suurusega. Kõikvõimalikke mängupaiga asukoha muutuseid, mis jäävad alla 2 km, käsitletakse kui nihkumisi ning nende puhul uuendatakse vaid mängupaiga piire (mängu nimi ja id-kood jäävad samaks). Metsise vaatlusi (sh mängivate kukkede täpsed asukohapunktid, pesakondade ja kanade asukohad) säilitatakse EELIS-e loodusvaatluste (LVA) moodulis.

Metsise elupaik arhiveeritakse EELISest järgmistel juhtudel:
• väljaspool metsise tuum- ja astmelaua-alasid asuva metsise elupaiga võib arhiveerida, juhul kui vähemalt 7 aastasel perioodil ei ole metsist ega metsise tegevusjälgi alalt leitud, kusjuures kõiki elupaika jäävaid mänge on loendatud vähemalt 2 korral;
• tuum- ja astmelauaaladel asuva metsise elupaiga võib arhiveerida, juhul kui vähemalt 12 aastasel perioodil (kahe põlvkonna vältel) ei ole metsist ega metsise tegevusjälgi alalt leitud, kusjuures kõiki elupaika jäävaid mänge on loendatud vähemalt 3 korral. Natura 2000 alade võrgustikku kuuluval kaitstaval alal, mille kaitse-eesmärgiks on metsis, ja metsise püsielupaikades tuleb rakendada metsise elupaiga tervendamise meetmeid ja/või kiskjate ohjamist, kui see on võimalik, et võimaldada elupaiga taasasustamist metsise poolt;
• Kui elupaik on hävinud või ebatäpselt määratletud (vale asukoht).

6.3. Kaitstava ALA moodustamise ja piiritlemise kriteeriumid, SOBIV KAITSEKORD

6.3.1 Üldised põhimõtted

Soomaal 2013 - 2016 RMK poolt rahastatud kompleksuuringu järgi (Lõhmus, 2016) on metsise arvukuse languse peatamiseks Eestis vajalikud kahte tüüpi lahendused:
– suured vähese inimmõjuga ja suurkiskjate poolt asustatud kaitsealad,
– maastiku mastaabis toimuv kompleksne metsise elupaiganõuetega arvestav sihtotstarbeline majandamine.

Maastiku mastaabis sihtotstarbeline metsamajandamine peab sisaldama nii sigimise seisukohalt kriitiliselt oluliste elupaikade (mängupaigad, pesakondade toitumisalad, sulgimiseks ja talvitumiseks sobivad puistud) pika-ajalist säilitamist ja tervendamist kui ka maastikutasemel spetsiaalseid meetmeid kiskjate arvukuse reguleerimiseks. Kriitiliselt oluliste elupaikade hoidmiseks kuulub selle lähenemise meetmete hulka ka püsielupaikade moodustamine elupaiga sobivuse pikemaajaliseks tagamiseks metsisele.

Metsise retrospektiivsete uuringute järgi on nii Eestis kui kogu Baltikumis metsise kaitseks kõige tõhusamaks kaitsemeetmeks suured loodusmaastikes paiknevad range kaitserežiimiga kaitsealad. Eestis asub pool EELISesse kantud metsise elupaikade pindalast ja ca 60% mängivatest kukkedest (Lõhmus et al 2017, Keskkonnaagentuur, 2017, 2018) kaitsealadel, mis on enamasti ka Natura võrgustikku kuuluvad linnu- ja loodusalad. Samuti kinnitavad seireandmed, et suurte kaitsealade vahetus läheduses (kuni 5 km kaugusel) asuvates püsielupaikades on metsise arvukuse langus olnud aeglasem kui asurkonnas tervikuna (Keskkonnaagentuur, 2017). Suurte kaitsealade osakaalu Eesti metsiseasurkonna säilitamisel on võimalik suurendada:
• liites suurte kaitseala (eelkõige linnualade, mille kaitse-eesmärgiks on metsis) naabruses (kuni 10 km) paiknevaid väärtuslikud metsise elupaigad kaitsealadega ühtseks kaitsekorralduslikuks tervikuks;
• suurte kaitsealade tsoneeringu ja kaitserežiimi muutmisel arvestada metsise elupaiganõuetega, tsoneerides metsise poolt eelistatud elupaigad terviklikes ja ulatuslikeks sihtkaitsevöönditeks;
• kaitsealal asuvate metsise elupaikade tervendamine. Loodusdirektiivi elupaikade
• tervendamise kavandamisel ja elluviimisel on vajalik arvestada metsise elupaiga säilitamise ja tervendamise vajadustega (vt lähenemist liigikaitseliste dilemmade lahendamiseks Remm et al 2019). Juhul kui kaitstaval alal asuvad metsise elupaiga vajavad tervendamist, on otstarbekas need tsoneerida sihtkaitsevööndisse.

Mängupaikade senine kaitse majandatavatel maastikel suhteliselt väikeste püsielupaikade moodustamise teel ei ole mitmel põhjusel olnud piisav kohalike mänguasurkondade säilitamiseks, sest nii sigimisalad kui ka kukkede kodupiirkonnad on valdavalt nendest aladest väljaspool ning samuti meelitavad majandusmaastikku kinnistatud mängud ligi kiskjaid (Oja et al 2018). Eesti metsisepopulatsiooni seisund on tundlik sigivustasemele, mida vahetult määrab esmajoones pesarüüste. Tõenäoliselt on pika aeglase arvukuslanguse põhjuseks napilt alla taastootmistaseme püsinud produktiivsus, mida võivad tasakaalustada nii üksikud väga head sigimisaastad kui ka keskmise produktiivsustaseme suhteliselt väike tõstmine. Need eesmärgid võivad olla saavutatavad ka pesarüüstet kompenseerivate võtetega (s.t mitte tingimata rüüstetaseme enda alandamisega), nt elupaikade kvaliteedi tõstmise abil, arvestades metsade majandamisel maastikutasemel metsise elupaigavajadusi (sh näiteks üle 60 aastase metsa % elupaigas) ning tervendades metsise jaoks kriitilisi elupaiku. Soomaa uuringutest selgus, et metsise peamiseks elupaigaks loodusmaastikes on siirdesoomännikud (Lõhmus, 2016) ning nende ökosüsteemide jätkusuutlikkus on tõenäoliselt enamiku mänguasurkondade säilimise eeldus. Esimeses kuivendusjärgses metsapõlvkonnas metsise elutingimused niisugustel aladel alati ei halvene (võivad isegi paraneda), aga kriitiliselt oluline ja ebapiisavalt teada on pikaajaline dünaamika, eriti majandusmaastikes, kus kuivendussüsteeme hooldatakse ning puistute tüüp ja struktuur eeldatavasti muutuvad raiejärgselt tugevasti.

Püsielupaikade võrgustiku eesmärgiks on aidata ühe kaitsemeetmena kaasa metsise asurkonna soodsa seisundi tagamisele lähtudes nii asurkonna demograafilisest üldseisundist kui ka arvestades ruumimastaapidega tagades metsise levikupildi säilimise. Püsielupaikade kaitsekorralduses on vajalik järgida kohanemisvõimelise looduskaitsekorralduse põhimõtteid, ehk võtta arvesse muutuvaid looduslikke olusid ja paranenud teadmisi ja vastavalt sellele korrigeerida nii püsielupaikade kaitsekorda kui vajadusel ka piire ning tsoneeringut

Arvestades metsise elupaiga suurt ulatust (kuni 3 km mängukeskmest), on lisaks piisavalt suurte alade kaitse alla võtmisele vajalik rakendada metsise elupaikade kaitseks ka vabatahtlikke meetmeid (maastiku mastaabis toimuv kompleksne sihtotstarbeline majandamine, mis arvestab metsise elupaiganõudlusega), keskendudes eeskätt astmelaudadele ja olulistele liikumiskoridoridele riigimaadel (vt joonist 4). Seoses sellega on oluline täiendada ja täpsustada RMK metsise kaitsestrateegias aastani 2030 kirjeldatud meetmeid ja seirata nende täitmist (Riigimetsamajandamise Keskus 2020). Lisaks tuleb koostada juhised maaomanikele metsade majandamiseks kaitse all mitteolevates metsise elupaikades. Lisaks metsise elupaikade säilitamisele on kriitilise tähtsusega ka elupaikade vahelise sidususe säilitamine, mille puhul on oluline tuumalade vaheliste astmelaua-alade kaitse ning vältida nende vahel levikutõkete (barjääride) teket ka eramaadel, milleks on näiteks tuulepargid, suure liiklusega teekoridorid jms, millega kaasneb ulatuslik metsamaa raadamine. Levikukoridorides võib jätkuda tavapärane metsamajandus, mis ei takista liikumist elupaigalaikude vahel, kuid vähemalt 2 km laiusel liikumiskoridori alal tuleb säilitada metsamaa ja vältida raadamist. Juhul kui infrastruktuuri objektide rajamine on vältimatu ja alternatiivid puuduvad, tuleb rakendada sidususe säilitamiseks leevendus- ja hüvitusmeetmeid.

Väljaspool tuum- ja astmelauaalasid asuvad metsise püsielupaigad võib kaitse alt välja arvata siis, kui metsise elupaik on arhiveeritud kooskõlas ptk-s 6.2 antud suunistega. Tuum- ja astmelauaaladel võib püsielupaiga kaitse alt välja arvata üldjuhul siis, kui on rakendatud elupaiga tervendamise meetmeid ja seejärel on siiski veendumus, et metsis ei naase sellele alale. Metsise püsielupaiga kaitse alt välja arvamine tuum- ja astmelaua aladel peab lähtuma ekspertarvamusest, kusjuures ekspert peab arvesse võtma vähemalt järgmisi punkte:
• vähemalt 12 aastasel perioodil ei ole metsist ega metsise tegevusjälgi alalt leitud, kusjuures kõiki elupaika jäävaid mänge on loendatud vähemalt 3 korral,
• rakendatud on metsise elupaiga tervendamise meetmeid ja/või kiskjate ohjamist, kui see on võimalik, ning metsis pole naasnud alale tervendamise mõjude ilmnemise järel (üldjuhul 6-12 aastat),
• elupaiga tervendamise meetmete rakendamine pole otstarbekas, arvestades elupaiga väga madalat kvaliteeti (sh kuivenduse mõju ulatust, vanametsa osakaalu, taristu mõjusid jm), tervendamise kuluefektiivsust ja taasasustamise potentsiaali.

6.3.2 tsoneerimine
Metsise populatsiooni seisukohast on oluline tagada kõikide viimase 12 aasta jooksul järjepidevalt asustatud (vähemalt kahel seireaastal), vähemalt 3 kukega mängupaiku mängude alal asuvate hõlmavate elupaikade kaitse sõltumata nende paiknemisest leviku tuumalade suhtes. Kaitse alla võetakse sellist elupaikade puhul kas püsielupaigana või kaitseala laiendusena:
• metsise mängupaik üldjuhul tervikuna sõltumata maaomandist,
• metsise mängupaika ümbritsev elupaik kompaktsena, eelistades riigimaid ja nende vahel olevaid eramaid.

Olulised on ka kaasnevad väärtused (kaitstavate ja ohustatud liikide esinemine, loodusdirektiivi metsaelupaigatüüpide ja metsavajakute (laane-, salu-, soovikumetsad) esinemine).

Vähemalt kolme kukega mängude puhul tuleb metsis seada kaitstava ala kaitse-eesmärgiks. Nii kaitsealadel (sh linnu- ja loodusaladel), mille kaitse-eesmärgiks on metsis, kui metsise püsielupaikades tuleb metsise terviklikud elupaigad vähemalt riigimaa osas tsoneerida sihtkaitsevööndisse, eramaadel vähemalt mänguala osas, mis võimaldab metsise elupaigas tõhusalt metsa ja looduslikku veerežiimi kaitsta ja elupaiga kvaliteedi parandamiseks rakendada tervendamise meetmeid. Metsise kaitseks moodustatav sihtkaitsevöönd ei tohi seega olla metsise elupaiga ulatuses väiksem kui 1 km raadiuses mängukeskmest (vähemalt 200-300 ha) ja suurem, kui EELISesse kantud metsise elupaik. Kindlasti peavad vanad (80 aastat või vanemad) ja eranditult kõik väga vanad (120 aastat ja vanemad) metsad mängu keskmest 1 km raadiuses olema piiritletud sihtkaitsevööndisse, seda sõltumata kasvukohatüübist ja maaomandist, sest need on elupaigaks nii metsisele kui paljudele teistele kaitsealustele ja ohustatud metsaliikidele, kelle olemasolu tagab ökosüsteemi terviklikkuse. Ühte püsielupaika võib jääda ka mitu sihtkaitsevööndit, kusjuures ajutiselt asustamata mängualasid ei arvata kiirustades kaitse alt välja, sest see võimaldab metsise mängudel vajadusel püsielupaiga sees kolida (vt täpsemalt eelmisest peatükist). Eraldi sihtkaitsevööndi võib moodustada ka metsise elupaigas asuvatele mängudest eraldiseisvalt asuvatele vanadele, esinduslikele metsamaadele, eelistades võimalusel riigimaid, kuna need on kanade sigimisalad ja pesakondade toitumispiirkonnad (soovitavalt minimaalse suurusega 50 ha). Telemeetria andmetel varieerub metsise ühe pesakonna suvine territoorium 50 – 200 ha. Püsielupaigas pesakondadele kriitiliselt olulise elupaiga piisava kaitse vajadusel on oluline arvestada ka mängu suurusega – suurte mängude puhul on vajalik rangelt kaitsta suuremat pindala pesakondade üleskasvatamiseks. Soovituslikul peaks püsielupaika jääma ühe kana kohta vähemalt 100-200 ha poegade üleskasvatamiseks sobivat elupaika.

Sihtkaitsevööndite piiritlemisel kuivendatud turbamaadel tuleb arvestada hüdroloogiliste tingimustega ja sellest tuleneva elupaiga looduslähedasema veerežiimi taastatavusega (teostatavus). Sihtkaitsevööndit piiritledes on vajalik jälgida, et range kaitse alla võetakse hüdroloogiliselt võimalikult terviklik ala, mis aitab tagada elupaiga veerežiimi säilimist ja vajadusel on võimalik ka ala loodusliku veerežiimi taastamine. Sihtkaitsevööndi piiril asuvad kraavid on vajalik piiritleda sihtkaitsevööndisse. See nõue on eriti oluline seni, kuni looduskaitseseaduse alusel pole võimalik piiranguvööndis maaparandussüsteemide hoiutöid reguleerida.

Metsisega jagavad elupaika paljud kaitstavad ja ohustatud liigid, kelle kaitsevajadusega peab tsoneerimisel arvestama, samuti on mõistlik piiritleda loodusdirektiivi I lisa metsaelupaigatüübid ja nn metsavajakute alad vähemalt riigimaadel sihtkaitsevööndisse.

Püsielupaiga seob tervikuks piiranguvöönd. Ideaalne metsise püsielupaiga suurus, mis arvestab lisaks mänguala kaitsega ka metsisekanade sigimisalade kaitsega on kuni 3000 ha. Metsise elupaiga kaitse väljaspool mängualasid paikneval raietega killustatud metsamaal ja killustunud maaomandiga maadel tagatakse osaliselt piiranguvööndina, eelistades riigimaid. Oluline on elupaiga tervikliku kaitse tagamiseks arvata piiranguvööndisse vahetult mänguala serva jäävad alad ja mitme sihtkaitsevööndi korral nende vahelised alad. Üldjuhul ei võeta metsise kaitse eesmärgil kaitse alla väljapoole metsise EELISesse kantud elupaiku jäävaid alasid, va põhjendatud juhtudel hüvitismeetmetena või elupaikade ja astmalaua-alade vahelise sidususe tagamiseks. Püsielupaika ei arvata metsise elupaigaks mittesobivaid kõlvikuid (haritav maa, hoonestatud alad, maanteed, suured veekogud jms).

6.3.3. kaitsekord
Metsise elupaikades tuleb kehtestada metsise püsielupaikade kaitse-eeskirjaga8 analoogne kaitsekord, sh kaitsealadel. Kui metsise elupaikadesse jääb palju eramaid piiranguvöönditena, on otstarbekas lubada väikeste lankidena ka uuendusraieid (vt täpsemalt altpoolt). Püsielupaikades kehtivasse kaitsekorda on otstarbekas teha mõned allpool toodud muudatused.

