| Dokumendiregister | Riigimetsa Majandamise Keskus |
| Viit | 3-2.1/7577 |
| Registreeritud | 06.12.2023 |
| Sünkroonitud | 31.12.2025 |
| Liik | Kiri |
| Funktsioon | 3-2.1 |
| Sari | Metsamajanduse alane kirjavahetus |
| Toimik | |
| Juurdepääsupiirang | Avalik |
| Juurdepääsupiirang | |
| Adressaat | Keskkonnaamet |
| Saabumis/saatmisviis | Keskkonnaamet |
| Vastutaja | Toomas Kivisto |
| Originaal | Ava uues aknas |
Maaparandussüsteemide negatiivsete mõjude leevendus- ja kompensatsioonimeetmete rakendamise juhise õiguslik analüüs
Kaarel Relve
Tartu 2023
viimati muudetud 30.11.2023
2
Sisukord
Sisukord ..................................................................................................................................... 2
Kokkuvõte ................................................................................................................................. 3
Sissejuhatus ............................................................................................................................... 4
1. Õigusraamistik ...................................................................................................................... 5
1.1. Keskkonna säästmise kohustus ja keskkonnahäiringute ohjamine KeÜS-s ............. 5
1.2. Keskkonnahäiringute ohjamine maaparandusseaduses ............................................ 7
1.3. Kuivendustöö keskkonnamõju hindamine ................................................................ 10
1.4. Omandipõhiõiguse riive ja võrduspõhiõiguse riive .................................................. 14
2. Juhise ettepanekute õiguslik rakendatavus ...................................................................... 16
2.1. Üldised rakendusprobleemid ...................................................................................... 16
2.2. Vajaduspõhimõte ......................................................................................................... 17
2.3. Eksperthinnang ja tegevusluba ................................................................................... 18
2.4. Keskkonnarajatised ..................................................................................................... 19
2.5. Kuivendustööst hoidumine kui keskkonnameede .................................................... 22
2.6. Kaitstavad alad ............................................................................................................. 23
2.6. RMK ............................................................................................................................... 24
viimati muudetud 30.11.2023
3
Kokkuvõte
Analu u si eesma rk on selgitada o iguslike takistusi juhise ettepanekute elluviimisel
loaandja vaatepunktist. Olulisemad ta helepanekud on ja rgmised.
Maaparandusseaduses tuleks ta psustada ehitusloast keeldumise regulatsiooni la htuvalt
KeÜ S va ltimispo himo tte teisest lausest, mille kohaselt keskkonnaohtu tuleb erandina
taluda. Samuti oleks vajalik ta psustada, kas ja millises ulatuses on loa andjal hindamis- ja
kaalumisruum keskkonnarajatiste ehitamise no udmisel.
Juhise ettepanekute elluviimist raskendab asjaolu, et ettepanekutes ei eristata selgelt
keskkonnaohte ja riske, ettepanekute u ldine ebama a rus ja alusuuringute puudulikkus.
Takistusi ei ole ettepanekule so nastada maaparandusseaduses po himo te, et
kuivendussu steeme ei ehitata ja nende hoiuto id ei teostata ilma objektiivse
maaparandusliku vajaduseta, et hoida a ra tarbetud keskkonnaha iringud. Po himo tte
elluviimise suurimaks takistuseks on ebaselgus kuivendusto o de kasust ja kahjust.
Juhises soovitatakse eksperthinnangute koostamist teatud juhtudel, kuid ettepanekute
elluviimist takistab eksperthinnangute ta psemate (menetlus) no uete puudumine.
Juhises on keskkonnarajatiste loetelu pikem kui kehtivas o iguses ja no uded rangemad.
Raskusi vo ib tekitada veekogu tundlikkuse o iglane arvestamine keskkonnarajatiste
kohustuse ma a ratlemisel. Ku sitav on puhastuslodude ja avaveeliste tehisma rgalade
rajamise no ude kohustuslikkus ko igil tavamaaviljelusega (PST) aladel, sest toetust
antakse po llumajandusmaa kasutamises hoidmiseks mitte keskkonnarajatiste
ehitamiseks. Juhise ettepanekute elluviimine on oluliselt keerulisem, kui
keskkonnarajatiste ettepanekuid tuleks rakendada ka va ljaspool ehitusloa taotlemise
menetlust. Eriti selles kontekstis tuleks ta psustada, mis juhtudel saab kuivendussu steemi
omaniku tegevusetust pidada keskkonnano uete elluviimiseks ja millistel juhtudel on
tegemist maaparandusalaste no uete rikkumisega.
Juhise ettepanekute elluviimist takistab asjaolu, et need ei haaku ha sti LKS u ldise
su steemiga, mille kohaselt kaitse ulatus so ltub sellest, kas liik vo i elupaik on antud
kaitstava ala kaitse-eesma rgiks. Kaitserež iimi rangemaks muutmisel tuleb arvestada, et
see vo ib tuua kaasa taotluste kasvu kinnisasja omandamiseks riigi poolt.
RMK tegevuse ta htsuse to ttu metsakuivendusto o de negatiivsete mo jude ohjamisel tuleks
kaaluda u ldise regulatsiooni kehtestamise asemel RMK tegevuse suunamist. RMK
tegevust saab suunata la bi erinormide kehtestamise, mis reguleerivad u ksnes RMK
tegevust, la bi RMK po hima a ruse muutmise, la bi RMK no ukogu, ministri poolt teostatava
haldusja relevalve ning ka arengukavade jms dokumentide kaudu.
viimati muudetud 30.11.2023
4
Sissejuhatus
Ka esolev analu u s on koostatud to o vo tuna Tartu Ü likoolile. Analu u s ka sitleb
Keskkonnaameti tellimusel Tartu Ü likooli teadlaste poolt koostatud juhist: Riinu Rannap,
Maarja Vaikre, Elin Soomets-Alver, Kai Vellak, Liina, Remm, Piret Lo hmus
„Maaparandussu steemide negatiivsete mo jude leevendus- ja kompensatsioonimeetmete
rakendamise juhis. Ta iendatud versioon“ Tartu Ü likool, O koloogia ja maateaduste
instituut, Loodusressursside o ppetool, Tartu 2023. Juhises vo etakse kokku olemasolev
teaduskirjandus ja parimad praktikad Eestis ja la hiriikides. Juhise lo pus on esitatud
ettepanekud meetmete to hustamiseks Eestis, mis reeglina sisaldavad ka soovitusi muuta
o igusnorme.
Tuleb ma rkida, et o iguses nimetatakse juhiseks o iguse rakendamist ho lbustavat
o iguslikult mittesiduvat dokumenti, nt defineerimata o igusmo istete ta henduse
selgitamist kohtupraktika analu u si abil. Sellistes juhistes ei tehta reeglina ettepanekuid
kehtiva o iguse muutmiseks. Neis siiski sisalduvad muudatusettepanekud pole tavaliselt
po himo ttelist, vaid pigem redaktsioonilist laadi, nt tehakse ettepanek kirjutada mo ni sa te
ta psemaks. Analu u sitav juhis pole olemuselt selline, vaid pigem la htekoht poliitiliseks
diskussiooniks ja aluseks o igusloomele. O iguslikus analu u sis ei hinnata juhise abino ude
vajalikkust, sest see on loodusteaduslik ku simus. Samuti ei hinnata, kas mo ni muu era- vo i
avalik huvi kaalub u les looduskaitselise vajaduse, sest see on va a rtushinnangute ku simus,
mis tuleb lahendada poliitilises protsessis.
O igusliku analu u si eesma rk on selgitada, millised on o iguslikud takistused juhise
ettepanekute elluviimisel la htudes haldusorgani vajadustest tagada looduskaitseliste
eesma rkide saavutamine loa andmisel ja loa koosko lastamisel. Analu u si esimeses pooles
(ptk 1) ka sitletakse teatud u ldisi o iguslikke ku simusi, et anda hilisemale ka sitlusele
raamistik ja va ltida selles pikki selgitusi ja kordusi. Analu u si teises pooles (ptk 2)
ka sitletakse ettepanekute rakendusprobleeme teemade kaupa. Analu u si to o versioon oli
sisendiks juhise koostamisele. Analu u si lo ppversioonis sisalduvad vaid endiselt
relevantsed ma rkused, kuid u ldine osa on esitatud ta ismahus, sh keskkonnamo jude
hindamise osa, kuigi juhise lo ppversioonis ei sisaldu enam KeHJS muutmisettepanekuid.
Analu u sis kasutatakse mo istet „kuivendusto o “ u ldise mo istena, mis ho lmab
kuivendussu steemi rajamise ja olemasoleva rekonstrueerimise, samuti
kuivendussu steemi hoiuto o d, st uuendamise ja hoolduse.
viimati muudetud 30.11.2023
5
1. Õigusraamistik
1.1. Keskkonna säästmise kohustus ja keskkonnahäiringute ohjamine KeÜS-s
Juhise eesma rk on va hendada ja kompenseerida maaparandussu steemide negatiivseid
mo jusid looduskeskkonnale. Negatiivsete keskkonnamo jude va hendamise kohustus on
sa testatud juba po hiseaduse tasemel. PS § 5 sa testab, et Eesti loodusvarad ja
loodusressursid on rahvuslik rikkus, mida tuleb kasutada sa a stlikult. PS § 53 esimese
lause kohaselt on igau ks kohustatud sa a stma elu- ja looduskeskkonda ning hu vitama
kahju, mis ta on keskkonnale tekitanud. Viimase normi na ol on esmajoones tegemist
u ksikisiku po hikohustusega. PS § 5 valguses ei ole aga to siseltvo etavat po hjust kahelda, et
po hiseadus paneb u ksikisiku ko rval keskkonna kaitse kohustuse ka riigile ja kohaliku
omavalitsuse asutustele. 1
Ü ldine negatiivsete keskkonnamo jude ohjamise o iguslik raamistik on sa testatud
keskkonnaseadustiku u ldosa seadusega (KeÜ S), eelko ige § 3-11. KeÜ S baasmo isteks on
keskkonnaha iring.2 Lihtsustatult on keskkonnaha iringuks inimtegevusega kaasnev
mistahes ebasoodne mo ju keskkonnale ja keskkonna kaudu toimiv ebasoodne mo ju
tervisele, sh heaolule, varale ja kultuuripa randile. Keskkonnaha iringul ei ole alumist piiri,
mh saab keskkonnaha iringuks olla mo ju, mis ja a b allapoole kehtestatud arvulist normi.
Keskkonnaha iringu definitsioon ho lmab ka va ga va ikese ebasoodsa mo ju. Seeto ttu ei no ua
seadus ko igi keskkonnaha iringute va ltimist. Va ltimise piiriks on keskkonnaohu olukord.
Keskkonnaoht on olulise keskkonnaha iringu tekkimise piisav to ena osus (KeÜ S § 10).
Oluliseks keskkonnaha iringuks on eelduslikult na iteks keskkonnakvaliteedi piirva a rtuse
u letamine, nagu veeseaduse alusel kehtestatud piirnormide u letamine.3. Ü ldiselt tuleb
keskkonnaohte va ltida. Tegevusega kaasneva keskkonnaohu talumine on o iguslikult
aktsepteeritav vaid erandina olukorras, kus tegevus on vajalik u lekaaluka huvi to ttu,
puudub mo istlik alternatiiv ja keskkonnaohu vo i olulise keskkonnaha iringu
va hendamiseks on vo etud vajalikud meetmed, sh hu vitusmeetmed (vt nt KeÜ S § 10, KeHJS
§ 29). Tuleb ma rkida, et keskkonnaohu va ltimine ei ta henda tingimata ebasoodsa mo ju
a ra hoidmist. Oht on kombinatsioon negatiivse tagaja rje raskusest ja selle avaldumise
to ena osusest. Mida raskem on tagaja rg, seda va hem kindel peab olema selle avaldumises
ja vastupidi. Ohu va ltimine vo ib seega seisneda nii tagaja rje raskuse kui ka selle
avaldumise to ena osuse va hendamises piirini, kus pole enam po hjust ra a kida ohust.
1 Vt ka RKHKo 3-20-771, p 17, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid/?asjaNr=3-20-771/103 2 Keu S § 3 lg 1. Keskkonnaha iring on inimtegevusega kaasnev vahetu vo i kaudne ebasoodne mo ju keskkonnale, sealhulgas keskkonna kaudu toimiv mo ju inimese tervisele, heaolule vo i varale vo i kultuuripa randile. Keskkonnaha iring on ka selline ebasoodne mo ju keskkonnale, mis ei u leta arvulist normi vo i mis on arvulise normiga reguleerimata.
3 Keskkonnaministri 24.07.2019 ma a rus nr 28 „Prioriteetsete ainete ja prioriteetsete ohtlike ainete nimekiri, prioriteetsete ainete, prioriteetsete ohtlike ainete ja teatavate muude saasteainete keskkonna kvaliteedi piirva a rtused ning nende kohaldamise meetodid, vesikonnaspetsiifiliste saasteainete keskkonna kvaliteedi piirva a rtused, ainete ja lgimisnimekirjaga seotud tegevused“ https://www.riigiteataja.ee/akt/131122021003?leiaKehtiv
viimati muudetud 30.11.2023
6
Muuhulgas tuleneb eelnevast, et ohu va ltimine KeÜ S-i mo ttes vo ib seisneda ka u ksnes
leevendusmeetmete rakendamises. Keskkonnaohu va ltimise tagamiseks peab seadus ette
na gema loa andmisest keeldumise, kui ilmneb kekskonnaoht.
KeÜ S kohaselt ei vo i piirduda u ksnes keskkonnaohtude va ltimisega, vaid lisaks tuleb
va hendada ka keskkonnariske.4 Lihtsalt o eldes on keskkonnarisk va ike keskkonnaoht. See
ei anna ohu mo o tu va lja, sest ebasoodne mo ju ei ole piisavalt suur vo i selle tekkimine pole
piisavalt to ena oline. Keskkonnariske tuleb maksimaalset va hendada, kuid maksimumi ei
ma a ra u ksnes keskkonnakaitse eesma rgid, vaid ka nt majanduslikud vo imalused.
Keskkonnariskide va hendamise no udmine loamenetluses on vo imalik, kui o igusaktidega
on keskkonnariski va hendamine ette na htud vo i luba antakse kaalutluso iguse alusel.
Ko ik, mis ja a b alla keskkonnaohu piiri pole tingimata keskkonnarisk. Riski alumiseks
piiriks on ebasoodsad mo jutused, mis on nii va ikesed vo i mille avaldumise to ena osus on
nii va ike, et neid tuleb taluda. Talumiskohustuse ja keskkonnariski piir so ltub mh
poliitilistest prioriteetidest.
Koos teaduslike teadmiste paranemisega muutub see, mida tuleb pidada
keskkonnaohuks-ja riskiks. Paraku on ressursid teadusto o ks piiratud. Sageli pole
konkreetse otsuse tegemisel vo imalik toetuda kindlatele teaduslikele vastustele, mh
vo ivad teadlased olla eri seisukohtadel, kas tegevus saab u ldiselt vo i antud oludes
po hjustada ebasoodsa tagaja rje ja kui to sine see tagaja rg on. Ebakindluse tingimustes
tuleb juhinduda ettevaatuspo himo ttest (KeÜ S § 11)5, mis u ldiselt o eldes ta hendab, et
lo plike to endite puudumine ei ole o igustus tegevusetusele ning tegutsemise aluseks
piisab mo istlikust (teaduslikust) kahtlusest. Tegutsemine ta hendab u ldiselt
ettevaatusmeetmete rakendamist tegevuse elluviimisel, et hoida distantsi vo imalikust
ebasoodsast tagaja rjest, kuid raskete tagaja rgede korral vo ib see olla ka tegevuse
keelamise aluseks.
PS § 53 tulenev sa a stmiskohustus on eelko ige igau he kohustus. Ka KeÜ S kohustab
eraisikuid keskkonnaohte va ltima ja -riske va hendama so ltumata sellest, mida
haldusorganid ette kirjutavad. KeÜ S § 14 kohaselt peab igau ks rakendama meetmeid oma
tegevuse vo i tegevusetusega po hjustatava keskkonnaha iringu va hendamiseks niivo rd,
kuivo rd seda on mo istlik eeldada. KeÜ S § 15 kohaselt peab igau ks peab enne sellise
tegevuse alustamist, mis po hjustab keskkonnaohu, omandama mo istlikus ulatuses
teadmisi, mis tegevuse laadi ja ulatust arvesse vo ttes on vajalikud keskkonnaohu
va ltimiseks. Ta psemad ja ulatuslikumad no uded on kehtestatud § 16- § 221 ka itajatele,
kelleks vo ivad olla ka maaparandussu steemi omanikud. Samuti sa testatakse asjakohaseid
kohustusi eriseadustes. Nt peab maaomanik, maavaldaja vo i veekasutaja peab vo tma
meetmed, millega va hendada vo i va ltida tegevuse mo ju pinnaveekogumile,
4 KeÜ S § 4. Keskkonnarisk on va hendamist vajava keskkonnaha iringu tekkimise vo imalikkus.
5 KeÜ S § 11lg 1. Keskkonnariski tuleb kohaste ettevaatusmeetmete vo tmisega vo imalikult suurel ma a ral va hendada.
viimati muudetud 30.11.2023
7
po hjaveekogumile vo i isiku varale (VeeS § 117 lg 2) ja maaparandussu steemi omanik ei
tohi maaparandushoiuto o d tehes takistada veevoolu maaparandussu steemis ega
kahjustada keskkonnaseisundit, maaparandussu steemi vo i selle toimimist (MaaParS § 44
lg 2).
1.2. Keskkonnahäiringute ohjamine maaparandusseaduses
KeÜ S ei ta psusta, milliste seaduste suhtes on see u ldseaduseks. Seadust nimetatakse
„u ldosaks“, sest keskkonnao iguse kodifitseerimisel koondati sellesse regulatsioon, mis on
sektoripo histe seaduste (vesi, atmosfa a rio hk jne) u lene. Olen seisukohal, et tulenevalt
po hiseaduslikust sa a stmiskohustusest ja kaudselt ka EL-i o iguse lo imimispo himo ttest
tuleb KeÜ S u ldisi sa tteid arvestada mistahes seaduse rakendamisel. Na iteks tuleb
maaparandusseaduse alusel lubade andmisel juhinduda mh KeÜ S-is sa testatud
keskkonnao iguse po himo tetest, kuid mitte loamenetluse peatu kist, sest nimetatud
peatu kk kohaldub so naselgelt vaid keskkonnakaitse lubadele, mille hulka ei kuulu
maaparandusseaduse alusel antavad load.
Maaparandusseadus ei kasuta keskkonnaohu ja -riski mo isteid, kuid see ei ta henda
vastuolu KeÜ S- u ldise keskkonnaha iringute ohjamise raamistikuga. Va ltimispo himo ttega
seondub otseselt ehitusloast keeldumise regulatsioon (MaaParS § 23 lg p 9 ja § 26 lg 5 p
4), mille kohaselt tuleb loast keelduda, kui oluline keskkonnamo ju on hindamata, kuigi
keskkonnamo ju hindamine on ette na htud, vo i kui ehitatava maaparandussu steemiga
kaasneb oluline keskkonnamo ju, mida ei ole vo imalik piisavalt va ltida ega leevendada.
Termin „oluline keskkonnamo ju“ tuleneb KeHJS-st ning on KeÜ S mo istega seotud
ja rgnevalt. Keskkonnaoht on olulise keskkonnaha iringu tekkimise piisav to ena osus (KeÜ S
§ 5). Eelduslikult on oluliseks keskkonnaha iringuks olulise keskkonnamo ju po hjustamine
(KeÜ S § 3 lg 2 p 4). Keskkonnaohuks on seega mh piisav to ena osus, et po hjustatakse
oluline keskkonnamo ju. Kuivendussu steemile ehitusloa andmise otsustamisel ei ole
ehitusloa alusel toimuva tegevuse mo ju veel avaldunud – maaparandusseaduse viidatud
sa tetes peetakse silmas KeHJS mo ttes eeldatavat ehk to ena oliselt avalduvat olulist mo ju.
Luba ei saa anda, kui olulist mo ju ei saa piisavalt va ltida vo i leevendada. Olulise
keskkonnamo ju va hendamine ho lmab nii tagaja rje raskuse va hendamise kui ka selle
tekkimise to ena osuse va hendamise. Seega ei erine olulise keskkonnamo ju piisava
va ltimise vo i leevendamise kohustus maaparandusseaduses po himo tteliselt KeÜ S
sa testatud keskkonnaohu va ltimisest. Teiste so nadega keelab maaparandusseadus loa
andmise keskkonnaohu olukorras.
Maaparandusseaduse regulatsiooni oleks vaja siiski ta psustada la htuvalt KeÜ S
va ltimispo himo tte teisest lausest, mille kohaselt keskkonnaohtu tuleb erandina taluda,
kui tegevus on vajalik u lekaaluka huvi to ttu, puudub mo istlik alternatiiv ja keskkonnaohu
vo i olulise keskkonnaha iringu va hendamiseks on vo etud vajalikud meetmed, sh
hu vitusmeetmed. Kehtiv o igus na eb sellise erandi selgeso naliselt ette u ksnes seoses
olulise ebasoodsa mo juga Natura alale (KeHJS § 29), st muudel juhtudel ei luba kehtiv
o igus selgeso naliselt olulist ebasoodsat mo ju kunagi avaldada. Olen seisukohal, et erandit
viimati muudetud 30.11.2023
8
ei saa tuletada vahetult ja u ksnes KeÜ S va ltimispo himo tte (§ 11) teisest lausest. KeÜ S
po himo tted on to lgendamissuunised, mitte otsekohalduvad normid. On vaieldav, kas
erandit saab tuletada maaparandusseaduse sa tetest isegi kui vo tta arvesse KeÜ S
va ltimispo himo tte so nastust. Kokkuvo ttes tuleks maaparandusseaduses selgelt ette na ha
erandi tegemise vo imalus. See eeldab mh la bi mo tlemist ja poliitilist kokkulepet, millistes
huvides saab erandi teha (nt toidujulgeolek), kes ja kuidas teeb kindlaks muu olulise huvi
olemasolu ja kuidas huve kaalutakse. Samuti tuleb la bi mo elda, kuidas toimub erandi
tegemisel kahju kompenseerimine keskkonnale. Sisulise kompenseerimise tagamiseks
peaks see olema asjakohaste loodusva a rtuste seisundi reaalne parandamine mitte
u ldisesse riigieelarvesse makstav kahjuhu vitis.
Maaparandusseadus na eb ette ka keskkonnariskide ohjamise, eelko ige la bi
keskkonnarajatiste ehitamise kohustuse. Vastav regulatsioon on u ksikasjalik.
Asjakohaseid detaile on ka sitletud analu u si ja rgmistes osades. Siinkohal on oluline va lja
tuua, et projekteerimisnormide6 § 2 lg 4 kohaselt projekteeritakse keskkonnakaitse
tagamiseks vajaduse korral asjakohane keskkonnakaitserajatis. Vajadust ta psustakse
ma a ruse §-s 26-34 ning uurimisto o no uete7 §-s 35. Nimetatud normides viidatakse
eelko ige hajukoormuse leviku ohule (st ei kasutata riski mo istet), kuid KeÜ S mo ttes vo ib
tegu olla keskkonnaohu vo i -riskiga so ltuvalt sellest, kui suure to ena osusega ja kui raske
tagaja rje toob keskkonnarajatiste ehitamata ja tmine konkreetsel juhul kaasa.
Kuigi keskkonnarajatiste normid on va ga detailsed, ei reguleerita neis siiski ko iki
ku simusi lo plikult, nt puhastuslodu osas seda, mis on suubumiskoha vahetu la hedus
(projekteerimisnormide § 29 lg 2 p 1). On tavaline, et normides pole ko ike pisiasjadeni
reguleeritud, mh kasutatakse o iguses tihti (lo puni) ma a ratlemata mo isteid, mida tuleb
o iguse rakendamisel igakordselt sisustada. O iguslikust vaatepunktist tuleks aga eristada
hindamis- ja kaalumisruumi.
Kaalutluso igus on haldusorganile antud volitus valida o igusnormi rakendamisel erinevate
o iguslike tagaja rgede vahel (otsustus- vo i valikudiskretsioon, HMS § 4 lg 1).
Kaalutluso igust tuleb teostada koosko las volituse piiride, kaalutluso iguse eesma rgi ning
o iguse u ldpo himo tetega, arvestades olulisi asjaolusid ning kaaludes po hjendatud huve
(HMS § 4 lg 2). Kaalumissituatsioonis ei ole haldusorgani u lesandeks u ksnes vo rrelda
erinevaid huve ja selgitada va lja neist kaalukamad. Haldusorgani u lesandeks on ka tasa-
kaalustada erinevaid kaalukaid huve. 8 Kaalutuluso igus ta hendab u ldiselt va a rtusotsuse
(poliitilise otsuse) tegemist, sest otsustakse huvide kaalu u le. Na iteks ei tohi
maaparandusseaduse § 47 lg 2 kohaselt olla maaparandussu steemis koprapaisu. Sa te on
imperatiivne ega ja ta mingit kaalumisruumi. Kaalumisruum oleks juhul, kui
6 Maaeluministri 06.05.2019 ma a rus nr 45 „Maaparandussu steemide projekteerimisnormid“ https://www.riigiteataja.ee/akt/108052019001?leiaKehtiv
7 Maaeluministri 20.12.2018 ma a rus nr 77 „Maaparanduse uurimisto o no uded“, https://www.riigiteataja.ee/akt/104112020068?leiaKehtiv
8 RKHKo 3-3-1-52-13, p 31, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid?asjaNr=3-3-1-52-13
viimati muudetud 30.11.2023
9
maaparandusseaduse kohaselt vo ib PTA projekteerimistingimuses eritingimusena ette
na ha koprapaisu sa ilitamise eesvoolus, kui see on po hjendatud elupaikade mitmekesisuse
tagamiseks ja metsatulekahju kahjude va hendamiseks arvestades koprapaisu negatiivset
mo ju maaparandussu steemi toimimisele ja vooluveekoguga seotud liikide elupaikadele
ning vajadust va ltida juurdepa a suteede u leujutusi.
Hindamisotsustega on tegemist siis, kui o igusnormi kohaldamise eeldused tehakse
kindlaks hinnanguliselt, isea ranis o igusnormis kasutatud ma a ratlemata o igusmo iste
sisustamisel, faktiliste asjaolude hindamisel o igusva liste mo o dupuude alusel, samuti
prognooside tegemisel. 9 Na iteks tuleb eesvoolu keskkonnarajatised projekteerida
„vajaduse korral“ eesvoolu isepuhastusvo ime suurendamiseks, o koloogilise seisundi vo i
o koloogilise potentsiaali parandamiseks (projekteerimisnormide § 26 lg 3). Ü heks
selliseks rajatiseks on va hkide tehiselupaik, mille osas pole ta psemalt ma a ratletud selle
rajamise vajadust. Vajadus tehiselupaik rajada vo ib tuleneda na iteks sellisest hindamisest,
millest ilmneb, et tehiselupaiga rajamiseta pole vo imalik saavutada veeseaduses
sa testatud pinnaveekogumi head seisundit (VeeS § 32 lg 1). Hindamine ei tohiks sisaldada
va a rtusotsust, vaid peaks toimuma objektiivsetel alustel. Praktikas vo ib hindamisotsuseid
olla keeruline teha mh po husel, et normid vo ivad ja tta suure hindamisruumi vo i olla nii
u ldiselt so nastatud, et on raske kindlaks teha, mis ta pselt on konkreetsel juhul no utav.