Sihtkaitsevööndis on kaitse-eeskirjaga vajalik lubada:
1) kaitstava ala valitseja nõusolekul:
• veerežiimi looduslikkuse taastamist 1. augustist 31. jaanuarini ((taas)märgamise teel, st kuivenduskraavide sulgemine eelkõige turbamaadel). Kehtivas kaitse-eeskirjas ajaline piirang sellele tööle puudub, kuid otstarbekas on see lisada, sest niikuinii ei saa muul ajal raiet ja mürarohkeid kopatöid teha lähtudes metsise pesitsusaegse rahu tagamise eesmärgist;
• koosluse kujundamiseks ja liigi elutingimuste parandamiseks kujundusraiet 1. augustist 31. jaanuarini. Kehtivas eeskirjas on sätestatud, et liigi elutingimuste säilimiseks ja parandamiseks vajaliku tegevusena võib püsielupaiga valitseja lubada sihtkaitsevööndis alusmetsa, järelkasvu ja puistu teise rinde harvendamist 1. septembrist 31. jaanuarini. Otstarbekas on võimaldada lubada kujundusraiete lubamist varem, juba augustis, sest  sügisesed vihmad ja talvine külmumata pinnas ei pruugi võimaldada kujundusraiete tegemist pinnast ja alustaimestikku kahjustamata. Lisaks on otstarbekas mitte sätestada eeskirjaga, milliseid kujundusraieid võib teha, kuna teadmised, millised raieviisid metsisele sobivad (on positiivse või neutraalse mõjuga), on alles kujunemisel teaduskatsete pikaajalise seire tulemusena. Kujundusraiete tänapäeval teadaolevad põhimõtted on antud peatükis 7.1, uute teadmiste lisandumisel saab neid tegevuskavas muuta;
2) jahipidamist, välja arvatud 1. veebruarist 31. juulini ning väikekiskjate ja metssigade küttimisel 1. märtsist 31. juulini. Kehtiva kaitse-eeskirja alusel on püsielupaigas lubatud jahipidamine, välja arvatud sihtkaitsevööndis 1. veebruarist kuni 31. augustini. Jahipidamiseks lubatud aega tuleb pikendada, et tõhusamalt küttida metssigu ja ohjata väikekiskjaid, sh nugist, keda on tõhus püüda veebruaris.

Ajalise viibimispiirangu kehtestamine on sihtkaitsevööndis vajalik juhul, kui konkreetsel kaitstaval alal on külastusest tingitud häirimismõju potentsiaalselt suur või on see vajalik samas sihtkaitsevööndis esinevate teiste liikide kaitseks. Metsise püsielupaiga sihtkaitsevööndis viibimispiirangut mitte kehtestada ja selles osas kehtivat eeskirja muuta. Kehtiva kaitse-eeskirja alusel on sihtkaitsevööndis 1. juulist kuni 31. jaanuarini lubatud inimeste viibimine, marjade ja seente korjamine, muude metsa kõrvalsaaduste varumine, välja arvatud Annamõisa püsielupaiga Kopliotsa sihtkaitsevööndis, kus käesolevas lõikes nimetatud tegevused on lubatud aasta läbi.

Piiranguvööndis on kaitse-eeskirjaga vajalik keelata uuendusraied ning:
1) muid raieid võib teha 1. augustist 31. jaanuarini, kusjuures harvendus- ja valikraietel ei tohi metsa täius jääda väiksemaks kui 0,6 ning tagada tuleb männi säilimine peapuuliigina;
2) raie käigus jätta 1 ha kohta vähemalt 2 harvendamata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne,
3) lubada männi puhtpuistute kujundamine.

Kehtiva metsise püsielupaikade kaitse-eeskirja kohaselt on lubatud nii lage- kui turberaied, kavas on uuendusraied keelata, et vältida metsisele sobimatute lagealade teket (vt põhjendusi ptk-st 5.1.3), arvestades muuhulgas ka RMK arengukavas aastateks 2024-20289 seatud arengueesmärki: lõppevad uuendusraied kaitsealade (sh püsielupaikade) piiranguvööndites.

Kui kaitsealal jääb piiranguvööndisse metsise elupaika palju eramaid (vähemalt pool metsise elupaiga piiranguvööndisse arvatud alast), võib rakendada ka leebemat kaitsekorda, eeskätt elupaikades, kus mängude suurus on alla 3 kuke. Seal võib püsielupaiga valitseja nõusolekul lubada uuendusraieid 1. augustist 31. jaanuarini, kusjuures raielangi suuruse ja kuju jm nõuete osas tuleb arvestada järgmiste piirangutega:
◦ uuendusraielanki (viimast raiejärku) peab raiejärgselt ümbritsema püsielupaiga piires metsamaal vähemalt 100 meetri raadiuses puistu kõrgusega vähemalt 6 meetrit, kusjuures soovitatav on kujundada metsaserv järk-järgulise vanuselise üleminekuga,
◦ raie käigus jätta 1 ha kohta vähemalt 2-3 raiumata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne,
◦ lubada männi puhtpuistute kujundamine, kusjuures männile sobivatel muldadel tuleb uuendada uuendusraiete järgselt metsa männiga,.

Kui kaitsealadel on eramaade suure osakaalu tõttu siiski kavas uuendusraied väikeste lankidena (kuni 1 ha) lubada, tuleb lisada tingimus, et uuendusraielanki (viimast raiejärku) peab raiejärgselt ümbritsema püsielupaiga piires metsamaal vähemalt 100 meetri raadiuses puistu kõrgusega vähemalt 6 meetrit, mis aitab vältida ulatuslike lagealade teket ja võimaldab pehmemaid üleminekuid vanametsa ja langi vahel. Viimane vähendab kiskluse mõjusid, kuna väikekiskjad koonduvad vana metsa servadesse. Samuti aitab lagealadel mosaiiksust säilitada raiumata 0,1 ha suuruste alade säilitamise nõue lankidel.
Tingimust „üle 60 aasta vanuse metsa (va hall-lepikud) osakaal ei tohi jääda püsielupaiga piiranguvööndis väiksemaks kui 50%“ enam ei rakendata ühegi raie puhul, kuna uuendusraieid püsielupaikades ei lubata ja juhul kui kaitsealadel lubatakse, seatakse tingimused langi suurusele ja vanema puistu säilimisele lankide vahel.

Lisatud on tingimus, et harvendus- ja valikraietel ei tohi metsa täius jääda väiksemaks kui 0,6 ning tagada tuleb männi säilimine peapuuliigina. Need tingimused aitavad säilitada metsisele sobivat metsa tihedust ning puistu koosseisu. Lisaks on lisatud tingimus, et raie käigus tuleb jätta 1 ha kohta vähemalt 2 harvendamata 0,1 ha suurust eraldiseisvat ala, kus säilitatakse ka alusmets ja II rinne. Ka see aitab vältida metsise elupaikades metsa liigset hõrendamist.

Kehtiva eeskirjaga võrreldes on seatud kõigile raietele ajaline piirang – varem uuendusraietele 1. septembrist 31. jaanuarini, nüüd kõigile raietele juba 1. augustist, et võimaldada teha raieid varem, juba augustis, sest  sügisesed vihmad ja talvine külmumata pinnas ei pruugi võimaldada raiete tegemist pinnast ja alustaimestikku kahjustamata, seeläbi eeldatavasti väheneb rasketehnika negatiivne mõju metsise elupaikadele. Juuli keskpaigaks või hiljemalt juuli lõpuks metsise pesakonnad lennuvõimestuvad ja neil on seega augustis võimalik raietehnika eest pageda.

Uuendusena on lubatud ka männi puhtpuistute kujundamine, kusjuures kaitsealadel, kus kavandatakse lubada uuendusraieid, tuleb männile sobivatel muldadel uuendada uuendusraiete järgselt metsa männiga. See võimaldab kujundada metsise poolt eelistatud männipuistuid.

Lisaks tuleb kaaluda mõnede soovituste rakendamist piiranguvööndis asuvates metsise elupaikades:
1) metsise jaoks olulisemate kasvukohatüüpides (SS, RB, SN, MKS, MS, KM, JM, AN, TR) raievanuse tõstmine,
2) kuivendussüsteemide hooldamise vältimine,
3) harvendusraietel sirgete servade tekke vältimine ning aastati raiete hajutamine, vältides samal aastal pindalalt ulatuslikke harvendusraieid samas püsielupaigas (üle 10 ha 10 aasta jooksul).



7. SOODSA SEISUNDI SAAVUTAMISEKS VAJALIKUD TEGEVUSED (MEETMED), NENDE EELISJÄRJESTUS JA TEOSTAMISE AJAKAVA

7.1. Üldised suunised ELUPAIKADE TERVENDAMISEKS JA KUJUNDUSRAIETEKS

Metsise püsielupaikade sihtkaitsevööndis võib kaitse-eeskirja10 kohaselt püsielupaiga valitseja lubada liigi elutingimuste säilimiseks ja parandamiseks vajaliku tegevusena alusmetsa, järelkasvu ja puistu teise rinde harvendamist 1. septembrist 31. jaanuarini, loodusõnnetuse tagajärgede likvideerimist ja veerežiimi taastamist.

Kuna senised kogemused ei ole tõendanud metsise elupaikades puistu harvendamise ja muude kujundusraiete positiivset mõju metsise elupaikadele, vaid pigem vastupidi, lühiajaline mõju on olnud Soomaa uuringute andmetel negatiivne, ei ole põhjendatud kujundusraieid metsise elutingimuste parandamiseks teostada, kuniks nende pikaajaline, võimalik, et positiivne mõju on selgunud. Kujundusraieid võib olla põhjust teostada muude metsise elupaiga tervendamistööde elluviimise käigus, nt kui kraavide sulgemiseks on vajalik üksikpuude raie või trassiraie teostamine. Sellisel juhul annab kaitseala valitseja nõusoleku kujundusraiete teostamiseks metsise elutingimuste parandamise (veerežiimi taastamise) eesmärgil.

Lisaks võib kaitstava ala valitseja kujundusraieid lubada koosluse kujundamise eesmärgil maaomaniku soovil nt küttepuude tegemiseks, kuid seda üksnes puistutes, mille täius on väga suur (üle 0,7 täiuse viimiseks 0,7-ni), kuna sellised kujundusraied kujundavad metsakoosluse, mis ei ole metsise jaoks liiga hõre ja on jätkuvalt metsise poolt kasutatav. Kujundusraieid, sh kokkuvedu, võib teha 1. augustist jaanuari lõpuni, käsitsi või väiketehnikaga, mis ei kahjusta pinnast ega alustaimestikku. Alusmetsa ja järelkasvu harvendamist võib lubada liituse korral üle 0,3 sarnastel tingimustel, kuid eeldatavasti pole maaomanikel huvi selliste raiete tegemiseks sihtkaitsevööndite metsas, kus majandustegevus on keelatud.

Piiranguvööndites on lubatud raied vastavalt kaitse-eeskirjale ja kujundusraied ei ole samuti vajalik korraldada enne, kui on selgunud nende positiivne mõju metsisele ja sobivad kujundusraie võtted.

Täpsemad kujundusraie tingimused saab välja töötada peale tegevuse 7.2.2 Metsise elupaikade tervendamise tulemusseire lõpetamist. Kujundusraie tingimused pannakse kirja nii metsise kaitse tegevuskavasse kui lisatakse lihtsustatud kujul metsise elupaikades metsade majandamise juhisesse.

Seni piirdutakse metsise elupaigas looduslähedase veerežiimi taastamistöödega, mille puhul on lubatud otseselt kraavide sulgemiseks vajalike kujundusraiete tegemine ning vajadusel üksikute puude raie masinate juurdepääsuks suletavatele kraavidele. Metsise elupaikades on tervendamistööde projekteerimisel oluline tagada, et kraavide sulgemisel taastamisalal mets võimalike kaasnevate üleujutuste tõttu ei hukkuks. Metsise elupaikades asuvad kraavid tuleb kinni kaevata kogu ulatuses, et ei tekiks kraaviotsade sulgemisel tekkivat nn tammiefekti. Selleks tõstetakse kogu ulatuses olemasolevad kraavi mulded kraavi tagasi ja kraavidele rajatakse regulaarsete vahedega (soovituslikult 30 cm languse järel) täiendavalt tihendatud turba- või pinnasevallid, mis on kraavist laiemad, et vältida liigvee äravoolu. Vajadusel võetakse selleks pinnast osaliselt kraavi kõrvalt. Sellisel viisil taastamistöödel ei teki lokaalseid üleujutusalasid. Kraavide muldega täitmist kjundusraiete tegemisel metsise elupaikades Lätis soovitatakse vähendamaks kanaliste tibude uppumisriski kraavidesse ning kuivendatud puistu liigset tihenemist (Ikauniece 2017, Straupe et al 2019). Kujundusraiet tervendavates metsise elupaikades reeglina ei tehta, sest soometsadele omane struktuur taastub kõige efektiivsemalt loodusliku arengu käigus.

Lisaks tuleb arvestada, et märgalade looduslikkuse taastamisel tuleb vältida metsise elupaikade kahjustamist ja tagada taastamistööde kavandamine metsise seisukohalt parimal viisil, lähtudes parimatest teadmistest. Metsise elupaikades tuleb arvestada lagesoode ning soometsa- ja sooservaelupaikade looduslikkuse taastamise (tervendamise) kavandamisel, tööde projekteerimisel ja elluviimisel metsise elupaiganõudlusega. Kavandamisel tekkivate kaitsekorralduslike dilemmade lahendamisel on soovitatav järgida Eestis Life+ projekti “„Soode kaitse ja taastamine” raames väljatöötatud soovitusi (Remm et al 2019).

Loodusõnnetuste, nt tormikahjustuste likvideerimist sihtkaitsevööndites üldjuhul ei lubata, kuna tormimurru tulemusel looduslik elupaik ei hävine ning taastub (uueneb) ka looduslikult (Mikoláš et al 2015, 2017; Kortmann et al 2018). Tormimurru koristamist võib kaaluda Natura 2000 võrgustiku aladel üksnes Natura eelhindamise alusel, mis tuvastab, et tormimurru koristamine ei kahjusta loodus- või linnuala kaitse-eesmärke. Muudes sihtkaitsevööndites võib tormimurru koristamist kaaluda, kui tegemist on ulatusliku tormimurruga, metsa looduslikku uuenemist puude massilise maha kukkumise tõttu praktiliselt ei toimu (enne puude kõdunemist), mistõttu see ala on ka metsisele sigimiseks ja toitumiseks ebasobiv, ning ligipääsuks torimurrualale pole vaja raiuda puid säilinud metsise elupaigas.

7.2 Lähema 10 aasta jooksul kavandatud tegevused

7.2.1 Metsise püsielupaikade kaitse-eeskirja uuendamine

Prioriteetsus: I

Eesmärk: vastavalt 2023-2024. aastal korrastatud metsise elupaikadele EELISes võtta kaitse alla esinduslikud metsise elupaigad püsielupaikadena, lisaks võtta kaitse alla erinevate taristute arendamise hüvitusmeetmetega seotud metsise elupaigad.

Kirjeldus:
Lähtudes uuenenud teadmistest, on vajalik hinnata metsise elupaikade täiendavat kaitsevajadust ning korrastada püsielupaikade võrgustik, vaadates üle nii moodustatud kui kavandatud metsise püsielupaikade otstarbekus, tsoneering ja piirid, võttes arvesse uuendatud EELISe andmeid, uuenenud teadmisi metsise elupaigakasutuse osas ja vajadust parandada metsise seisundit, eeskätt läbi sigimiselupaikade tõhusama kaitse ja seeläbi sigimisedukuse suurendamise. Lisaks on vaja kaitse alla võtta nende metsise elupaikade asemel, mida riiklikult oluliste taristute arendamine negatiivselt mõjutab, hüvitusalad, mis on ette nähtud vastavates keskkonnamõjude hindamise aruannetes. Püsielupaikade moodustamine aitab eeldatavasti kaasa ka Eesti metsiseasurkonna sidususe säilimisele ning aitab vältida metsise leviku ulatuse ja asustatava pindala vähenemist. Täpsemad suunised antud ptk-s 6.3.

Teostamisaeg: 2024-2025

Eelarve hinnang: rahastatakse riigieelarvelistest vahenditest

7.2.2. Metsise elupaikade tervendamise tulemusseire

Prioriteetsus: II

Eesmärk: Hinnata metsise kõdusoostunud elupaikade tervendamise erinevaid aspekte ja looduskaitseliste interventsioonide (raied, veerežiimi taastamine) tulemuslikkust (sh Soomaa katsealadel ja Life+ projekti „Soode kaitse ja taastamine taastamisaladel“), sh pikaajalist mõju.