On vaieldav, kas ja kui suures ulatuses vo imaldavad maaparandusseaduse alusel antavad
load kaalumist. Selge kaalumiskohustus on sa testatud, vaid seoses Natura erandi
tegemisega (KeHJS § 29 lg 3). Seda ku simust peaks maaparandusseaduses ta psustama, mh
po hjusel, et kaalutluso iguse puudumisel saaks keskkonnarajatise ehitamist no uda u ksnes
juhul, kui selle rajamise kohustus tuleneb selgelt o igusaktist (sh juhud, kus kohustus
selgub hindamisel), samuti juhul kui see on vajalik olulise keskkonnamo ju va ltimiseks vo i
leevendamiseks. Teisiso nu saab keskkonnariske ohjata juba o igusaktide tasemel
reguleerides, mis juhtudel on keskkonnakaitserajatised kohustuslikud vo i ja tta see
ku simus mingis osas igakordseks otsustamiseks kaalutluso iguse alusel. Teine variant on
paindlikum vo imaldades arvestada konkreetse juhtumi asjaolusid, kuid no uab otsustajalt
suuremat pa devust ja rohkem ressursse vastavalt kaalutluso iguse ulatusele. Arvestades
teema keerukust ning teaduslikku ebakindlust, na ib vajalik ja tta loa andjale va hemalt
mingites ku simustes kaalutlusruum. Loa andmine peab kokkuvo ttes toimuma
kaalutluso iguse alusel nagunii juhul, kui selle raames peaks olema vo imalik teha
va ltimispo himo tte kohast erandit.
So ltumata sellest, kas keskkonnariskide ohjamiseks vajalikud abino ud ma a ratletakse
ainult o igusnormides vo i ka kaalutluso iguse alusel u ksikotsuse tegemisel tuleks
ma a ratleda vo imalikult ta pselt, mis juhtudel tuleb keskkonnarajatised rajada vo i millest
la htuvalt on tuleb nende rajamine kaalutluso iguse alusel otsustada. Sellisel ma a ratlemisel
tuleb arvesse vo tta muid kaalukaid huve. Esimesel juhul u ksnes enne o igusaktide
kehtestamist huvigruppe kaasates ja normide mo jusid hinnates, teisel juhul la bi a ra
9 RKHKo 3-20-2474, p 17, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid/marksonastik?asjaNr=3-20-2474/11
viimati muudetud 30.11.2023
10
kuulamise konkreetses menetluses ja la bi kaalutluso iguse, sh proportsionaalsustesti abil.
Proportsionaalsustest ta hendab, et loa andmisel saab seada u ksnes selliseid kohustusi (sh
keskkonnakaitseks), mis on kohased, vajalikud ega pole u lema a raselt koormavad (HMS §
3 lg 2).
1.3. Kuivendustöö keskkonnamõju hindamine
Mo jude hindamine on vajalik keskkonnaohtude va ltimiseks, sest ilma hindamiseta ei ole
sageli selge, kas kuivendusto o st tekkiv keskkonnaha iring on oluline, kui kindlalt see
tagaja rg saabub ega see, kas keskkonnaohtu on vo imalik mingite abino udega leevendada.
Mo juhindamine on vajalik ka keskkonnariskide ohjamiseks. Mo jude hindamine aitab riske
ja nende va hendamiseks kohustuslikke meetmeid selgitada. Kaalutluso iguse alusel antava
loa menetluses aitab see lo ppastmes leida optimaalset riskide va hendamise taset, mis
arvestab konkreetsete riskide olemust, kuivendusto o tegemise huvi kaalukust ja
meetmete maksumust.
Kehtivas o iguses on peamiseks kuivendusto o keskkonnamo jude hindamise vormiks
KeHJS sa testatud keskkonnamo jude hindamine (KMH). See regulatsioon viib ellu kahte
erinevat EL-i mo juhindamise regulatsiooni: KMH direktiivi (2011/02/EL) ja
loodusdirektiivi (92/43/EMÜ ) kohast mo juhindamist Natura 2000 vo rgustikule (edaspidi
Natura mo jude hindamine).10 KeHJS-i sa tted vo ivad seeto ttu olla segadustekitavad, sest
na iliselt sama kriteerium „oluline keskkonnamo ju“ rakendub kahel eri viisil. KMH
direktiivist tulenev keskkonnamo jude hindamise kohustus on mo eldud eelko ige
suurprojektide mo juhindamiseks. Loodusdirektiivist tuleneva Natura hindamise
kohustusel pole ro huasetus projekti mahul, vaid mo jul Natura ala kaitse-eesma rgi
saavutamisele. Ka u he lu hikese kraavilo igu rekonstrueerimine elupaigana kaitstava
ma rgala ko rval vo ib tuua kaasa mo ju olulise mo ju loodusdirektiivi ta henduses.
Analu u sitav juhis ka sitleb maaparandussu steemide vo imalikku negatiivset mo ju
veekogudele, ma rgala elupaigatu u pidele ja nendega seotud elustikule, mida kaitstakse
suurel ma a ral Natura 2000 vo rgustikus kaudu.
Oluline keskkonnamo ju on KeHJS-s ma a ratletud peamiselt no suurprojekti loogika alusel.
Esiteks loetleb KeHJS juhud, kui tegevuse olulist keskkonnamo ju eeldatakse (§ 6 lg 1), mis
ta hendab, et mo jude hindamine tuleb algatada (§ 11 lg 3). KehJS § 6 lg 1 p 30 sa testab
KMH algatamise kohustuse u le 100 hektari suuruse pindalaga metsamaal vo i ma rgalal
uue kuivendussu steemi ehitamisel. Muudel juhtudel tuleb vajadusel anda eelhinnang, et
selle po hjal otsustada, kas ta ishindamine (st KMH algatamine) on vajalik (§ 6 lg 2, § 11 lg
23). Vabariigi Valitsuse ma a ruses11 on loetletud tegevused, mille osas on eelhindamine
10 Juulis 2023 jo ustus LKS-i Natura hindamise eriregulatsioon, kuid praegu kehtib see vaid juhtudel, kui tegevuse eesma rk on riigi julgeoleku tagamine (LKS § 91 lg 24).
11 Vabariigi Valitsuse 29.08.2005 ma a rus nr 224 “Tegevusvaldkondade, mille korral tuleb anda keskkonnamo ju hindamise vajalikkuse eelhinnang, ta psustatud loetelu” (edaspidi VVm224) https://www.riigiteataja.ee/akt/122092020003?leiaKehtiv
viimati muudetud 30.11.2023
11
kohustuslik. Loetelus on ja rgmised otseselt maaparandussu steeme ka sitlevad tegevused
(VVm224 § 9 p 2-4):
▪ uue maaparandussüsteemi või olemasoleva maaparandussüsteemi uue osa
rajamine üle 200 hektari suurusele alale maatulundusmaal, välja arvatud
metsamaal metsaseaduse tähenduses, ja poldrile, olenemata maa-ala suurusest;
▪ uue maaparandussüsteemi või olemasoleva maaparandussüsteemi uue osa
rajamine maatulundusmaal, kus soomuldade, mille turbakihi sügavus on üle ühe
meetri, pindala ületab 30% rajatava uue maaparandussüsteemi või olemasoleva
maaparandussüsteemi uue osa maa-ala pindalast ja on suurem kui 10 hektarit;
▪ uue maaparandussüsteemi või olemasoleva maaparandussüsteemi uue osa
rajamine karstialal.
Eelhinnangu kohustuslikkus ei so ltu siiski sellest, kas tegevus vastab loetletud
kriteeriumitele, vaid kas tegevus vo ib tuua kaasa olulise keskkonnamo ju – eelhinnangu
andmist tuleb alati kaaluda, sest loetelu pole ammendav (KeHJS § 6 lg 2 p 22,VVm224 §
16 lg 1).12
Veelgi ta htsam on asjaolu, et VVm225 § 15 p 8 sa testab eelhinnangu andmise u he
kriteeriumina ku nnise, mis vastab loodusdirektiivi Natura hindamisele. Sa tte kohaselt
tuleb eelhinnang anda, kui kavandatakse tegevust, mis ei ole otseselt seotud ala
kaitsekorraldusega vo i ei ole selleks otseselt vajalik, kuid mis vo ib u ksi vo i koostoimes
muu tegevusega eeldatavalt mo jutada Natura 2000 vo rgustiku ala vo i kaitstavat
loodusobjekti. Antud punkt on eraldiseisev alus eelhinnangu andmiseks. See ta hendab,
et kui tegevuse osas pole KMH automaatselt kohustuslik nagunii olulise keskkonnamo ju
to ttu (st KeHJS § 6 lg 1 loetelu), siis tuleb igakordselt kaaluda eelhinnangu andmise
vajalikkust mo jude to ttu kaitstavatele loodusobjektile (VVm224 § 15 lg 8) so ltumata
sellest, kas kuivendusto o puudutab maaparandussu steemi uue osa rajamist teatud mahus
vo i karstialal. Tuleb ro hutada, et VVm224 § 15 lg 8 kriteerium on laiem, kui Natura
hindamine, sest see ho lmab mo ju hindamist ko igile kaitstavatele loodusobjektidele.
Natura 2000 vo rgustiku alasid kaitstakse Eestis kaitstavate loodusobjektidena (LKS § 69
lg 2), kuid ko ik kaitstavad loodusobjektid pole Natura alad. Kaitstavad loodusobjektid on:
kaitsealad, hoiualad, kaitsealused liigid ja kivistised, pu sielupaigad, kaitstavad looduse
u ksikobjektid (nt allikas, karst vo i po lispuu) ja kohaliku omavalitsuse tasandil kaitstavad
loodusobjektid (LKS § 4 lg 1).
Kokkuvo ttes tuleneb KeHJS § 6 lg 2 ja VVm224 loetelust, et eelhinnang tuleb anda teatud
juhtudel uue maaparandussu steemi (osa) rajamisel, kuid eelhinnangut ei saa andmata
ja tta u ksnes po hjusel, et kuivendusto o d pole ma a ruse loetelus konkreetselt nimetatud,
eriti juhul kui kuivendusto o toimub hoiualal, kaitsealal vo i pu sielupaigas vo i nende
12 § 16 kg 1 sa testab: „muu ka esolevas ma a ruses nimetamata tegevus, mis vo ib kaasa tuua olulise keskkonnamo ju“.
viimati muudetud 30.11.2023
12
vahetus la heduses. Eelhinnang tuleb anda, kui on mo istlik kahtlus, et tegevusel vo ib olla
oluline mo ju ja puudub objektiivne teave, mis kahtlused hajutab.
Eelhinnangu po hjal tuleb teha otsus KMH algatamise kohta. Enne otsuse tegemist tuleb
loa andjal ku sida seisukohta ko igilt asutustelt, keda keskkonnamo ju to ena oliselt
puudutab vo i kellel vo ib olla po hjendatud huvi kekskonnamo ju vastu (KeHJS § 23 lg 1 §11
lg 22). Kui tegevus vo ib mo jutada Natura 2000 vo rgustiku ala, kaitseala, hoiuala,
pu sielupaika vo i kaitstavat looduse u ksikobjekti, siis on selliseks asutuseks va hemalt
Keskkonnaamet kui nende kaitstavate loodusobjektide valitseja (KeHJS § 11 lg 10, LKS §
21 lg 1). Keskkonnaametilt tuleb kindlasti seisukohta ku sida, kui maaparandussu steemi
kavandamine vo i rekonstrueerimine on seotud veekoguga, mis kuulub lo he, jo eforelli,
meriforelli ja harjuse kudemis- ja elupaikade nimistusse (VeeS § 188 lg 2).
Eelhinnangu po hjal tuleb KMH algatada, kui eelhinnangust na htub tegevuse oluline
keskkonnamo ju vo i ei suudeta eelhinnangus objektiivse teabe alusel hajutada mo istlikke
kahtlusi olulisest ebasoodsast mo just. KMH algatamise kohustust aitab selgitada Natura
hindamist puudutav kohtupraktika, mille kohaselt vo ib Natura hindamise ja tta tegemata
kahel juhul: 1) kui on kahtlusteta selge, et kavandatav tegevus ei mo juta ala neid
tunnuseid, mis on selle kaitse eesma rkide seisukohalt olulised, vo i 2) kui tegevus vo ib ku ll
mo jutada ala sellised tunnuseid, kuid mo ju on selgelt ebaoluline, arvestades ka alal
valitsevat olukorda ning kaitstavate elupaikade ja liikide haavatavust.13 Ebasoodsat mo ju
ei saa va listada po hjendusega, et puudub objektiivne teave tegevuse mo ju kohta.
Vastupidi, mida va hem on asja kohta objektiivset teavet, seda enam on po hjust
ta ishindamine la bi viia. Kahtlust ei saa va listada ekspertarvamuse vo i uuringuga, kui
olemas on kahtlust kinnitavaid ekspertarvamusi vo i uuringuid vo i on po hjust kahelda
mo ju va listava ekspertarvamuse piisavuses vo i objektiivsuses. Olukorras, kus ekspert on
varem leidnud, et oluline mo ju on vo imalik, tohiks ta ishindamise tegemata ja tta u ksnes
juhul, kui eksperdi selgelt va ljendatud ja reldused ei ja ta u les mingit teaduslikult
po hjendatud kahtlust selle kohta, et oluline mo ju vo ib avalduda.14 Kahtluste va listamiseks
ei piisa ainuu ksi sellest, et Keskkonnaamet pole koosko lastuses ta ishindamist no udnud.15
Natura hindamist puudutavat kohtupraktikat ei saa siiski u ksu heselt u le kanda igasse
olukorda. Mo ju olulisus so ltub sellest, mida mo jutatakse. O iguslik kaitsestaatus on
oluliseks indikaatoriks, mis na itab loodusva a rtuse ta htsust. Teisiso nu on ma rgala
mo jutamine eelduslikult olulisem, kui antud ma rgala on osa kaitstavast alast, mille
eesma rgiks on antud (tu u pi) ma rgala kaitse. Natura 2000 vo rgustiku raames kaitstavate
loodusva a rtuste ja ainult riigisisese o iguse alusel kaitstavate loodusva a rtuste eristamine
mo juhindamise algatamisel on vajalik ka va ltimis- ja leevendusmeetmete ka sitluse
erisuse to ttu. KeHJS regulatsioon lubab vo tta arvesse va ltimis- ja leevendusmeetmete
13 RKHKo 3-18-529, p 18, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid?asjaNr=3-18-529/137
14 Samas, p 21. 15 RKHKo 3-3-1-56-12, p 18, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid/?asjaNr=3-3-1-56-12
viimati muudetud 30.11.2023
13
positiivset mo ju KMH algatamise otsustamisel16, kuid kohtupraktikas on korduvalt
selgitanud, et eelhindamise etapis ei saa Natura mo jusid va listada va ltimis- vo i
leevendusmeetmetega. Vastupidi, kui tegevusel on mo ju, mis vajab leevendamist, siis
tuleb algatada ta ishindamine ehk KeHJS mo ttes KMH.17
KMH la biviimine, sh ainult Natura hindamiseks, on vo imalik KeHJS kohaselt ainult
tegevuste osas, milleks on vajalik tegevusluba (§ 11, § 261). Maaparandusseaduse kohaselt
on lubadega reguleeritud kuivendussu steemi rajamine ja rekonstrueerimine. KeHJS
mo ttes on tegevuslubadeks nii ehitusluba kui ka kasutusluba (§ 7 p 1), kuid kahte
samasisulist KMH-d la bi viima ei pea (§ 11 lg 6).
Maaparandusseadus ei na e ette luba kuivendussu steemi uuendamiseks ja hooldamiseks,
misto ttu vastavate projektide keskkonnamo ju ei saa u ldiselt hinnata KMH vormis.
Erandina on see vo imalik, kui o igusnorm siiski kohustab nendeks to o deks mingit lubavat
dokumenti taotlema, sest KeHJS § 7 p 4 kohaselt on tegevusluba ka „eeldatavalt olulise
keskkonnamo juga kavandatavat tegevust lubav ka esolevas paragrahvis nimetamata muu
dokument” (KeHJS § 7 p 4). Seda u ldist mo istet tuleb to lgendada koosko las EL-i o igusega,
mis ta hendab u ldiselt tegevusloa mo iste laiendavat to lgendamist, eriti Natura hindamise
kontekstis. Dokument peab siiski olema tegevuse la bi viimise o iguslikuks eelduseks. Nt
saavad erametsaomanikud taotleda toetust metsakuivendussu steemi uuendamise kava
koostamiseks ja uuendusto o deks18, kuid vastava toetuse andmine ei ole uuendusele
tegevusloa andmine KehJS mo ttes
KMH aruandes tuleb kirjeldada meetmeid olulise keskkonnamo ju ohjamiseks (KeHJS § 20
lg 1). KeHJS kohaselt peab loa andja neid meetmeid u ksnes arvesse vo tma (§ 24 lg 1). Kui
loa andja kaldub KMH aruandest ko rvale, siis peab ta seda otsuses po hjendama (§ 24 lg
2). Ü ksnes Natura hindamise kontekstis sa testab KeHJS keelu anda tegevusluba, kui
tegevuse olulist mo ju ei ole leevendatud (KeHJS § 29 lg 2). Eelnevast ei tulene siiski, et loa
andja vo ib muudel juhtudel olulise keskkonnamo juga tegevust lubada, sest loa
keeldumise aluseid reguleeritakse ka eriseadustes. Maaparandusseaduse kohaselt tuleb
ehitusloast keelduda, kui oluline keskkonnamo ju on hindamata, kuigi keskkonnamo ju
hindamine on ette na htud, vo i kui ehitusloa alusel ehitatava maaparandussu steemiga
16 KeHJS § 11 lg 81. Keskkonnamo ju hindamise algatamata ja tmise otsus peab muu hulgas sisaldama asjakohaseid ka esoleva seaduse § 61 lo ike 1 punkti 6 alusel esitatud kavandatava tegevuse erisusi vo i keskkonnameetmeid muidu ilmneda vo iva olulise ebasoodsa keskkonnamo ju va ltimiseks vo i ennetamiseks. 17 RKHKo 3-18-529, p 23, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid?asjaNr=3-18-529/137 . Vt ka Relve, K. Natura 2000 vo rgustik Euroopa Liidu ja Eesti o iguses, KO K,2022, lk 58-61, https://media.voog.com/0000/0036/5677/files/Natura%202000%20ELi%20ja%20Eesti%20oiguses_K 6K2022.pdf Tuleb ma rkida, et leevendusmeetmete lubatavuse eristamisel ei na i olevat mingit sisulist o igustust, misto ttu tuleks normid selles osas u htlustada, st sama standard peaks kehtima ka juhul, kui vo imalik mo ju puudutab u ksnes Eesti o iguse alusel kaitstavaid loodusva a rtusi.
18 Keskkonnaministri 14.04.2014 ma a rus nr 10 „Erametsanduse toetuse andmise alused, taotluse kohta esitatavad no uded, toetuse taotlemise ja taotluse menetlemise kord, taotluse hindamise alused ning toetuse tagasino udmise kord“, § 13, https://www.riigiteataja.ee/akt/122032023017?leiaKehtiv
viimati muudetud 30.11.2023
14
kaasneb oluline keskkonnamo ju, mida ei ole vo imalik piisavalt va ltida ega leevendada (§
23 lg p 9 ja § 26 lg 5 p 4).
Asjaolu, et KehJS ei näe ette KMH algatamist ei tähenda, et keskkonnamõjusid üldse
hindama ei pea. Uurimispõhimõtte kohaselt on haldusorganil kohustus haldusmenetluses
enda algatusel välja selgitada menetletavas asjas olulise tähendusega asjaolud ja
vajadusel korral koguda selleks tõendeid oma algatusel (HMS § 6). Vastavat
informatsiooni võivad olla kohustatud andma ka menetlusosalised. Nt
maaparandussüsteemi ehitusprojekti nõuete 19 kohaselt peab ehitusprojektis käsitlema
ehitusprojektiga hõlmatud maa-alal ja sellega piirneval maa-alal kaitstavaid
loodusobjekte ning nendest tulenevaid piiranguid ehitustöödele ja soovitatavat
ehitustööde tehnoloogiat, samuti kavandatava tegevusega kaasnevaid võimalikke
keskkonnamõjusid ja nende ulatust ning ebasoodsate keskkonnamõjude leevendamise
meetmeid sõltumata sellest, kas projekti kohta tuleb anda kohustuslik KMH eelhinnang
(§ 15 lg 1 p 1 ja 2, lg 2).
Asjaolude välja selgitamisel ja tõendite kogumisel tuleb haldusorganil silmas pidada
menetlusökonoomia põhimõtet, mille kohaselt viiakse menetlus läbi eesmärgipäraselt ja
efektiivselt, samuti võimalikult lihtsalt ja kiirelt, vältides üleliigseid kulutusi ja
ebameeldivusi isikutele (HMS § 5 lg 2). Menetlustoimingud tuleb läbi viia viivituseta ja
mitte hiljem kui seaduses või määruses sätestatud tähtaja jooksul (lg 4).
Menetlustoimingute sooritamise eest võib haldusorgan tasu võtta üksnes seaduses
sätestatud juhtudel ja suuruses (lg 3). Põhjalikum keskkonnamõjude uurimine
haldusorgani enda algatusel pole siiski va listatud. Keskkonnaamet on näiteks nt veeloa
menetluses viinud loodusdirektiivi artikli 6 lg 2 elluviimiseks ise läbi ulatusliku
hindamise, et selgitada jätkuva paisutuse mõju Natura ala kaitse-eesmärkidele. 20
Üurimispõhimõttest tulenevalt peaks näiteks riigi poolt korras hoitava ühisveevoolu
uuendusprojekti koostamisel PTA korraldama projekti mõjude hindamise enda algatusel,
kui on alust arvata, et uuendusel võib olla oluline ebasoodne mõju looduskeskkonnale.
1.4. Omandipõhiõiguse riive ja võrduspõhiõiguse riive
Kuivendussu steemid on rajatud sageli eraomandis oleva maa tarbeks. Selle maa
kasutatavus ja va a rtus so ltuvad kuivendussu steemi toimimisest. Piiranguid
kuivendussu steemi toimimise tagamiseks vajalike to o dele riivavad omandipo hio igust.
So ltuvalt mo jutuse intensiivsusest jagunevad omandipo hio iguse (PS § 32) riived kaheks:
sundvo o randamine ja muud kitsendused.
Omandit vo ib sundvo o randada ainult seaduses sa testatud juhtudel ja korras u ldistes
huvides o iglase ja kohese hu vituse eest. Kui kinnisasjale kehtestatud looduskaitselised
piirangud ja tavad omaniku ta ielikult vo i peaaegu ta ielikult ilma omandio iguse teostamise
19 Maaeluministri 25.02.2019 ma a rus nr 14 „Maaparandussu steemi ehitusprojekti no uded“, https://www.riigiteataja.ee/akt/104112020071?leiaKehtiv
20 Linnama e hu droelektrijaama tagantja rele Natura hindamise ja erandi hindamine (2022).
viimati muudetud 30.11.2023
15
vo imalusest vo ib po himo tteliselt olla tegemist faktilise sundvo o randamisega. Faktilise
sundvo o randamisega on tegemist, kui vaatamata omandio iguse formaalsele sa ilimisele
asetatakse omanik avaliku vo imu meetmest tingitud intensiivse riive to ttu tema enda
tahte vastaselt uude olukorda, kus tal pole oma vara suhtes enam vo imalik omaniku o igusi
mo istlikul viisil enda huvides teostada. Seejuures tuleb arvestada ka sutus ja
kasutuso iguse piirangute ulatust, kinnistu va a rtuse va henemise ma a ra, omaniku
positsiooni kitsendamise ulatust, vara ka sutamise faktilist raskendamist ning omandi
kaotuse tagasipo o ramatust Looduskaitseliste piirangute kehtestamist o igustab siiski
tugev u ldine huvi ja omaniku kohustus looduskaitselisi piiranguid taluda on u ldjuhul
ko rge. Kui kinnisasjale lisatud piirangud ei va lista selle valdamist, kasutamist ja
ka sutamist ta ielikult ega ka peaaegu ta ielikult, siis ei ole vo imalik ka sitleda piirangute
kehtestamist faktilise sundvo o randamisena, kuid tegu on siiski omandikitsendusega.
Po hiseadus ei no ua, et sundvo o randamise ku nnist mitteu letavate omandikitsenduste
hu vitamine peaks tingimata olema ta ielik ja kohene. Hu vitis tuleb ma a rata u ldist
talumiskohustust u letavas osas, kui hu vitiseta poleks riive mo o dukas. Hu vitist tuleb
maksta mo istliku aja jooksul selliselt, et hu vitis saaks ta ita oma funktsiooni huvide
tasakaalustamisel. Isiku kohustus tema omandile seatud kitsendusi hu vitiseta taluda on
seda suurem, mida tugevam u ldine huvi omandikitsendust o igustab. Kohustuste
proportsionaalsust peab hindama riik. Omanik vo ib hu vitist no uda riigivastutuse seaduse
§ 16 lg 1 alusel, kui erakordne riive po hjustatakse toimingu vo i haldusaktiga. 21
Abstraktsel tasemel on keeruline o elda, kas mo ne juhise ettepaneku elluviimine toob
kaasa faktilise sundvo o randamise vo i hu vitise maksmise kohustuse, sest see so ltub
konkreetse juhtumi asjaoludest. Lisaks eeldab ettepanekute elluviimine u ldiselt kehtiva
o iguse muutmist. Selle muutmise ka igus on vo imalik tagada koosko la
omandipo hio igusega, nt na ha ette teatud juhtudel hu vitiste maksmine vo i riigi kulul
maaparandussu steemi u mberehitamise.
Maaomanike po hjendamatu eristamine (nt hu vitiste maksmisel) vo ib tuua kaasa
maaomanike ebavo rdse kohtlemise, mis on vo rduspo hio iguse (PS § 12) riive.
Vo rduspo hio iguse riive on po hiseadusega vastuolus, kui ebavo rdseks kohtlemiseks
puudub mo istlik ja asjakohane po hjus. Hindamaks riive po hiseaduspa rasust tuleb kaaluda
ebavo rdse kohtlemise eesma rki ja tekitatud ebavo rdse olukorra raskust.22
21 Vt eelko ige ja rgmisi Riigikohtu lahendeid:
RKHKo 3-12-2486, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid?asjaNr=3-12-2486/130
RKHKo 3-19-1841, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid?asjaNr=3-19-1841/53
RPJKo 5-21-3, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid?asjaNr=5-21-3/11
22 RKPJKo 5-22-13/17, p 54, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid/marksonastik?asjaNr=5-22-13/17
viimati muudetud 30.11.2023
16
2. Juhise ettepanekute õiguslik rakendatavus
2.1. Üldised rakendusprobleemid
Ohtude ja riskide va hene eristamine. O igusraamistiku kohaselt tuleks eristada meetmed,
mis on vajalikud keskkonnaohu va ltimiseks neist meetmetest, mis on vajalikud
keskkonnariskide ohjamiseks. Ohte tuleb printsiibis va ltida. Nt ei tohi anda
maaparandussu steemi rekonstrueerimiseks ehitusluba, kui selle ehitamisel vo i
rekonstrueeritud su steemi kasutamisel tekib oluline kekskonnamo ju, mida ei saa
leevendada. Keskkonnariskide tuleb va hendada, kuid arvestades nende kulu.