Kirjeldus: Jätkata Soomaa katsealadel kõdusoostunud elupaikade tervendamise erinevate aspektide ja looduskaitseliste interventsioonide (raied, veerežiimi taastamine) tulemuslikkuse seiret vastavalt Lõhmus (2016, 2017, 2018) toodud soovitustele ja kasutatud metoodikale. Sarnase metoodikaga teostada tulemusseiret muudel aladel, kus teostatakse metsise elupaikade tervendamistöid, sh erinevatel hüvitusaladel (tervendamistegevused ette nähtud ja teostatavad vastavate keskkonnamõju hindamise aruannete ja/või hüvitusmeetmete kavade alusel) ja LIFE+ projekti „Soode kaitse ja taastamine taastamisaladel“), aladel.

Teostamisaeg: 2026-2030

Eelarve hinnang: lähtudes varasemate analoogsete tööde hinnapakkumistest, hinnatakse eelarve vajaduseks 20 000 eurot aastas.

7.2.3 Kiskluse ohjamiseksperimendi jätkamine

Prioriteetsus: II

Eesmärk: jätkata kiskluse ohjamise mõjude selgitamisega ning selle meetme testimisega erinevates metsisemaastikes koos meetme tulemuslikkuse hindamisega, sh juhul kui meedet kavandatakse lokaalasurkonnale negatiivsete mõjude leevendamiseks (nt Rail Baltica).

Kirjeldus: Väikekiskjate arvukuse ohjamine vähemalt kahel jahialal ning selle tulemuslikkuse seire nii ohjamisaladel kui ka kontrollaladel. RMK poolt alustati väikekiskjate ohjamise korraldamisega 2017/2018 talvel Saessaare ja Teesoo jahialadel, millele lisaks ohjasid vabatahtlikult väikekiskjaid jahimeeste poolt ka Anguse jahialal (Pensa, 2018). Eksperimendi esmaseid tulemusi on kasutatud teadusartikli käsikirjas, mis viitavad, et vahetult peale taastamist kisklusrisk suureneb ning kiskjate ohjamine andis tulemusi vaid looduslikemas elupaikades (Pass et al. 2021). Kindlasti on selle teemaga vaja jätkata igal-aastal järgneva 5 aasta jooksul. Tööd korraldab RMK.

Negatiivsete mõjude leevendamiseks ohjata väikekiskjaid ja seirete ohjamise tulemuslikkust sama metoodika alusel, teostajaks arendaja.

Teostamisaeg: 2024-2029

Eelarve hinnang:

7.2.4 Metsise kohanemise uuring metsamaastiku muutustega

Prioriteetsus: II

Eesmärk: maastikupõhine analüüs pikaajaliste, drastiliste ja koosmõjuliste ohutegurite mõju selgitamiseks

Kirjeldus: 26.11.2018 toimunud metsisekonsortsiumil moodustati töörühm „Eesti metsise asurkondade arvukuse dünaamika maastikupõhine analüüs“. Töörühm on 2019. aastal tegelenud analüüsiks vajalike algandmete koondamisega, metsise arvukuse trendideks oleva algandmete kriitilise kontrollimisega ja parima trendimudeli otsinguga. Senised tulemused on toodud 2019. metsise seire aruandes (Keskkonnaagentuur, 2019a). Edasi on vajalik jätkata nii üldist kui lokaalset arvukust mõjuvate faktorite (kuivendus, raied, kisklus, häirimine, infrastruktuurid jt) analüüsi erinevas ruumi- ja ajaskaalas. Lisaks KliM haldusala asutuste (põhiliselt KAUR) panusele on edasises analüüsis vajalik ka väliste ekspertide (sh ülikoolid) panus.

Teostamisaeg: 2024-2027

Eelarve hinnang: ekspertide töötasu 100 kameraaltöö päeva x 150 eur = kokku 15 000 eurot

7.2.5. Müra mõju selgitamine metsise sigimiskäitumisele

Prioriteetsus: II

Eesmärk: Tegevuse eesmärgiks on metsise häälitsuste akustilise uuringu ja mitteinvasiivsete füsioloogiliste näitajate (kortikosterooni ja androgeenide metaboliidid) abil uurida müra (regulaarne rongi/maantee liiklus, kaevandused) mõju metsise mänguaegsele käitumisele.

Kirjeldus: Viimastel aastatel on seoses erinevate arendustega (näit Rail Baltica, Tallinn-Tartu maantee laiendamine, karjääride avamine) tellitud mitmeid metsisega seotud keskkonnamõjude hinnanguid erinevatelt ekspertidelt, kuid objektiivse hinnangu andmine on keeruline seoses asjakohase info puudumisega teaduskirjanduses. Projekti tulemused on vajalikud teaduspõhiste hinnangute andmiseks. Selleks, et välistada erinevate aastate mõju uuringu tulemustele, tuleb uuringuid teostada eri aastatel, arvestades sealjuures 2023. aasta tulemusi ning võimalikke täiendavaid aspekte uuringu täpsustamiseks ja korrektsemate tulemuste saamiseks. Olemasoleva informatsiooni alusel (mängude loendusandmed, metsakanade distantsloendus) tuleb hinnata häirimise (sh müra) otsest mõju metsisemängude ajalisele püsivusele ja ruumilisele paigutusele (sh mängude liikuvus) ning reageerimisele häiringule.

Teostamisaeg: 2024 - 2025

Eelarve: 66 348 eurot (rahastatud juba Keskkonnainvesteeringute Keskuse poolt)

7.2.6 Uuring erinevate raieliikide mõjust puistu koosseisule, metsise mänguasurkondadele ja metsise maastikule ning kujundusraiete vajadusest

Prioriteetsus: II

Eesmärk: teostada uuring, mis hindab erinevate raieliikide mõju puistu koosseisu pikema-ajalisele kujunemisele tulevikus metsise mänguasurkondade ja laiemalt maastiku tasemel eesmärgiga selgitada metsise talumispiire raiemõjudele, võttes arvesse ka kliimamuutusi. Uuring peab hõlmama ka kujundusraiete vajadust ja võimalust metsise elupaikade mahutavuse parandamiseks ja hindama nii kujundusraiete lühi- kui pikaajalisi mõjusid elupaiga kasutamisele metsise poolt. Seega on eesmärgiks selgitada välja, millistel raieliikidel on metsise elupaigale positiivne, millistel neutraalne ja millistel negatiivne mõju.

Kirjeldus: Uuringu läbiviimiseks katsetatakse erinevaid raieliike erinevates metsise elupaikades, sh mängupaikades, võrreldakse neid ja hinnatakse nii lühi- kui pikaajalisi mõjusid metsise arvukusele selle elupaiga metsise mängudes. Erinevatest raieliikidest on vaja katsetada … vähemalt … katsealal, lisaks … kontrollala, kusjuures kõik katsealad ei tohi paikneda samas piirkonnas (samal tuumalal).

Teostamisaeg: 2024-2028

Eelarve hinnang:.

7.2.7. metsise elupaikades metsade majandamise juhise koostamine maaomanikele

Prioriteetsus: III

Eesmärk: metsise ökoloogia ja elupaiganõudluse ning selle praktilise rakendamise osas metsamajanduses ei ole emakeelset materjali väga palju, siis on vaja vastavasisulise juhise koostamine. Punktis 7.2.6 kirjeldatud uuringu jm info alusel koostada erametsaomanikele juhis, kuidas metsa metsise elupaikades metsisele sobivalt majandada, millistel raieviisidel on pigem positiivne, millistel neutraalne ja millistel negatiivne mõju.

Kirjeldus: punktis 7.2.6 teostatud uuringu (vahe)tulemused jm kättesaadav info võetakse kokku lihtsa sõnastusega, paljude illustratsioonide ja fotodega digitaalse juhisena, mis teha kättesaadavaks metsise elupaiga metsaomanikele. Metsamajandamis juhiste koostamist maaomanikele on kasutatud näiteks Šotimaal (Kortland 2006), Soomes (Yrlölä 2002, Rautiainen 2017), Prantsusmaal (Ménoni 2012) ja Poolas (Zawadzka 2015). Juhis sisaldab selgitusi metsise elupaiganõudluse, piiranguvööndi kaitsekorra rakendamise kohta lähtuvalt metsisest. Lisaks põhimõtteid, mida järgida metsise elupaikades väljaspool kaitstavaid alasid, et metsa metsisesõbralikult majandada ja metsaomanike teadlikkust tõsta.

Teostamisaeg: 2028

Eelarve hinnang: 10 kameraaltöö päeva 10x150 = 1500 eurot.

7.2.8 Rahvusvaheline koostöö

Prioriteetsus: III

Eesmärk: Metsise (ja teiste metsakanaliste) tõhusama kaitse planeerimiseks, personaalsete kontaktide saamiseks ning kogemuste vahetamiseks on vajalik osalemine IUCN kanaliste töörühma (IUCN Galliformes Specialist Group) töös. Kontaktide omamine on ka eelduseks rahvusvaheliste projektide arendamisel eelkõige Läti ja Leeduga, kelle metsise elupaigad on Eesti tingimustega kõige sarnasemad. Kuna IUCN kanaliste töörühmas käsitletakse kõiki meil esinevaid metsakanalisi, siis on otstarbekas osaleda nimetatud üritustel.

Kirjeldus: aktiivne osalemine IUCN kanaliste töörühma töös ja piirkondlikus piiriüleses koostöös Balti riikidega (Läti, Leedu) ning suhtluses Põhjamaadega (Soome, Rootsi, Norra).

Teostamisaeg: 2024-2028

Eelarve hinnang: ühe lähetuse kulu aastas ca 1000 eurot, kokku 5000 eurot.

7.2.9. Tegevuskava vahehindamine ja uuendamine

Prioriteetsus: II

Eesmärk: Tegevuskava uuendamise eesmärk on käesoleva kava täitmise tulemuslikkust hindamine ning selle põhjal kava ajakohastamine vajalike meetmete, tegevuste jm ajakohase infoga.

Kirjeldus: Eelarveperioodi lõpus analüüsitakse käesoleva kaitse tegevuskava täitmist ja kaitse-eesmärkide saavutamist ning otsustatakse kaitse tegevuskava uuendamise vajaduse üle. Aastal 2028 tehakse vahehindamine, mille käigus analüüsitakse senise kaitse tulemuslikkust ja täpsustatakse edasisi tegevusi. Tegevuskava uuendatakse varem, kui liigi püsimine näib olevat ohustatud ootamatute keskkonnamuutuste tõttu.

Teostamisaeg: vahehindamine 2028, kava uuendamine 2033

Eelarve hinnang: vahehindamine 15 kameraaltööpäeva 15x150 = 1500 eurot, uuendamine 30 kameraaltööpäeva 30x200 = 6000 eurot, kokku 7500 eurot.

7.2.10. Loodusliku veerežiimi taastamine kaitstavatel aladel valitud metsise elupaikades

Prioriteetsus: I

Eesmärk: Parandada kaitstavate metsise elupaikade mahutavust eesmärgiga suurendada Eesti metsise asurkonda kaitstavatel aladel, eeskätt kuivendusest oluliselt mõjutatud metsisemaastikel riigimaadel (joonis 15).

Kirjeldus: Rakendatakse metsise elupaiga tervendamise jm hooldustööde metoodikat lähtuvalt läbiviidud metsise elupaikade tervendamise eksperimentaaluuringu tulemustest (Lõhmus 2016), kogemustest loodusdirektiivi I lisa metsa- ja sooelupaikade kvaliteedi parandamisel ja tulemuslikkuse seire põhjal tehtavatest järeldustest (Lõhmus 2017, 2018, Pass et al 2021, Leivits 2022). Elupaikade tervendamisel lähtutakse ka tervendavat elupaika hõlmava kaitstava ala kaitsekorralduskavast toodud põhimõtetest (võttes mõistagi arvesse ka teisi alal esinevaid väärtusi).

Joonis 15. Olulisemad metsakuivendusest tugevalt mõjutatud metsisemaastikud turbamaadel.


Metsise asurkonna sidususe tagamise seisukohalt on esmajärjekorras vajalik elupaikade tervendamine barjääriefekti tekitavate infrastruktuuride (näiteks Rail Baltic) mõju leevendavatel ja sidusust parandavatel kaitstavate aladel, kus kaitsekorralduskavades on kavandate metsise elupaikade tervendamine/taastamine (ei kvalifitseeru Natura 2000 hüvitusmeetmeteks).

Rail Baltica Pärnu maakonnaplaneeringu Lõuna-Pärnumaa planeeringu Natura hindamise hüvitusmeetmete kava eelnõu pt 6. „Hüvitusmeetmete paketti toetavad kaitsekorralduslikud jm lisameetmed“11järgi on metsise elupaiku vaja täiendavalt hüvitusmeetmete kavale tervendada järgmistel kaitstavatel aladel:
• Tolkuse looduskaitseala12
• Metsaääre looduskaitseala13
• Kikepera looduskaitseala Katkusoo ja Lodja raba ümbrus
• Siiraku looduskaitseala14
• Projekteeritav Mustraba-Ilvese looduskaitseala
• Projekteeritav Karumölle looduskaitseala

Taarikõnnu-Kaisma piirkonnas on sidususte parandamise eesmärgil vajalik metsise elupaikade taastamine järgmistel aladel:
• Taarikõnnu looduskaitseala15
• Selja metsise püsielupaik Taarikõnnu-Kaisma linnualal
• Nõlvasoo metsise püsielupaik
• Vastja metsise püsielupaik

Rail Baltica Tootsi-Pärnu lõigul on vajalik Rail Baltica mõjude leevendamiseks tervendada:

• Viluvere metsise püsielupaik16.

Teostamisaeg: 2024-2033

Eelarve hinnang:

7.2.11 Uuring barjääriefekti uurimiseks, modelleerimiseks ja hindamiseks Eesti asurkonna sidususe seisukohalt kriitilistes piirkondades.

Prioriteetsus: III

Eesmärk: Hinnata metsise metapopulatsiooni osapopulatsioonide omavahelist sidusust ja nende lokaalset väljasuremisriski tulenevalt võimalikust isolatsiooni jäämisest.

Kirjeldus: Eesti metsiseasurkonda kirjeldab hästi nn tuumik-satelliitpopulatsiooni (core-satellite) mudel, mille järgi on metapopulatsioonis väga erineva suurusega osapopulatsioone – suured tuumik- ja neid ümbritsevad väikesed satelliitpopulatsioonid. Eesti metsise metapopulatsioon on jaotatud ruumiliselt eristuvateks ja erineva sidususega tuumaladeks, nendevahelisteks astmelaudadeks ning madala sidususega irdaladeks (Leivits 2012b; 2014; 2021; vt ptk 1.6.4 ja joonis 4). Lisaks elupaikade kaitsele ja tervendamisele on Eesti oludes nagu ka teistes killustatud suhteliselt väikestes asurkondades võtmetähtsusega asurkonna sidususe hoidmine, mis eeldab, et metapopulatsiooni osapopulatsioonide vahele ei loodaks täiendavaid barjääre (transpordikoridorid, tuulepargid, ulatuslikud raadamisalad).

Hiljuti on avaldatud rida DNA põhilisel isendite identifitseerimisel põhinevaid uuringuid, mis võivaldavad ka hinnata metsise asurkonna sidusust (Regnaut et al 2006, Segelbacher et al 2007, Cayuela et al 2019). DNA markerite kasutamiseks on vajalik koguda metsise elupaigast väljaheiteid ja/või sulgi), mille kogumiseks ja säilitamiseks on vajalik välja töötada juhised ja need rakendada riikliku seire raames bioloogilise materjali kogumiseks.

Teostamisaeg:

Eelarve hinnang:

7.2.12 viibimispiirangute kaotamise tulemuslikkuse seire

Prioriteetsus: II

Eesmärk: hinnata, kas viibimispiirangu kaotamisel on neutraalne mõju metsise arvukusele.

Kirjeldus: võrrelda riikliku seire andmete alusel, kas nendes metsise mängudes, kus viibimispiirang on kaotatud (esmajärjekorras kaotatakse püsielupaikades) ja nendes, kus viibimispiirang on alles, on sarnased või erinevad metsise arvukuse trendid (kukkede arvukus mängudes). Saab teostada peale metsise püsielupaikade kaitse-eeskirjas muudatuste kehtestamist, mis toimub eeldatavasti 2025. aastal. Eeldatavasti on põhjendatud analüüsi teha siis, kui kõikides metsisemängudes on tehtud vähemalt 1 seire, st 6 aasta andmete alusel.

Teostamisaeg: 2032

Eelarve hinnang: 10 kameraaltööpäeva 10x200 = 2000 eurot.

7.2.13 RMK metsise kaitsestrateegia aastani 2030 täiendamine

Prioriteetsus: II

Eesmärk: viia metsise kaitsestrateegia kooskõlla käesolevas, uuendatud metsise kaitse tegevuskavas esitatud suunistega

Kirjeldus: lisada RMK metsise kaitsestrateegiasse käesolevas tegevuskavas sisalduvad meetmed, sh ajalised piirangud, soovitused raietele jm, et strateegia oleks kooskõlas värskeimate andmete ja suunistega ning tagaks tõhusamalt metsise kaitse riigimaadel.

Teostamisaeg: 2024

Eelarve hinnang: maksumus sisaldub RMK eelarves

7.2.14. Metsise populatsioonigeneetilised uuringud

Prioriteetsus: III

Eesmärk:
• hinnata Eesti metsisepopulatsiooni geneetilist mitmekesisust ning alampopulatsioonide olemasolu ja nendevahelist sidusust;
• Eesti metsiseasurkonna suuruse täpsustamine ning kasutatavate seiremeetodite täpsuse hindamine kasutades geneetilisi markereid.

Kirjeldus: Tegevuse käigus tehakse kindlaks, kas Eesti metsisepopulatsioonis esineb lähisugulusristumist või asümmeetrilist immigratsiooni erikvaliteediliste alampopulatsioonide vahel (läte-mülgas tüüpi alampopulatsioonide süsteem) ning millises ulatuses toimub mängudes isendite aastate vaheline vahetumine. Soovitavalt võiks uuring olla rahvusvaheline, hõlmates nii Eesti asurkonna erinevaid tuumalasid kui ka teiste piirkonna riikide Eestiga piirnevaid (eelkõige Läti) kohalikke asurkondi. Uuringu vajadus sõltub Eesti metsiseasurkonna seisundist ja edasistest suundumustest. Geneetiliste markerite analüüsiks on metoodika mujal välja töötatud ja andmete kogumiseks vajalikud juhised koostatud (Jakobi et al 2010; Fletcher et al 2019 et al). Soovitav on riikliku seire raames välja töötada juhis Eesti oludes geneetilise materjali kogumiseks ja säilitamiseks ning alustada väliandmestiku kogumist riikliku seire välitööde raames.

Teostamisaeg: 2027-2031

Eelarve hinnang:. Täpsemad tegevused ja nende maksumus kujuneb vastava uurimisprojekti koostamise käigus.

7.2.15. SUURKISKJATE SÄILITAMISE MÕJU UURING METSISE LOKAALASURKONDADE ARVUKUSELE JA ELUPAIGA KVALITEEDILE

Prioriteetsus: III

Eesmärk: selgitada suurkiskjate esinemise mõju metsise elupaikade kvaliteedile suurtes loodusmaastikes paiknevatel kaitstavatel aladel ja metsise lokaalasurkondade arvukusele

Kirjeldus: Metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuringu kokkuvõttes (Lõhmus 2016) on üheks prioriteetseks jätku-uuringu teemaks nimetatud uuringud, mis näitavad võimalusi kisklussurve vähendamiseks, sh tagasivaateuuringud teadaoleva kisklussurvega aegade ja piirkondade kohta ning kiskluse vähendamise mõju katseline selgitamine. Samas uuringus rõhutatakse, et üheks metsise arvukuse languse peatamiseks vajalikuks komplekseks lahenduseks Eestis on suured vähese inimmõjuga ja suurkiskjate (mis võib olla oluline) poolt asustatud kaitsealad. Seni ei ole käsitlenud Eestis läbiviidud kisklussurve uuringud võimalikku suurkiskjate leevendavat mõju maaspesitsevate metsakanaliste lokaalsele arvukusele ja sigimisedukusele ning pole hinnanud selle meetme tõhusust ja jätkusuutlikkust metsise eelkõige kaitse all olevate elupaikade kvaliteedi (kisklussurve on osa elupaiga kvaliteedist) parandamiseks.

Teostamisaeg: 2025 -2027

Eelarve hinnang: Täpsemad tegevused ja nende maksumus kujuneb vastava uurimisprojekti koostamise käigus.


7.3. Tähtajatud tegevused

7.3.1. Metsisemängude riiklik seire

Prioriteetsus: II

Eesmärk: Metsise asurkonna seisundi jälgimine.

Kirjeldus: Metsisemängude seire ümberkorraldamisel on loobutud iga-aastastest püsimängude loendusest ja regulaarsetest üleriigilistest inventuuridest (10-aastase sammuga) ning alates 2013. aastast riiklikku seiresse kuuluv mängude seireskeem on kujundatud põhimõttel, et kuue aastase perioodi vältel kontrollitakse seire käigus kõik EELISesse kantud mängupaigad vähemalt ühel korral ning kui on kaitsekorralduslikult vajalik, siis tihemini. Sealhulgas tuleb jätkata tõenäoliselt hävinud mängude kolme-aastast järjestikust kontrolli. Aastas on vaja seirata 80-100 mängu. Riikliku seiretöö kavandamisel arvestatakse kaitsekorralduslike vajadustega ning seiresse kavandatakse mängud, kus on vajalik tavapärasest tihedama sammuga seire (näiteks mängud, kus on teostatud elupaiga tervendamine, kaevanduste, tuuleparkide, sõjaliste harjutusalade mõjualades olevad mängud jm).
Seiret korraldab Keskkonnaagentuur. Seire sisseostetavaid töid rahastatakse riikliku seire eelarve kaudu ning vajadusel ka teiste institutsioonide poolt, lähtudes arendustega kaasnevatest seirekohustustest või vabatahtlikest kokkulepetest (näiteks riigikaitse puhul), osa loendusi viivad läbi Keskkonnaagentuuri ja RMK töötajad. Lisaks seire läbiviimisele on vajalik seire välitöödel osalejate järjepidev koolitamine.

Teostamisaeg: Jooksvalt

Eelarve hinnang: maksumus sisaldub eeskätt KAURI korralises eelarves

7.3.2. EELISe andmete ajakohastamine

Prioriteetsus: I

Eesmärk: Metsise asurkonna seisundi jälgimine.

Kirjeldus: Lähtudes põhiliselt riikliku seire käigus kogutud andmestikust (ja muudest andmetest) uuendatakse Keskkonnaagentuuri poolt iga-aastaselt EELISes metsisemängude andmed ja kaasajastatakse need vastavalt tegelikule olukorrale. Vajadusel korrigeerib KAUR ka elupaiga piire, kui metsisemäng on nihkunud elupaigast välja või paikneb liiga elupaiga servaalal (täpsemad suunised ptk-s 6.2). Metsisemängude andmete uuendamisel tuleb säilitada mängu ajalooline nimi ning lisada kogu seni registrisse kandmata olemasolev teave mängu ajaloost. Seiretööde tulemusel antakse vajadusel soovitused konkreetse mänguasurkonna seisundi parandamiseks. Väljaspool riikliku seiret (juhuvaatlused, spetsiaalsed inventuurid, paikvaatlused, uuringud jms) kogutud andmestiku põhjal korrastab EELIses elupaikade andmestikku Keskkonnaamet.

Teostamisaeg: Pidevalt, ca 100 EELIS-e kirjet aastas

Eelarve hinnang: maksumus sisaldub KeA ja KAURi eelarves

7.3.3. Kaitstavate alade eeskirjades metsise elupaikade kaitsepõhimõtetega arvestamine

Prioriteetsus: I

Eesmärk: vastavalt 2023.-2024. aastal korrastatud metsise elupaikadele EELISes võtta kaitsealade piiril või kaitsealadel asuvad esinduslikud metsise elupaigad kaitse alla kaitsealade (rahvuspark, kaitseala) otstarbeka vööndina, vajadusel võtta kaitse alla ka erinevate taristute arendamise hüvitusmeetmetega seotud metsise elupaigad.

Kirjeldus: Lähtudes uuenenud teadmistest, on vajalik hinnata metsise elupaikade kaitsevajadust ning korrastada kaitsealade võrgustik, vaadates üle kaitseala tsoneering ja välispiir, võttes arvesse uuendatud EELISe andmeid, uuenenud teadmisi metsise elupaigakasutuse osas ja vajadust parandada metsise seisundit, eeskätt läbi sigimiselupaikade tõhusama kaitse ja seeläbi sigimisedukuse suurendamise. Lisaks võib osutuda vajalikuks võtta kaitse alla nende metsise elupaikade asemel, mida riiklikult oluliste taristute arendamine negatiivselt mõjutab, hüvitusalad, mis on ette nähtud vastavates keskkonnamõjude hindamise aruannetes. Metsise elupaikade tõhus kaitse kaitsealadena aitab eeldatavasti kaasa Eesti metsiseasurkonna sidususe säilimisele ning aitab vältida metsise leviku ulatuse ja asustatava pindala vähenemist. Täpsemad suunised antud ptk-s 6.3.

Esmajärjekorras arvestada töös olevate kaitse-eeskirade puhul metsise elupaikade tõhusa käiste vajadusega, seejärel võtta töösse nende kaitsealade kaitse-eeskirjad, kus metsise elupaigad ei ole tõhusalt kaitstud (suunised ptk-s 6.3).

Teostamisaeg: jooksvalt

Eelarve hinnang:. maksumus sisaldub KeA eelarves

7.3.4. Metsise kaitse põhimõtete tutvustamine ning avalikkuse kaasamine metsise kaitsega seotud tegevustesse

Prioriteetsus: III

Eesmärk: Selgitada metsise kaitse vajadusi, kaitse tegevusi (sh elupaikade tervendamine) ning sellega kaasnevaid loodushüvesid ning kaasata inimesi metsise kaitsega seotud tegevustesse (nt metsisetalgud).

Kirjeldus: koostöös Erametsaliiduga korraldada tutvustavaid infopäevi erametsaomanikele, kirjutada artikleid ajakirjandusse, anda välja pressiteateid ja kaasata muul viisil metsise kaitsega seotud metsaomanikke jt huvirühmasid, et tõsta teadlikkust ja suurendada vabatahtliku kaitse osakaalu.

Ajaline mõõde: jooksvalt

Eelarve hinnang: sisaldub riigieelarves






8. Kaitse tulemuslikkuse hindamine

Eelmisel tegevuskava perioodil oli kaitse tulemuslikkuse mõõtühikuteks kevadiste metsisemängude ja augustis toimuva metsakanaliste seire tulemused ja kaitse tulemuslikkust sai lugeda edukaks, kui vastavate näitajate (kukkede arv mängudes ja pesitsusedukus augustis) üldine trend on viie aasta perioodil stabiilne (languskiirus aastas on < 1%) või kasvav. Kuna kukkede arv mängudes oli negatiivse trendiga ja produktiivsuse (pesitsusedukuse) trend ebaselge, ei saa lugeda metsise kaitset eelmisel kaitsekorralduse perioodil tulemuslikuks (täpsem teave ptk-s 4.2).

Eelseisval kaitsekorralduse perioodil loetakse metsise kaitse tulemuslikuks, kui vahehindamisel (aastal 2028) on:
• asurkonna üldarvukus (mängivate kukkede arv EELISe andmetel viimase vaatluse alusel 1285, arvukushinnang ligikaudu 1500 (1365-1665) isaslindu) viimase 12 aasta andmete põhjal (lühike arvukuse trend) stabiilne ja tuumaladel asuvate osade lokaalasurkondade arvukus on tõusnud,
• metsise levik (10x10 km ETRIS ruudustikus) ei ole viimase 12 aasta andmete põhjal ahenenud (praegu olemas 186 ruudus),
• metsise elupaikade (tuumalade ja astmelaudade) vaheline sidusus on säilinud (kooskõlas joonisega 4).

Kaitse-eesmärkide saavutamiseks:
• on rakendatud meetmeid metsise asurkonna sidususe tagamiseks ja levikupildi säilitamiseks (sh esinduslike elupaikade kaitse alla võtmine tõhusa kaitsekorraga, elupaikade tervendamine sidususe seisukohalt kriitilistel aladel, infrastruktuuride arendamisega kaasnevate hüvitusmeetmete rakendamine),
• on jätkatud teadmise kogumist metsise elupaigavajaduste kohta metsise asurkonna säilitamiseks majandatavates metsamaastikes.

Kuna enamik kordusloendused metsise mängudes toimuvad 6-aastase sammuga, siis kasutatakse kaitsekorraldusperioodi arvukuse trendi leidmiseks pikema ajaperioodi põhjal leitud trendi (Linnudirektiivi artikkel 12 aruandluses kasutatavat 12-aastase perioodi trendi).

Kaitse tulemuslikkuse hindamise edasiseks aluseks on kevadiste metsisemängude seireraames kogutud andmed (kõik teadaolevad mängud vähemalt 6-aastase sammuga). Sellest lähtuvalt saab hinnata kaitse tulemuslikkust edukaks, kui arvukuse (kukkede arv mängudes) ja leviku (asustatud ETRIS 10x10 km ruutude arv) lühikesed trendid (12 aastat) on kaitsekorraldusperioodi lõpul stabiilsed või kasvavad. Hindamisel on otstarbekas kasutada Linnudirektiivi art 12 kaitsekorraldusperioodi jääva Euroopa Komisjonile esitatava viimases aruandes toodud vastavaid parameetrid.
9. Eelarve

Tabel 5. Liigikaitselised tegevused ja nende maksumus (sadades eurodes). Kasutatud lühendid: KeA – Keskkonnaamet, KliM - Kliimaministeerium, KAUR – Keskkonnaagentuur, RMK – Riigimetsa Majandamise Keskus, RE – riigieelarve, X – töö teostamiseks vajalikud vahendid sisalduvad juba riigieelarves. Maksumused sisaldavad kõiki makse ja tasusid, va käibemaks.

Jrk
Tegevus
Prioriteet
Korral-daja
2024
2025
2026
2027
2028
2029
2030
2031
2032
2033
Kokku
7.2.1.
Metsise püsielupaikade kaitse-eeskirja uuendamine
I
KeA, KliM
X
X








X
7.2.2
Metsise elupaikade tervendamise tulemusseire
II
KeA, KeM


200
200
200
200
200



1000
7.2.3
Kiskluse ohjamiseksperimendi jätkamine
II
KAUR, RMK
?










7.2.4
Metsise kohanemise uuring metsamaastiku muutustega
II
KeA, KAUR; RMK, ülikoolid
50
50
50







150
7.2.5
Müra mõju selgitamine metsise sigimiskäitumisele**
II
ülikoolod
332
332








664**
7.2.6
Uuring erinevate raieliikide mõjust puistu koosseisule, metsise mänguasurkondadele ja metsise maastikule ning kujundusraiete vajadusest
II
KeA, RMK, ülikoolid
?
?
?
?
?