Keskkonnakaitse meetmete rakendamisel tekib otsene ja kaudne kulu, nt rajatiste
ehitamise maksumus ja po llumajanduseks kasutatava maa pindala vo i maa
viljelusva a rtuse va henemine. Neid aspekte pole juhendis po hjalikult ka sitletud (ega
pidanudki ka sitlema), kuid ka seeto ttu on juhendit raskem o iguslikult ellu viia. Peamiselt
tulenevad raskused siiski asjaolust, et ohte- ja riske pole selgelt eristatud.
Ettepanekute ebama a rasus. Na iteks soovitatakse juhises korduvalt mo jusid minimeerida
ta psustamata, mis on looduskaitse seisukohast soovitav tulemus. Ü ldiselt on looduskaitse
vaatest reeglina parim, kui kuivendussu steemi u ldse olemas ei oleks. Majanduslikust
vaatest vo ib na ida kasulik keskkonnakaitse meetmete arvelt maksimaalselt kokku
hoidmine. Riskide ohjamine ta hendab huvide vastastikku kaalumist ja optimaalse
tasakaalu leidmist. O ige tasakaalupunkt so ltub huvide kaalust, kuid see on va hemalt
osaliselt va a rtushinnangu ku simus. Pole selget mo o dupuud, mis aitaks otsustada, mis
mahus on kuivendamine po hjendatud. Ideaalis peaks va a rtusotsuseid tegema huviru hmi
kaasavalt seadusandja, mitte ta itevvo imu teostav ametnik. Praktikas on seadusandjal
raske seda abstraktselt teha. Seega vo imaldatakse o iguses ta itevvo imul keerulisi otsuseid
teha huviru hmi kaasates kaalutluso iguse alusel. Suure hindamis- ja kaalumisruumi
ja tmine ta itevvo imule peaks siiski olema erand, mh praktilistel po hjustel, mh kulub
selleks suhteliselt palju ressursse, mis ta hendab, et ainult mingi osa otsuseid saab nii teha.
Juhise u lesandeks ei olnud ette a ra teha poliitilist otsust o eldes, kui suures ulatuses on
kuivendamine po hjendatud, kuid juhises on palju ebama a rasust ka u ksnes
loodusteaduslikes ku simustes. Kokkuvo ttes pole juhise ettepanekud alati piisavalt ta psed,
et nende alusel saaks otsustada loa andmise vo i selle koosko lastamise ning ka
seadusandjal oleks ettepanekute alusel keeruline so nastada ta pseid o igusnorme.
Alusandmete puudulikkus. Juhise ettepanekud on seotud ma rgade elupaikade ja neist
so ltuvate liikide mo jutamisega. Na iteks tehakse ettepanek hoiduda piiranguvo o ndites
setete suuremahulisest va lja to stmisest, kui see halvendab teatud loodusdirektiivi
ma rgade elupaigatu u pide hu droloogilisi tingimusi. Juhiste elluviimiseks ei ole to ena oliselt
alati piisavalt alusandmeid: pole selge, kas mo jutataval alal esineb nimetatud elupaiku ja
liike ja kui suureks tuleks hinnata kuivenduse mo ju neile. Ko igi selliste probleemide
lahenduseks ei saa olla eksperthinnangu koostamine konkreetses menetluses, eriti juhul,
kui juba eksperthinnangu no ude eelduseks on alal teatud elupaikade vo i liikide esinemine.
Tuleb ma rkida, et alusandmete puudulikkus ei ole ja a nud juhendis ta helepanuta, vaid
viimati muudetud 30.11.2023
17
juhendis tehakse ettepanek viia la bi suur hulk u ldisi uuringuid. Seni kui ko ike vajalikke
uuringuid pole la bi viidud on juhise ettepanekute ja rgimine loamenetluses siiski ku sitav,
sest ko iki puudusi ei pruugi olla vo imalik loamenetluse seisukohalt mo istliku aja- ja
rahakuluga ko rvaldada.
2.2. Vajaduspõhimõte
Juhises tehakse la bivalt ettepanekuid muuta kuivendusto o d rohkem vajaduspo hiseks ning
tehakse ettepanek so nastada vajaduspo himo te ka u ldise po himo ttena
maaparandusseaduses. Vajaduspo hisus ta hendab, et kuivendussu steeme ei ehitata ja
nende hoiuto id ei teostata ilma objektiivse maaparandusliku vajaduseta, et hoida a ra
tarbetud keskkonnaha iringud. Kuigi vastav regulatsioon on kehtivas o iguses kaudselt
olemas (eelko ige KeÜ S § 8-11, aga ka nt MaaParS § 44 lg 2) ei va lista see po himo tte eraldi
ja ta psemalt sa testamist. Po himo tte osana saaks ta psustusena lisada need olukorrad, kus
vajadust tuleks hoolikamalt hinnata ning asjaolud, millele tuleb kindlasti ta helepanu
po o rata. Na iteks ettepanekud va hendada kraavide korrastamist va heproduktiivsetel
soomuldadel ja arvestada senisest enam puistu koguaurumist.
O iguspo himo tete adressaadiks on eelko ige haldusorganid ja kohtud. Haldusorganitele on
o iguspo himo tted o iguslikult siduvateks suunisteks nende haldustegevuses, enneko ike
haldusaktide andmisel. Haldusorganid ja kohtud peavad o iguspo himo tteid arvesse vo tma
o igusnormide to lgendamisel ja rakendamisel. Po himo te on mh suuniseks loa andmisel
kaalutluso iguse teostamisel. Po himo te ei kirjuta ette konkreetset ka itumisjuhist. Ko ige
lihtsamal tasandil kohustab vajaduspo himo te hoiduma kuivendusto o de teostamisest, kui
vajadus to o de teostamiseks pole selge, sest eelduslikult po hjustab kuivendus loodusele
ebasoodsat mo ju. Keerukamal tasandil tuleb vastastikku hinnata kuivendusto o kasu maa
viljelusva a rtusele ning sellest tekkivaid ebasoodsaid mo jutusi loodusele eesma rgiga
maksimaalselt va hendada keskkonnariske, st selliseid keskkonnaha iringuid, mis ja a vad
alla olulise keskkonnaha iringu piiri, kuid millest siiski tuleks ettevaatuspo himo ttest
la htuvalt hoiduda. Po himo tte elluviimine keerukamal tasemel ei ta henda tingimata KMH
vms hindamise la biviimise kohustust – eriliste hindamismenetluste kohustuslikkuse piiri
sa testavad vastavad seadused.
Vajaduspo himo tte elluviimise suurimaks o iguslikuks takistuseks on ebaselgus
kuivendusto o de kasust ja kahjust. Juhisest na htub, et kuivendusto o de kasu ja sellest
la htuvaid ebasoodsaid mo jutusi on eriti Eestis suhteliselt va he uuritud. Eriti hoiuto o de
vajalikkuse u le otsustamisel ei ole vo imalik viia la bi igakordselt uuringuid, sest need
vo taksid liiga kaua aega ja oleksid liiga kulukad.
Kuna o iguspo himo tte on abstraktne ega sa testa konkreetset ka itumisjuhist, siis ei ta henda
selle seadusesse kirjutamine, et puuduks vajadus konkreetsemate o igusnormide ja rgi.
Sellised normid on seda vajalikumad, mida rohkem on ma a ramatust kuivendussu steemi
kasu ja kahju osas, sest need annavad ebaselges olukorras otsustajale konkreetsemad
suunised.
viimati muudetud 30.11.2023
18
2.3. Eksperthinnang ja tegevusluba
Juhise to o versioonis tehti palju ettepanekuid KMH regulatsiooni rangemaks muutmiseks,
kuid juhise lo ppversioonis on neist loobutud ja soovitatakse u ksnes eksperthinnanguid
teatud juhtudel. Ko ige u ldisemalt soovitatakse eksperthinnangut suuremahulisel sette
eemaldamisel (keskmise settekihi paksusega > 0,3 m). See vastab u ldjoontes mahule, mille
korral loetakse kuivendusto o uuendamiseks mitte hoolduseks. 23 KMH asemel
eksperthinnangu no udmine lahendab osa o iguslikke probleeme, sh ebako la, et KMH on
mo eldud pigem suurprojektide mo ju hindamiseks, mitte suhteliselt va ikesemahuliste
kuivendussu steemi hoiuto o de mo jude hindamiseks. Samas pole KMH-le tuginedes vaja
ka sitleda no udeid eksperdile ja ekspertarvamusele, selle kulude katmist,
menetlusno udeid jms, sest need ku simused on KeHJS-ga juba lahendatud. Muudel
juhtudel tuleb need soovituse elluviimiseks ma a ratleda, kuid seda juhises tehtud pole.
Samuti tuleb suhteliselt lihtsakoelise mo juhindamise no ude kehtestamisel lahendada
ku simus, kuidas minna sellest u le Natura hindamise menetlusse, kui ilmneb, et va listatud
pole oluline ebasoodne mo ju Natura alale.
Ü heks oluliseks takistuseks KMH regulatsiooni ulatuslikule kohaldamisele on tegevusloa
no ue, sest KeHJS kohase KMH saab la bi viia vaid juhul, kui vastava tegevuse jaoks on vaja
luba. Hoiuto o deks ei ole kehtiva o iguse kohaselt vaja taotleda tegevusluba. Sellisest
tegevusest tuleb vaid teavitada, kui hooldatav eesvool kattub pinnaveekogumiga
veeseaduse ta henduses (MaaParS § 44 lg 4 ja 41). Riigi poolt korrashoitava u hisveevoolu
uuendamiseks tuleb koostada ka uuendusprojekt (MaaParS § 46 lg 2). Projekt tuleb KeA-
ga koosko lastada juhul, kui see na eb ette sette eemaldamist eesvoolust, mis kattub LKS §
51 lg 2 alusel ma a ratletud kudemis- ja elupaikade nimistusse kuuluva veekoguga
(MaaParS § 46 lg 4). Juhises na hakse u he vo imalusena ette loakohustuse kehtestamine
kaitstavatel aladel asuvate eesvooludele. Sellisel juhul tuleks la bi mo elda, mis on loa
kontrollese ja menetlusreeglid. Loa ja rgi pole tingimata vajadust, kui selle ainus mo te on
tagada eksperthinnangu koostamine. Po himo tteliselt on mo eldav, et tegevuse la bi viijal on
eksperthinnangu tellimise ja esitamise kohustus, kuid selleks tegevuseks luba pole vaja.
Samas tuleb ka sellisel juhul ette na ha mehhanism, mis tagab no uetele vastavate
hinnangute o igeaegse esitamise, sest selleks ei saa olla loast keeldumine. Riigi poolt
korrashoitavate eesvoolude osas ei tohiks see po himo tteliselt olla probleem ja vastava
saaks sa testada vastava maaparandusseaduses. Hoiualadel saaks uuendamise
keskkonnamo jude parema hindamise tagamiseks muuta hoiualade teatiste regulatsiooni.
LKS kohaselt tuleb hoiualadel teatud tegevustest Keskkonnaametile teatada (LKS § 33 lg
1). Teatiste menetluse raames peab KeA hindama mo jusid elupaikade ja liikide seisundile
(LKS § 32 lg 5). Kuivendussu steemide osas peab praegu teatama vaid nende rajamisest ja
rekonstrueerimisest (LKS § 33 lg 1 p 7). Selle maaparandusseadust dubleeriva
regulatsiooni asemel oleks vo imalik sa testada hoituo o dest teatamine.
23 Maaeluministri 18.12.2018 ma a rus nr 75 „Maaparandushoiuto o de no uded“ § 3, https://www.riigiteataja.ee/akt/104112020067?leiaKehtiv
viimati muudetud 30.11.2023
19
2.4. Keskkonnarajatised
Maaparandusseaduse kohaselt peab maaparandussu steem minimeerima hajukoormuse
leviku ohu. Selleks peab ohtu minimeeriv rajatis olema projekteeritud ja ehitatud selliselt,
et no ue oleks ta idetud kogu maaparandussu steemi maa-alal (§ 5 lg 4 ja 7).
Maaparandusseadus sa testab ka keskkonnakaitseks vajaliku rajatise u ldise definitsiooni,
mille kohaselt keskkonnakaitseks vajalik rajatis on keskkonnakaitseno uete ta itmiseks,
eelko ige maatulundusmaa kasutamisest tuleneva hajukoormuse leviku ohu
minimeerimiseks ja eesvoolu vo imalikult suure isepuhastusvo ime tagamiseks vajalik
rajatis (lg 8).
Keskkonnarajatiste tu u bid ja ta psemad no uded neile on sa testatud
projekteerimisnormides. Nende kohaselt tuleb merre, ja rve ja u le ku mne ruutkilomeetri
suuruse valgalaga vooluveekogusse projekteerida po llu- ja metsamajandusliku
hajukoormuse leviku ohu ja erosiooniohu korral veekaitsevo o ndi laiend, settebassein vo i
puhastuslodu, kui uurimisto o s on kindlaks tehtud hajukoormuse leviku oht ja
erosioonioht. (§ 26 lg 1 ja 2). Maaparandusseaduse kohaselt tehakse uurimisto o , kui see
on ette na htud projekteerimistingimustes vo i kui selleks tekib vajadus projekteerimise
ka igus (§ 17 lg 1). Maaparandussu steemi ehitusprojekti seletuskirjas tuleb hulgas
kirjeldada po llu- ja metsamajandusliku hajukoormuse leviku ohtu ja erosiooni
to kestavaid meetmeid (ehitusprojekti no uded24 § 15 lg 1 p 3). Ehitusloast tuleb keelduda,
kui ehitusprojekt ei ole koosko las uurimisto o tulemustega (MaaParS § 23 lg 1 p 4).
Üurimisto o no uete § 35 kohaselt uuritakse po llumajandusmaal asuval
maaparandussu steemi maa-alal hajukoormuse leviku ohtu merre, ja rve ja u le ku mne
ruutkilomeetri suuruse valgalaga vooluveekogusse. Ohtu uuritakse u le viie hektari
suurusel maaparandussu steemi osal. Üuring peab ho lmama maaparandussu steemiga
vahetult piirneva ala, kui pinnavee juurdevool ei ole nimetatud alalt ko rvale juhitud.
Pu sirohumaa loetakse hajukoormuse leviku ohu vabaks. Haritava maa loetakse toitainete
va ljakande osas hajukoormuse leviku ohtlikuks so ltuvalt mullatu u bist ja maapinna
langust.25 Pinnaerosioonist tingituna loetakse haritav maa hajukoormuse leviku
ohtlikuks, kui see asub erodeeritud mullaga alal. Eesvool ja kuivenduskraav on
hajukoormuse leviku ohtlik, kui see paikneb kindlustamata liiva ja u le 55-protsendise
lagunemisastmega turbapinnases.
Tuleb esile tuua, et Maaeluministri ma a rused kitsendavad keskkonnarajatiste ehitamise
kohustust. Maaparandusseaduse definitsiooni ja rgi on keskkonnarajatis vajalik eelko ige
maatulundusmaa kasutamisest tuleneva hajukoormuse leviku ohu minimeerimiseks ja
eesvoolu vo imalikult suure isepuhastusvo ime tagamiseks. Maatulundusmaa on
24 Maaeluministri 25.02.2019 ma a rus nr 14 „Maaparandussu steemi ehitusprojekti no uded“, https://www.riigiteataja.ee/akt/104112020071?leiaKehtiv
25 Ta psemalt ja rgmistel juhtudel: 1) savi- ja raskel liivsavimullal on maapinna lang u le viie promilli; 2) keskmisel ja kergel liivsavimullal on maapinna lang u le ku mne promilli; 3) liiv- ja saviliivmullal on maapinna lang u le 15 promilli, § 35 lg 3.
viimati muudetud 30.11.2023
20
po llumajandussaaduste tootmiseks vo i metsakasvatuseks kasutatav maa ja maa, millel on
po llu- vo i metsamajanduslik potentsiaal. (MaaKatS § 181 lg 9). Projekteerimisnormide
kohaselt tuleb veekaitsevo o ndi laiend, settebassein vo i puhastuslodu projekteerida po llu-
ja metsamajandusliku hajukoormuse leviku ohu ja erosiooniohu korral (§ 26 lg 1), juhul
kui uurimisto o s on kindlaks tehtud hajukoormuse leviku oht ja erosioonioht. (§ 26 lg 2).
Üurimisto o no uete kohaselt uuritakse hajukoormuse ohtu u ksnes teatud
po llumajandusmaal asuval maaparandussu steemi maa-alal (35 lg 1, vt ka lg 2,3, 4 ja 8).
Ma a ruste so nastuse po hjal na ib, et muudel juhtudel pole keskkonnakaitserajatisi vaja
projekteerida ka erosiooniohu to ttu. Lisaks kitsendavad mo lemad ma a rused seadust
selliselt, et na evad keskkonnarajatise projekteerimise vo imaluse ette vaid
vooluveekogusse, kuid VeeS kohaselt ei loetakse veekoguks kuivenduskraavi, mille kaudu
juhitakse vett maaparandussu steemi eesvoolu (VeeS § 3 lg 4 p 2). Projekteerimisnormid
on selles osas siiski vastuolulised, sest ta psemates sa tetes viidatakse ka muudele su steemi
osadele, kui eesvool.26
Minister saab ma a rustega seadust ta psustada, kuid ta ei saa ja tta olulisi ku simusi
reguleerimata. Seaduses sisalduv delegatsiooninorm pole u ksnes volitus ta itevvo imule
anda seaduse ta itmiseks ma a rusi. Delegatsiooninorm on u htlasi ka korraldus
ta itevvo imule anda ma a rus, mis on vajalik seaduse rakendamiseks. Seaduse rakendamine
vo ib osutuda vo imatuks, kui seadusandja poolt vajalikuks peetud ma a rust pole
kehtestatud.27 Ma a ruste no uded tuleks seega u le vaadata analu u sitava juhises va lja
toodud uute teadmiste valguses so ltumata juhise ettepanekute elluviimisest. Nt ma rgitake
juhises, et metsakuivendus suurendab toitainete va ljakannet ja mo jutab allavoolu ja a vaid
veekogusid tunduvalt rohkem kui varasemalt hinnatud, kuigi Eesti vastavad uuringud on
veel pooleli (lk 18).
Lisaks veekaitsevo o ndi laiendile, settebasseinile ja puhastuslodule tuleb
projekteerimisnormide kohaselt eesvoolu isepuhastusvo ime suurendamiseks,
o koloogilise seisundi vo i o koloogilise potentsiaali parandamiseks projekteerida
eesvoolule vajaduse korral po hjapais, no lval kivipuiste, soodi avamiskraav,
koelmupadjand vo i va hkide tehiselupaik (lg 26 lg 3). Nende rajatiste projekteerimist ei ole
seatud so ltuvusse uurimisto o st. Ko igi keskkonnarajatiste kohta sisalduvad
projekteerimisnormides eraldi sa tted, mis ta psustavad, mis juhtudel ja parameetritega
tuleb rajatised projekteerida (§ 27-29).
Maaparandusseaduses pole ta ielikult lahendatud ku simus, mil ma a ral peab maaomanik
taluma enda maal teise maaomaniku huvides rajatud kuivendussu steemi.
Maaparandusseadus reguleerib so naselgelt vaid uue eesvoolu ehitamist ja selle
paiknemise talumise kohustust (MaaParS § 20). Otseselt pole lahendatud isegi uute
eesvoolude hoolduse talumiskohustus. Samuti pole ka sitletud ammu ehitatud su steemide
26 Nt § 28 lg 2 sa testab, et settebassein projekteeritakse: eesvoolule, kraavile vo i looduslikule vooluno vale. 27 RKÜ K 3-18-1432, p 33, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid/marksonastik?asjaNr=3-18-1432/103 RKPJKo 3-4-1-5-98, pIV, https://www.riigikohus.ee/et/lahendid/?asjaNr=3-4-1-5-98
viimati muudetud 30.11.2023
21
talumiskohustust ning keskkonnarajatiste talumiskohustust. Kohaldada on vo imalik
asjao igusseaduse u ldsa tteid, nagu AO S § 158. Olen seisukohal, et maaparandussu steemi
eesvoolu ja keskkonnakaitserajatisi ei saa u ldiselt ka sitleda avalikes huvides olevate
tehnovo rkudena, sarnaselt na iteks po hivo rgu elektriliinidele, sest need rajatakse
konkreetse (era)maa va a rtuse to stmiseks. Samuti ei tohiks eeldada, et eesvool vms
kuivendussu steemi rajatis on kindlasti ka selle maaomaniku huvides, kelle maal see
paikneb, sest see aitab maad kuivendada. Maaomaniku huviks vo ib olla ka hoopis ma rgala
taastamine enda maal.
Juhises on keskkonnarajatiste loetelu pikem kui kehtivas o iguses ning rajatised on
omadustelt mitmekesisemad ja no uded u ldiselt rangemad (nt veekaitsevo o nd peab olema
laiem ning taimestunud). Soovituste elluviimise teeb raskemaks asjaolu, et juhendis
ma a ratletakse rajatiste ehitamise vajadus ja rajatiste parameetrid on sageli ma a ratletud
u sna u ldiselt. Na iteks tehakse ettepanek mitmekesistada olemasolevaid kraave, nt nende
kallaste kaldenurka laugemaks muutes ning neid kahetasandiliseks konstrueerides.
Ü ldiselt ma a ratletud meetmete elluviimiseks tuleks maaparandussu steemi ehituslubade
menetluses anda loa andjale selgelt vastav hindamis- ja kaalumisruum.
Juhise ettepanekute kohaselt ma a rab sobiva keskkonnarajatiste valiku muu hulgas
veekogu tundlikkus toitainete ja sette sissekandele. See so ltub veekogu seisundist ja
u ldisest koormusest veekogule. Veekogusse vo ib suubuda rohkem kui u he
kuivendussu steemi liigvesi. Koormus ei pruugi tuleneda ka peamiselt
kuivendussu steemidest, vaid muudest tegevustest nagu kariloomade pidamine. Na hes
ette keskkonnameetmed ette konkreetse kuivendussu steemi osas vo idakse panna selle
kuivendussu steemi omanikule ebaproportsionaalsed kohustused. Teisiso nu peaks
veekogude kaitse hajuheite eest olema osa kompleksset regulatsioonist, mis on ilmseks
o iguslikuks takistuseks juhendi soovituste elluviimisel. Kehtivas o iguses reguleeritakse
vee kaitset (po llumajandus) heite eest ulatuslikult veeseaduses (vt eelko ige § 155- 171).
Juhise ettepanekutest ei ole alati selge, kas ja kuidas on need seotud kuivendussu steemide
negatiivsete mo jude va hendamisega. Na iteks tehakse ettepanek tavamaaviljelusega (PST)
aladelt reostuskoormuse va hendamiseks muuta puhastuslodude, avaveeliste
tehisma rgalade ja puhverribade rajamine PST aladel u ldiselt kohustuslikuks.
Eelnimetatud ettepaneku elluviimine juhises ma a ratletud kujul tekitab to ena oliselt ka
raskusi. Ja tkusuutlikkuse tagamiseks makstav po hisissetuleku toetuse (PST) andmist
reguleeritakse maaeluministri otsetoetuste u ldise ma a rusega.28 Selle toetuse mo te on
tagada, et po llumajandusmaid kasutatakse ja tkuvalt po llumajandusliku tegevuse
elluviimiseks. Po llumajanduslikuks tegevuseks on po llumajandusmaa kasutamine
po llumajanduslikuks tootmiseks (taimekasvatuseks, loomade pidamiseks jne) ning
po llumajandusmaa hooldamine, st hoidmine karjatamiseks ja harimiseks sobilikus
28 Maaeluministri 21.12. 2022 ma a rus nr 71 „Otsetoetuste saamise u ldised no uded, po hisissetuleku toetus, u mberjaotav toetus ja noore po llumajandustootja toetus“, https://www.riigiteataja.ee/akt/105052023005?leiaKehtiv
viimati muudetud 30.11.2023
22
seisukorras (§ 3). Toetuse saamise eelduseks on toetuse saamise aastal maa heas
po llumajandus ja keskkonnaseisundis hoidmine (§ 5). Need tingimused on sa testatud
eraldi ma a rusega29. Ma a ruse § 4 na eb veekaitseno udena ette vaid veekaitsevo o ndi, mis on
kitsam, kui juhise ettepanekus soovitatu. EL-i o igus ei keela laiema puhverriba no ude
kehtestamist, iseku simus kas see on po llumajanduse vaates aktsepteeritav, kuid
probleemne na ib puhastuslodu vo i avaveelise tehisma rgala rajamise no ue. PST ma a ruse
keskkonnano uded on sisult tegevusest hoidumine. Rajatiste ehitamine ka ib pigem
investeeringutoetuste alla. Toetuse tingimusi ei saa Eesti ka suvaliselt muuta, sest nende
aluseks on Euroopa Komisjoni poolt heaks kiidetud strateegiakava, mis koostatakse EL-i
u hise po llumajanduspoliitika (Ü PP) eelarve perioodi kohta. Selle kava muutmine perioodi
kestel on ku ll vo imalik, kuid praktilisem na ib muuta toetuse tingimuse uuele perioodile
u leminekul.
Ettepanekuid so nastusest pole alati selge, kas need kohalduvad vaid uutele ja
rekonstrueeritavatele su steemidele, st olukorras kus taotletakse ehitusluba, vo i ka
olemasolevatele su steemidele. Viimasel juhul on no uete elluviimine o iguslikult tunduvalt
keerulisem. Piiratult on vo imalik no uda meetmete rakendamist, sh su steemi
u mberehitamist, riikliku ja relevalve ka igus ettekirjutustega (KorS § 28), kuid u ksnes
ilmse o igusnormi rikkumise vo i ohu olukorras, mitte juhul, kui meede u ldiselt aitab kaasa
su steemi negatiivsete mo jude va hendamisele (KorS § 5 lg 1 ja 2). Üued no uded saaks
kehtestada o igusnormidega no udes olemasolevate su steemide u mber ehitamist mingi aja
jooksul, et keskkonnariske va hendada, kuid sellise regulatsiooni eelduseks on eelnev
olemasoleva olukorra po hjalik analu u s ja sellest la htuva poliitilise tegevusplaani
koostamine, nt selgitamine, mil ma a ral saab riik u mberehitamist toetada, kuidas
tagatakse seaduse ta itmine (nt helded toetused vs rangemad karistused), kuidas
tagatakse rakendusasutuste vo imekus ta iendava u lesandega toime tulle jms. O iguslikus
vaates on mh oluline, et eraomanikele ei pandaks u ldistes huvides ebaproportsionaalseid
kohustusi ning arvestada tuleb omanike o iguspa rast ootust, sh isiku usaldust, et antud
load ja a vad kehtima (HMS § 67).