7.2.7
Metsise elupaikades metsade majandamise juhise koostamine maaomanikele
II
KeA




15





15
7.2.8
Rahvusvaheline koostöö
III
KeA, ülikoolid
10
10
10
10
10
10
10
10
10
10
100
7.2.9
Tegevuskava vahehindamine ja uuendamine
II
KeA




15




60
75
7.2.10
Loodusliku veerežiimi taastamine kaitstavatel aladel valitud metsise elupaikades
I
RMK
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
7.2.11
Uuring barjääriefekti uurimiseks, modelleerimiseks ja hindamiseks Eesti asurkonna sidususe seisukohalt kriitilistes piirkondades
III
ülikoolid










?
7.2.12
Viibimispiirangute kaotamise tulemuslikkuse seire
II
KAUR








X

X
7.2.13
RMK metsise kaitsestrateegia aastani 2030 täiendamine
II
RMK
X









X
7.2.14
Metsise populatsioonigeneetilised uuringud
III
Ülikoolid



*
*
*
*
*


*
7.2.15
Suurkiskjate säilitamise mõju uuring metsise lokaal-asurkondade arvukusele ja elupaiga kvaliteedile
III
Ülikoolid

*
*








7.3.1
Metsisemängude riiklik seire
II
KAUR
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
7.3.2
EELISe andmete ajakohastamine
I
KAUR, KeA
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
7.3.3
Kaitstavate alade eeskirjades metsise elupaikade kaitsepõhimõtetega arvestamine
I
KeA, KliM
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
7.3.4
Metsise kaitse põhimõtete tutvustamine ning avalikkuse kaasamine metsise kaitsega seotud tegevustesse
III
KeA
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X

Kokku












1936
* maksumus selgub eelarveperioodil
** juba rahastatud Keskkonnainvesteeringute Keskuse poolt
Tabel 6. Maksumused aastate ja prioriteetide lõikes

Prioriteet





Kokku
I






II






III






Kokku







Kasutatud allikate loend

Åhlen, P-A., Willebrand, T., Sjöberg, K., Hörnell-Willebrand, M. 2013. Survival of female capercaillie Tetrao urogallus in northern Sweden. Wildlife Biology 19(4): 368-373. https://doi.org/10.2981/13-025
Alda, F., González, M.A., Olea, P.P., Ena V., Godinho, R., Drovetski, S.V. 2013. Genetic diversity, structure and conservation of the endangered Cantabrian Capercaillie in a unique peripheral habitat. European Journal of Wildlife Research 59 (5): 719–728. https://doi.org/10.1007/s10344-013-0727-6
Gaël Aleix-Mata, Begoña Adrados, Mathieu Boos, Evelyn Marty, Pierre Mourieres, Gregory Tucat, Nicolas Thion, Marc Mossoll-Torres, Jesús M. Pérez & Antonio Sánchez 2019. Comparing methods for estimating the abundance of Western Capercaillie Tetrao urogallus males in Pyrenean leks: singing counts versus genetic analysis of non-invasive samples. Bird Study 66 (4): 565-569. https://doi.org/10.1080/00063657.2020.1720594
Angelstam, P. 2004. Habitat thresholds and effects of forest landscape change on the distribution and abundance of black grouse and capercaillie. Ecological Bulletins 51: 173-187.
Aun, K., Kukumägi, M., Varik, M., Becker, H., Aosaar, J., Uri,M., Buht, M., Uri, V. 2021. Short-term effect of thinning on the carbon budget of young and middle-aged Scots pine (Pinus sylvestris L.) stands. Forest Ecology and Management, 492: 119241. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2021.119241
Baines, D., Aebischer, N.J. 2023. Estimating capercaillie Tetrao urogallus population size in Scotland from annual leks and counts of broods over the period 2010–2020. Wildlife Biology e01104. https://doi.org/10.1002/wlb3.01104
Baines, D., Aebischer, N.J., Macleod, A. 2016. Increased mammalian predators and climate change predict declines in breeding success and density of Capercaillie Tetrao urogallus, an old stand specialist, in fragmented Scottish forests. Biodiversity and Conservation 25: 2171-2186.
Baines, D., Moss, R., Dugan, D. 2004. Capercaillie breeding success in relation to forest habitat and predator abundance. Journal of Applied Ecology 41: 59–71.
Baines, D. & Summers, R.W. 1997. Assessment of bird collisions with deer fences in Scottish forests. Journal of Applied Ecology 34:941-948.
Bevanger, K. 1995a. Tetraonid mortality caused by collisions with power lines in boreal forest habitats in central Norway. Fauna norvegica Serie C, 18:41–51.
Bevanger, K. 1995b. Estimates and population conesquences of tetraonid mortality caused by collisions with high tension power lines in Norway. Journal of Applied Ecology 32:745-753.
Bevanger, K. & Brøseth, H. 2004. Impact of power lines on bird mortality in a subalpine area. Animal. Biodiversity and Conservation, 27.2: 67–77.
Bevanger, K., Bartzke, G., Brøseth, H., Dahl, E.L., Gjershaug, J.O., Hanssen, F., Jacobsen, K.-O., Kleven, O., Kvaløy, P., May, R., Meås, R., Nygård, T., Refsnæs, S., Stokke, S. & Thomassen, J. 2014. Optimal design and routing of power lines; ecological, technical and economic perspectives (OPTIPOL). Final Report; findings 2009–2014. - NINA Report 1012. 92 pp. https://www.nina.no/archive/nina/PppbasePdf/rapport/2014/1012.pdf
Bircher, N. 2011. Silvicultural Measures for the Conservation of the Capercaillie in the Special Forest Reserve of Amden - A first assessment of effectiveness. Master Thesis. Department of Environmental Sciences, ETH Zurich. Kättesaadav: https://doi.org/10.3929/ethz-a-006525916
Bird, J.P., Martin, R., Akçakaya, H.R., Gilroy, J., Burfield, I.J., Garnett, S.T., Symes, A., Taylor, J., Şekercioğlu, Ç.H. and Butchart, S.H.M. 2020. Generation lengths of the world's birds and their implications for extinction risk. Conservation Biology, 34: 1252-1261. https://doi.org/10.1111/cobi.13486
BirdLife International 2015a. European Red List of Birds. Office for Official Publications of the European Communities, Luxembourg. https://ec.europa.eu/environment/nature/conservation/species/redlist/downloads/European_birds.pdf.
BirdLife International 2015b. European Red List of Birds. Supplementary material. http://datazone.birdlife.org/userfiles/file/Species/erlob/supplementarypdfs/22679487_tetrao_urogallus.pdf.
BirdLife International 2016. Tetrao urogallus. The IUCN Red List of Threatened Species 2016: e.T22679487A85942729. http://dx.doi.org/10.2305/IUCN.UK.2016-3.RLTS.T22679487A85942729.en.
BirdLife International 2017. European birds of conservation concern:populations, trends and national responsibilities Cambridge, UK: BirdLife International https://www.birdlife.org/sites/default/files/attachments/European%20Birds%20of%20Conservation%20Concern_Low.pdf

BirdLife International 2021. European Red List of Birds. Compiled by BirdLife International. Luxembourg: Publications Office of the European Union. https://www.birdlife.org/wp-content/uploads/2021/10/BirdLife-European-Red-List-of-Birds-2021.pdf

BirdLife International 2023. Species factsheet: Tetrao urogallus. http://datazone.birdlife.org/species/factsheet/western-capercaillie-tetrao-urogallus (allalaaditud 22.12.2023)
Bircher, N. 2011. Silvicultural Measures for the Conservation of the Capercaillie in the Special Forest Reserve of Amden - A first assessment of effectiveness a first assessment of effectiveness. Master Thesis. ETH Zurich, 47 pp https://doi.org/10.3929/ethz-a-006525916

Bollmann, K., Weibel, P., Graf, R.F. 2005. An analysis of central Alpine capercaillie spring habitat at the forest stand scale. Forest Ecology and Management 215: 307-318, https://doi.org/10.1016/j.foreco.2005.05.019
Borchtchevski, V.G. 2009. The May diet of Capercaillie (Tetrao urogallus) in an extensively logged area of NW Russia. Ornis Fennica 86: 18−29.
Borchtchevski, V.G. 2011 Age composition of the capercaillie (Tetrao urogallus) population in logged areas of NW Russia, Russ. Ornitol. Zh., 2011, vol. 20, express issue no. 667, pp. 2059–2067
Borchtchevski, V.G., Hjeljord, O., Wegge, P., Sivkov, A.V. 2003. Does fragmentation by logging reduce grouse reproductive success in boreal forests? Wildlife Biology 9: 275−282.
Braunisch, V., Coppes, J., Bächle, S., Suchant, R. 2015. Underpinning the precautionary principle with evidence: A spatial concept for guiding wind power development in endangered species’ habitats. Journal for Nature Conservation 24: 31-40. https://doi.org/10.1016/j.jnc.2015.01.003
Broome, A., Connolly, T., Quine, C.P. 2014 An evaluation of thinning to improve habitat for capercaillie (Tetrao urogallus). For. Ecol. Manage. 314, 94–103. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2013.11.038.
Brøseth, H. & Bevanger, K. 2014. Black grouse and capercaillie mortality and population estimates by DNA identification in relation to powerline ROW. - Environmental Concerns in Rights-Of-Way Management. Proceedings from the Tenth Symposium. Phoenix, AZ, USA, September 30-October 3, 2012: 121-125
Busch, M., Trautmann, S. & Gerlach, B. 2017. Overlap between breeding season distribution and wind farm risks: a spatial approach. Vogelwelt 137: 169–180. https://www.researchgate.net/publication/316189778_Overlap_between_breeding_season_distribution_and_wind_farm_risks_a_spatial_approach
Cayuela, H., Rougemont, Q., Prunier, JG., et al. 2018. Demographic and genetic approaches to study dispersal in wild animal populations: A methodological review. Mol Ecol. 27: 3976–4010. https://doi.org/10.1111/mec.14848
Cayuela, H., L., Boualit, M., Laporte, J. G., Prunier, F., Priess, A,. Laurent, F., Foletti, J., Clobert, J., G. Jacob, G. 2019. Kin-dependent dispersal influences relatedness and genetic structuring in a lek system. Oecologia 19: 97–112. https://link.springer.com/article/10.1007/s00442-019-04484-z
Ceccherini, G., Duveiller, G., Grassi, G., Lemoine, G., Avitabile, V., Pilli R., Cescatti, A. 2020 Abrupt increase in harvested forest area over Europe after 2015. Nature 583: 72–77. https://doi.org/10.1038/s41586-020-2438-y.
Coppes, J., Braunisch, V., Bollmann, K., Storch, I., Mollet, P., Grünschachner-Berger, V., Taubmann, J., Suchant, R., Nopp-Mayr, U., 2020a. The impact of wind energy facilities on grouse: a systematic review. Journal of Ornithology 161: 1–15. https://doi.org/10.1007/s10336-019-01696-1.
Coppes, J., Kochs, M., Ehrlacher, J., Suchant, R., Braunisch, V. 2015. The challenge of creating a large-scale capercaillie distribution map. Gouse News 50: 21-23.
Coppes, J., Kämmerle, J.L., Grunschachner-Berger, V., Braunisch, V., Bollmann, K., Mollet, P., Suchant, R., Nopp-Mayr, U. 2020b. Consistent effects of wind turbines on habitat selection of capercaillie across Europe. Biological Conservation 244: 108529. https://doi.org/10.1016/j.biocon.2020.108529.
Coppes J, Kämmerle J-L, Grünschachner-Berger V, Palme R, Nopp-Mayr U. 2021. No evidence of increased fecal glucocorticoid metabolite levels in capercaillie (Tetrao urogallus) due to wind turbines. Ecol Evol. 11 (13): 8487-8494. https://doi.org/10.1002/ece3.7587
Coppes, J., Westhauser, A., Schroth, K. E., Braunisch, V., Förschler, M. I., & Suchant, R. 2021. Small-scale habitat use of Capercaillie Tetrao urogallus broods in the Black Forest, Germany. Bird Study, 68(1), 54-63. https://doi.org/10.1080/00063657.2021.1966739
Cramp, S. and Simmons, K.E.L. 1980. Capercaillie. The Birds of the Western Palearctic. Vol. II. Hawks to Bustards, Oxford University Press, Oxford. P 433-443.
Dagys, M., Raudonikis L. 2021. Vakarinis kurtinys Tetrao urogallus Linnaeus, 1758. In: Rašomavičius, V., (ed.). Red Data Book of Lithuania. Animals, plants, fungi. – Vilnius, p. 252.
Eionet 2020. Article 12 web tool: population status and trends of birds under Article 12 of the Birds Directive. European Environment Agency. https://nature-art12.eionet.europa.eu/article12/
Eesti Ornitoloogiaühing. 2009. Metsise mängukohtade inventuur. Aruanne.
Eesti Ornitoloogiaühing. 2010a. 2010. a külastatud metsisemängude koondatud andmete analüüs. Aruanne.
Eesti Ornitoloogiaühing 2010b. Metsise (Tetrao urogallus L.) elupaikade analüüs. Aruanne.
Eesti Ornitoloogiaühing 2011. 2011. a külastatud metsisemängude inventuur. Aruanne.
Eesti Ornitoloogiaühing 2012. 2012. a külastatud metsisemängude inventuur. Aruanne.
Eesti Ornitoloogiaühing 2021. Metsise elupaikade kaitstuse, sh kavandatavate püsielupaikade otstarbekuse ning püsielupaikade kaitsekorra muutmise ekspertiis. Eesti Ornitoloogiaühing, Tartu. Lk 1-44. https://infoleht.keskkonnainfo.ee/GetFile.aspx?id=1800649086
Eesti Ornitoloogiaühing ja Kotkaklubi 2022. Üle-eestiline maismaalinnustiku analüüs. Keskkonnaministeeriumi tellitud uuringu (riigihange nr 239156) lõpparuanne. Tartu Lk 1-150 +Lisad. https://envir.ee/media/8828/download
ELLE 2023 Rail Balticu Pärnu maakonnaplaneeringu täiendamine lõikudes 3A, 4A ja 4H. Natura hindamine. Tööversioon.
Eliassen, S., Wegge, P. 2007. Ranging behaviour of male capercaillie Tetrao urogallus outside the lekking ground in spring. Journal of Avian Biology, 38: 37−43.
Elts J., Kuus A., Leibak E. (koostajad) 2018. Linnuatlas. Eesti haudelindude levik ja arvukus. Eesti Ornitoloogiaühing, Tartu. 557 lk.
Elts, J., Leito, A., Leivits, M., Luigujõe, L., Nellis, R., Ots, M., Tammekänd, I. & Väli, Ü. 2019. Eesti lindude staatus, pesitsusaegne ja talvine arvukus 2013–2017. Hirundo 32: 1-39. https://www.eoy.ee/hirundo/files/Elts_et_al_2019-1.pdf
Escoda, L., Piqué, J., Paule, L., Foulché, K., Menoni, E., Castresana, J. 2023. Genomic analysis of geographical structure and diversity in the capercaillie (Tetrao urogallus). Conservation Genetics https://doi.org/10.1007/s10592-023-01567-6
European Environment Agency 2020a. Birds Directive reporting. Article 12 – The State of Nature in the EU - reporting on status and trends of bird species. Reporting period 2013-2018. National summaries. Estonia. Tetrao urogallus. https://cdr.eionet.europa.eu/Converters/run_conversion?file=/ee/eu/art12/envxa2bfg/EE_birds_reports_20191018-140734.xml&conv=612&source=remote#A659_B
European Environment Agency 2020b. State of nature in the EU: Results from reporting under the nature directives 2013-2018. EEA Report No 10/2020. https://www.eea.europa.eu/publications/state-of-nature-in-the-eu-2020
Fedorca M., Ionescu O., Sofletea N., Fedorca A., Curtu A.L., Ionescu G., 2020. Assessing the genetic structure of capercaillie (Tetrao urogallus) in Romania. Ann. For. Res. 63(2): 15-26. https://doi.org/10.15287/afr.2020.2025
Fletcher, K., Baines, D. 2020. Observations on breeding and dispersal by capercaillie in Strathspey. – Scot. Birds 40: 27–34. https://www.gwct.org.uk/media/1107720/SB40-1-Capercaillie.pdf
Fletcher, K., Baines, D., Ghazali, M. & Murray-Dickson, G. 2018. Can genetic techniques help estimate capercaillie (Tetrao urogallus) population size and survival rates – a pilot study to develop survey methods. Scottish Natural Heritage Research Report No. 910.
Ginn, H.B., Melville, D.S. 2000. Moult in Birds. BTO Guide 19, 112 lk.
Gjerde, I., Wegge, P. 1989. Spacing pattern, habitat use and survival of capercaillie in a fragmented winter habitat. Ornis Scand. 20: 219–225.
Gjerde, I., Wegge, P., Rolstad, J. 2000. Lost hotspots and passive female preference: the dynamic process of lek formation in capercaillie Tetrao urogallus. Wildlife Biology, 6: 291−298.
González, M., Garcia-Tejero, S., Wengert, E., & Fuertes, B. 2016. Severe decline in Cantabrian Capercaillie Tetrao urogallus cantabricus habitat use after construction of a wind farm. Bird Conservation International, 26(2), 256-261. http://dx.doi.org/10.1017/S0959270914000471.
Graf, R.F., Bollmann, K. 2008. Western Capercaillie habitat at different spatial scales. Ornithologische Beobachter 105: 33-43.
Graf, R.F., Bollmann, K., Suter, W., Bugmann, H. 2004. Using a multi-scale model for identifying priority areas in capercaillie (Tetrao urogallus) conservation. In: Smithers, R. (Ed.). 2004. Proceedings of the 12th annual IALE(UK) conference „Landscape ecology of trees and forests“, Cirencester, UK: 84–90.
Graf, R.F., Mathys, L., Bollmann, K. 2009. Habitat assessment for forest dwelling species using LiDAR remote sensing: Capercaillie in the Alps. Forest Ecology and Management 257: 160-167, https://doi.org/10.1016/j.foreco.2008.08.021
Grimm, V., Storch, I. 2000. Minimum viable population size of Capercaillie Tetrao urogallus: results from a stochastic model. Wildl. Biol. 6: 219–225.
Haakana, H.; Huhta, E.; Hirvelä, H.; Packalen, T. 2020. Trade-Offs between Wood Production and Forest Grouse Habitats in Two Regions with Distinctive Landscapes. Forest Ecosystems 7: 21. https://doi.org/10.1186/s40663-020-00227-2
Hjeljord, O., Wegge, P., Rolstad, J., Ivanova, M., Beshkarev, A.B. 2000. Spring-summer movements of male capercaillie Tetrao urogallus: A test of the 'landscape mosaic' hypothesis. Wildl. Biol. 6: 251–256.
Hofmanis, H., & Strazds, M. 2004. Medņa Tetrao urogallus L. aizsardzības plāns Latvijā (The protective plan of capercaillie Tetrao urogallus L. in Latvia). Rīga: Latvijas Ornitoloģijas biedrība. (in Latvian).
Hovick, F, T. J., Elmore, R. D., Dahlgren, D. K., Fuhlendorf, S. D., & Engle, D. M. 2014. Evidence of negative effects of anthropogenic structures on wildlife: A review of grouse survival and behaviour. Journal of Applied Ecology, 51, 1680– 1689. https://doi.org/10.1111/1365-2664.12331
Huhta, E.; Helle, P.; Nivala, V.; Nikula, A. 2017. The Effect of Human-Modified Landscape Structure on Forest Grouse Broods in Two Landscape Types. Ecosphere 8: e01950. https://doi.org/10.1002/ecs2.1950
Huntley, B., Green, R.E., Collingham, Y.C., Willis, S.G. 2007. A Climatic Atlas of European Breeding Birds. Durham University, The RSBP and Lynx Edicions, Barcelona.
Ikauniece, S. 2017. 91D0* Bog woodland. In Ikauniece S. (Eds.) Protected habitat management guidelines for Latvia, Forests, Vol. 6, (pp. 155–167). Sigulda, Nature Conservation Agency.
Ims, R., Rolstad, J., Wegge, P. 1993: Predicting space use response to habitat fragmentation: Can voles Microtus oeconomus serve as an experimental model system (EMS) for capercaillie grouse Tetrao urogallus in boreal forests? Biological Conservation 63: 261–268.
Isomursu, M. 2014. Host–parasite interactions of boreal forest grouse and their intestinal helminth parasites. PhD Thesis. Acta University Oulu A 620, 54 pp. https://www.ruokavirasto.fi/globalassets/yhteisot/tieteellinen-tutkimus/vaitoskirjat/2014-isomursu--kopio-2.pdf
Jahren, T., Storaas, T., Willebrand, T., Moa, P.F., Hagen, B-R. 2016. Declining reproductive output in capercaillie and black grouse – 16 countries and 80 years. Animal Biology 66: 364-400.
Jacob, G., Debrunner, R., Gugerli, F., Schmid, B., Bollmann, K. 2010. Field surveys of capercaillie (Tetrao urogallus) in the Swiss Alps underestimated local abundance of the species as revealed by genetic analyses of non-invasive samples. Conservation Genetics 11: 33–44.
Kaljulaid, M. 2016. Metsise ja teiste kanaliste osa kiskjaliste toidus. Magistritöö. Tartu Ülikool.
Kaasik A., Kont R., Lõhmus, A. 2023. Modeling forest landscape futures: Full scale simulation of realistic socioeconomic scenarios in Estonia. PLoS ONE 18(11): e0294650. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0294650
Keller, V., Herrando, S., Voříšek, P., Franch, M., Kipson, M., Milanesi, P., Martí, D., Anton, M., Klvaňová, A., & Kalyakin, M. V. 2020. European Breeding Bird Atlas 2: Distribution, abundance and change. European Bird Census Council & Lynx Edicions 967 pp.
Kerus, V., Dekants, A., Auninš, A., Mardega, I. 2021. Latvijas ligzdojošo putnu atlanti 1980-2017. Riga Ornitologijas bjedriba 511 pp.
Keskkonnaagentuur 2013. Metsise mängude seire 2013. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire allprogramm. https://kese.envir.ee/kese/
Keskkonnaagentuur 2014. Metsise mängude seire 2014. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire allprogramm. https://kese.envir.ee/kese/
Keskkonnaagentuur 2015. Metsise mängude seire 2015. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire allprogramm. https://kese.envir.ee/kese/
Keskkonnaagentuur 2016. Metsise mängude seire 2016. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire allprogramm. https://kese.envir.ee/kese/
Keskkonnaagentuur 2017. Metsise mängude seire 2017. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire allprogramm. https://kese.envir.ee/kese/
Keskkonnaagentuur 2018. Metsise mängude seire 2018. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire allprogramm. https://kese.envir.ee/kese/