2.5. Kuivendustööst hoidumine kui keskkonnameede
Juhises tehakse mitu ettepanekut, mille sisuks on kuivendusto o de ulatuse piiramine.
Näiteks on üheks vo imalikuks abino uks reguleerimisvo rgu kraavide ta ielik vo i osaline
uuendamata vo i rekonstrueerimata ja tmine. Maaparandusseadus la htub eeldusest, et
su steemi omanik peaks su steemi uuendama vo i rekonstrueerima, kui see on vajalik
29 Maaeluministri 21.12.2022 ma a rus nr 68 „Maa heas po llumajandus- ja keskkonnaseisundis hoidmise
no uded ning kohustuslikud majandamisno uded“,
https://www.riigiteataja.ee/akt/105052023002?leiaKehtiv
viimati muudetud 30.11.2023
23
su steemi to o s hoidmiseks. Juhise ettepaneku elluviimiseks tuleks maaparandusseaduses
ta psustada, millistel juhtudel saab su steemi toimimiseks vajalike to o de tegemata ja tmist
ka sitleda keskkonnakaitseliselt po hjendatud tegevusena, et seda selgelt eristada
tegevusetusest, millele peaks ja rgnema o iguslik vastutus, nt ettekirjutus, trahv va a rteo
eest vo i erao iguslik kahjuno ue.
Ü heks tegevusest hoidumise meetmeks juhises on soovitus sa ilitada (st mitte kraaviga
asendada, su vendada ega o gvendada) maaparandussu steemi osaks olevad vo i selle maa-
alale ja a vad looduslikus sa ngis kulgevad vooluveekogud (ka kitsad la hteojad). Sarnane
keeld on kehtivas o iguses sa testatud LKS § 51 lg-s 1, mille kohaselt ei vo i lo he, jo eforelli,
meriforelli ja harjuse kudemis- ja elupaigana kinnitatud veekogul vo i selle lo igul muuta
veekogu loodusliku sa ngi ja veerež iimi. Sa ttes ei reguleerita otseselt sa ngi vo i veerež iimi
muutmist nn lo hejo es, kuid seda on juba varem muudetud. LKS su steemne ja
eesma rgipa rane to lgendamine ei ja ta siiski kahtlust, et lo hejo el on prioriteediks kalade
kudemisvo imaluste tagamine. See ta hendab, et kuivendusto o d ei vo i neid tingimusi
(pu sivalt) halvendada vo rreldes olemasoleva olukorraga. Piirangud to o dele veekogudes
tulenevad ka veeo iguse u ldistest eesma rkidest, milleks on va hendada inimtegevuse mo ju
veekeskkonnale ja va ltida veeo kosu steemide, nendest so ltuvate maismaao kosu steemide
ja ma rgalade seisundi halvenemist ning parandada nende seisundit (VeeS § 31 lg 1 p 1 ja
2) Samuti keelab VeeS halvendada pinnaveekogumite o koloogilist seisundit (§ 33 lg 1) ja
kohustab maaomaniku, maavaldajat ja veekasutajat vo tma meetmeid, millega va hendada
vo i va ltida tegevuse mo ju pinnaveekogumile (§ 117 lg 2). Samas on veekogu su vendamine
po himo tteliselt lubatud (VeeS §176) ning sa tte kohaselt ei loeta veekogu su vendamiseks
sette eemaldamist veekogust, va lja arvatud meri, korrashoiu eesma rgil. Sa tte mo te ja a b
mo neti segaseks, sest looduslikud veekogud ei vaja iseenesest korrashoidu, st sa ttest on
puudu selgitus, mis eesma rgil to o de teostamisel vo ib veekogudest setet eemaldada. On
siiski selge, et silmas ei peeta maaparandussu steemide korrashoidu, sest selle va listab
sa tte esimene lause otseso nu.
2.6. Kaitstavad alad
Kehtiva o iguse kohaselt vo ib sihtkaitsevo o ndites kaitse-eeskirjaga lubada veerež iimi
taastamist (LKS § 30 lg 4 p 1). Praktikas lubatakse kaitse-eeskirjades taastada looduslikku
veerež iimi, st kraave sulgeda. On ku sitav, kas sa te vo imaldaks kaitse-eeskirjas lubada
kuivendussu steemi rekonstrueerimist, sest veerež iimi taastamine ei tohi kahjustada
kaitstavat loodusobjekti. Selguse huvides tuleks sa ttes otseso nu maaparandussu steemide
rekonstrueerimise va listada vo i sa te u ldse kaotada, sest looduskaitselistel eesma rkidel
veerež iimi taastamise lubatavaust ei pea tingimata seaduses reguleerima.
Sihtkaitsevo o ndites vo ib kaitse-eeskirjaga lubada maaparandussu steemide hoiuto id, mis
ho lmab nende uuendamise, kui see on vajalik kaitstava loodusobjekti sa ilitamiseks vo i see
kahjusta kaitstavat loodusobjekti (LKS § 30 lg 4 p 1). Piiranguvo o ndites vo ib kaitse-
eeskirjaga lubada uue su steemi rajamist (LKS § 31 lg 2 p 1). Piiranguvo o ndites pole
keelatud kraavide rekonstrueerimine ja hoiuto o d ning sellist keeldu ei saa kehtestada ka
kaitse-eeskirjaga. Hoiualade kaitserež iim ei ka sitle otseselt kuivendusto id, kuid
viimati muudetud 30.11.2023
24
u ldsa ttega (§ 32 lg 2) on need keelatud, kui to o tooks kaasa nende elupaikade ja
kasvukohtade ha vitamise ja kahjustamise, mille kaitseks hoiuala moodustati ning
kaitstavate liikide olulise ha irimise vo i kui see tegevus seab ohtu elupaikade,
kasvukohtade ja kaitstavate liikide soodsa seisundi.
Mistahes kaitserež iimi puudutavate ettepanekute elluviimisel tuleb arvestada, et muutes
LKS raamsa tteid kaitse-eeskirjadele (eelko ige § 30 ja § 31) tuleb kaitse-eeskirjad u le
vaadata ning neid vajadusel muuta. See vo ib ta hendada ma rkimisva a rset halduskoormust,
sest kaitse-eeskirju on va ga palju (sadades).
Muutes eramaal kaitstava ala rež iimi rangemaks vo ib oluliselt suureneda taotluste arv
kinnisasja omandamiseks riigi poolt. Ü ldiselt LKS va listab riigi poolt kinnisasjade
omandamise, kui isik on kinnisasja omanikus saanud pa rast selle kaitse alla vo tmist ning
vo o randamistehing sisaldas informatsiooni kaitstava loodusobjekti kohta. Ü heks erandiks
on olukord, kui kinnisasja suhtes kohaldatav kaitsekord muutub rangemaks (§ 20 lg 11 p
1).
Kaitstavaid alasid puudutavad ettepanekutes on ebako lasid. Na iteks kui piiranguvo o ndis
tuleks po himo tteliselt hoiduda sette va lja to stmisest mahus, mis vastab
kuivendussu steemi uuendamisele, siis oleks veelgi enam po hjendatud uute su steemide
rajamise keeld, kuid seda juhises selgelt ei soovitata. Teise na itena tuleb ettepanekute
kohaselt suuremahuline sette eemaldamine keelata, kui kaitstava ala piires asuvad teatud
loodusva a rtused. Sellise tegevuse teostamisel kaitstava ala vahetus la heduses tuleb
koostada eksperthinnang. Ebako la ei seisne selles, et u hel juhul on tegevus keelatud ja
teisel juhul peab sellele eelnema eksperthinnang, vaid asjaolus, et nende soovituste
eeldused ei ko la kokku. Nt tuleb kopra u leujutusala arvestada vaid va ljaspool kaitstavat
ala toimuva tegevuse korral.
Pa ris selged ei ole soovituste rakendamise eeldused ja sisu. Na iteks tehakse ettepanek
hoiduda piiranguvo o ndites suuremahulisest sette eemaldamisest, kui see halvendab
ma rgalade hu droloogilisi tingimusi. Ettepanek lo peb ja rgmise lausega: „Kindlasti tuleb
suuremahuline sette eemaldamine kuivendussu steemidest keelata juhul kui eeltoodud
elupaigatu u bid vo i liigid on ma a ratud kaitseala kaitse eesma rgiks.“ Ettepanekust pole
selge, kas arvestada tuleb ka sellist halvenemist, mis elupaigatu u bi seisundile olulist mo ju
ei avalda. KeÜ S raamistikuga poleks po himo tteliselt vastuolus kaitstavatel aladel
keskkonnariskide to ttu tegevuse u ldine keelamine, kui keelu vajadus peaks olema ha sti
po hjendatud. Samuti on LKS regulatsioon u les ehitatud selliselt, et kaitstavatel aladel
kaitstakse eelko ige teatud loetletud liike ja elupaiku. Juhise ettepanekutes ja a b eristamine
segaseks: u hel juhul peab tegevus olema kindlasti keelatud, teisel juhul tuleb sellest
hoiduda, kuid haldusorgani vaatest ta hendab ka hoidumine keelamist.
2.6. RMK
Eestis kuivendatud 700 000 ha metsamaast paikneb ligi 450 000 ha riigimetsas
(www.rmk.ee). Seega on RMK-l erakordselt suur roll metsakuivendusto o de negatiivsete
viimati muudetud 30.11.2023
25
mo jude ohjamisel. RMK ei ole metsaomanik ega erao iguslik isik, vaid riigitulundusasutus,
kes majandab riigimetsa (MS § 47 lg 1). RMK tegutseb metsaseaduse kohaselt ka
loodusva a rtuste kaitsjana (§ 48 lg 1 p 5). Erinevalt erametsaomanike tegevuse
reguleerimisest saab riik RMK tegevust po himo tteliselt enda a rana gemisel suunata.
Ü ldiselt kehtiva omandio igust proportsionaalselt piirava regulatsiooni va ljato o tamine ja
jo ustamine no uab riigilt to ena oliselt ma rkimisva a rselt enam ressursse, kui u ksnes RMK
tegevuse suunamine. Seeto ttu oleks vaja la bi mo elda, kas ko igi ettepanekute osas on
otstarbekas kehtestada metsaomanikele suunatud u ldine regulatsioon vo i on mingis osas
mo ttekas piirduda vaid RMK tegevuse suunamisega. Riik saab RMK tegevus suunata la bi
erinormide kehtestamise, mis reguleerivad u ksnes RMK tegevust, la bi RMK po hima a ruse
muutmise, la bi RMK no ukogu, ministri poolt teostatava haldusja relevalve ning ka
arengukavade jms dokumentide kaudu. RMK tegevuse suunamist takistab mo nevo rra
asjaolu, et RMK on metsaseaduse alusel loodud unikaalne riigiasutus, millele ko ik u ldised
normid otseselt ei kohaldu, misto ttu vo ib olla ebaselge, kuidas ta pselt saab riik RMK
tegevust suunata. Na iteks sa testab Vabariigi Valitsuse seadus valitsuse struktuuri ja selle
tegevuse korraldamise, kuid ei reguleeri otseselt riigitulundusasutusi, sh neile
korralduste andmist.
Kehtiv o igus ei na e ette erinorme RMK metsakuivendusto o de negatiivsete mo jude
ohjamiseks. RMK on vastavaid suunised endale ise so nastanud, eelko ige la bi
metsakuivenduse strateegia.30 Need suunised on olemuselt haldusesised aktid
(halduseeskirjad). RMK saab neid muuta oma a rana gemisel vastavalt asjaolude
muutumisele ja vajadustele. Kuigi need halduseeskirjad on RMK-le endale siduvad ei saa
teine haldusorgan loa andmisel no uda nende ta itmist loa andmise tingimusena. Samuti ei
saa haldusva lised isikud halduskohtus halduseeskirja eraldiseisvalt vaidlustada. Seega ei
saa halduseeskirju ka sitleda kehtiva o igusena samava a rselt seadustes ja ma a rustes
so nastatud normidega.
Riigiasutusena peaks RMK oma algatusel oma tegevuse keskkonnamo jusid vajadusel
hindama, et tagada riigi keskkonna sa a stmise kohustuse ta itmine ja ELi-i ja Eesti
keskkonnakaitseliste eesma rkide saavutamine. RMK koostabki enda initsiatiivil
keskkonnamo ju analu u se ja tellib ka ta iendavaid ekspertiise, kuid na htavasti mitte
uuendusprojektidele.31 RMK poolt koostatavad analu u sid on palju u ldisemad, kui KMH
aruanded, ning nende koostamisse ei kaasata huviru hmi. Neis analu u sides esitatakse
ja reldused olulise keskkonnamo ju kohta, kuid reeglina ei selgitata neis ta psemalt, kuidas
jo uti ja reldusele, et oluline mo ju puudub ega viidata objektiivsele teabele, millest na htub
mo ju puudumine. Vastava praktika muutmiseks ei pea tingimata muutma u ldisi
mo juhindamise norme, nagu eelnevalt on selgitatud.
30 Kuivendussu steemide majandamise strateegia. Kinnitatud RMK 19.04.2011. a juhatuse otsusega nr 1- 32/44, https://media.rmk.ee/files/kuivendussysteemide_majandamise_str_2023-02_lisa2_uuendatud.pdf 31 https://www.rmk.ee/organisatsioon/keskkonnategevus/keskkonnamoju-analuusid
MAAPARANDUSSÜSTEEMIDE
NEGATIIVSETE MÕJUDE
LEEVENDUS- JA
KOMPENSATSIOONIMEETMETE
RAKENDAMISE JUHIS TÄIENDATUD VERSIOON
Tartu 2023
1
Tellija: Keskkonnaamet
Projekti täitja: Tartu Ülikool, Ökoloogia ja maateaduste instituut, Loodusressursside õppetool
Juhise koostajad: Riinu Rannap, Maarja Vaikre, Elin Soomets-Alver, Kai Vellak, Liina
Remm, Piret Lõhmus
Juhise koostajad tänavad: Raul Rosenvald (Tartu Ülikooli säästva metsanduse teadur), Marko
Kohv (Tartu Ülikooli rakendusgeoloogia teadur), Raido Kont (Tartu Ülikooli
looduskitsebioloogia spetsialist), Mati Märtson (Varmatgeo), Anne Sula ja Kaili Viilma
(Keskkonnaamet), Herdis Fridolin (Kliimaministeerium), Toomas Timmusk ja Veiko Uri
(Eesti Maaülikool), Reena Osolin, Priit Pärn, Merly Kiisler ja Kristine Hindriks (Regionaal- ja
Põllumajandusministeerium), Tiiu Valdmaa (Põllumajanduse ja Toiduamet), Olavi Andres,
Toomas Kivisto, Kaupo Kohv ja Kristjan Tõnisson (Riigimetsa Majandamise Keskus), Hannes
Puu (Eesti Veeinseneride Liit), Anti Rallmann (Eesti Maaparandajate Selts), Liis Keerberg,
Liis Kuresoo, Eerik Leibak, Aleksei Lotman, Jüri-Ott Salm, Indrek Tammekänd ja Laura
Uibopuu (Eesti Keskkonnaühenduste Koda), Tenno Vaher (hüdrotehnika insener), Merilin
Kalmaru (Eesti Turbaliit), Marti Piirimäe (Foreko), Henri Daniel Ots (AS Maa ja Vesi), Madis
Metsur (MAVES)
Viimati redigeeritud: 23.11.2023
2
Sisukord
Mõisted ...................................................................................................................................... 4
Eessõna ...................................................................................................................................... 7
1. Sissejuhatus ............................................................................................................................ 8
2. Kuivendamise ja kuivendussüsteemide korrastamise negatiivsed mõjud ........................... 10
2.1. Ümberkujunevad ökosüsteemid .................................................................................... 10
2.2. Muutused mullas ja veerežiimis .................................................................................... 11
2.3. Muutused taimkattes ja muus elustikus ......................................................................... 13
2.4. Muutused kuivendatud ala veekogudes......................................................................... 15
2.5. Mõju allavoolu jäävatele veekogudele ja nende elustikule ........................................... 16
2.5.1. Mõju veekogude hüdroloogiale .............................................................................. 16
2.5.2. Metsakraavide rajamise ja puhastamise mõju veekvaliteedile ............................... 17
2.5.3. Maaparanduse mõju veekvaliteedile põllumajandusmaal ...................................... 21
2.5.4. Pinnaveekogumite seisund ning reostuskoormused Eestis ..................................... 22
2.5.5. Mõju vee-elustikule ................................................................................................ 25
2.6. Märgalade elustiku ohustatus ........................................................................................ 27
2.7. Kliima ja kasvuhoonegaasid.......................................................................................... 30
3. Eesti ja Euroopa Liidu õigusaktid, strateegiad ning rahvusvahelised kohustused............... 34
4. Metoodika ............................................................................................................................ 38
5. Maaparanduse keskkonnamõju vältimis-, leevendus- ja kompensatsioonimeetmed ........... 40
5.1. Kuivendusvõrgu korrastustööde optimeerimine ........................................................... 40
5.1.1. Kuivendussüsteemide korrastamise majanduslik tasuvus ...................................... 40
Metsamaa ...................................................................................................................... 40
Põllumajandusmaa ........................................................................................................ 43
5.1.2. Maaparanduse vähendamine metsamaastikus ........................................................ 44
5.1.3. Maaparanduse vähendamine põllumajandusmaastikus .......................................... 47
5.2. Leevendusmeetmed ....................................................................................................... 48
5.2.1. Veekaitsemeetmed sette- ja toitainekoormuse vähendamiseks .............................. 49
Settebasseinid ja -süvendid ........................................................................................... 49
Suurvee äravoolu kontrollsüsteemid ............................................................................. 53
Valgpuhastusalad .......................................................................................................... 55
Tehismärgalad ............................................................................................................... 58
Puhverribad ................................................................................................................... 63
Liitprofiiliga ehk kahetasandilised kraavid ................................................................... 66
Seadedrenaaž ja adaptiivne kuivendus.......................................................................... 69
Kraavide setetest puhastamise vähendamine ................................................................ 69
Kraavide sügavuse reguleerimine ja vagukraavitus ...................................................... 70
3
Taimestunud kraavinõlvade säilitamine ....................................................................... 71
Taimestunud kraavid põllumajandusmaastikus ............................................................ 71
Settepüüdurid ................................................................................................................ 72
Lubjafiltrid drenaažisüsteemis ...................................................................................... 73
5.2.2. Leevendusmeetmed vee-elupaikade tagamiseks ja vee-elustiku toetamiseks ........ 73
Hoiutööde vähendamine eesvooludel ........................................................................... 73
Kraavide ja eesvoolude mitmekesistamine ................................................................... 74
Kraavilaiendid ............................................................................................................... 75
Leevendustiigid ............................................................................................................. 76
Eriotstarbeliste veekogude ümberkujundamine ............................................................ 78
Kopra üleujutusalade säilitamine .................................................................................. 79
5.2.3. Leevendusmeetmed maismaaelustiku toetamiseks ................................................ 80
Puistu struktuuri kujundamine ...................................................................................... 80
Puhvrid külgnevatele märgalalistele loodusväärtustele ................................................ 81
5.3. Kompensatsioonimeetmed ............................................................................................ 81
6. Sotsiaalmajanduslikud tegurid ............................................................................................. 83
7. Ettepanekud kuivendusmõjude leevendusmeetmete tõhustamiseks Eestis ......................... 87
7.1. Kuivendussüsteemide korrastamine kaitstavatel aladel ................................................ 88
7.2. Metsamaa ...................................................................................................................... 89
7.3. Põllumajandusmaa ........................................................................................................ 92
7.4. Eesvoolud ...................................................................................................................... 93
7.5. Leevendusmeetmete tõhususe seire ning vajalikud uuringud ....................................... 95
Kasutatud kirjandus ................................................................................................................. 96
Lisad ....................................................................................................................................... 123
4
Mõisted
Eesvool – maaparandusseaduse alusel on eesvool kuivendusvõrgust voolava liigvee
ärajuhtimiseks rajatud veejuhe või loodusliku veekogu reguleeritud lõik, mille veeseisust või
toruveejuhtme vee läbilaskevõimest sõltub kuivendussüsteemi nõuetekohane toimimine.
Eesvool võib olla nii kinnine toru (kollektoreesvool) kui ka pealt lahtine ehk avatud
vooluveekogu. Enamus eesvoole on avatud vooluveekogud. Paljud eesvoolud on endised
looduslikud vooluveekogud, mis on õgvendatud ja süvendatud. Kliimaministeeriumi
veemajanduskavades on paljud eesvoolud määratletud kui looduslikud vooluveekogud. Seega
võib eesvool olla veeseaduse tähenduses nii looduslik veekogu, tugevasti muudetud veekogu
kui ka tehisveekogu (Kuivendussüsteemide eesvoolude veekeskkonda säästva hoiu
põhimõtted).
Evapotranspiratsioon – aurumise ja transpiratsiooni kombinatsioon e koguaurumine.
Aurumine toimub mulla, veekogude ja taimede pinnalt (nt osa vihmast ei jõua maapinnani,
vaid aurustub otse puuvõradelt), transpiratsioonil imevad taimed mullast juurtega vett ja see
aurub atmosfääri peamiselt lehtede ja okaste õhulõhede kaudu.
Heljum – heljum ehk heljeained on vedelikus liikuvad (heljuvad) väikesed tahked osakesed.
Heljumi sisaldus on oluline vee kvaliteedi indikaator. Enamasti mõõdetakse heljumi sisaldust
mg/l või g/m3 kohta. Kui heljum on settinud, nimetatakse seda setteks.
Kompensatsiooni- ehk hüvitusmeetmed ehk ka tasaarvestus (offsets) – siin kontekstis
meetmed, mille kaudu arendus- või majandustegevusest tulenev elurikkuse kadu ühes kohas
kompenseeritakse samaväärse elurikkuse suurendamisega mõnes teises kohas, näiteks
elupaikade taastamise või kaitsmise kaudu.
Kuivendussüsteem – maaparandussüsteem, mille reguleerivast võrgust voolab liigvesi kas
otse või maaparandussüsteemi eesvoolu kaudu suublasse või riigi poolt korras hoitavasse
ühiseesvoolu (Maaparandusseadus).
Leevendusmeetmed – siin kontekstis kõik maaparandussüsteemide negatiivset keskkonn-
amõju tõkestavad, vältivad või minimeerivad meetmed, näiteks allavoolu kanduva veereostuse
vähendamine, maaparandussüsteemiga külgnevate märgalade säilitamine, aga ka märgala-
elupaikade rajamine või hoidmine kuivendusaladel.
Looduslik veekogu – siin kontekstis allikas, oja, jõgi ja järv (sh karstijärv ja -järvik).
Looduslik väikeveekogu – pinnaselohku või -süvendisse moodustunud, valdava inimmõjuta,
alaline või ajutine veekogu.
Maaparandus ehk melioratsioon – siin kontekstis metsa- või põllumaa viljelusväärtuse
suurendamiseks tehtavad kuivenduse ehitustööd ja nendega seotud hoiutööd (nii uute kraavide
ja dreenide rajamine, kui ka kraavide uuendus, hooldus ja rekonstrueerimine ning eesvoolude
puhastamine).
Maaparandussüsteem – maatulundusmaa viljelusväärtuse suurendamiseks ja keskkonna-
kaitseks vajalike ehitiste kogum. Maaparandussüsteemi liigid on kuivendussüsteem, niisutus-
süsteem ja veerežiimi kahepoolse reguleerimise süsteem (Maaparandusseadus).
5
Maaparandussüsteemi hooldamine – maaparandussüsteemi hoiutööde tegemine, mille hulka
kuulub taimestiku niitmine, puittaimestiku raie, voolutakistuste ja sette eemaldamine ning
hoiutööde tegemine maaparandussüsteemi maa-alal ja seal asuvatel veekaitserajatistel. Setteid
võib eemaldada kuni 10 m2 suuruse valgalaga eesvoolust ja kuivenduskraavist keskmiselt kuni
0,5 m3/m ja üle 10 m2 suuruse valgalaga eesvoolust kuni 0,5 m3/m või keskmise settekihi
paksusega kuni 0,3 m (Maaparandushoiutööde nõuded).
Maaparandussüsteemi uuendamine – selle iganenud või lagunenud osade
(drenaažisüsteemi, truubi, tee või keskkonnarajatiste) uutega asendamine või täiendamine,
kraavide taastamine esialgsel kujul ja maaparandussüsteemi osade täiendamine
maaparandussüsteemi üldparameetreid oluliselt muutmata. Sette eemaldamine kuni 10 km2
suuruse valgalaga eesvoolust ja kuivenduskraavist keskmise sette mahuga 0,5–1,2 m3/m või
üle 10 km2 suuruse valgalaga eesvoolust keskmise sette mahuga 0,5–1,2 m3/m või keskmise
settekihi paksusega 0,3–0,6 meetrit (Maaparandushoiutööde nõuded).
Maaparandussüsteemi rekonstrueerimine – olemasoleva maaparandussüsteemi
plaanilahenduse, kuivendus- või niisutusviisi või ehitise konstruktsiooni oluline muutmine,
sealhulgas avatud eesvoolu asendamine kollektoreesvooluga, või ehitise tehnoloogiline
ümberseadistamine või sette eemaldamine suurenemas mahus kui uuendamisel. Erinevalt
hooldus- või uuendustöödest rakendub rekonstrueerimisele projekti koostamise ja
keskkonnamõjude analüüsi nõue (Maaparandushoiutööde nõuded).
Maaparandussüsteemi korrastamine – katusmõiste, mis hõlmab nii maaparandussüsteemi
hooldust ja uuendamist (hoiutööd) kui ka rekonstrueerimist (ehitamine) (Riigikontroll 2020).
Juhendis kasutame teaduskirjandust refereerides mõistet kraavide puhastamine (inglise
keeles ditch network maintenance), mis tähendab taimestiku ja setete eemaldamist kraavi algse
sügavuseni.
Märgala – alaliselt niiske kuni väga märg (soo) või vähemalt osa aastast veega kattunud maa-
ala (üleujutusala), sh märg mets, madal veekogu või lauge mererannik. Maailmas on märgala
mõistel mitmeid tõlgendusi, seda nii piirkonna looduse eripärast kui selle kirjeldamise
traditsioonidest sõltuvalt.
Märgalaviljelus – märgade või taastatud veerežiimiga turbaalade põllumajanduslik või
metsanduslik kasutamine. Märgalaviljeluse üheks eesmärgiks on võimaldada sellistele
märgadele turbaaladele omaste ökosüsteemi teenuste taastumist ja säilitamist, nagu süsiniku
sidumine ja ladustamine, vee ning toitainete talletamine samuti kohaliku kliima jahutamine
ning ohustatud liikidele elupaiga pakkumine.
Pinnaveekogum – Veeseaduse alusel määratletud selgelt eristuv ja oluline osa pinnaveest,
nagu järv, jõgi, oja, paisjärv, peakraav, kanal, kraav või nende osa, siirdevesi või rannikuvee
osa. Pinnaveekogumiks võib olla üks terviklik vooluveekogu, mille valgala pindala on 10 km2
või suurem, või seisuveekogu või paisjärv, mille pindala on 50 hektarit või suurem, ning
rannikuvee või siirdevee osa sõltumata pindalast.