Keskkonnaagentuur 2019a. Metsise mängude seire 2019. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire programm. https://kese.envir.ee/kese/

Keskonnaagentuur 2019b. Metsisemängude seire. Seireankeet. https://www.keskkonnaagentuur.ee/sites/default/files/seireproj_ankeet_linnud_metsise_mangud_0.docx

Keskkonnaagentuur 2019c. Metsakanaliste seire 2019 aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire programm. https://kese.envir.ee/kese/

Keskkonnaagentuur 2020a. Metsise mängude seire 2020. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire programm. https://kese.envir.ee/kese/
Keskkonnaagentuur 2020b. Metsise (Tetrao urogallus) pesakondade elupaigamudel. Random Forest algoritmil põhinev tööversioon 01.07.2020.

Keskkonnaagentuur 2020c. Metsakanaliste seire 2020 aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire programm. https://kese.envir.ee/kese/

Keskkonnaagentuur 2023a. Metsise mängude seire 2021. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire programm. https://kese.envir.ee/kese/

Keskkonnaagentuur 2023b. Metsise mängude seire 2022. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire programm. https://kese.envir.ee/kese/

Keskkonnaagentuur 2023c. Metsise mängude seire 202. aasta aruanne. Riikliku keskkonnaseire elustiku mitmekesisuse seire programm. https://kese.envir.ee/kese/

Keskkonnaministeerium 2015. Metsise (Tetrao urogallus) kaitse tegevuskava. Kehtestatud Keskkonnaministri käskkirjaga 20.05.2015 nr 456. https://www.envir.ee/sites/default/files/metsis_tk_2015.pdf
Klaus, S. 1991. Effects of Forestry on Grouse Populations: Case Studies from the Thuringian and Bohemian Forests, Central Europe. Ornis Scandinavica, 22(3), 218. https://doi.org/10.2307/3676593
Klaus, S. 1994. To Survive or To Become Extinct: Small Populations of Tetraonids in Central Europe. Ecological Studies, (ed. H. Remmert). Springer-Verlag, Berlin, Heidelberg, pp. 137–152. https://doi.org/10.1007/978-3-642-78214-5_10
Klaus, S., Andreev, A.V., Bergmann, H-H., Müller, F., Porkert, J., Wiesner, J. 1989. Die Auerhühner. - Die Neue Brehm-Bücherei. Band 86. Westarp Wissenschaften, Magdeburg, Germany. 280 lk.
Kortland, K. 2006. Forest Management for Capercaillie: an illustrated guide for forest managers. Capercaillie Biodiversity Action Plan Steering Group. Nevisprint, Fort William. http://cairngormsnature.co.uk/userfiles/file/experience_it/Forest-Management-Guidance-Booklet.pdf
Kortmann, M., Heurich, H., Latifi, H., Rösner, S., Seidl, R., Müller, J., Thorn, S. 2018. Forest structure following natural disturbances and early succession provides habitat for two avian flagship species, capercaillie (Tetrao urogallus) and hazel grouse (Tetrastes bonasia). Biological Conservation 226: 81-91. https://doi.org/10.1016/j.biocon.2018.07.014.
Kose, M., Tammekänd, I., Ojaste, I. 2021. Rail Baltica metsise asurkonna kaitsemeetmete, seire ja elupaikade taastamise programm. Rakendusplaan. Eesti Ornitoloogiaühing. 108 lk. + lisad. https://infoleht.keskkonnainfo.ee/GetFile.aspx?id=751365492
Kvasnes, M.A.J., Storaas, T. 2007. Effects of harvesting regime on food availability and cover from predators in capercaillie (Tetrao urogallus) brood habitats, Scandinavian Journal of Forest Research, 22 (3): 241-247. http://dx.doi.org/10.1080/02827580701345884
Kämmerle, J.-L., Taubmann, J., Andrén, H., Fiedler, W., & Coppes, J. 2021. Environmental and seasonal correlates of capercaillie movement traits in a Swedish wind farm. Ecology and Evolution, 11, 11762–11773. https://doi.org/10.1002/ece3.7922
Kumari, E. 1954. Eesti NSV linnud. Eesti Riiklik Kirjastus, Tallinn.
Lakka, J., Kouki, J. 2009. Patterns of field layer invertebrates in successional stages of managed boreal forest: Implications for the declining Capercaillie Tetrao urogallus L. population. Forest Ecology and Management, 257(2):600-607. https://doi.org/10.1016/J.FORECO.2008.09.042
Larin, E. G., Vasina, A. L., Korotkikh, N. N. (ed.) 2018. Modern Trends of Population Dynamics and Ecology of Forest Eurasian Tetraonids: Materials of International scientific conference, dedicated to the 100th anniversary of the Nature Reserve System of Russia, the city of Sovetsky, Khanty-Mansi Autonomous District — Yugra, Russia, September 26–29, 2017. Ekaterinburg: Ural University Press, 2018. 147 pages. ISBN 978-5-7996-2508-5. Proceedings of the First International Tetraonids Conference in Khanty-Mansi Autonomous District. (in Russian, with abstracts in English).
Leivits, M., Tammekänd, I., Tammekänd, J., Ojaste, I., Leivits, A. 2011. Effect of forest drainage on the size of Capercaillie (Tetrao urogallus) leks in Estonia: A key attribute for long-term habitat loss. Abstracts: 8th Conference of the European Ornithologists’ Union 27–30 August 2011, Riga. Ed. Fusani, L; Coppack, T.; Strazds, M. Riga: Latvian Ornithological Society, 226−226.
Leivits, M. 2012a. Metsise elupaigamudel ja selle metsanduslik tõlgendus. Ettekande slaidid. Kättesaadav: http://infoleht.keskkonnainfo.ee/GetFile.aspx?id=2011783734
Leivits, M. 2012b. Metsise (Tetrao urogallus) Eesti asurkonna elupaikade sidususe, kaitse tõhususe ja elupaikade seisundi analüüs. Keskkonnaamet, Vana-Järve. Käsikiri. 106 lk. Kättesaadav (piiratud ligipääs): Eesti Looduse Infosüsteem [id= -1012100490].
Leivits, M. 2013. Metsise (Tetrao urogallus) Eesti asurkonna elupaikade sidususe analüüs (lühiversioon). Keskkonnaamet, Vana-Järve. Käsikiri. 106 lk. Kättesaadav (piiratud ligipääs): Eesti Looduse Infosüsteem [id= -864354464].
Leivits, M 2014. Characterisation of capercaillie metapopulation spatial structure by means of habitat suitability model. Publ Inst Geogr Univ Tartu 111:248–261.
Leivits, M. 2021. Prioriteetsed ja kaitset vajavad metsise elupaigad Eestis. Zonation analüüs. Keskkonnaameti tellitud töö "Metsise elupaikade kaitstuse, sh kavandatavate püsielupaikade otstarbekuse ning püsielupaikade kaitsekorra muutmise ekspertiis" osaaruanne. Lk 1-53 + Lisad. Kättesaadav: https://infoleht.keskkonnainfo.ee/GetFile.aspx?id=842736996
Leivits, M. 2022. Taastamise tulemuslikkus erinevate haudelinnustiku seirete vaatest. Ettekanne. RMK Looduskaitsekonverents https://media.rmk.ee/files/3_Meelis_Leivits.html
Lietuvos Respublikos aplinkos ministri 2012. Dėl kurtinio (Tetrao urogallus) apsaugos plano ir veiksmų planų santraukų patvirtinimo. Valtybes žinios nr 75-3899, 14 pp (Leedu keeles)
https://e-seimas.lrs.lt/portal/legalAct/lt/TAD/TAIS.429175?jfwid=
Lindén, H. 1981. Changes in Finnish tetraonid populations and some factors influencing mortality. Finnish Game Research 39: 3–11.
Linden H. 1989. Characteristics of tetraonid cycles in Finland. Finn. Game Research 46:34--42.
Lindén, H., Danilov, P.I., Gromtsev, A.N., Helle, P., Ivanter, E.V., Kurhinen, J. 2000. Large-scale forest corridors to connect the taiga fauna to Fennoscandia. Wildlife Biology 6: 179–188.
Lindström J. 1994. Tetraonid population studies - state of the art. - Annales Zoologici Fennici 31: 347-364. https://www.sekj.org/PDF/anzf31/anz31-347-364.pdf
Lindström J., Ranta E., Kaitala V. Lindén H. 1995. The Clockwork of Finnish Tetraonid Population Dynamics. Oikos, 74(2): 185–194. http://doi:10.2307/3545647
Lindström, J., Ranta, E., Lindén, H., Lindstrom, J., & Linden, H. 1996. Large-Scale Synchrony in the Dynamics of Capercaillie, Black Grouse and Hazel Grouse Populations in Finland. Oikos, 76(2): 221-227. https://doi.org/10.2307/3546193
Lindström, J., Ranta, E., Lindén, M., Lindén, H. 1997: Reproductive output, population structure and cyclic dynamics in capercaillie, black grouse and hazel grouse. Journal of Avian Biology 28: 1–8.
Liukkonen-Anttila, T., Ratti, O., Kvist, L., Helle, P., Orell, M. 2004. Lack of genetic stucturing and subspecies differentiation in the capercaillie (Tetrao urogallus) in Finland. Ann Zool Fenn; 41: 619-643.
Ludwig, G. X., Alatalo R. V, Helle, P., Lindén H., Lindström J., Siitari H. 2006. Short- and long-term population dynamical consequences of asymmetric climate change in black grouse. Proc. R. Soc. B.273 (1597): 2009–2016 https://doi.org/10.1098/rspb.2006.3538
Ludwig, G. X., Alatalo, R. V., Helle, P., Nissinen, K., Siitari ,H.. 2008. Large‐scale drainage and breeding success in boreal forest grouse. Journal of Applied Ecology 45:325–333.
Lõhmus, A. 2001a. Elupaik ja elupaigavalik: teooriast liigikaitseliste rakendusteni. Möls, T. (Toim.). Eesti Looduseuurijate Seltsi Aastaraamat. Tartu: TA kirjastus. Lk 225−268.
Lõhmus, A. 2001b. Kaitsekorralduslikult oluliste linnuliikide ohustatus ja kaitstuse kriteeriumid Eestis. Hirundo, Supplementum 4: 5-36.
Lõhmus, A. 2015. Metsis Eestis: kümme olulisimat uurimistulemust 2013-2015. Käsikiri. Teesid metsise konsortsumile 16.11.2015. 2 lk.
Lõhmus A. 2016. Metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuring. RMK teadusprojekti lõpparuanne. http://media.rmk.ee/files/Rakendusuuringu%20lopparuanne_Metsis.pdf
Lõhmus A. 2017. Metsise elupaikade sihttaastamise eksperimentaalne uuring Soomaa uurimisalal, II. etapp. Lepingulise töö aruanne Keskkonnametile. Tartu Ülikool. 17 lk. Aruanne Keskkonnametis ametialaseks kasutamiseks (sisaldab II. kaitsekategooria liigi täpseid leiukohti). Kättesaadav (piiratud ligipääs): Eesti Looduse Infosüsteem [id=1370571264].
Lõhmus A. 2018a. Mis tulemuseni jõuti metsi tegevuskava mõttetalgutel? Eesti Loodus 69 (5): 330.
Lõhmus A. 2018b. Metsise elupaikade sihttaastamise tulemuslikkuse seire Soomaa uurimisalal. Lepingulise töö aruanne Keskkonnametile. Tartu Ülikool. 21 lk. Aruanne Keskkonnametis ametialaseks kasutamiseks (sisaldab II. kaitsekategooria liigi täpseid leiukohti). Kättesaadav (piiratud ligipääs): Eesti Looduse Infosüsteem [id=600322230].
Lõhmus, A., Leivits, M., Pēterhofs, E., Zizas, R., Hofmanis, H., Ojaste, I., Kurlavičius, P. 2017. The capercaillie (Tetrao urogallus): an iconic focal species for knowledge-based integrativemanageme servation of Baltic forests. Biodiversity and Conservation 26:1–21. https://doi.org/10.1007/s10531-016-1223-6
Lõhmus, A, Pass, E. Pensa, M. 2023. Distribution of grouse and their predators in peatland forest landscapes: A case for ecological integrity. Forest Ecology and Management 546: 121332. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2023.121332.
Lõhmus, A., Remm, L. 2017. Disentangling the effects of seminatural forestry on an ecosystem good: Bilberry (Vaccinium myrtillus) in Estonia. Forest Ecology and Management, 404: 75−83. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2017.08.035.
Maa- ja metsätalousministeriö, 2014. Suomen metsäkanalintukantojen hoitosuunnitelma. https://mmm.fi/documents/1410837/1720628/Suomen_metsakanalintujen_hoitosuunnitelma.pdf/98514f16-64b7-42f8-acc6-6870f5a92ddc/Suomen_metsakanalintujen_hoitosuunnitelma.pdf
Marcström, V., Kenward, R.E., Engren, E. 1988. The impact of predation on boreal tetraonids during vole cycles: an experimental study. Journal of Animal Ecology 57: 859–872.
Melin, M., Mehtätalo, L., Miettinen, J., Tossavainen, S., Packalen, P. 2016. Forest structure as a determinant of grouse brood occurrence – An analysis linking LiDAR data with presence/absence field data. Forest Ecology and Management 380: 202-211. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2016.09.007.
Ménoni, E. 1991. Écologie et dynamique des population du Grand Tétras dans les Pyrénées, avec des references speciales a la biologie de la réproduction chez les poules—quelques application a sa conservation. Ph.D. thesis, University of Toulouse.