Soo – turbaala, kus turbakihi tüsedus on üle 30 cm ning selle ladestumine ei ole katkenud. Iga
soo on turbaala, aga mitte vastupidi.
6
Suubla – Maaparandusseaduse tähenduses veekogu, mis ei ole eesvool. Suubla võib olla ka
maapõue osa ja pinnavorm, kui liigvee juhtimine veekogusse ei ole võimalik või põhjustab
majanduslikult ülemääraseid kulutusi.
Turbaala – kuitahes tüseda turbalasundiga kaetud maastiku osa sõltumata sellest, kas seal
turba ladestumine jätkub, on katkenud või turbalasund degradeerub. Turbaalad kuuluvad
märgalade hulka, kuid selle juhise kontekstis ei hõlma freesturbavälju või muid turba
kaevandusalasid.
Vagukraavid – pinnavee eemaldamiseks kaevatud ajutine madal kraavitus, mis
projekteeritakse võimalikult risti maapinna languga ja mille eesmärgiks on hetkeolukorra
liigniiskuse lahendamine. Vagukraavitust kasutatakse reeglina uuendusraielankidel, eriti nende
madalamates osades. Vagukraavide sügavus on 30–70 cm (keskmiselt 40 cm) ja vahekaugus
20–50 m. Järgnevate rekonstrueerimistööde käigus vagukraavitus reeglina hooldamisele ja
taastamisele ei kuulu (Kuivendussüsteemide majandamise strateegia).
Veekogu – püsiv või ajutine voolava, aeglaselt liikuva või seisva veega täidetud süvend, nagu
jõgi, oja, peakraav, sealhulgas nendel asuv paisjärv, kanal, paadikanal, allikas, järv, sealhulgas
tehisjärv, või meri (Veeseadus).
Ökosüsteemi teenused ehk looduse hüved – mitmed inimkonna seisukohast hädavajalikud,
keskkonnakaitselised, sotsiaalsed ja majanduslikud hüved, mida ökosüsteemid pakuvad.
Ökosüsteemi teenused võib jagada nelja rühma: 1) tugiteenused (supporting services), milleks
on näiteks aineringe, mullateke, fotosüntees ja elupaigad; 2) reguleerivad teenused (regulating
services), mis mõjutavad kliimat, vee-, õhu- ja mullakvaliteeti, veevarusid, üleujutusi, samuti
tolmeldamine; 3) varustusteenused, ka tootvad teenused (provisioning services) on teenused,
mida inimene saab ökosüsteemilt, näiteks toidu, vee, puidu jm materjalidena; 4)
kultuuriteenused, ka rekreatiivsed teenused (cultural services) sisaldavad looduse poolt
pakutavat esteetilist ja vaimset heaolu.
7
Eessõna
Eestis läbiviidud maaparanduse mastaapsust ja selle mõju ulatust arvestades, on vajalik välja
töötada Eesti tingimustesse sobiv juhendmaterjal maaparanduse teadaolevate negatiivsete
mõjude vältimiseks, leevendamiseks ja kompenseerimiseks. Vajadust sedalaadi juhise järele
rõhutab „Kliimamuutustega kohanemise arengukava aastani 2030“. Kliimamuutustega
kohanemise arengukava aastani 2030”. Juhise koostamisel on koondatud olemasolev
teaduskirjandus ja parimad praktikad nii Eestist kui lähiriikidest, arvestades ökoloogilisi,
sotsiaalmajanduslikke ja õiguslikke aspekte, et tagada loodusväärtuste säilimine ja nende
seisundi paranemine üleliigseid piiranguid vältides.
Juhis koostatakse kahe dokumendina, millest käesolev versioon annab põhjaliku ülevaate
teaduskirjandusest ja olemasolevatest juhendmaterjalidest. Rohkelt on kasutatud
võrdlusandmeid meie lähiriikidest, eriti Soomes läbiviidud uuringutest kuivenduse mõjude ja
leevendusmeetmete kohta nii erinevates metsa- ja sookooslustes, kui ka põllumajandus-
maastikes. Ülevaade hõlmab maaparandusega kaasnevate rekonstrueerimis- ja hoiutööde mõju
keskkonnale, sh mõju veekogude ja märgalade ökosüsteemidele ning neist sõltuvatele liikidele,
samuti kasvuhoonegaaside heitkogustele. Välja on pakutud mitmeid kuivendussüsteemide
negatiivsete mõjude võimalikke vältimis-, leevendus- ja kompensatsioonimeetmeid,
kirjeldades nende kasutusvõimalusi ja toimimist aga ka vajakajäämisi. Sellise ülevaatliku ja
naaberriikide kogemusi kaasava informatsiooni esitamine on vajalik mõistmaks
maaparandusega kaasnevaid negatiivseid mõjusid ja nende ulatust, samuti leevendusmeetmete
rakendamise olulisust ja vajalikkust. See juhis keskendub kuivendussüsteemidele ega käsitle
niisutussüsteemide keskkonnamõju. Eraldi dokumendina valmib juhise lühiversioon, mis
keskendub konkreetsetele, Eesti tingimustesse sobivatele, maaparanduse teadaolevate
negatiivsete mõjude vältimis-, leevendus- ja kompensatsiooni-meetmetele ning nende
rakendamisele.
8
1. Sissejuhatus
Märgalad on ühed olulisemad ökosüsteemid maailmas, pakkudes inimühiskonnale mitmeid
hüvesid ning elupaiku paljudele taime-, seene- ja loomaliikidele. Arvutuste kohaselt on
märgalad ühe pindalaühiku kohta kõrgeima ökosüsteemi teenuste väärtusega maakattetüübid
(Costanza jt 2014). Teisalt on märgalad ja mageveekogud vaieldamatult ühed ohustatumad
ökosüsteemid maailmas (Dudgeon jt 2006), millest ligi 35% on inimtegevuse tõttu hävinud
(Gardner ja Finlayson 2018). Euroopas, kus ligi 60% turbaaladest on inimtegevuse (peamiselt
kuivendamise) tagajärjel muudetud, võib 50% sellest kaost omistada põllumajandusele, 30%
metsamajandusele ning 10% turba kaevandamisele (Joosten 1997). Põllumajandustootmist
soodustavate kuivendussüsteemide ulatuslik arendamine on maastike hüdroloogiat oluliselt
muutnud, mistõttu on kõige suurem märgalade kadu tulenenud põllumajandusest (Heath ja
Whitehead 1992, Blann jt 2009). Kuivendamine metsamajanduslikel eesmärkidel on olnud
väga laialdane just Skandinaaviamaades, Venemaal, Briti saartel ning Balti riikides (90% kogu
maailma metsakuivendustegevusest on tehtud neis piirkondades), kus 1990. aastateks oli
puidutootlikkuse suurendamiseks kuivendatud üle 13,5 miljoni hektari märgalasid (Paavilainen
ja Päivänen 1995).
Eestis algas soode kasutamine põllumajanduseks ja turba varumiseks juba 17. sajandil ning 19.
sajandiks oli turbaalade kuivendamine laialdaselt levinud (Paal ja Leibak 2013).
Metsamajanduslikul eesmärgil hakati väikesemahulist kraavitamist tegema 1820. aastatel, kuid
süstemaatilised kuivendustööd algasid 1940. aastatel (Torim ja Sults 2005).
Maaparandussüsteemide registri kohaselt on kuivendatud maa kogupindala Eestis praegu 1 372
130 ha, moodustades 1/3 maismaast. Sealjuures on kuivendatud metsamaad kokku 751 130 ha
ehk 25% metsade kogupindalast. Riigimetsast on kuivendatud üle poole ehk ligikaudu 450 000
ha (rmk.ee). Regionaal- ja Põllumajandusministeeriumi andmetel (agri.ee) on 976 900 hektarist
haritavast põllumajandusmaast maaparandussüsteemidega hõlmatud 636 879 ha, millest
enamuse (600 261 ha) moodustab drenaažkuivendus.
Ulatusliku kuivendamise tagajärjel on enamiku soo-kasvukohatüüpide pindala Eestis viimase
60 aasta jooksul vähenenud. “Eesti soode seisund ja kaitstus” (Paal ja Leibak 2013) aruande
kohaselt on soode kogupindala vähenenud 2,7–2,8 korda ehk 642 200 hektarilt 227 000–240
000 hektarile. Kõige enam on ohustatud madalsood, eriti allikasood, aga ka lubja- ja liigirikkad
madalsood, millest looduslikus seisundis on säilinud vähem kui 10%. Kuigi juba 1960. aastate
lõpus tõdeti, et rabade kuivendamine metsanduslikel eesmärkidel ei ole majanduslikult tasuv,
on sellest hoolimata rabadega külgnevaid metsaalasid kuivendatud või rabasid ümbritsevaid
piirdekraave rajatud, mis on oluliselt mõjutanud rabade ümbruses paiknevaid siirdesoid ja
servamäresid (Paal ja Leibak 2013). Loodusdirektiivi I lisasse kantud veerežiimi muutustest
ohustatud elupaigatüüpidest on ebasoodsas seisundis lamminiidud (6450), rabad (7110*),
siirde- ja õõtsiksood (7140), allikad ja allikasood (7160), nõrglubja-allikad (7220*), siirdesoo-
ja rabametsad (91D0*) ning laialehelised lammimetsad (91F0). Liigirikkad madalsood (7230)
ning soostuvad ja soo-lehtmetsad (9080*) on aga halvas seisundis (Elupaigatüüpide seisund
2019).
Keskkonnaregistri andmetel on Eestis kraavide kogupikkuseks 69 884 km, mis ületab jõgede
ja ojade kogupikkust (19 000 km) üle 3 korra. Eesti põhikaardi alusel tehtud GIS analüüsi
9
kohaselt on tegelik kraavide kogupikkus aga üle kahe korra suurem – 150 537 km (vt tabel 1).
Ojadest ja jõgedest on õgvendatud 39%, neist omakorda 66% on pikkusega alla 10 km (Karvak
2022, Karvak suul). Ulatuslike maaparandustööde tagajärjel on kuivendatud ka paljud
looduslikud allikad ning põhjavee väljavool on suunatud maaparanduse eesvooludesse (Karise
2004). Loodusdirektiivi I lisasse kantud vee-elupaigatüüpidest on vähetoiteliste järvede (3110),
mõõdukalt karedaveeliste järvede (3130) ning ojade ja jõgede (3260) seisund Eestis ebasoodne
(Elupaigatüüpide seisund 2019).
Koos maaparanduse intensiivistumisega on süvenenud ka arusaam kuivendamise negatiivsetest
keskkonnamõjudest, eriti setete ja toitainete suurenenud kontsentratsioonidest voolu-
veekogudes (Piirainen jt 2017). Mitmel pool maailmas on seetõttu lõpetatud toetuste maksmine
kuivendussüsteemide rajamiseks, näiteks ei rahastata ökoloogilistest kaalutlustest lähtuvalt
Soome majandusmetsades uusi kuivendusprojekte juba 1992. aastast alates (Skaggs jt 2016).
Eestis on uute kuivendussüsteemide rajamine piiratud nii kaitsealadel (looduskaitseseaduse
alusel 2004. a alates) kui ka riigimetsas (säästva metsanduse sertifikaadi nõuetest (FSC)
tulenevalt, 2002. a alates). Sellegipoolest toimub kraavide kuivendusfunktsiooni ja
puidutootlikkuse säilitamiseks olemasolevate kraavide hooldus, uuendamine ja
rekonstrueerimine (mille käigus rajatakse kuivendussüsteemidesse ka uusi kraave), samuti
eesvoolude korrastamine (Kuivendussüsteemide majandamise strateegia). Uute kraavide
rajamine toimub ka metsateede ehitamise ja rekonstrueerimise käigus (Pikk 2011). Kuigi ka
need kraavid toimivad piirnevate metsade kuivendajatena ning kannavad allavoolu
erodeerunud setteid, pole teekraavide kumuleeruvat kuivendusmõju seni uuritud. Soomes
läbiviidud uuringud on aga näidanud, et kraavide korrastamise käigus lisakraavide rajamisel
(complementary ditching) on kumulatiivne mõju nii veetasemele kui puistu produktsioonile
(Ahti ja Päivänen 1997).
Kuivenduse keskkonnamõjude vähendamiseks on kasutusel mitmeid leevendusmeetmeid, mis
on suunatud peamiselt kraavide rekonstrueerimistöödest tuleneva settekoormuse ning
taimetoitainete koormuse vähendamisele suublates. Oluliselt vähem on seni tähelepanu
pööratud meetmetele, mis aitaksid leevendada kuivendussüsteemide negatiivset mõju
elustikule või mullastikule ning viimasest lähtuvale kasvuhoonegaaside emissioonile
(Riigikontroll 2020). Euroopa Liidu elurikkuse strateegia üheks kolmest põhikohustusest on
tagada kaitstavatel aladel tõhus kaitsekorraldus selgelt määratletud eesmärkide ja meetmete
ning nende asjakohase seire kaudu. Selleks on muuhulgas oluline arvestada ka
majandustegevuse, sh maaparanduse mõjudega elupaikadele ja neist sõltuvale
elurikkusele nii kaitsealustel loodusobjektidel kui ka neid ümbritsevatel aladel. Ka
Maaparandushoiukavade eelnõudes (2022) on rõhutatud, et veekogude, sh eesvoolude
kasutamisel tuleb arvestada keskkonnakaitseliste eesmärkidega ning võrdselt olulised on nii
korras maatulundusmaa kui ka heas ökoloogilises seisus veekogud.
10
2. Kuivendamise ja kuivendussüsteemide korrastamise
negatiivsed mõjud
2.1. Ümberkujunevad ökosüsteemid
Kuivendamine on väga laialdane ökosüsteeme ümber kujundav häiring. Eestis on
kuivendamata (kuivenduskraavist kaugemal kui 100 m) madalsoo ja siirdesoo muldasid
säilinud alla 10%, rabamuldadest on kuivendusest mõjutamata ligi 60%. Kõige enam on heas
seisundis siirdesookooslusi säilinud Emajõe Suursoos ning Loode-Eestis (Helm jt 2021).
Kuivendamise mõju ei piirdu vaid kraavitatud või dreenitud alaga. Kaudse mõju ulatus võib
hinnanguliselt moodustada 20–150% kuivendusobjekti pindalast (Paal 2007) sõltuvalt
kuivendusobjekti asukohast, ala suurusest ja selle algsest tüübist. Nii on näiteks kuivenduse
mõju suurem väikeses soos või madalsoos võrreldes ulatusliku soomassiivi või rabaga (Kaisel
ja Kohv 2009). Kuivendussüsteemide korrastamise mõju on paljuski esmakordse kuivenduse
mõjuga sarnane. Nii kandub korrastamise käigus allavoolu setteid ja veereostust ning
ümbritsevad maismaaökosüsteemid kuivenevad. Kvantitatiivsed muutused sõltuvad nii kohast
kui konkreetsest olukorrast.
Kuivendamine mõjutab ökosüsteemi võtmekomponente – veerežiimi ja domineerivaid
organisme – ning nende kaudu kogu ökosüsteemi toimimist, olles pikaajaline ja suuresti
pöördumatu (joonis 1). Turvasmuldadel tehtud kuivendamise korral muutub turvast ladestav
(avatud) soo-ökosüsteem metsa-ökosüsteemiks, kus suurem osa primaarproduktsioonist
akumuleerub puidus. Hõreda puurindega või seni lagedatest, sügava turbalasundiga madal- ja
siirdesoodest kujunevad kuivenduse tagajärjel kõdusoometsad, kus turba ladestumine lakkab
(Paal 1997, Päivänen ja Hånell 2012). Toitainerikastest õhukese turbakihiga metsadest
kujunevad aga sekundaarsed sooviku- või salumetsad (Pikk ja Seemen 2000). Ka
mineraalmuldadel olevate märgade ja niiskete metsade tootlikkust parandatakse
kuivendamisega, muuhulgas ka seepärast, et uuendusraie järgselt ei tõuseks mulla niiskustase,
mis takistab puistu uuenemist (Laas 2011). Soovikumetsade kuivendamise mõju uuringuid
elustikule pole Eestis paraku tehtud. Põllumajanduslikuks otstarbeks kuivendamisel võib aga
kuivenduseelne maastik, sellele omaste koosluste ja iseloomuliku elustikuga, täielikult kaduda
(Blann jt 2009). Pöördumatust põhjustavad mitmed tagasisidemehhanismid ning on üsna
ebatõenäoline, et kuivendatud turbaalad ilma aktiivse sekkumiseta iseenesest taas turvast
tootvaks ökosüsteemiks muutuksid (Price jt 2003, Holden jt 2004).
11
Joonis 1. Mitmekidalise harpuuni kujund kuivendusjärgsest soometsa ökosüsteemi teisenemisest.
Pärast torget, ehk kraavide kaevamist, tungib harpuun üha sügavamale, surudes järk-järgult oma kidad
ökosüsteemi. Suktsessioonijärgud (J) on loetletud ülal ja nende mõjusfääris muutuvad ökosüsteemi
omadused all. Sotsiaalmajanduslikud tagasisidemehhanismid võivad igas järgus täiendavalt takistada
ökosüsteemi taastumist (kidade laiendused) ning viia edasiste järkudeni (kujutatud viimase kidana).
Kohandatud allikast Lõhmus jt 2015.
Kuivendussüsteemide, sh põllumajanduses kasutatava drenaaži, rajamine ning sellega kaasnev
maakasutus mõjutab oluliselt ümbritsevat maastikku ja veekogusid. Toimuvad muutused
looduslike vooluveekogude hüdroloogilises ja ökoloogilises seisundis, suureneb liigsetest
toitainetest põhjustatud veekogude eutrofeerumine, õgvendamise tõttu väheneb lammialade
võime üleujutusmõjusid tasandada ning kaasneb veekogu ümbritsevate märgalade
iseloomuliku taimestiku kadumine, alaneb põhjaveetase ning ühtlustuvad senised eri
mullatüüpide hüdroloogilised omadused (Sloan jt 2016, 2017). Avatud kuivendussüsteemidega
kaasneb ka suurenenud erosioon nii maapinnal kui voolusängis ning veega transporditavate
aineosakeste hulk ja kandumine allavoolu, samas kui drenaažkuivenduse puhul on
erosioonirisk vähenenud pindmise äravoolu tõttu väiksem (Gramlich jt 2018).
2.2. Muutused mullas ja veerežiimis
Kuivendussüsteemide rajamisega suunatakse pinnases olev vesi kraavidesse (või dreenidesse),
mille tulemusena alaneb ala veetase ning pinnase- ja sadevesi kantakse (periooditi) alalt
kiiremini ära. Kuivendusjärgsed muutused hüdroloogias on nii lühi- kui pikaajalised ning need
sõltuvad suuresti kohalikest tingimustest ning kraavituse intensiivsusest (joonis 2).
Kuivenduse pikaajaline mõju ilmneb veetaseme alanemises. Kohe pärast kraavide kaevamist
alaneb veetase vähelagunenud turvasmuldades (siirdesoo- ja rabamullad) vähemalt 35 cm
sügavuseni, hästilagunenud ja õhukestes turvasmuldades (madal- ja siirdesoo) vähemalt 55 cm
sügavuseni ning boreaalsetes soometsades 20–60 cm sügavuseni (Kaisel ja Kohv 2009). Ka
kraavide puhastamine langetab veetaset. Bring jt (2022) metaanalüüsi kohaselt ei erine
mitmesuguste sootüüpide esmakordse kraavituse veetaset langetav mõju kraavide puhastamise
mõjust ja on keskmiselt 19 cm (analüüsitud kraavide puhastamise uuringuid oli 8, kõik
Soomest). Hiljutine Mandri Eesti turvasmuldadel kasvavates männikutes läbiviidud uuring
12
näitas samuti, et üheaastase (2021. a juunis ja juulis) mõõtmise tulemusena oli rekonstrueeritud
kuivendussüsteemiga puistutes (n = 28) veetase paarkümmend sentimeetrit madalam, kui
puhastamata kraavidega puistutes (n = 5) (Potapov jt 2022).
Ulatuslikult on kuivendatud ka mineraalmuldi, kuid kuivenduse järgset veetaseme langust
mineraalmuldadel olevate märgade ja niiskete metsade osas pole autoritele teadaolevalt Eestis
uuritud. Kraavide mõju veetasemele võib püsida aastakümneid, kui mitte sajandeid, olenevalt
ala omadustest (Paavilainen ja Päivänen 1995). Metsakuivendusest tuleneva veetaseme
alanemisega kaasneb puistu kasvu ja biomassi suurenemine, mistõttu suureneb transpiratsioon
ning samaaegselt jõuab vähem sademeid maapinnale, mis kuivendab mulda veelgi.
Joonis 2. Veetaset mõjutavad tegurid kuivendatud metsas. Päivanen ja Hånell (2012) järgi.
Turbaalade kuivendamise tulemusel rikastub turbakiht hapnikuga, mis viib edasistele
füüsikalistele, keemilistele ja bioloogilistele muutustele turba pindmises kihis. Vähenev mulla
niiskusesisaldus parandab aeratsiooni ning soodustab turba mineraliseerumist, kuna suureneb
mikroobide ja aeroobsete lagundajate hulk mulla pindmises kihis. Paraneb toitainete
kättesaadavus taimedele. Turba mineraliseerumine, kokkuvajumine ja tihenemine vähendab
selle veejuhtivust ja vee kinnipidamisvõimet (Holden jt 2004, Łachacz jt 2023). Ka
mineraalmuldades paraneb kuivendamise tagajärjel aeratsioon ja suureneb mulla
hapnikusisaldus.
Kui kraavide rajamine muudab oluliselt ala hüdroloogiat (vee hulka või selle keemilist
koostist), võib maaparanduse mõju ulatuda ka suuremate sookomplekside keskosadesse
(Tahvanainen 2011, Rehell 2017, Sallinen jt 2019). Näiteks Soomes on täheldatud põhjala
siirdesoode (aabasoode) rabastumist juba 20 aastat pärast kraavitamist, kuna külgnevad
kuivendussüsteemid on vähendanud mineraaliderikka vee sissevoolu (Tahvanainen 2011).
Kuivendusest tingitud siirdesoode rabastumine ja madalsoode siirdesoostumine toimub ka
13
Eestis (Paal ja Leibak 2013). Siirdesoode ja rabade ökoloogilise funktsionaalsuse tagamiseks
vajalike puhvertsoonide määratlemise uuringus tehtud erinevaid sootüüpe üldistava kokkuvõtte
kohaselt ulatub kraavi intensiivne mõju veerežiimile vähemalt 40 m kaugusele, seejärel mõju
väheneb (90–190 m kauguseni) ja alles kraavist 440–690 m kaugusel võib veerežiimi
looduslikuks pidada (Kull 2016). Sama uuring näitab ilmekalt, kuidas veerežiimi muutumisega
kaasnevad mitmesugused füüsikalised, keemilised ja bioloogilised muutused soo-
ökosüsteemides. Ka parasvöötme turbaaladel läbi viidud uuringuid koondav metanalüüs näitas,
et kuivendamise mõju veetasemele kaob umbes 440 m kaugusel, kuid üheski analüüsitud
uuringus ei olnud veetaset tegelikult nii kaugel mõõdetud, vaid lähemaid mõõtmistulemusi
ekstrapoleeriti (Bring jt 2022).
2.3. Muutused taimkattes ja muus elustikus
Kuivenduse elustikumõjudest on kõige enam kirjeldatud suktsessioonilisi muutusi taimkattes,
mis võivad ilmneda alles aastaid hiljem (Eesti soode seisund ja kaitstus, 2013). Peamiseks
muutuseks avasoodele ja märgadele metsadele on iseloomulike (turvast tekitavate)
taimeliikide asendumine (aru)metsaliikidega (Remm jt 2013, Paal jt 2016) ning erinevate
koosluste taimestiku liigilise koosseisu ühtlustumine (Laine jt 1995a). Esimesena taanduvad
turbasamblad, kiiresti kaovad ka tarnad koos soodele iseloomulike puhmarinde liikidega nagu
näiteks sookail. Taimeliikide vaheldumine toimub kiiremini märgades toitainerikastes
elupaikades, aeglasemalt toitainevaesematel aladel (Kohv 2010). Eesti kuivendatud
siirdesoodes tehtud vaatluste põhjal kirjeldas P. Kollist (1957), et kraavide lähedal asendub
sootaimestik metsataimestikuga, intensiivselt kuivendatud aladel domineerivad metsasamblad
ning turbasamblaid esineb vaid üksikute padjanditena. Rohurindes esinevad sagedamini
sõnajalad, uibulehed, karvane piiphein, vaarikas, kõrvenõges, kohati jänesekapsas ja
metsmaasikas. Kraavilähedastel aladel moodustab aga kattekold kohati suuri kogumikke.
Alusmetsana esineb sageli paakspuu. Lodumetsade kuivendamisel kaovad soopihl,
soosõnajalg, soo-lõosilm ja ubaleht. Kuivendusejärgselt kujunevates viljakates
kõdusoometsades on tüüpilisteks liikideks näiteks mägi-pajulill, metsmaasikas, maarja-
sõnajalg, longus helmikas ja salu-siumari (Remm jt 2013). Kõdusooraiesmikke asustavad
mitmed niitudele ja häiringualadele iseloomulikud taimed, nagu jäneskastik, põldohakas ja
harilik puju (Remm jt 2013). Eestis läbiviidud uuringu põhjal piirdekraavituse mõjust
rabanõlvade taimestikule selgus, et kuivenduse tagajärjel väheneb niiskuslembeste
turbasammalde üldkatvus, kuigi mõnede varjulembesemate turbasamblaliikide (kitsalehine ja
teravalehine turbasammal) ohtrus võib isegi suureneda (Ilomets jt 2006). Puhmarindeliikidele
olulist kuivendamise mõju ei leitud, kuigi igihaljaste puhmaste katvus (liigid, mis on
iseloomulikud rabadele nagu näiteks küüvits, kanarbik, sookail jt) oli suurem kuivendamata
kooslustes. Kõdusoometsades täheldati aga kuivenduse järgselt puurinde liituvuse suurenemise
positiivset mõju mustika katvusele (Kaisel ja Kohv 2009).
Kuna märgaladele iseloomulik taimestik on kohastunud püsivalt kõrge niiskustasemega,
avaldab kuivendamine otsest mõju just maapinda katvatele taimeliikidele. Samas võib
mõju avalduda aeglaselt ning sõltuda puistu tihenemisest; seepärast reageerivad taimeliigid
esmalt ohtruste muutumisega. Näiteks väheneb kuivendatud soodes oluliselt graminoidide
(kõrrelised, loalised, lõikheinalised) osakaal, suureneb aga põõsaste ja puude ohtrus (Korpela
14
2004). Ka meie madalsoodes tavaline harilik soopihl tõrjutakse kuivenduse järgselt tavaliste
metsataimede, nagu näiteks laanelill ja vaarikas, poolt välja (Landry ja Rochefort 2012). Eesti
andmetel võib sookoosluse iseloomulik taimestik säilida veel kuni seitse aastat pärast
kuivendust, kuid pikaajalise (30–70 aastat) intensiivse kuivendusega aladelt on
kuivenduseelne taimestik pea täielikult kadunud (Kollist 1953, Kaisel ja Kohv 2009).
Kuivenduskraavide mõju taimestikule oleneb olulisel määral kuivendamise intensiivsusest
(kraavide vahekaugusest ja sügavusest) ning kuivendatava ala kasvukohatüübist. Eesti
siirdesoodes läbi viidud uuringus leiti, et kuivenduskraavide mõju taimestikule võib ulatuda
kuni 400 m kaugusele (Paal jt 2016). Kraavi lähedal on mõju tugevam, kaugemal hääbub
tasapisi. Nii ulatus puude kasvu hoogustav mõju kuni 350–400 m kaugusele ja oli seletatav
eelkõige madalama veetasemega kasvuperioodil, kuid ka kõrgema pH ja toitainesisaldusega
turbas selle mineraliseerumise tõttu. Puude vari ja teised kuivendusega muutuvad parameetrid
tõid kaasa muutused alustaimestiku liigilises koosseisus. Autorid toovad näiteid ka teistes
riikides läbiviidud uuringutest, kus on täheldatud, et kraavi mõju ulatub mitmesaja meetri
kaugusele, kuid Eesti siirdesoode uuringus leitud mõju ulatus on siiski suurem võrreldes mujal
täheldatuga. Üheks põhjuseks on arvatavasti asjaolu, et uuritud kraavid juhivad ära nii
pindmise vee, sademetest kogunenud vee, kui ka sügavama põhjavee. Siirdesoodes ulatub
kraavitamise mõju üldiselt kaugemale kui rabades. Kuid ka rabades ulatub piirdekraavide
ja sügavate metsakraavide mõju taimekooslustele kuni 190 m kauguseni. Samas puude
juurdekasv suureneb kraavist vähemalt 90 m kauguseni ning kohati on nõrk mõju täheldatav
ka 190 m kaugusel (Kull 2016). Kuivenduse intensiivsem mõju taimestikule ulatub rabades
30–40 m kaugusele (Kull 2016, Toom 2020). Maaparanduse mõjuga arvestamiseks ja selle
mõju leevendamiseks on analoogseid kraavide mõju ulatuse uuringuid oluline läbi viia ka
teistes taimkattetüüpides, nagu lagemadalsood, soo- ja soostuvad metsad, aga ka märjad niidud.
Rakenduslike otsuste tegemiseks peab siiski iga kuivendussüsteemi mõju väljaselgitamiseks
analüüsima ka kohalikke olusid (Potapov jt 2022, 2023).
Kuivenduse järgselt on üheks märgatavamaks muutuseks turbaalade metsastumine. Lõuna-
Soome puis-siirdesoodes läbiviidud uuringus leiti, et puurinde liituvus suureneb kuni neli korda
ning biomass, millest kuivendatud kooslustes moodustavad enamuse puud (erinevalt
kuivendamata kooslustest), võib suureneda isegi kuni seitse korda (Laiho jt 2003). Samas leiti
ka, et turbaalade, eelkõige rabade, metsanduslikul eesmärgil kuivendamine ei ole
otstarbekas, kuna happelises keskkonnas on efektiivse puistu juurdekasvu tagamiseks ka
kuivendamise järgselt liiga vähe toitaineid. Hiljutise Eesti uuringu põhjal selgus, et
kuivendatud männienamusega puistutes saavutab kuivendusest tulenev juurdekasv
maksimumi 16 aastat pärast kuivendust, omades suuremat mõju väiksema diameetriga (st
noorematele) puudele (Potapov jt 2023).
Osa metsakuivenduse järgsetest muutustest elustikus toimuvad pika viibega ja on suuresti
kaudsed ehk ühes elustikurühmas toimuvad muutused põhjustavad muutusi teiste liikide seas
(Lõhmus jt 2015). Nii on taimkattes (sh puistus) toimuvatel muutustel mõju ka loomastikule ja
seenestikule. Puistu kasvades suureneb varjuliste elupaikade osakaal ning toimub
järkjärguline avamaastikega kohastunud liikide kadu. Näiteks võivad puittaimede kasvu
hoogustumisel kaduda alalt soojalembesed liblikad (Laine jt 1995b). Märja toitainerikka
mullaga metsade kuivendamisel ja metsamajanduslikku kasutusse võtmisel on oluliseks
15
elustikku mõjutavaks teguriks ka puistu liigilise koosseisu muutus ja lihtsustumine.
Lodumetsade pikaajalisel kuivendamisel asenduvad sanglepp ja laialehised puud kuusega
(Lõhmus 1984, Remm jt 2013). Puistu ja niiskustingimuste muutused põhjustavad suuri
muutusi puudega seotud elustikus, näiteks epifüütsete sammalde ja samblike ning varises
elavate tigude seas (Remm jt 2013). Ka torikseente kooslus sõltub suuresti lamapuude liigilisest
koosseisust ehk kasvusubstraadi olemasolust (Runnel jt 2021). Mitmekesine puistu ja
lamapuude rohkus vähendab kuivenduse negatiivset mõju ülalnimetatud elustiku-
rühmadele (Remm jt 2013).
2.4. Muutused kuivendatud ala veekogudes
Kuivendatud aladel märgalad üldjuhul kaovad ning väikesed pinnaveetoitelised
seisuveekogud (nt mitmesugused lombid) ja looklevad ojad asendatakse kraavivõrguga (Remm
jt 2015a). Nii on kuivendatud aladel vähem looduslikke väikeveekogusid ning olemasolevad
kuivavad kiiremini, kui sarnased veekogud kuivendamata aladel (Suislepp jt 2011). Ulatusliku
metsakuivenduse tulemusena moodustavad kuivenduskraavide võrgustikud paljudes maastikes
märkimisväärse vee-elupaiga. Eestis on Maaparandussüsteemide registri andmetel kraave 69
884 km (vt ka tabel 1) ning eesvoole 24 434 km. Kraavid võivad elupaika pakkuda mitmetele
veelistele ja pool-veelistele liikidele (nt vee-selgrootud ja mõned kahepaiksed: Maes jt 2008,
Remm jt 2015a, Vaikre jt 2015, Mitchell 2016), olles eriti olulised maastikes, kus
kuivendamise tagajärjel on muud veekogud hävinud (Herzon ja Helenius 2008). Samas võivad
aga kraavid olla ka levikukoridoriks invasiivsetele võõrliikidele (Rosenvald jt 2014, Matisone
jt 2018). Kraave asustavad kooslused sõltuvad nii kraavi morfoloogilistest kui vee keemilistest
omadustest, samuti taimestikust, kraavi asukohast maastikul ning majandamisest (Hinojosa-
Garro jt 2010, Chester ja Robson 2013, Biggs jt 2017). Näiteks ei sobi metsasisesed
kuivenduskraavid kahepaiksetele sigimiseks, kuna need on üldjuhul liiga varjulised (Soomets
jt 2017, Remm jt 2018). 2023. a kevadel Tartu Ülikooli teadusprojekti "Ökosüsteemide
taastuvus hüdroloogiliselt ümberkujundatud ja majandatavates loodusmaastikes” välitööd
näitasid, et 406 ha suuruses kraavitatud majandusmetsas kudesid raba- ja rohukonnad valdavalt
kopraaladel (sh taastunud veerežiimiga lodumetsas), kus loendati 2223 rabakonna ja 677
rohukonna kudupalli (64% kõigist kudupallidest). Lisaks kudesid raba- ja rohukonnad ka
looduslikes metsalompides, kus loendati 19% kudupallidest, lageraielangi lompides ja
rattarööbastes (9% kudupallidest) ning kraavides (8% kudupallidest). Ka teised teadusuuringud
on näidanud, et kahepaiksed eelistavad kudeda erinevatel märgaladel (sh üleujutatud
luhaalad, ajutised veekogud, karstijärved ja -järvikud, kopratiigid; Suislepp jt 2011, Rannap jt
2015, Remm jt 2018, Magnus ja Rannap 2019). Lisaks näitasid Suislepp jt (2011), et
kraavitatud metsaaladele sademeterohketel aastatel tekkivad pinnaveetoitelised väikeveekogud
kujunevad lühenenud hüdroperioodi tõttu kahepaiksetele ökoloogiliseks lõksuks – kahepaiksed
eelistavad neis lompides sigida, kuid need kuivavad enne kulleste moonde läbimist, mistõttu
sigimine ebaõnnestub.
Kuivendussüsteemi rekonstrueerimisega kuivab suur osa pinnaveetoitelistest väike-
veekogudest või täidetakse need pinnasega (Remm jt 2018, Vaikre jt 2019). Puhastatud
kraavidest voolab vesi kiiresti ära, mistõttu võivad need kesksuveks täiesti kuivaks jääda
(Vaikre jt 2020). Kuna pruunidele konnadele on sellised kraavid (madal vesi, päikesele avatus)
16
atraktiivsed sigimispaigad võivad need enne juulikuud kuivades ökoloogiliseks lõksuks
muutuda, kuna kullesed ei jõua moonet läbida (Vaikre jt 2020). Seetõttu pole populatsioonide
pikaajaline säilimine neis maastikes tagatud ning asurkonnad hääbuvad (mida näitavad ka
mitmete liikide arvukustrendid). Rekonstrueerimine vähendab ka vee-selgrootute liigirikkust
ning muudab nende kooslusi kraavides, kuna osa väikeveekogudest sõltuvaid vee-
suurselgrootuid kraavides elupaika ei leia (Vaikre jt 2020). Kahepaiksete ja vee-selgrootute
liigirikkust kuivendatud ja rekonstrueeritavatel aladel aitaks säilitada erinevate
leevendusveekogude (nt tiikide ja kraavilaiendite) rajamine.
2.5. Mõju allavoolu jäävatele veekogudele ja nende elustikule
2.5.1. Mõju veekogude hüdroloogiale
Kuivendamise mõju vooluhulkadele on väga varieeruv ja alaspetsiifiline. Esimestel aastatel
pärast kuivendussüsteemi rajamist äravool üldjuhul suureneb. Hinnanguliselt võib
suurenemine esimesel kümnel kuivendusjärgsel aastal olla 0,3–0,6% ühe protsendi
kuivendatud ala kohta (Päivanen ja Hånell 2012). Sageli suureneb püsivvool, eriti juhul, kui
kraavis avaneb täiendav vooluallikas (põhjavesi). Mõju suurveele on väga varieeruv ning
sõltub kohalikest oludest nagu ala topograafia, mullastik, taimestik, kuivendamise intensiivsus
jne (Sirin jt 1991, Gramlich jt 2018). Vee kiirenev liikumine valgalal, mida põhjustab vee
kraavidesse koondumine, taimestiku puudumine kraavides ja suuremad voolukiirused,
suurendab ka vee erosiooni potentsiaali ning lahustunud ainete ja setete kandumist allavoolu
(nt Marttila ja Kløve 2010b).
Drenaaži mõju hüdroloogiale on kirjeldatud ‘käsna’ efektina: suublajõgedes pikenevad
suurveeperioodi kestvused ning aasta maksimaalne äravool esineb hiljem (Povilaitis jt 2015).
Käsna efekt tekib sellest, et drenaaž alandab veetaset, suurendades sellega mulla ruumala, kuhu
vesi saab imbuda, ja vähendades aurumist. Vee jõudmine suublasse võtab kauem aega, sest
väheneb pindmine äravool ja vesi liigub sügavamale dreenidesse.
Kui esmakordsel kuivendusel on märkimisväärne mõju pinnavee äravoolule, siis kraavide
puhastamine ei pruugi aastast summaarset äravoolu hulka samaväärselt mõjutada. Soome
modelleerimisuuring leidis, et kraavide 40 m vahekauguse ning 25–100 cm sügavuse korral
suurenes äravool esimese puhastamisjärgse aasta jooksul 7–25% olenevalt ala asukohast
(Põhja- või Lõuna-Soome) ning turba tüübist (Sphagnum või Carex turvas – lagunenud Carex
turba puhul väiksem; Nieminen jt 2018a). Empiirilised uuringud 1–2 aastat pärast puhastamist
muutusi vee äravoolu hulgas pigem ei näidanud (Joensuu jt 1999; Åström jt 2002). Samas
leidub siiski ka näiteid rohkem kui 35% aastasest äravoolu suurenemisest mitmeaastase
mõõtmisrea kokkuvõttena (Koivusalo jt 2008). Eestis, kus metsakraavide vahekaugus,
olenevalt metsatüübist, on 90–300 m (Laas jt 2011), pole autoritele teadaolevalt vastavaid
uuringuid tehtud.
Kohe pärast esmakordset kuivendust on täheldatud ka miinimumvooluhulkade suurenemist,
kraavide puhastamise kohta aga vastavad uuringud puuduvad (Nieminen jt 2018a). Siiski on
leitud puhastustööde mõju äravoolu dünaamikale. Nii võib puhastustööde järgselt suurvee hulk
suureneda, suurendades seeläbi vee erodeerivat mõju ning heljumi transporti (Finér jt 2018).
17
Pinnavee kiire ärajuhtimine kraavide kaudu võib vähendada selle infiltratsiooni põhjavette ning
seetõttu võib väheneda allikaliste ojade vooluhulk ülemjooksul. Eestis on maaparandus
põhjavee taset ulatuslikult alandanud, mis süsteemide amortiseerumisega kohati taastub
(Karise 2004), kuid süsteemide korrastamine viib põhjaveetaseme taas langusesse.
2.5.2. Metsakraavide rajamise ja puhastamise mõju veekvaliteedile
Kuivendamise mõju ei piirdu ainult kuivendussüsteemiga. Alanenud veetaseme tõttu
suureneb pinnase hapnikusisaldus ja temperatuur, mis omakorda soodustab turbakihi
lagunemist ja toitainete mineraliseerumist. Selle tulemusena, samuti suurenenud äravoolust
tingituna, tõuseb väljavooluvees mitmete keemiliste elementide ning orgaaniliste ja
anorgaaniliste ühendite kontsentratsioon, mis omakorda toob kaasa toitelisuse ja pH taseme
muutuse suublas (Paavilainen ja Päivänen 1995, Joensuu jt 2002). On näidatud, et allavoolu
jäävatele veekogudele on kuivendatud turbaalad, arumetsade ning kuivendamata turbaaladega
võrreldes, oluliselt suuremad toitainete, kogu- ning lahustunud süsiniku ning heljumi allikaks
(Nieminen jt 2015, Finér jt 2021). Kraavitamine mõjutab ka suubla vooluveekogude
veetemperatuure, mille keskmine väärtus ja amplituud võivad oluliselt tõusta. Muutused
vooluveekogudes mõjutavad otseselt selle elustikku, näiteks jõeforellile optimaalset
veetemperatuuri, nagu näidati Kanadas läbiviidud metsakuivenduse uuringus (Prevost jt 1999).
Muutuse põhjustajaks on nii mullatemperatuuri tõus kui vee liikumine avatud kraavides.
Kõige märkimisväärsem maaparandusest tulenev mõju vee kvaliteedile on suspensioonilise
sette ehk heljumi (suspended solids) kontsentratsioonide suurenemine äravoolus (Joensuu jt
2002, Stenberg jt 2015). Kraavide korrashoiutöödest tulenev settekoormuse tõus on
valgala omadustest olenevalt hinnanguliselt 13–93% looduslikust foonist kõrgem (Finér jt
2010), olles samaväärne esmakordse kuivendamise mõjuga (Manninen 1998). Mõningatel
juhtudel võib kraavide puhastamine tõsta heljumi kontsentratsioone kümnekordselt (4–5 mg/l
enne ning 45,8 mg/l pärast; Joensuu jt 1999). Suurem osa setetest tekib puhastamisel kraavide
nõlvaerosiooni tagajärjel (joonis 3), millest arvestatav osa jääb kuivendussüsteemi pidama
(Stenberg jt 2015). Heljumi suurenenud kandumine suublasse pärast kraavide kaevamist või
puhastamist on enamasti suurim paari aasta vältel pärast kuivendustöid, misjärel toimub
järkjärguline vähenemine. See aga ei tähenda, et juba allavoolu kandunud setete mõju
veeökosüsteemidele kaoks. Nieminen jt (2010) näitasid, et heljumi kontsentratsioon äravoolus
jäi kõrgeks kogu 4-aastase uuringuperioodi vältel. Kirde-Soomes tehtud uuringus, kus vaadeldi
setete dünaamikat kuivendussüsteemidest allavoolu jäävates ojades (kuivenduskraavid
suubusid otse ojadesse ja olid puhastatud 10 aastat tagasi), leiti et kuivendamine ja kraavide
puhastamine on põhjustanud oluliselt ojade mudastumist ning vähendanud ojade sügavust.
Eriti suure mõjuga oli liiv, mis ühtlustas põhja, kattes selle looduslikud ebatasasused (Marttila
jt 2012). Settekoormus suureneb ka õgvendamise tõttu, kuna kaob ühendus lammialadega,
kuhu looduslikus sängis vooluveekogud suurveega setteid kannavad. Kiirem vool ja suurem
vooluhulk suurendavad erosiooni (Blann jt 2009).
18
Joonis 3. Nõlvade voolamine hiljuti rekonstrueeritud kraavidel Tartumaal Selgisel. Fotod M. Vaikre ja
L. Remm.
Kraavide puhastamise mõju heljumi kontsentratsioonidele on varieeruv ning sõltub nii
kraavitatud ala suurusest kui mullatüübist (joonis 4; Joensuu jt 1999, Nieminen jt 2018a,
Stenberg jt 2015). Kõige erosioonitundlikumad on peenteralised liivad või aleuriiti (mölli)
sisaldavad mullad, mida Eestis leidub laialdaselt. Suuri heljumikontsentratsioone põhjustavad
ka tugevalt lagunenud turvasmullad (Tuukkanen jt 2016), mistõttu suureneb turba lagunemisel
erosioonirisk ka ajas (Joensuu jt. 1999). Esmakordse kuivendusjärgse turba lagunemise ja
kokkuvajumise tõttu võivad mitmed kraavid pärast puhastamist mineraalsesse aluspinda
ulatuda, isegi kui need enne turbast läbi ei ulatunud. Seega, kui kraavid puhastatakse nende
algse sügavuseni või sügavamale, võib erosioon esmakordse kuivendusega võrreldes
suureneda (Nieminen jt 2018a). Eestis, kus suurim kraavide kogupikkus on mineraalmuldadel
(67%) ning 45% turvasmuldadele rajatud kraavide kogupikkusest jääb alla 100 cm tüsedusega
turvasmuldadele (tabel 1), on erosioonioht liivapinnastes lausaline. Kui suur osa erodeerunud
pinnasest veekeskkonda jõuab, sõltub aga konkreetsest alast. Lisaks näitasid Joensuu jt (2001),
et suurenenud heljumi kontsentratsioonide kestvus sõltus aluspinnasest – peenfraktsioonilistel
mineraalmuldadel ei vähenenud heljumi hulk 6-aastase perioodi jooksul, turvasmuldadel ning
jämedafraktsioonilistel mineraalmuldadel langesid keskmised aastased heljumi
kontsentratsioonid 5–6 aastaga korrastustööde-eelsele tasemele. Samas võivad heljumi
suurenenud kontsentratsioonid ka oluliselt kauem püsida (vt joonis 4). Neid aspekte tuleks
kindlasti hooldus-, uuendus- ning rekonstrueerimistööde planeerimisel arvesse võtta ning
sellest lähtuvalt ka veekaitsemeetmed rakendada (vt ptk 5).
19
Tabel 1. Eesti põhikaardile kantud kraavide pikkused ja osatähtsused erinevates mullatüüpides
(sh protsentuaalne jaotus muldade alamtüüpide kaupa) ning maaparandussüsteemide (mh
drenaažsüsteemide) alale jäävate muldade pindala ning osatähtsus mullatüübiti. GIS-põhise
väljavõtte aluseks on Maa-ameti Eesti põhikaart (kiht "E_203_vooluveekogu_j") ja EstSoil
mullakaart (Kmoch jt 2021), mille aluseks omakorda mh maaparandussüsteemide register.
Mullatüüp Kraavide pikkus Maaparandus-
süsteemide pindala
km % km2 %
A. Normaalsed mineraalmullad 100 737 67 10 254 33
põuakartlikud ja parasniisked mullad 5 886 6 1 304 13
ajutised liigniisked e gleistunud mullad 20 239 20 2 551 25
alaliselt liigniisked e gleimullad 61 560 61 5 352 52
tugevasti liigniisked e turvastunud (glei)mullad 13 053 13 1 047 10
B. Turvasmullad 44 486 30 3 079 32
väga õhukesed (30-50 cm) 5 829 13 456 15
õhukesed (40-100 cm) 18 748 42 1 298 42
tüsedad (üle 100 cm) 19 874 45 1 324 43
C. Anormaalsed mullad 4 090 3 257 14
lammimullad 2 201 54 86 33
muud alamtüübid 1 889 46 171 67
D. Muud mullad 1 223 1 45 11
Kokku 150 537 13 635 32
Joonis 4. Keskmised heljumi kontsentratsioonid koos standardhälbega (mg/l) kraavide väljavoolus
erinevate mullatüüpidega kraavivõrgustikest 1–2 aastat enne (aasta 0) kuni 20 aastat pärast kraavide
puhastamist. Tärniga on märgitud statistiliselt olulised (Tukey HSD test, p < 0,05) erinevused kraavide
puhastamisele eelnevast perioodist (Nieminen jt 2018a Joensuu 2013 järgi).
20
Kraavide puhastamise mõju toitainete kontsentratsioonidele äravoolus on varieeruv.
Soomes, kus aluspõhi on apatiidi tõttu fosforirikas (Peltovuori 2006) ning metsi on väetatud,
on hinnatud, et rohkem kui kaks kolmandikku metsandusest pärit fosforist on seotud kraavide
puhastamisega (Finér jt 2010). Kraavide puhastamine suurendab lahustunud anorgaaniliste
lämmastikuühendite, eriti ammooniumi (NH4 +) väljakannet (Joensuu jt 2002), samuti võib
suureneda alumiiniumi ja raua väljakanne (Joensuu 2002, Nieminen jt 2010). Lahustunud
orgaanilise lämmastiku, süsiniku ning mõningal juhul ka fosfori väljakanne kuivendusalalt on
aga väga varieeruv ning enamiku uuringute kohaselt ei suurene märgatavalt või hoopis väheneb
(Nieminen jt 2010, Nieminen jt 2018a). Suur osa toitainetest (eriti fosfor) võib olla aga
osakestesse seotud ning koos heljumiga (eriti selle orgaanilise komponendiga) kuivendusalalt
välja kanduda. Vastavaid uuringuid metsamaastikust (nt Hynninen ja Sepponen 1983, Åström
jt 2001, Marttila ja Kløve 2010a,b) on siiski vähe või on valimid, üldisemate järelduste
tegemiseks, liiga väikesed. Nieminen jt (2018a) rõhutavad, et osakestega seotud toitainete
eiramine viib kogutoitainete väljakande alahindamiseni, eriti juhul kui orgaanilise aine osakaal
koguheljumist on suur. Soome turbaalade metsade äravoolus olid kogufosfori ja
kogulämmastiku kontsentratsioonid kaks korda kõrgemad 60. aasta vanustel kuivendusaladel
äsja kuivendatud aladega võrreldes (Nieminen jt 2017). Seega suurendab metsakuivendus
toitainete väljakannet ja mõjutab allavoolu jäävaid veekogusid tunduvalt rohkem ja
pikema aja jooksul kui varasemalt hinnatud (Nieminen jt 2018d). Eestis alustati vastava
uuringuga “Kõdusoometsade kuivendussüsteemide rekonstrueerimise mõju eesvoolude
veekvaliteedile ja veekaitsemeetmete tõhususe hinnang ” 2022. aastal ning uuringu tulemused
selguvad alles 2025. a.
Lisaks maaparandusele mõjutavad vooluveekogusid ka muud metsmajanduslikud tegevused,
nagu lageraied, ala ettevalmistamine istutamiseks, monokultuurid (ühetüübilise varise
koosseisu kaudu) ja teede rajamine. Need tegurid võivad suurendada toitainete, orgaanilise
süsiniku, raskemetallide ja setete kontsentratsioone allavoolu jäävates veekogudes ning
mõjutada seeläbi vee temperatuuri, hapnikusisaldust, varise kooseisu jm (Palviainen jt 2014,
Kuglerová jt 2021, Shah jt 2022). Maismaa infrastruktuuridega seotud koormus pinnaveele
avaldub eeskätt sildade, teede, truupide jms rajamise ja kasutamisega. Üldjuhul on selle otsene
mõju lühiajaline, avaldudes kas rajamise ajal või sellele järgnevatel aastatel (Ülevaade
koormusest... 2014). Teede pinnalt, kus infiltratsioon on tihendatud pinnase tõttu väiksem,
toimub siiski oluline äravool, mis võib setete kandumist kraavidesse ja eesvooludesse
pikaajaliselt võimendada (Kastridis jt 2020). Vastavaid uuringuid on tehtud peamiselt mägistes
piirkondades ja Põhja-Euroopas sarnased uuringud puuduvad. Seega pole teada, kuivõrd
metsateede rajamine Eesti tasastel maastikel setete lisakoormust põhjustab, kuid see sõltub
kindlasti nii konkreetse ala reljeefist kui teede asukohast veekogu suhtes. Paraku on erinevate,
kuivendatud metsade majandamisega seotud stressitegurite, kaasa arvatud kraavide
korrastustööde koosmõju nii primaarproduktsioonile kui elustiku koosseisule siiani suures osas
uurimata (Kuglerová jt 2021).
21
2.5.3. Maaparanduse mõju veekvaliteedile põllumajandusmaal
Maaparandussüsteemide olemasolu ja korrastamine soodustab toitainete kandumist
veekogudess. Toitained jõuavad veekogudesse põllumajandustegevuse käigus ka kuivendus-
süsteemideta põllumaadelt, millega tuleb veekaitserajatiste planeerimisel arvestada. Oluliseks
hajukoormuse allikaks on ka kuivendussüsteemide (kraavide) rajamise ning puhastamise
käigus tekkivad ja edasikanduvad setetesse seotud toitained. Samuti suurendavad koormust
hoiutööd eesvooludel.
Taimetoitainete (põhiliselt fosfori ja lämmastiku) väljakanne sõltub oluliselt
põllumajandusmaa osakaalust valgalal. Veekogudesse satub lämmastik peamiselt vees
lahustununa, fosfor aga pinnaseosakestega seotuna ehk erosiooni tagajärjel.
Hinnanguliselt 62–99% põllumajandusest pärinevast fosforist on osakestesse seotud (Owenius
ja van der Nat 2011). Lahustunud fosfori ärakanne võib olla suhteliselt suur ka ekstensiivsemalt
kasutatavatelt maakattetüüpidelt, nagu karjamaa, kuhu jäävast loomasõnnikust kantakse fosfor
sademetega kergesti minema (Loigu jt 2011). Toitainete ärakanne põllult sõltub maapinna
langust, valgala pindalast (sademete hulgast) ning samuti väetamise intensiivsusest. Mida
raskema lõimisega on muld ja suurem valgala pindala, seda väiksemate langude juures algab
toitainete ärakanne (Alekand 2007). Toitainete väljakanne suureneb tulevikus tõenäoliselt
veelgi, kuna leostumine toimub ka talvel, kui maapind ei külmu (Kliimamuutustega
kohanemise arengukava aastani 2030).