Ménoni, E., Favre-Ayala, V., Cantegrel, R., Revenga, J., Camprodon, J., Garcia, D.,
Campion, D. et Riba, L. 2012. Réflexion technique pour la prise en compte du Grand tétras dans la gestion forestière pyrénéenne. FORESPIR, Union Européenne, DREAL-Mid-Pyrénées. Pau. http://www.gallipyr.eu/documents/Manuel%20Tetras.pdf

Ménoni, E., Fortin, J. 2015. Emprise des loisirs de plein air sur les habitats des galliformes de montagne dans les Pyrénées françaises. Faune sauvage no 309 (4).

Miettinen, J. 2009. Capercaillie (Tetrao urogallus) habitats in managed Finnish forests – the current status, threats and possibilities. Ph.D. thesis, University of Joensuu. Dissertationes Forestales 90. 32pp. https://doi.org/10.14214/df.90
Miettinen, J. 2012. Capercaillie, successional stage of forest and number of stems. Grouse News 43: 21- 23.
Miettinen, J., Helle, P. & Nikula, A. 2005. Lek area characteristics of capercaillie (Tetrao urogallus) in eastern Finland as analysed from satellite-based forest inventory data. Scandinavian Journal of Forest Research 20(4): 358-369. https://doi.org/10.1080/02827580500201619
Miettinen, J., Helle, P., Nikula, A. & Niemelä, P. 2008. Large-scale landscape composition and capercaillie (Tetrao urogallus) density in Finland. Annales Zoologici Fennici 45(3): 161-173. http://www.sekj.org/AnnZool.html
Miettinen, J., Helle, P., Nikula, A. & Niemelä, P. 2009. Changes in landscape-scale habitat selection of capercaillie (Tetrao urogallus) in managed north-boreal forest. Silva Fennica 43(4): 595–608. https://doi.org/10.14214/sf.182
Miettinen, J., Helle, P., Nikula, A. & Niemelä, P. 2010. Capercaillie (Tetrao urogallus) habitat characteristics in north-boreal Finland. Silva Fennica: 44(2): 235–254. https://doi.org/10.14214/sf.151
Mikoláš, M., Svitok, M., Tejkal, M., Leitão, P. J., Morrissey, R. C., Svoboda, M., Seedre, M., Fontaine, J. B. 2015. Evaluating forest management intensity on an umbrella species: Capercaillie persistence in central Europe. Forest Ecology and Management, 354, 26–34. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2015.07.001
Mikoláš, M., Svitok, M., Bollmann, K., Reif, J., Bače, R., Janda, P., Trotsiuk, V., Čada, V., Vítková, L., Teodosiu, M., Coppes, J., Schurman, J.S., Morrissey, R.C., Mrhalová, H., Svoboda, M. 2017. Mixed-severity natural disturbances promote the occurrence of an endangered umbrella species in primary forests. Forest Ecology and Management 405: 210-218. https://doi.org/10.1016/j.foreco.2017.09.006
Minkkinen, K., Ojanen, P., Penttilä, T., Aurela, M., Laurila, T., Tuovinen, J.-P., and Lohila, A. 2018. Persistent carbon sink at a boreal drained bog forest. Biogeosciences 15: 3603–3624. Kättesaadav: https://doi.org/10.5194/bg-15-3603-2018
Mollet P., Stadler B., Bollmann K. 2008: Aktionsplan Auerhuhn Schweiz. Artenförderung Vögel Schweiz. Umwelt-Vollzug Nr. 0804. Bundesamt für Umwelt, Schweizerische Vogelwarte, Schweizer Vogelschutz SVS/BirdLife Schweiz, Bern, Sempach und Zürich. 104 S. https://www.dora.lib4ri.ch/wsl/islandora/object/wsl%3A9951/datastream/PDF/Mollet-2008-Aktionsplan_Auerhuhn_Schweiz._Artenf%C3%B6rderung_V%C3%B6gel_Schweiz-%28published_version%29.pdf
Moreno-Opo R., Afonso I., Jiménez J., Fernández-Olalla M., Canut J., García-Ferré D. et al. 2015. Is It Necessary Managing Carnivores to Reverse the Decline of Endangered Prey Species? Insights from a Removal Experiment of Mesocarnivores to Benefit Demographic Parameters of the Pyrenean Capercaillie. PLoS ONE 10(10): e0139837. h.
Moss, R. 1987. Demography of Capercaillie Tetrao urogallus in North-East Scotland. I. Determining the Age of Scottish Capercaillie from Skull and Head Measurements. Ornis Scandinavica 18(2): 129-134 https://doi.org/10.2307/3676847
Moss, R. 2001. Second extinction of capercaillie (Tetrao urogallus) in Scotland? Biological Conservation, 101: 225−257.
Moss, R., Leckie, F., Biggins, A., Poole, T., Baines, D. & Kortland, K. 2014. Impacts of human disturbance on capercaillie Tetrao urogallus distribution and demography in Scottish woodland. Wildlife Biology, 20: 1-18.
Moss, R., Oswald, J., Baines, D. 2001. Climate change and breeding success: decline of the capercaillie in Scotland. Journal of Animal Ecology 70: 47–61.
Moss, R., Picozzi, N. & Catt, D.C. 2006. Natal dispersal of capercaillie Tetrao urogallus in northeast Scotland. Wildlife Biology 12: 227–232.
Mägi, M. 2021. Ekspertiisi lähteseisukohtade teaduslik alus. Metsise elupaikade kaitstuse, sh kavandatavate püsielupaikade otstarbekuse ning püsielupaikade kaitsekorra muutmise ekspertiis. Eesti Ornitoloogiaühing, Tartu lk 5-17. https://infoleht.keskkonnainfo.ee/GetFile.aspx?id=1800649086
Mägi, M. 2022. Tuugenid ja linnud – teaduskirjanduse ülevaade. Aruande „Üle-eestiline maismaalinnustiku analüüs“ lisa 3. 37 lk.
Mägi, P. 2011. Metsamajanduse mõju metsise (Tetrao urogallus L.) mängude asustatusele. Magistritöö. Tallinna Ülikool, 64 lk.
Mäki-Petäys, H. 2007. Conservation and management of populations in a fragmented forest landscape. Behavioural ecology meets population genetics. Acta Univ. Oul. A 479.
https://doi.org/10.1016/j.jnc.2005.02.008
Newton, I. 1998. Population limitation in birds. Academic Press 597 pp.
Oja, R. 2011. Metssea (Sus scrofa) lisasöötmise kõrvalmõjud maaspesitsevatele lindudele, teistele imetajatele ja taimedele. Magistritöö. Tartu Ülikool, Ökoloogia ja Maateaduste Instituut, Tartu 33 lk.
Oja, R. 2017. Consequences of supplementary feeding of wild boar – concern for ground-nesting birds and endoparasite infection. PhD Thesis. Dissertationes Biologicae Universitatis Tartuensis 322 https://dspace.ut.ee/handle/10062/57026
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(8): e0135254. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0135254
Oja, R., E. Soe, H. Valdmann, and U. Saarma. 2017. 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(6): e0179463. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0179463
Oja, R., Pass, E., Soe, E., Ligi, K., Anijalg, P., Laurimaa, L., Saarma, U., Lõhmus, A., Valdmann, H. 2018. Increased nest predation near protected capercaillie leks: a caveat against small reserves. European Journal of Wildlife Research 64: 6. https://doi.org/10.1007/s10344-018-1165-2
Ojanen, P., & Minkkinen, K. 2020. Rewetting offers rapid climate benefiits for tropical and agricultural peatlands but not for forestry‐drained peatlands. Global Biogeochemical Cycles 34: e2019GB006503. https://doi.org/10.1029/2019GB006503.
Ojaste, I. 2021. Metsise telemeetriauuring 2014-2020. Eesti Ornitoloogiaühing. Lk. 1-61+lisad. Kättesaadav (piiratud ligipääs): Eesti Looduse Infosüsteem [id=].
Ojaste, I., Kalamees, A. (koostajad) 2017. Aruanne metsiste telemeetrilise uuringu kohta Soomaa uuringualal 2016-2017. SA KIK looduskaitse allprogrammi projekti nr 10340 lõpparuanne. Eesti Ornitoloogiühing. 13 lk + lisad. Kättesaadav (piiratud ligipääs): Eesti Looduse Infosüsteem [id=1450298748].
Ojaste, I., Kalamees, A. (koostajad) 2019. Aruanne metsiste telemeetrilise uuringu kohta Soomaa uuringualal 2018-2019. SA KIK looduskaitse allprogrammi projekti nr 13650 lõpparuanne. Eesti Ornitoloogiühing. 22 lk + lisad. Kättesaadav (piiratud ligipääs): Eesti Looduse Infosüsteem [id= 1552198534].
Ojaste, I., Tammekänd, I., Kose, M. 2020. Rail Baltica metsise elupaikade seire ja elupaikade taastamise programm. Piirkonna metsise asurkonna soodsa seisundi tagamise strateegia. Eesti Ornitoloogiaühing. 47 lk. + lisad. Kättesaadav (piiratud ligipääs): Eesti Looduse Infosüsteem [id= -1968741178].
Ojaste, I., Tilgar, V. 2022. Müra mõju metsise (Tetrao urogallus) paarumisaegsele käitumisele. VKG Kaevandused OÜ poolt tellitud akustilise uuringu aruanne. Eesti Ornitoloogiaühing, Tartu 12 lk.
Pakkala, T., Pellikka, J., ,Linden H. 2003. Capercaillie Tetrao urogallus—a good candidate for an umbrella species in taiga forests. Wildlife Biology 9 (4):309–316. https://doi.org/10.2981/wlb.2003.019
Pass, E. 2015. Siirdesoometsade kuivendamise mõju metsise (Tetrao urogallus) pesarüüstele – katse tehispesadega. Magistritöö. Tartu Ülikooli loodus- ja tehnoloogiateaduskond. Tartu. https://dspace.ut.ee/handle/10062/47694
Pass, E. 2023. The effect of managed forest-wetland landscapes on forest grouse and nest predation. PhD Thesis. Dissertationes Biologicae Universitatis Tartuensis 428.
https://dspace.ut.ee/handle/10062/94171
Pass, E., Kalamees, A., Sellis, U. 2017. Tetrao urogallus in Estonia, 6. September – 8. september, 2017 Biology, ecology and protection of Galliformes in Poland and Europe, Kliczkow, Poola. (posterettekanne).
Pass, E., Lodjak, J., Mägi, M., Lõhmus, A. 2019. Complex habitat patterns create unpredictablenest predation risk – an artificial nest experiment. Ornis Fennica, 96 (4): 182−193. https://www.ornisfennica.org/ornisfennica.org/pdf/latest/19Pass.pdf
Pass, E., Pensa, M., Lõhmus, A. 2021. Contrasting short-term effects of predator removal and habitat restoration on ground-nesting birds in drained forests. Wetlands Ecology and Management https://doi.org/10.1007/s11273-021-09826-4
Peensoo, B. 2015. Metsise (Tetrao urogallus) kohanemine metsamaastiku muutustega: mängualade asukohadünaamika Eestis. Magistritöö. Tartu Ülikooli loodus- ja tehnoloogiateaduskond. Tartu. https://dspace.ut.ee/handle/10062/47696
Pensa, M. 2018. Kiskluse ohjamine metsise elupaikades. Ettekanne metsise konsortsumi 5. koosolekul 26.11.2018.
Potapov, R.A. [Потапов Р.А.] 1985. 1985. Отряд курообразные (Galliformes). Семейство тетеревиные (Tetraonidae). Л.: Наука, 1985. Ч. 2. 638 с.
Ranta, E., Lindstrom, J., & Linden, H. 1995. Synchrony in Tetraonid Population Dynamics. The Journal of Animal Ecology, 64(6), 767. https://doi.org/10.2307/3546193
Romanov, A.N. 1979. [Романов, А.Н.] 1979. Обыкновенный глухарь. М.: Наука, 1979. 143 с.
Potapov, R., Sale, R. 2013. Grouse of the world. New Holland Publisher. 408 p.
Rautiainen, M., J. Miettinen, J., Putaala, A., Rantala, M., Alhainen, M. 2017. Grouse-friendly forest management in Finland. Unasylva 68 (1): 71-77. http://www.fao.org/3/a-i6855e.pdf
Regnaut, S, Christe, P, Chapuisat, M, Fumagalli, L 2006. Genotyping faeces reveals facultative kin association on capercaillie’s leks. Conservation Genetics 7(5):665-674. https://link.springer.com/content/pdf/10.1007/s10592-005-9097-2.pdf
Remm, L., Lõhmus, A., Leibak, E., Kohv, M., Salm, J-O., Lõhmus, P., Rosenvald, R., Runnel, K., Vellak, K., Rannap, R. 2019. Restoration dilemmas between future ecosystem and current species values: The concept and a practical approach in Estonian mires. Journal of Environmental Management, 250: 109439 https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2019.109439
Riigimetsa Majandamise Keskus, 2015. Metsise kaitse rakenduskava riigimaadel 2015-2025. Käsikiri, 9 lk.
Riigimetsa Majandamise Keskus, 2020. RMK metsise kaitsestrateegia aastani 2030. Käsikiri. Kinnitatud RMK juhatuse 01.09.2020 otsusega nr 1-32/69, 9 lk.
Rodríguez-Muñoz R., Mirol, P. M., Segelbacher, G., Fernández, A., Tregenza. T. 2007. Genetic differentiation of an endangered capercaillie (Tetrao urogallus) population at the Southern edge of the species range. Conservation Genetics 8:3, 659−670.
Rolstad, J. 1988. Use of aspen Populus tremula by Capercaillie Tetrao urogallus in southeastern Norway. Ornis Fennica 65: 65–68.
Rolstad, J. 1989. Effects of logging on capercaillie (Tetrao urogallus) leks. I. Cutting experiments in southcentral Norway. Scandinavian Journal of Forest Research 4 (1-4): 99-109. https://doi.org/10.1080/02827588909382550
Rolstad, J. 1991. Consequences of forest fragmentation for the dynamics of bird population: conceptual issues and the evidence. Biol. J. Linn. Soc. 42: 149−163.
Rolstad, J., Rolstad, E., Wegge, P. 2007. Capercaillie Tetrao urogallus lek formation in young forest. Wildlife Biology, 13 (Suppl. 1): 59−67.
Rolstad, J., Wegge, P. 1987. Distribution and size of capercaillie leks in relation to old forest fragmentation. Oecologia 72: 389−394.
Rolstad, J., Wegge, P. 1989a. Effects of logging on capercaillie (Tetrao urogallus) leks.
II. Cutting experiments in southeastern Norway. Scandinavian Journal of Forest Research 4 (1-4): 111-127. https://doi.org/10.1080/02827588909382551
Rolstad, J., Wegge, P. 1989b. Effects of logging on capercaillie (Tetrao urogallus) leks. III. Extinction and recolonization of lek populations in relation to clearfelling and fragmentation of old forest. Scandinavian Journal of Forest Research 4 (1-4): 129-135. https://doi.org/10.1080/02827588909382552
Rolstad, J., Wegge, P. 1989c. Capercaillie Tetrao urogallus populations and modern forestry – a case for landscape ecological studies. Finnish Game Research 46: 43–52.
Rutkowski, R, Zawadzka, D, Suchecka, E, Merta, D. 2017. Conservation genetics of the capercaillie in Poland - Delineation of conservation units. PLoS ONE 12(4): e0174901. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0174901.
Räty, M. 1979. Effect of highway traffic tetaonid densities. Ornis Fennica 56 (4): 169-170. https://ornisfennica.journal.fi/article/view/133020
Salla, M. 2016. Metsise (Tetrao urogallus L.) elupaikade taastamise metsamajanduslikud võimalused. Magistritöö. Eesti Maaülikool. http://dspace.emu.ee/xmlui/handle/10492/2660
Segelbacher, G. 2002. Genetic structure of capercaillie populations : a non-invasive approach at multiple spatial scales. PhD thesis, Technischen Universität München, Munchen, 98 p.
Segelbacher G, Höglund J, Storch I. 2003. From connectivity to isolation: genetic consequences of population fragmentation in capercaillie across Europe. Molecular Ecology 12: 1773-1780.
Segelbacher, G., Manel, S., Tomiuk, J. 2008. Temporal and spatial analyses disclose consequences of habitat fragmentation on the genetic diversity in capercaillie (Tetrao urogallus). Molecular Ecology, 17(10): 2356–2367. https://doi:10.1111/j.1365-294x.2008.03767.x
Segelbacher, G., Storch, I. 2002. Capercaillie in the Alps: genetic evidence of metapopulation structure and population decline. Molecular Ecology 11: 1669−1677.
Segelbacher, G., Piertney, S. 2007. Phylogeography of the European capercaillie (Tetrao urogallus) and its implications for conservation. Journal of Ornithology 148 (Suppl 2): 269–274.
Segelbacher, G., Wegge, P., Sivkov, A,V., Höglund J. 2007. Kin groups in closely spaced capercaillie leks. Journal of Ornithology 148:79–84. https://link.springer.com/content/pdf/10.1007/s10336-006-0103-3.pdf
Segura, A., Castaño‐Santamaría, J., Laiolo, P., Obeso, J.R. 2014. Divergent responses of flagship, keystone and resource‐limited bio‐indicators to forest structure, Ecological Research, , 29, 5:925-936. https://doi.org/10.1007/s11284-014-1179-5
Selås, V., Sonerud, G. A., Framstad, E., Kålås, J. A., Kobro, S., Pedersen, H. B., Wiig, Ø. 2010. Climate change in Norway: warm summers limit grouse reproduction. Population Ecology 53(2): 361–371. https://doi.org/10.1007/s10144-010-0255-0
Shannon, G., McKenna, M.F., Angeloni, L.M., Crooks, K.R., Fristrup, K.M., Brown, E., Warner, K.A., Nelson, M.D., White, C., Briggs, J., McFarland, S. Wittemyer, G. 2016. A synthesis of two decades of research documenting the effects of noise on wildlife. Biological Reviews 91(4): 982-1005. https://doi.org/10.1111/brv.12207
Sirkiä, S. 2010. Effects of large-scale human land use on Capercaillie (Tetrao urogallus L.) populations in Finland. PhD Thesis. University of Helsinki, 41 pp. http://hdl.handle.net/10138/22360
Sirkiä, S., Helle, P., Lindén, H., Nikula, A., Norrdahl, K., Suorsa, P., Valkeajärvi, P. 2011. Persistence of Capercaillie (Tetrao urogallus) lekking areas depends on forest cover and fine-grain fragmentation of boreal forest landscapes. Ornis Fennica 88: 14–29.
Sjöberg, K. 1996. Modern forestry and the capercaillie. In: DeGraaf, R.M., Miller, R.I. (Eds.). Conservation of Faunal Diversity in Forested Landscapes. Conservation Biology book series (COBI) vol. 6. Springer, Dordrecht, Chapman & Hall, London, pp. 111−135. https://doi.org/10.1007/978-94-009-1521-3_4
Stadler, B., Schnidrig, P. Mollet, Spaar, U. Rehsteiner, U., Bollmann, K. 2008. The Swiss Action Plan for the Western Capercaillie: a nationalstrategy for the protection and conservation of the Capercaillie in Switzerland. Ornithologische Beobachter. 105: 117–121.
Stevenson, G.B. 2007. An historical account of the social and ecological causes of capercaillie Tetrao urogallus extinction and reintroduction in Scotland. Academic dissertation. University of Stirling. 302 pp. http://hdl.handle.net/1893/356
Storaas, T., Kastdalen, L., Wegge, P. 1999. Detection of forest grouse by mammalian predators: a possible explanation for high brood losses in fragmented landscapes. Wildlife Biology 5: 187–192.
Storaas, T., Wegge, P. 1985. High nest losses in capercaillie and black grouse in Norway. Proc. Int. Grouse Symp. 3: 481–492.
Storaas, T., Wegge, P. 1987. Nesting habitats and nest predation in sympatric population of Capercaillie and black grouse. J. Wildl. Manage. 51: 167–172.
Straupe, I.; Liepa,L., Zālīte, A.A. 2019. Habitat management for capercaillie Tetrao urogallus L. leks: the survey of vegetation changes. Conference: Research for Rural Development 2019 : annual 25th International scientific conference. https://doi.org/10.22616/rrd.25.2019.006
Storch, I. 1993. Habitat selection by capercaillie in summer and autumn-is bilberry important? Oecologia 95: 257–265.
Storch, I. 1997. Male territoriality, female range use and spatial organization of Capercaillie leks. Wildlife Biology 3, 149–61.
Storch, I. 1997. The importance of scale in habitat conservation for an endangered species: the capercaillie in Central Europe. In: Bissonette, J. (ed.) Wildlife and landscape ecology. Springer, New York, NY pp 310-330.
Storch, I. 2001. Capercaillie. BWP update. The Journal of Birds of the Western Palearctic’. (Oxford University Press: Oxford, UK.
Storch, I. 2003. Linking a multiscale habitat consept to species conservation. In: Bissonette, J. & Storch, I. (eds.) Landscape ecology and resource management: linking theory with practice. Island Press, Washington D.C. and Covelo, CA., USA. 463 S. pp 303-320. https://books.google.ee/books?id=3YQfDGuDfjkC&lpg=PP1&hl=et&pg=PA303#v=onepage&q&f=true

Storch, I. 2007. Grouse: Status Survey and Conservation Action Plan 2006–2010. Gland, Switzerland: IUCN and Fordingbridge, UK: World Pheasant Association. 114 pp.

Storch, I. 2013. Human disturbance of grouse - why and when? Wildlife Biology 19: 390-403. http://dx.doi.org/10.2981/13-006
Storch, I., Segelbacher, G. 2000. Genetic correlates of spatial population structure in central European capercaillie Tetrao urogallus and black grouse T. tetrix: a project in progress. Wildlife Biology 6: 305−310.
Suter, W., Graf, R.F. & Hess, R. 2002. Capercaillie (Tetrao urogallus) and avian biodiversity: testing the umbrellaspecies concept. Conservation Biology 16: 778-788.
Summers, R.W., Green, R.E., Proctor, R., Dugan, D., Lambie, D., Moncrieff, R., Moss, R. & Baines, D. 2004 An experimental study of the effects of predation on the breeding productivity of capercaillie and black grouse. Journal of Applied Ecology, 41, 513– 525.
Summers, R.W., McFarlane, J. & Pearce-Higgins, J.W. 2007. Measuring avoidance by capercaillies of woodland close to tracks. - Wildlife Biology 13(1): 19-27.
Taubmann, J., Kämmerle, J.-L., Andrén, H., Braunisch, V., Storch, I., Fiedler, W., Suchant, R., & Coppes, J. 2021. Wind energy facilities affect resource selection of capercaillie Tetrao urogallus. Wildlife Biology, 2021(1). http://dx.doi.org/10.2981/wlb.00737
Thiel, D., Jenni-Eiermann, S., Braunisch, V., Palme, R. & Jenni, L. 2008. Ski tourism affects habitat use and evokes a physiological stress response in capercaillie Tetrao urogallus: a new methodological approach. - Journal of Applied Ecology 45: 845-853.
Thiel, D., Jenni-Eiermann, S., Palme, R. & Jenni, L. 2011. Winter tourism increases stress hormone levels in the Capercaillie. - Ibis 153: 122-133.
Tikka A, Haara A, Miettinen J, Ikonen P, Pappinen A. 2023. Potential of Carbon Offsets to Promote the Management of Capercaillie Lekking Sites in Finnish Forests. Forests. 14(11):2145. https://doi.org/10.3390/f14112145
Tilgar, V., Ojaste, I., Saag, P. 2015. Metsise (Tetrao urogallus) stressitase seoses sõjaliste harjutustega. Hirundo 28 (1): 1−9. Kättesaadav: https://www.eoy.ee/hirundo/file_download/402/Tilgar.et.al.2015-1.pdf
Traks, M. 2016. Metsise (Tetrao urogallus) pesitsusedukus ja rüüstemäär – katsed tehispesadega. Magistritöö. Eesti Maaülikool. http://dspace.emu.ee/xmlui/handle/10492/2730
Tolvanen, A., Laine, K., Pakonen, T., Saari, E., Havas, P. 1994. Responses to harvesting intensity in a clonal dwarf shrub, the bilberry (Vaccinium myrtillus L.). Plant Ecology 110: 163–169.
Vallant S, Niederstätter H, Berger B, Lentner R, Parson W. 2018 Increased DNA typing success for feces and feathers of capercaillie (Tetrao urogallus) and black grouse (Tetrao tetrix). Ecology and Evolution 2018;00: 1–11.
Valgepea, M., Raudsaar, M., Karu, H., Suursild, E., Pärt, E., Sims, A., Kauer, K., Astover, A., Maasik, M., Vaasa, A., Kaimre, P. 2021. Maakasutuse, maakasutuse muutuse ja metsanduse sektori sidumisvõimekuse analüüs kuni aastani 2050. Keskkonnaagentuur, Eesti Maaülikool. 164 lk. https://dspace.emu.ee/xmlui/handle/10492/6981
Vázquez JF, Pérez T, Quirós F, Obeso JR, Albornoz J, Domínguez A. 2012. Population genetic structure and diversity of the endangered Cantabrian Capercaillie. Journal Wildlife Management 76:957–965. https://doi.org/10.1002/jwmg.346
Viht, E. 1974. Metsislaste arvukuse muutustest Eestis. 17, 6, 349-350.
Viht, E. 1978. Hoidkem metsise metsi. Eesti Mets 6-7.
Viht, E. 1991. Size and forest structure of display grounds of Capercaillie Tetrao urogallus pleskei at Alutaguse, North-east Estonia in 1979-89. Ornis Scand., 22, 3, 294. https://www.jstor.org/stable/3676608
Viht, E. 2006. METSIS on ohus, hoidkem ta kodu. Eesti Loodus 48, 3, 118-123.http://www.eestiloodus.ee/index.php?artikkel=1411
Viht, E., Randla, T. 2001. Metsise kaitsekorralduskava. Kaitsekorralduskava. Keskkonnaministeerium. 68 lk.
Viht, E., Randla, T. 2002. Metsis. Eesti asurkonna seisund ja säilimise väljavaated. Hirundo Supplementum 5. Eesti Ornitoloogiaühing. 50 lk.
Viigipuu, R., Tilgar, V. 2017. Inimtekkelise müra mõju lindude kommunikatsioonile ja kohasusele. Hirundo 30: 36−56. https://www.eoy.ee/hirundo/files/Viigipuu_Tilgar_2017_30-1_p36-56.pdf
Wegge, P. 1984. Spacing patterns and habitat use of Capercaillie hens in spring. In Hudson, P and Lovel, T W I (eds), Proceedings of the International Symposium on Grouse, Vol. 3, pp. 261–74. World Pheasant Association, Reading.
Wegge, P., Finne, H.M., Rolstad, J. 2007. GPS satellite telemetry provides new insight into capercaillie Tetrao urogallus brood movements. – Wildl. Biol. 13 (Suppl. 1): 87-94.
Wegge, P., Gjerde, I., Kastdalen, L. et al. 1990. Does forest fragmentation increase the mortality rate of capercaillie? Trans. 19th IUGB Congress, Trondheim 1989.
Wegge, P., Kastdalen, L. 2007. Pattern and causes of natural mortality of capercaille, Tetrao urogallus, chicks in a fragmented boreal forest. – Ann. Zool. Fennici 44: 141-151.
Wegge, P., Kvålsgard, T., Hjeljord, O., Sivkov, A.V. 2003. Spring spacing behaviour of capercaillie Tetrao urogallus males does not limit number at leks. Wildlife Biology, 9: 283−289.
Wegge, P., Moss, R., & Rolstad, J. 2022. Annual variation in breeding success in boreal forest grouse: Four decades of monitoring reveals bottom-up drivers to be more important than predation. Ecology and Evolution, 12, e9327. https://doi.org/10.1002/ece3.9327
Wegge, P., Olstad, T., Gregersen, H., Hjeljord, O., Sivkov, V.A. 2005. Capercaillie broods in pristine boreal forest in northwestern Russia: the importance of insects and cover in habitat selection. Can. J. Zool. 83: 1547-1555.
Wegge, P., Rolstad, J., 2011. Clearcutting forestry and Eurasian boreal forest grouse: Long-term monitoring of sympatric capercaillie Tetrao urogallus and black grouse T. tetrix reveals unexpected effects on their population performances. Forest Ecology and Management 261: 1520-1529.
Wegge P, Rolstad J. 2017. Climate change and bird reproduction: warmer springs benefit breeding success in boreaal forest grouse. Proc. R. Soc. B 284: 20171528. http://dx.doi.org/10.1098/rspb.2017.1528
Wegge, P., Storaas, T. 1990. Nest loss in capercaillie and black grouse in relation to the small rodent cycle in southeast Norway. Oecologia 82: 527–530.
Wegge P., Rolstad J., Gjerde I. (1992). Effects of boreal forest fragmentation on capercaillie grouse: empirical evidence and management implications, in Wildlife 2001, (ed. D.R. McCullogh, R.H. Barret), lk 738–749. Elsevier Applied Science, New York.
Yrlölä, T. 2002. Forest management guidelines and practices in Finland, Sweden and Norway. European Forest Institute, Internal Report No. 11.
Zawadzka, D. 2015. Best Practice Guide for the protection of the Capercaillie and Black Grouse. http://www.bestpractice-life.pl/g2/oryginal/2015_04/34eaa9f094645a214c66ec0962f0f299.pdf
Zizas, R 2015. The influence of forest structure on the capercaillie (Tetrao urogallus L.) habitats and distribution in south-eastern Baltic sea regioon. Doctoral dissertation. https://vb.vdu.lt/object/elaba:11574247/11574247.pdf
Zizas, R. Mozgeris, G. Baliuckas, V. Brazaitis, G., Belova, O. Grašytė, G. and Kurlavičius, P. 2017. The Effect of Forest Landscape Structure on the Location and Occupancy of Capercaillie (Tetrao urogallus) Leks. Baltic Forestry, 23 (1). https://www.balticforestry.mi.lt/bf/PDF_Articles/2017-23%5B2%5D/Baltic%20Forestry%202017.2_411-422.pdf
Zizas, R., Shamovich D., Kurlavičius P., Belova O. and Brazaitis G. 2012. Radio-tracking of Capercaillie (Tetrao urogallus) in North Belarus. Baltic Forestry, 18 (2): 270–277. https://www.balticforestry.mi.lt/bf/PDF_Articles/2012-18[2]/Zizas_2012%2018(2)_270_277.pdf

Lisa. Metsise tuumalad, astmelauad ning tuumalade vahelise sidususe tagamiseks olulised piirkonnad MapInfo kaardikihtidena (metsis_tuumala_astmelaud.zip)