Vees lahustunud toitainete äravooluga võrreldes algab erosioon märgatavalt suuremate
langude, st voolukiiruste juures (Alekand 2007). Pinnaseerosioonile on tundlikumad kerged,
vähe struktureeritud aleuriitsed (Ø 0,002–0,06 mm) ja saviosakesi (Ø < 0,002 mm) sisaldavad
mullad. Raskete savimuldade suuremateks osakesteks agregeerumise tõttu on need üsna
väikese erosiooniriskiga. Kuivamisel võivad aga savimullas tekkida praod ja makropoorid,
mille kaudu toimub suuremate vihmavalingute korral intensiivne toitainete ärakanne.
Muldades, kus domineerivad liivaosakesed (Ø 0,06–2,0 mm), on pinnaseerosioon pigem
väiksem, kuna vesi infiltreerub neis kergemini (Owenius ja van der Nat 2011). Määratledes
vee-erosioonist ohustatud mullad kui erodeeritud mullad (tüübina), mida kasutatakse
põllukultuuride kasvatamiseks või lühiajalise rohumaana, moodustasid need kogu
põllumajanduslikus kasutuses olevast maast Eestis 2008. a seisuga 7184 ha ehk vaid 0,75%.
Vee-erosiooniohtlike muldade osakaal on suurem Lõuna-Eesti vahelduva reljeefiga aladel, kus
Otepää, Karula ja Haanja erodeeritud muldade valdkonnas on potentsiaalselt erosiooniohtlikke
alasid põllumajanduslikus kasutuses 7,5%. Tegelikult leidub vee-erosiooniohtlikke muldi üle
Eesti, kuna erosioon sõltub lokaalselt maapinna kaldest, mulla tüübist ja maakasutusest
(ülevaate saab Mullaerosiooni kaardirakendusest).
Kuna kraavitus ja drenaažkuivendus eemaldavad maastikust vett erinevalt, on ka nende mõju
ja selle ulatus veekvaliteedile erinev. Näiteks osakestesse seotud fosfori, setete ja muude
saasteainete väljakanne on suurem avatud kuivenduse puhul, kuna suurem osa äravoolust
toimub maapinnalt. Drenaažkuivendus suurendab aga tunduvalt nitraatide ja teiste toitainete
väljakannet, mis leostuvad mullaprofiilist vette ning liiguvad kraavi ja eesvoolu kaudu
suublasse (Blann jt 2009). Erosioon ja fosfori väljakanne on aga drenaažkuivenduse korral,
avatud kraavitusega võrreldes, üldiselt väiksem (Gramlich jt 2018).
22
Eesti drenaažkuivendusega katsepõldudel läbiviidud dreenivee seire tulemusel oli lämmastiku
leostumine tingitud infiltratsiooni mõjutavatest teguritest (sademete hulgast, temperatuurist,
maapinna külmumisest), kasvatatavatest kultuuridest ning maa harimisvõtetest (Dreenivee
seire 2021). Leostumine on üldjuhul väiksem rohumaadelt, suurem aga taimestikuta põldudelt.
Enamus lämmastiku väljakandest toimub sügis- ja talvekuudel ehk vegetatsioonivälisel
perioodil, samas kui fosfori kontsentratsiooni maksimumid jäävad kevadsuvisesse perioodi. Ka
Lätis tehtud uuringud näitavad, et maakasutuse kõrval mängib lämmastiku ja fosfori
leostumisel olulist rolli ilmastik ning ala hüdroloogia (Jansons jt 2012, Siksnane ja Lagzdins
2022). Põllumajanduslikus kasutuses oleva valgala kogulämmastiku ja -fosfori väljakanne
(kg/ha) varieerus Läti uurimisalal vastavalt: 33–48% (lämmastik) ja 22–40% (fosfor)
talvekuudel, 25–46% ja 23–48% kevadel, 2–6% ja 5–19% suvel, ning 14–25% ja 18–31%
sügisel (Siksnane ja Lagzdins 2022). Kuigi äravool on üldiselt madalam suvekuudel, varieerub
selle ajaline jaotus valgalati, olenedes konkreetse ala omadustest. Näiteks mõnedel valgaladel
toimub 50% aastasest koguäravoolust vähem kui kuu ajaga (Deelstra jt 2010). Uuringus, kus
vaadeldi toitainete väljakannet drenaažkuivendusega valgaladelt Norras (9), Eestis (2) ja Lätis
(2), leiti et valgala omadused (suurus, topograafia, drenaažkuivenduse intensiivsus ning
põllumajandusmaa osakaal) seletasid aladevahelisi erinevusi oluliselt, samas polnud võimalik
üheselt hinnata, milline nendest teguritest on suurima mõjuga.
Põllumajandusest tulenev toitainete ja taimekaitsevahendite koormus mõjutab väga olulisel
määral ka veekogude seisundit. Soomes läbiviidud pikaajaliste (1986–2020) mõõtmiste
tulemusena selgus, et põllumajandusmaastikes asuvad järved olid enam eutrofeerunud
(kõrgema lämmastiku- ning fosforisisaldusega) ja hägusama veega kui metsajärved
(Holopainen ja Lehikoinen 2022). Uurijad täheldasid fosfori ja lämmastikkoormuse
vähenemist aja jooksul, mis viitab sellele, et Soomes on toitainete sissekande vähendamiseks
rakendatud meetmed kohati juba tulemusi andnud. Suur toitainete koormus on kaasa toonud ka
ulatusliku Läänemere eutrofeerumise – 97% Läänemerest kannatab eutrofeerumise all.
Seejuures ületavad Soome ja Liivi lahe heitkogused endiselt HELCOM-i poolt eesmärgiks
püstitatud taset (Normak jt 2019).
2.5.4. Pinnaveekogumite seisund ning reostuskoormused Eestis
Eestis moodustab inimtekkeline koormus kogu veekeskkonda jõudvast lämmastikust
hinnanguliselt 85% ja fosforist 72% (Loigu jt 2010, Normak jt 2019), millest vastavalt 83%
ning 68% on pärit põllumassiividelt, seega on põllumajandus Eestis väga oluliseks
veemajandusprobleemiks (Normak jt 2019).
Pinnaveekogumite seisundi 2021. a hinnangu kohaselt (keskkonnaportaal.ee) on Eesti 744
pinnaveekogumist 52% (384) heas koondseisundis, 28% (206) kesises, 19% (145) halvas ning
1,2% (9) väga halvas koondseisundis. Väga heas koondseisundis veekogumid puudusid.
Viimasel kümnendil on heas seisus veekogumite osakaal aasta-aastalt vähenenud. Ka
võrreldes 2020. a tulemustega on veekogumite seisund veidi halvenenud, sest suurenenud on
halvas ja väga halvas seisundis olevate veekogumite osakaal.
Vooluveekogumitest (kokku 635) oli heas seisundis 58% (370), kesises seisundis 27% (173),
halvas seisundis 13% (85) ja väga halvas seisundis 1% (7). Kesist või halvemat ökoloogilist
23
seisundit põhjustavad vooluveekogudes kalastiku, suurselgrootute ja füüsikalis-keemiliste
näitajate kehvad tulemused. Kolmandiku vooluveekogumite puhul ei ole võimalik
inimkasutusest tulenevat hüdromorfoloogilist koormust sellisel määral leevendada, et oleks
võimalik anda hea ökoloogiline seisundihinnang, mistõttu on need määratud tugevasti
muudetud veekogumiteks või tehisveekogumiteks. Vooluveekogumeid, mis langevad
vähemalt 25% ulatuses kokku eesvooludega, on 383. Neist 62 kuuluvad lõhejõgede nimistusse,
millest omakorda poolte seisund 2021. aasta hinnangu kohaselt oli kesine või halvem. Näitena
võib tuua Ahtama jõe (lõhejõgi ning kogu pikkuses ka riigi poolt korrashoitav ühiseesvool),
mis on määratud tugevasti muudetud veekogumiks. Ahtama jõe seisund on kesine nii kalastiku,
selgrootute kui ka füüsikalis-keemiliste näitajate (üldlämmastik) poolest. Eksperthinnangu
(Mehine jt 2021) kohaselt avaldab jõe hüdromorfoloogilisele seisundile, aga ka veekvaliteedile
mõju eelkõige selle kasutamine ja hooldus maaparanduseesvooluna, mis on muuhulgas
vähendanud jõe allikatoitelisust ja vooluhulka, mistõttu jõgi kohati ära kuivab. Muuhulgas
nenditakse, et maaparanduslik jõe korrastamine on olemuslikus vastuolus jõe ökoloogilise
toimivuse ja hea seisundiga ning senise praktika jätkudes on jõe hea ökoloogilise potentsiaali
saavutamine ebarealistlik. Ahtama jõe ökoloogilise potentsiaali tõstmiseks tuuakse ühe olulise
meetmena välja jõe (vähemalt selle alamjooksu) väljaarvamine riigi poolt korras hoitavate
ühiseesvoolude loetelust. Maismaa seisuveekogumitest (kokku 93) oli heas seisundiklassis
15% (14), kesises seisus 35% (33), halvas seisus 48% (45) ja väga halvas seisus üks veekogum.
Nii Peipsi järve (kesine ökoloogiline seisund) kui ka väikejärvede kesise ja halva seisundi
põhjustena oli välja toodud põllumajanduslik hajureostus. Kusjuures kõik seiratavad
rannikuveekogumid (16) on halvas (1 väga halvas) koondseisundis.
Toitainete kontsentratsioone ja keemilist seisundit Eesti veekogudes ja veekogumites on
mõõdetud suhteliselt vähestes vaatluspunktides ja enamasti üksikuuringute raames, mistõttu
põhinevad hinnangud peamiselt mudelitele. Uuringud maaparanduspraktikate mõjust
toitainekoormustele puuduvad. Taimetoiteelementide bilanssi ja väljakannet drenaaži kaudu
seiratakse Põllumajandusuuringute keskuse poolt 2007. aastast alates seitsmel erineva
põllumajanduskultuuriga seirealal. Seireperioodil (2014–2021) ületas tavamaaviljeluse
toetustüübi (ÜPT) põldudel nitraatiooni keskmine kontsentratsioon lubatud piirnormi (50 mg/l)
ning keskkonnasõbraliku meetme raames (KSM) majandatavatel põldudel jäi nitraatiooni
keskmine kontsentratsioon (39,4 mg/l) pisut alla piirnormi. Referentsperioodiga (2007–2013)
võrreldes oli keskmine nitraatiooni kontsentratsioon nii KSM kui ÜPT toetustüübiga
põldudel suurenenud. Fosfori ja lämmastiku kontsentratsioonidelt jäi seirepõldude
dreenivee kvaliteet kesiseks või halvaks, seda ka nitraaditundliku ala seirepõllul (hein-
taimedega püsirohumaa). Vaid mahepõllu dreenivee kvaliteeti hinnati heaks (Dreenivee
seire 2021).
Arvestatav osa hajukoormusest pärineb ka metsamajandamisega seotud tegevustest (tabel 2).
Projekti „Meetme 1.8 raames rajatud maaparandussüsteemi keskkonnarajatiste efektiivsuse
selgitamine“ (Alekand ja Timmusk 2010) raames erinevates piirkondades paiknevatelt
maaparandussüsteemidelt kogutud veeproovidest (10 proovi) leiti, et üldfosfori osas oli
väikeste kraavide vesi väga hea, välja arvatud Ilmatsalu jõgi (klass kesine) ja Rahinge oja, kus
veekvaliteet fosfori alusel oli väga halb, mille põhjustas ilmselt valgalal paikneva farmi
puudulik sõnnikumajandus. Orgaanilise süsiniku väljakanne oli suur metsakuivendus-
24
objektidelt ning kraavidest, mille valgalal oli metsa põllumaaga võrreldes rohkem.
Üldlämmastiku sisaldus oli haritaval maal asuvates kraavides üldiselt kõrge, ületades hea klassi
piirnormi 3 mg/l.
Eesti keskkonnauuringute keskuse poolt 2016. a läbiviidud Peipsi alamvesikonna
põllumajanduslike reostusallikate kaardistamisel (21 pinnavee punkti ja 11 pinnase punkti)
leiti, et 81% uuringupunktides ületasid üldlämmastiku kontsentratsioonid hea klassi
piirväärtuse (3 mg/l). Hea klassi piiridesse jäi vaid 19% uuringupunktidest, mille valgalal
domineerisid rohumaad ja metsad. Halb/väga halb klassi jäi 43% uuringupunktidest mis asusid
teravilja kasvatusega valgaladel. Üldfosfori puhul ületati hea klassi piirväärtus (0,08 mg/l) vaid
neljas uuringupunktis (Leisk jt 2017).
Üldiselt on lämmastiku ärakanne suurem valgaladel, kus:
• aastaringse taimkatte osakaal on väike. Näiteks suurendab lämmastiku ärakannet
püsirohumaa kündmine ja talvise taimkatte puudumine;
• põllumaa osakaal on suur (seda ka tasase pinnamoe puhul). Valgaladel, kus põllumaad
asetsevad metsaaladega vaheldumisi, on lämmastiku ärakanne väiksem;
• põhiliseks mullatüübiks on liivsavi/saviliiv;
• põhiliseks koormuse allikaks on loomapidamine (sõnnik ja selle hoiustamine).
Fosfori ärakande riskipiirkondadeks on alad, kus on kõrgem loomühikute kontsentratsioon,
esineb kõrgenenud erosioonirisk (nõlva kalle ületab 10%) või levivad raskemad savimullad.
Tabel 2. Oluliste hajukoormuste iseloomustus (t/a) vesikondade kaupa (hõlmab ka
looduskoormust). Väärtused on arvutatud ESTMODEL’i põhjal, seega väljendavad pigem
suhtelisi, mitte absoluutseid koguseid. Tabelis ei ole esitatud punktkoormuste näitajaid, mis
oleks andnud juurde Nüld 970 t/a ja Püld 25 t/a, moodustades kogusummadest vastavalt 10% ja
12% (Ülevaade koormusest... 2014).
Hajukoormus Ida-Eesti Lääne-Eesti Koiva
Nüld Püld Nüld Püld Nüld Püld
Põllumajandusmaalt1 7 042 110 8984 143 362 5,6
Metsamaalt2 1 309 37 2103 61 92 2,5
Metsamajandusega seotud tegevustest 3 279 2 447 3 20 0,1
Märgaladelt 106 4 262 11 2 0,1
Muult maalt 38 1 41 2 0 0,0
Järvede pinnale4 27 0 16 0 3 0,0
Lekked sõnnikuhoidlatest 453 22 489 23 33 1,6
Kokku 9 254 176 12343 244 512 10 1Hajukoormus põllumajandusmaalt sisaldab lämmastiku ja fosfori ärakannet, mis on samuti seotud valgla
äravoolu intensiivsusega ning on arvestatud õhust sadenevate taimetoiteainetega. 2Hajukoormus metsamaast on arvutatud metsamaa pindala ja metsamuldade viljakusklassi alusel. 3Hajukoormus metsamajandusega seotud tegevustest on täiendav koormus, mis tuleneb inimtegevusest, nt
kuivendamine, raie jne. 4Hajukoormus järvede pinnale arvutati järvede pindala alusel, mille juures võtetakse arvesse järvedes toimuvat
taimetoiduainete akumuleerumist ja õhust sadenevaid taimetoitaineid.
25
Varasemad reostuskoormusi hindavad tööd on näidanud, et rakendatavad meetmed ning
kehtestatud täiendavad piirangud põllumajandustootjatele ei ole pinnaveekvaliteeti oluliselt
parandanud (Loigu jt 2011). Uuringus, kus hinnati 40 Eesti jõe kogulämmastiku ja -
fosforikoormusi 15–20 aasta vältel, leiti et lämmastikukoormus oli vähenenud 18 jões, suuresti
väetiste kasutamise ja põllumajandusmaa pindala vähenemise tõttu. Fosforikoormus oli
vähenenud 13 jões, kuid mitmes jões täheldati tõusutrende (Iital jt 2010). Lämmastikukoormus
on üldiselt suurem veekogudes, mille valgalal on ülekaalus teravilja- ja rapsipõllud, aga ka
väetatavad rohumaad (Iital jt 2014). Eelneva uuringu kohaselt olid kõrgeima
lämmastikukoormusega (tõusvas trendis) Räpu jõgi ja Jänijõgi. Normak jt (2019) andmetel on
väikese valgalaga (kuni 100 km2) veekogumite peamiseks ebasoodsa seisundi põhjuseks just
toitainetekoormus.
Veemajanduskavade 2022–2027 andmetel (envir.ee) on põllumajanduse hajukoormus Ida-
Eesti (310 veekogumit), Lääne-Eesti (404 veekogumit) ja Koiva (22 veekogumit)
vesikondades oluline vastavalt 133 (42%), 113 (27%) ja 7 (31%) veekogumile ning
metsandusest tulenev hajukoormus vastavalt 107 (34%), 0 ja 6 (27%) veekogumile. Varasem
uuring (Ülevaade koormusest... 2014) hindab erinevate põllu- ja metsamajandusega kaasnevate
hajukoormuste mõju erinevates vesikondades vähemalt 40% veekogumite puhul väga tähtsaks.
2.5.5. Mõju vee-elustikule
Maaparanduse (sh drenaažkuivenduse) mõju veekogude elustikule tuleneb nii toitainete ja
setete suurenenud sissekandest kui ka veekogude morfoloogilisest muutmisest —
õgvendamisest ning kivide ja muude voolutakistuste eemaldamisest või väiksemate
vooluveekogude (nt ojade) hävimisest. Mõjutatud on nii veekogude toiduahelad, aineringed
kui ka nende poolt pakutavad ökosüsteemiteenused ja nende kvaliteet. Maaparanduse järgne
erosioon ning heljumi ja pinnaseosakestega seotud lämmastiku ja fosfori suurenenud
sissekanne on vooluveekogudele kõige olulisema negatiivse mõjuga (Nieminen jt 2018a).
Püsivalt kõrged heljumi kontsentratsioonid võivad jäädavalt vee-elustiku koosluste koosseise
muuta, vähendades nii liigirikkust, isendite biomassi ja arvukust, nende kasvu,
paljunemisedukust kui suurendades suremust. Vee hägustumine mõjutab valguse hulka ja
vähendab seeläbi fütoplanktoni primaarproduktsiooni (Henley jt 2000). Settekoormusest on
põhiliselt ohustatud väärtuslikud kruusased või kivised elupaigad ja nendega seotud liigid,
samuti kivide samblapadjandite liigikooslused (Vuori ja Joensuu 1996, Louhi jt 2010).
Kivised-kruusased põhjasubstraadid on liigirikkamad, kui liivased, turbased või mudased
põhjasubstraadid.
Maaparandusele järgnevad muutused vee keemilistes omadustes (nt toitainete
kontsentratsioon, pH) mõjutavad nii vee-suurselgrootute (Vuori ja Joensuu 1996) kui ka
mikrovetikate kooslusi (Manninen 1998). Kuivendusest tulenevate mineraalsete setete ja
huumuse sissekande tõttu ohustab metsakuivendus jõeforelli sigimisedukust ja geneetilist
mitmekesisust, vähendades marja ellujäämust koelmualadel (Jutila jt 1999, Louhi jt 2010).
Kuivendamise tagajärjel väheneb ka põhjaelustiku mitmekesisus nii väikestes kui suuremates
vooluveekogudes, lageraietest on mõjutatud põhiliselt väikesed ojad. Seega on viimaste elustik
metsamajandamise suhtes tundlikum kui suuremate vooluvete elustik (Rajakallio jt 2021).
Näiteks on Soomes vooluveekogudele spetsialiseerunud ja väikeste ojadega seotud kiililiikide
26
lokaalset väljasuremisriski hinnatud kõrgemaks kui suuremaid vooluveekogusid asustavatel
liikidel ning suurema väljasuremisriskiga olid ka soodega seotud elupaigaspetsialistid
(Korkeamäki ja Suhonen 2002).
Vee kiire ärajuhtimise tõttu väheneb suurveeperioodi kestvus, mille tagajärjel ei ole kaladel ja
kahepaiksetel võimalik vanajõgedes ja luhtadel edukalt paljuneda (Turnock 2001, Holgerson
jt 2019). Ka jõevähi (Punase Raamatu 2021 a ohukategooria: VU - ohualdis) kaitse
tegevuskavas (Hurt 2021) tuuakse ühe olulisema ohutegurina välja veevaesust, kuna selle
tagajärjel kannatavad vooluveekogud veepuuduse all ning mitmed väiksemad jõed ja ojad
jäävad nädalateks veeta. Vooluvete suvise veepuuduse esmaseks põhjuseks on valgalade
kuivendus, mille tulemusena ei teki lumesulavee ega vihmavee akumuleerumist. Algupärase
loodusliku ja ühtlasemalt jaotuva veetoite asemel toimub suurevee kiire äravool, mille mõju
avaldub eriti sademetevaesel perioodil. Veevaesus mõjutab paljusid vähiveekogusid, eelkõige
Lääne-Eestis ja saartel (Hurt 2021). Tegevuskava andmetel leidus 2019. aastal jõevähki Eestis
326 veekogus (Hurt 2021). Seejuures hinnati neist jõevähi arvukust kõrgeks (ühe mõrraöö
kohta püüti > 4 vähki) 59 veekogus (18%), keskmiseks (1–4 püütud vähki mõrraöö kohta) 110
veekogus ja madalaks (< 1 püütud vähki mõrraöö kohta) 157 veekogus. Jõevähi seire tulemusel
avastatud uute leiukohtade arvelt on 2010. aastast alates madala ja keskmise arvukusega
veekogude osakaal suurenenud, samas kui kõrge arvukusega veekogude arv on stabiilsena
püsinud (Hurt 2021).
Maaparandusega kaasnevaks probleemiks on ka veekogude pruunistumine (browning), mille
põhjustajaks on lahustunud orgaanilise süsiniku ja raua suurenenud kontsentratsioonid. Seda
nähtust on viimastel aastakümnetel täheldatud boreaalsete ja parasvöötme piirkondade
mageveekogudes ja seostatud eelkõige turbaalade kuivendamise ja metsastamisega (Härkönen
jt 2023). Ka Eesti uuringus leiti, et orgaanilise süsiniku väljakanne oli suur just
metsakuivendusobjektidelt (Alekand ja Timmusk 2010). Pruunistumine võib põhjustada
kahjulikke muutusi veeökosüsteemides ning suurendada kasvuhoonegaaside heitkoguseid,
tõstes samas joogivee puhastamise kulusid ja vähendades veekogude rekreatiivset väärtust.
Soomes läbiviidud uuringus, kus vaadeldi vee-selgrootute kooslusi 63-es erineva lahustunud
süsiniku kontsentratsiooniga (DOC 3,6–27 mg/l) ojas, leiti et kõrgema kontsentratsiooniga
ojades oli selgrootute mitmekesisus ja arvukus madalam, mõjutades kõige rohkem
vetiktoidulisi selgrootuid (kraapijaid). Lävendi indikaatorrühmade analüüs näitas järsku
koosluse muutust DOC kontsentratsioonil 12–13 mg/l, kusjuures ainult nelja rühma arvukus
suurenes, samas kui 13 rühma arvukus vähenes (Brüsecke jt 2023).
Ulatuslike kuivendustööde tagajärjel on Eestis enamik ojadest ning jõgede ülemjooksudest
kanaliteks muudetud või lausa hävinud. Nii on 1950. aastatega võrreldes väikeste (valgala kuni
25 km2) looduslike ojade keskmine pikkus vähenenud hinnanguliselt rohkem kui 4 korda
(Nurmla 2010). Veekogude hüdromorfoloogiline muutmine on põllumajandusest tuleneva
toitainekoormuse kõrval Eestis üheks oluliseks veemajandusprobleemiks (Normak jt 2019)
ning ligi 82% vooluveekogumitest on hüdromorfoloogiliselt kesises või sellest halvemas seisus
(keskkonnaportaal.ee). Looduslike vooluveekogudega võrreldes on õgvendatud ojad
ühetaolisema põhjastruktuuri ja ühtlasema voolu ning vähenenud voolutakistustega
voolusängis (Haapala ja Muotka 1998, Muotka jt 2002), mistõttu on neis ka vähem
mikroelupaiku. Voolutakistuste vähendamine ja voolukiiruse suurenemine (loogete kadumise
27
tagajärjel) toob omakorda kaasa veekogude isepuhastusvõime vähenemise ja toitainesisalduse
suurenemise, kuna põhjasetetes ja kaldavööndis toimuvate protsesside (nt denitrifikatsiooni)
tõhusus langeb, sest suur osa veest läbib voolusängi nii kiiresti, et need protsessid ei jõua
toimuda (Bernot ja Dodds 2005). Kraavides esineb kõva põhjasubstraati ja kõdupuitu
harvemini (Remm jt 2015a), mistõttu on neis, looduslike ojadega võrreldes, vähem
mikroelupaiku. Ka voolukiirus on kraavides keskmiselt väiksem kui looduslikes ojades (Remm
jt 2015a, Rosenvald jt 2014), mistõttu suur osa kiirevooluliste ojade spetsialiste neid ei asusta.
Kalastiku osas on näidatud, et nii kraavides kui õgvendatud ojades on tunduvalt väiksem
arvukus ja liigirikkus ning teisenenud kooslused (Rosenvald jt 2014).
Eestis eesvooludena kasutatavatest ojadest ja jõgedest kalda- ja veetaimestiku, kõdupuidu,
voolutõkete, koprapaisude ja põhjasetete eemaldamisel ning voolukanali morfoloogia
muutmisel, on oluline mõju vee-ökosüsteemidele, kuna need tegevused vähendavad
vooluveekogude komplekssust, elupaikade ruumilist varieeruvust ja mitmekesisust (mh kalade
kudealasid) ning suurendavad vee hägusust, mõjutades seeläbi veetaimestikku, kalastikku ja
selgrootukooslusi. Setete ja voolutakistuste eemaldamise mõju ojades ja jõgedes käsitlevaid
uuringuid kokku võttev metaanalüüs (Bączyk jt 2018) leidis, et veetaimede liigirikkus vähenes
keskmiselt 37% (24-lt liigilt 15-le), suurselgrootute arvukus vähenes 42% ning kalade arvukus
vähenes 49%. Elustikumõjud ei ole sageli ühesuunalised, mistõttu võib mõnede rühmade
arvukus või liigirikkus taastuda, kuid see toimub keskkonnamuutusi mitte taluvate liikide
arvelt, ehk siis keskkonnatingimuste suhtes nõudlikumad liigid võivad asenduda muutliku
keskkonnas kohaneda suutvate generalistidega, tuues seeläbi kaasa koosluste vaesumise ja
ühtlustumise (Bączyk jt 2018).
2.6. Märgalade elustiku ohustatus
Globaalselt on üle 25% märgaladest sõltuvatest taime- ja loomaliikidest ohustatud ja
väljasuremisriskiga. Kõige kõrgema riskiga on magevee kalad, roomajad (40%), limused
(37%), kahepaiksed (35%) ja vähid (32%) (Global Wetland Outlook 2021).
Eestis esinevast 33 märgala-elupaigatüübist 6 (rannaniidud, karstijärved ja -järvikud, rabad,
lubjarikkad madalsood, lammimetsad ja rabametsad) on Euroopas esmatähtsad elupaigad.
Loodus- ja Linnudirektiivi lisades loetletud 166-st Eestis esinevast liigist sõltuvad vähemalt
117 tervikuna või osaliselt märgaladest ning ka kõik 6 Eestis esinevat globaalselt ohustatud
linnuliiki on märgaladega seotud (Kimmel jt 2010).
Eesti looduse infosüsteemis (EELIS) olevast 1899-st ohustatud liigist (sh ka ohulähedased
liigid) 252-l on ohutegurina nimetatud kuivendust, maaparandust ja/või veetaseme või
veerežiimiga seotud muutusi (lisa 1). Neile lisandub 38 ohustatud liiki, kelle puhul on
ohuteguriks märgitud (mage)vee eutrofeerumine ja/või reostus. Kriitilises seisundis või
väljasuremisohus on neist liikidest 87 (joonis 5). Kuigi organismirühmade lõikes on
ülalnimetatud maaparandusega seotud ohutegurid arvuliselt enim mõjutamas taimi (sh ka
sammaltaimi), siis proportsionaalselt on taoliste liikide osakaal suurim kaladel
(maaparandusega seotud ohutegur nimetatud kõigil 15 peamiselt magevee liigil) ning
kahepaiksetel (nimetatud neljal liigil viiest), järgnevad vetikad (mänd- ja punavetikad;
nimetatud 69% 16-st liigist), linnud (26% 125-st liigist), soontaimed (25% 379-st liigist) ja
28
sammaltaimed (13% 223-st liigist) (joonis 6). Punase nimestiku hindamine on tehtud vaid
pooltel Eesti liikide registrisse kantud liikidest (ligikaudu 15 000 liigil). Kusjuures suur osa
putukarühmadest (sh veega seotud liigid) on hindamata ning ka puudulike andmetega liike on
just putukate hulgas kõige enam (ligikaudu pooled liigid, sh hinnatud rühmadest enim
kiletiivaliste, mardikate ja kahetiivaliste seas ning kõige vähem liblikate seas; Leivits 2020).
Joonis 5. Kuivendusest, maaparandusest, eutrofeerumisest ja/või veetaseme või veerežiimiga seotud
muutustest negatiivselt mõjutatud ohustatud liikide jaotus ohukategooriate alusel (CR – kriitilises
seisundis, EN – väljasuremisohus, VU – ohualdis, NT – ohulähedane). Kaasatud on 290 liiki, millede
puhul vähemalt üks ülalnimetatud teguritest oli ohutegurina nimetatud EELIS-e ohuhinnangus.
Liiginimekiri on toodud lisas 1.
Joonis 6. Kuivendusest, maaparandusest, eutrofeerumisest ja/või veetaseme või veerežiimiga seotud
muutustest negatiivselt mõjutatud ohustatud liikide jaotus organismirühmade lõikes (sulgudes liikide
arv). Ohutegurite kohta täpsemalt vt joonis 5 allkirja. Liiginimekiri on toodud lisas 1.
29
Kõige rohkem on kuivendusest ohustatud liike taimede seas, need on paiksed, sageli kitsale
niiskusspektrile kohastunud liigid. Kuivendus ei tähenda aga ainult niiskustingimuste muutust.
Näiteks paljud madalsooliigid kaovad, kuna mineraalaineterikas põhjavesi voolab juurteni
jõudmata kuivendussüsteemidesse ning madalsoo muutub enam sademetoiteliseks ja seetõttu
happelisemaks. Metsakuivendusega kaasneb puistu liituvuse suurenemine, kuid paljud märja
metsa taimed on kohastunud just poolvarjuliste tingimustega. Põllumajandusliku kuivenduse
mõju ei saa aga selgelt eristada üldisest põlluks muutmisega kaasnevast elupaiga kaost. Üheks
näiteks kuivendusest ohustatud taimeliigist on kollane kivirik (Punase Raamatu 2008. ja 2017.
a ohukategooria: EN – väljasuremisohus). See liik kasvab allikalistes madalsoodes. Kuivendus
ei ohusta mitte ainult tema kasvukohta, vaid takistab ka seemnelist paljunemist kuna seemned
vajavad idanemiseks väheste konkurentidega maapinda, mida pakuvad teatud madalsoo-
samblad. Madalsood hakkavad (külgneva) kuivenduse mõjul kiiresti siirdesoostuma, millega
kaasneb madalsoosammalde asendumine turbasammaldega. Kollase kiviriku jaoks pole see
soodne muu hulgas seetõttu, et tema seemikud on väikesed ega suuda ülespoole kasvavate
turbasammaldega võistelda. Madalsoosamblad on sobivaks idanemiskohaks seetõttu, et
kasvavad külgsuunas, mitte ülespoole.
Kuigi imetajad on ainus rühm, kelle puhul maaparandusega seotud ohutegureid pole EELIS-es
otseselt nimetatud, on euroopa naarits nii Eesti kui maailma punase nimestiku hinnangul
kriitilises seisundis (CR) olev loomaliik, kelle heaolu sõltub otseselt vooluveekogude ja vee-
elustiku heast seisundist. Euroopa naaritsa kaitse tegevuskavas (Põdra ja Maran 2003)
rõhutatakse, et uute kuivendussüsteemide rajamine ning olemasolevate hooldamine,
uuendamine ja rekonstrueerimine mõjub negatiivselt nii naaritsa toidubaasile kui varje-
võimalustele. Naaritsa jaoks on väga oluline kahepaiksete (eriti rohu- ja rabakonna), kui tema
peamise saaklooma, rohkus, samuti kalade ja vähkide olemasolu vooluvee-elupaikades.
Kahepaiksete arvukuse langus ohustab tõsiselt Hiiumaa naaritsaasurkonna püsimist (Põdra ja
Maran 2003). Samuti halvendab jõevähi seisundit maaparandusest põhjustatud veekogude
suvine kuivamine (Hurt 2021). Eesti punase nimestiku (2020) hinnangul kuuluvad nii jõevähk
kui rabakonn ohulähedaste (NT) liikide hulka (Leivits 2020).
Naaritsa tegevuskavas tuuakse liiki ohustava tegurina välja valgala kraavitamine, mis
suurendab veetaseme kõikumisi, pikendab madalvee või läbikuivamise perioodi kestvust ja
suurendab settekoormust. Samuti suureneb orgaanilise aine lagunemisest tingitud hapniku-
defitsiidi oht, mistõttu väheneb veekogu mitmekesisus ja isepuhastusvõime. Maaparandus-
töödest kahjustavad euroopa naaritsa elupaigaks olevaid vooluvee-elupaiku peamiselt:
1) uute maaparandussüsteemide rajamine, sh eriti loodusliku jõesängi kanaliks muutmine
ning valgalale tehtav uus kraavitus;
2) vanade maaparandussüsteemide korrastamine, sh eriti kaua aega tagasi süvendatud ja
osaliselt loodusliku ilme taastanud vooluveekogu uuesti süvendamine, samuti kraavituse
taastamine valgalal.
Korrastustööde käigus mõjutab elupaiku oluliselt ka puude ja võsa raie – pidev võsaraie ei lase
kaldapuistutel kujuneda, samuti üle sängi ja vette langenud puude koristamine.
Soode kuivendamise ja sellele järgnenud avatud alade kinnikasvamise tõttu on Põhja-Euroopa
soolinnustiku populatsioonide arvukus viimase 40 aastaga 40% vähenenud (Fraixedas jt 2017).
30
Metsakuivendusest ja lageraiest tulenevat elupaikade fragmenteerumist ja kadumist peetakse
peamiseks põhjuseks, miks märgade metsadega tihedalt seotud kanaliste – metsise (Punase
Raamatu 2008 a ohukategooria: NT – ohulähedane; 2019 a ohukategooria VU – ohualdis) ja
tedre (Punase Raamatu 2008 a ohukategooria: NT – ohulähedane; 2019 a ohukategooria: EN
– väljasuremisohus) – sigimisedukus on madal ning arvukus kogu Baltikumis ja Soomes
langustrendis (Lakka ja Kouki 2009, Lõhmus jt 2017). Seejuures suurendavad tibude suremust
nii kuivendatud alade taimkatte muutused, putuktoidu kättesaadavuse vähenemine, suurenenud
röövlus kui ka tibude uppumine kraavides (Ludwig jt 2008, Huhta jt 2017).
Must-toonekurele (Punase Raamatu 2008. a ohukategooria: EN – väljasuremisohus; 2019. a
ohukategooria: CR – kriitilises seisundis) on märgalade ja looduslike ojade kadu ning nende
asendumine liigivaesemate kraavidega põhjustanud toidunappusest tuleneva noorlindude suure
suremuse ja seeläbi liigi arvukuse drastilise languse (Lõhmus ja Sellis 2001, Rosenvald jt 2014,
Väli jt 2021). Kuigi kevadine vooluvete rohkus kuivendatud metsa-aladel võib must-
toonekurele atraktiivne olla, ohustab kraavide ja väikeste vooluveekogude kuivamise tõttu
juunis ja juulis pesapoegi toidupuudus (Lõhmus ja Sellis 2001). Must-toonekured eelistavad
toituda võimalikult pesa lähedal, kuna pikad toitumislennud on energiakulukad ja riskantsed.
Kuivendatud maastikes tuleb lindudel ette võtta väga pikki toitumislende. Nii veetsid Eestis
satelliittelemeetria abil jälgitud linnud suurema osa ajast toitu otsides pesast 5–10 km kaugusel
(maksimaalselt isegi kuni 40 km kaugusel; Nellis jt 2008), samas kui Lätis oli pikim
toitumislend vaid 7,2 km (Strazds 2011). Lätis, kus must-toonekurgede toitumislennud on
Eestiga võrreldes lühemad ning pesitsusedukus kõrgem (Lätis vastavalt 1,8 ja Eestis 0,9 poega
asustatud pesa kohta), on näidatud positiivset seost must-toonekure ja kopramärgalade vahel.
Nimelt on must-toonekurgede pesitsustihedus kõrgeim nendel aladel, kus kobraste
asustustihedus on suurim (Strazds 2011).
2.7. Kliima ja kasvuhoonegaasid
Eesti 8. kliimaaruande (kliimaministeerium.ee) kohaselt väheneb kliimamuutuste tulemusena
oluliselt lumikattega päevade arv, põuaperioodid ja kuumalained sagenevad ja pikenevad ning
temperatuuriamplituudid suurenevad. Metsa kasvutempo kiireneb põhjapoolsetes piirkondades
ja aeglustub lõunapoolsetes piirkondades, metsatulekahjude oht suureneb, (talviste) sademete
hulk tõuseb ning suvekuudel suureneb äärmuslike vihmavalingute (> 30 mm) tõenäosus.
Suurenev sademete hulk ei tähenda aga suurenevat mullaniiskust, kuna kõrgema
temperatuuri tõttu suureneb ka aurumine – Eestis ja pea kogu Euroopas prognoositakse
kõigil kuudel vähenevat mullaniiskust (Ruosteenoja jt 2018).
Kliimamuutustest tulenev mulla veesisalduse langus ning põudade sagenemine kasvuperioodil
põhjustavad suurenevat põuastressi ohtu, puude suremist ning üldist metsa produktiivsuse
vähenemist (Buras jt 2019, Toreti jt 2019, Horel jt 2022). Kanada uuringus, kus arvestati
pikaajalisi muutusi (1970–2020), näidati põuastressist põhjustatud olulist puude suremuse
tõusu ligi 43%-s sealsetes boreaalsetes metsades (seda eriti läänerannikul) ning tõusutrend on
2002. aastast alates kiirenenud. Taoline põuastressi suremus vähendas omakorda metsade
süsiniku sidumise võimet (1,51±0,9 MgC ha/a) ning autorid leidsid, et tulevikus see trend
tõenäoliselt veelgi võimendub (Liu jt 2023). Ka Rootsis läbiviidud uuringus leiti, et vähenev
vee kättesaadavus põhjustab tulevikus süsiniku vähenemist puistutes (reduction in tree carbon)
31
ning mõju on suurem just Lõuna- ja Ida-Rootsis, samas kui Loode-Rootsis puidu süsinikuvarud
pigem suurenevad. Seejuures ennustab suvine sademete hulk süsinikuvarude vähenemist
(Belyazid ja Giuliana 2019) ja produktsiooni (Ruosteenoja jt 2018) paremini kui aastane
sademete koguhulk.
Seega muutub vee säilitamine maastikus senisest veelgi olulisemaks ning tuleb tagada, et
kuivendussüsteemide kaudu vett maastikest kiiresti ära ei juhitaks. Kuna prognoositavad
intensiivsed sajud ning suviste põudade sagenemine suurendavad toitainete väljakande riski
(väetistega lisatud taimetoitaineid ei kasutata ära: Timmusk 2022), on vajalik välja töötada ja
kasutusele võtta tõhusad meetmed maaparandussüsteemis liikuva reostuse püüdmiseks ning
igati vähendama reostuse (sh heljumi ja setete) teket süsteemis. Neist maaparandus-
süsteemidest, mida ei suudeta vastavalt kliimaprognoosidele moderniseerida, soovitatakse
edaspidi loobuda (Kliimamuutustega kohanemise arengukava).
Looduslikud (kuivendamata) sood on süsinikdioksiidi (CO2) sidujad ja metaani (CH4) allikad,
seega on neil ühtaegu kliimat jahutav ja soojendav mõju. Kuivendamisel metaani eraldumine
üldiselt väheneb, kuid see ei kompenseeri kliimaefekti mõttes süsihappegaasi eraldumise
kasvu, mistõttu on Eesti sood kuivenduse tagajärjel muutunud tervikuna süsiniku
emiteerijaiks (Salm jt 2009). Kliimaministeeriumi 2023. a kasvuhoonegaaside (KHG) aruande
kohaselt (kliimaministeerium.ee) on turvasmuldade kuivendusest lähtuv koguheide ligi 10%
kogu Eesti KHG heitest, koos turba kaevandamisega aga ligi 20%. Kraavid võivad jätkuvalt
metaani emiteerida. Kuigi kuivadel aastatel võib ka looduslikest soodest ja taastatud
märgaladelt lühiajaliselt CO2 emissioon suureneda, jääb see kuivendatud märgaladega
võrreldes väiksemaks, nagu selgus Soomes tehtud uuringutest (Alm jt 1999, Strack ja Zubcak
2013). Kuivendamise tagajärjel suureneb pinnase ülemise kihi hapnikusisaldus, mistõttu
metaani eraldumine peatub (vt ka joonis 7). Turba lagunemise tagajärjel tekib aga
süsinikdioksiidi ja dilämmastikoksiidi (N2O) heide atmosfääri (Joosten 2010), mis on
märkimisväärne toitainerikastel turbaaladel (Martikainen jt 1993). Tekkiv heide on kõige
suurem turvasmuldadel asuvatel põldudel, kuna tõhus kuivendus, harimine ja väetamine
soodustavad turvast lagundavate mikroobide aktiivsust.
Metsakuivenduse tagajärjel suureneb küll süsiniku sidumine puudesse, kuid samas soodustab
veetaseme alanemine turba lagunemist ning sellega seotud CO2 ja N2O heitkoguste kasvu (vt
ka joonis 7); CH4 heitkogused on kuivendatud muldadest üldiselt oluliselt madalamad
võrreldes loodusliku veerežiimiga turbaaladega (Valgepea jt 2021). Kuivendatud metsades
tuleb arvestada ka kraavidega, kust emiteerub nii palju metaani, et see võib nullida kuivendatud
muldades seotavad metaani kogused, kusjuures emissioon on ühtmoodi suur nii turvas- kui
mineraalmuldadel paiknevatest kraavidest ning lisaks emiteerivad kraavid süsihappegaasi
(Peacock jt 2021). Samas, kui kraavid on taimestunud, on nende metaaniemissioon tunduvalt
väiksem (Rissanen jt 2023).
32
Joonis 7. Alandatud veetase (sinine joon) põhjustab erinevusi süsiniku kaos ja akumuleerumises
turbaala ökosüsteemis: (a) enne kuivendust ning (b) pärast kuivendust ja metsastamist, mis ühtlasi
põhjustab turba kokkuvajumise. Süsihappegaasi produktsioon suureneb ülemise turbakihi
õhustamisega, samas kui metaani produktsioon väheneb. Vees lahustunud orgaaniline süsinik (DOC)
ja heljumina liikuva orgaanilise süsiniku (POC) kadu võib kuivenduse tõttu suureneda. Mõlemal juhul
seob taimestik süsinikku. Kuivendamata soos salvestatakse osa sellest pikaajaliselt turbas. Kuivendatud
süsteemis aga moodustub puude biomass, mis lõpuks jõuab mulda varise ja juurtena või eemaldatakse
raiutud puiduna. Kliima jahutamise kontekstis on siinjuures oluline, kas puidus olev süsinik
salvestatakse pika elukaarega puittoodetesse või kasutatakse energiatootmiseks, kus kütte- või
hakkepuiduna vabastatakse süsinik kiirelt atmosfääri tagasi. Kasvuhoonegaaside voogude hulgad, mis
on näidatud noolte laiusena, on indikatiivsed ja varieeruvad olenevalt kohalikest tingimustest.
Kohandatud allikast Sloan jt 2019.
Eesti kõdusookuusikutes ja -männikutes tehtud mõõtmised näitasid, et need seovad rohkem
süsinikku kui emiteerivad (bilanss vastavalt -11,65(±3,27) tonni ja -8,61(±1,56) tonni CO2
ha/a). Kõdusookaasikud osutusid süsinikuneutraalseteks, emiteerides atmosfääri keskmiselt
3,65±4,25 tonni CO2 ha/a. Samas olid kõdusoometsad N2O emiteerijaiks (Mander 2016).
Mõõtmised tehti aga kraavide vahelisel alal, mistõttu võib kraavide mõjuga arvestamine pilti
oluliselt muuta (Peacock jt 2021). Mitmete tavapäraste majandamisetappide ja puidutoodetes
seotud süsiniku hulka või toodete elutsükli võimalikku mõju pole neis analüüsides samuti
arvestatud. Seeläbi ei anna ka toodud väärtused ülevaadet nende uurimisalade süsinikubilansile
ühe või mitme raietsükli üleselt. Näiteks Lõuna-Soome kõdusoomets muutus lageraie järel
tugevaks kasvuhoonegaaside emiteerijaks (Korkiakoski jt 2019). Läti viljakatel soomuldadel
kasvavates metsades (vanusevahemikus 10–86 a) tehtud kaheaastane mullasüsiniku uuring
(Butlers jt 2022) näitas, et sellised metsad on süsiniku sidujad, kuid kuivendamata puistud
sidusid süsinikku enam, kui kuivendatud puistud (keskmiselt vastavalt 0,4±0,4 ning 0,1±0,4
tonni CO2 ha/a). Teine Läti uuring siirdesoometsades näitas, et kuivendatud metsamuld oli
mineviku aastakümnete jooksul süsinikku isegi rohkem sidunud kui looduslikult märg muld,
mis tuleneb puujuurte ja varise suuremast hulgast kuivendatud metsas (Lupikis ja Lazdins
33
2017). Peab küll nentima, et tulevikku prognoositud mullaniiskuse vähenemisega võib ka
mulla süsiniku sidumine muutuda. Kuivendatud lageraiesmikud olid aga süsiniku emiteerijad
(0,9±0,7 tonni CO2 ha/a) ning seda seostati lehe- ja peenjuurte varise vähesusega raiesmikel
(seotud süsinik ei tasakaalustanud mullahingamisel vabanevat süsiniku hulka). Veelgi enam
võib kasvuhoonegaase vabaneda, kui lageraie järgselt maapinda uue puistu kasvatamiseks ette
valmistatakse (Simola 2017). Samas püsimetsana majandatud metsad emiteerivad kasvuhoone-
gaase oluliselt vähem (Lehtonen jt 2023, Mäkipää jt 2023). Enamik puudesse seotud süsinikust
eraldub mõne aasta jooksul pärast raieid tagasi atmosfääri, ehk puidu kvaliteet ja sellest tulenev
pikaajalisus määrab, kui suur osa puude poolt seotud süsinikust pikemas ajaskaalas seotuna
püsib (Sloan jt 2019). Et kuivendus oleks kliimasõbralikum, tuleks puistu hooldusvõtetega
kvaliteetsete palgipuude kasvu soosida. Seejuures saab mineraalmuldadelt üldjuhul
kvaliteetsemad palgid (Kask jt 2021). Eeldatavasti püsib süsinik märjas kuivendamata mullas
siiski kauem kui puittoodetes.
Eraldi teema on kraavide puhastamise järgsed CO2, CH4 ja N2O vood, mida on hakatud uurima
alles hiljuti. Rootsi boreo-nemoraalses osas, Uppsala lähistel, mõõdeti kasvuhoonegaaside
voogusid kaks aastat pärast 45 aastat turvasmullal kasvanud kuusiku lageraiet, kasvupinna
ettevalmistamist ja noorte kuuskede istutamist, sealjuures osa kraavidest puhastati ja osa jäeti
puhastamata (seda ühtlaselt üle ala; Tong jt 2022b). Mõõtmised viidi läbi 4 ja 40 m kaugusel
kraavist ning ka kraavi seest (CO2 ja CH4 puhul). Uuringus leiti, et puhastatud kraavidega alal
oli veetase veidi madalamal kui puhastamata kraavidega alal (vastavalt 65±2 ja 56±2 cm
allpool maapinda). Samas mudelil põhinev kogu aastane kasvuhoonegaaside emissioon oli
korrastamata kraavidega alal suurem kui korrastatud kraavidega alal (vastavalt 49,4±17,0 ja
27,8±10,3 tonni CO2 ha/a), mis oli tõenäoliselt põhjustatud kraavitööde ja eriliselt kuiva ilma
tõttu vähenenud lagundamisest (heterotroofsest respiratsioonist). Seega mõjutab kuivendus-
süsteemide korrastamine kasvuhoonegaaside voogusid, kuid millistes tingimustes mis suunas,
ei saa enne täiendavaid uuringuid üldistada. Näiteks Rootsi boreaalses osas tehtud analoogne
uuring näitas, et kraavide puhastamisel pole olulist mõju kasvuhoonegaaside emissioonile
(Tong jt 2022a). Leitud on, et kraavidest eralduva metaani kogused on kümneid kordi
väiksemad, kui kraavid on taimestunud ning eriti head CH4 sidujad on turbasamblad. Soomes
nähakse kuivendatud turbamaadel asuvate metsade kliimasõbraliku majandamis-
suunana püsimetsandust ja kraavide puhastamata jätmist (Larmola jt 2023, Rissanen jt
2023).
Et kuivendatud majandusmetsades vähendada CO2 emisiooni, samas puude häid
kasvutingimusi hoides ja metaani heidet mitte suurendades, tuleks veetase suhteliselt kõrgel
hoida – Soomes tehtud uuringute järgi 30 cm sügavusel (Sarkkola jt 2012, Ojanen ja Minkkinen
2020). Kasvuhoonegaaside emissiooni piiramiseks on Põhja-Soome väheproduktiivsetes
kuivendatud soometsades parima lahendusena välja pakutud puistu raiumata jätmist ning nii
kraavide puhastamisest kui ka sulgemisest loobumist, kuna sealsed emissioonid on
tagasihoidlikud ja need alad taassoostuvad tasapisi iseeneslikult (Juutinen jt 2020).
Lagesooelupaikade taastamise seisukohast võivad aga nii raied kui kraavide sulgemine siiski
vajalikuks osutuda.
34
3. Eesti ja Euroopa Liidu õigusaktid, strateegiad ning
rahvusvahelised kohustused
Käesolev juhis on koostatud Vabariigi Valitsuse 10.12.2009 määruse nr 186
„Keskkonnaministeeriumi põhimäärus“ § 10 punkti 24 ja § 11 lg 1 alusel ning arvestades
keskkonnaministri 29.11.2018 käskkirja nr 883 punkti 5 ja Vabariigi Valitsuse 2. märtsil 2017
kinnitatud „Kliimamuutustega kohanemise arengukava aastani 2030 ja rakendusplaan
aastateks 2017‒2020“ (edaspidi KOHAK) meedet 3.4. Maismaaökosüsteemide ja -elupaikade
stabiilsuse, soodsa seisundi, funktsioonide, ressursside ja mitmekesisuse tagamine muutuvas
kliimas.
KOHAK punktis 3.3.2 on kirjeldatud kliimamuutustest tulenevaid väljakutseid maaparanduse
valdkonnas – kliimamuutused koosmõjus kuivendussüsteemide seisundi halvenemisega
(amortiseerumisel) hakkavad omakorda põhjustama muutusi maakasutuses – liigniisked alad
laienevad ning võivad kasutusest välja jääda, sest saagikus või selle koristatavus väheneb,
mistõttu on märgitud, et maaparandussüsteemide töökindluse tagamine vajab senisest
suuremaid ja järjepidevaid investeeringuid, mis nõuavad asukohatundlikke valikotsuseid.
Seetõttu on suurenenud vajadus maaparandussüsteemide korrastamisel pöörata tähelepanu
asukohatundlike valikotsuste tegemisele.
Maaparandussüsteemide rajamine, samuti olemasolevate maaparandussüsteemide
korrastamine võib mõjutada looduskeskkonda mitmel viisil. Sellega kaasnevad eesmärgi-
pärased mõjud, mille tulemusel võib märgade maade põllumajanduslik või metsamajanduslik
toodang või kasutatavus suureneda, kuid põuaperioodide sagenemist ja pikenemist ning sellega
kaasnevat põuastressi arvestades ka hoopis väheneda. Maaparandussüsteemide rajamise ja
korrastamisega kaasnevad ka mitmed looduskeskkonda mõjutavad probleemid – hävivad või
kahjustuvad märgalade ökosüsteemid, kaasnevad ebasoodsad mõjud maaparandussüsteemide
eesvooludeks olevate looduslike vooluveekogude seisundile ja elustikule. Lisaks turbamaade,
st turvasmuldadega alade, kuivendamise mõju kasvuhoonegaaside heitele ja mullastiku
kahjustamine, mis võib viia mulla hävimiseni. 2017. a aprillis Riigikogus heaks kiidetud
kliimapoliitika raamdokument (Kliimapoliitika põhialused aastani 2050) tõstab esile
turbaalades süsiniku säilitamise vajaduse. Metsanduse ja maakasutuse valdkonnas sätestab
strateegia järgmist: Suurendatakse sooalade turbas seotud süsinikuvaru, taastades
degradeerunud märgalad ja vältides soode edasist kuivendamist.
KOHAK punktis 5.3. “Looduskeskkond” seatakse alaeesmärgiks 3, et muutuvas kliimas on
tagatud liikide, elupaikade ja maastike mitmekesisus ning maismaa- ja veeökosüsteemide
soodne seisund ja terviklikkus ning sotsiaalmajanduslikult oluliste ökosüsteemiteenuste
pakkumine piisavas mahus ja piisava kvaliteediga. See tagab nii kliimamuutustest kui ka
muudest inimtegevusest tulenevate elurikkust vähendavate tegurite suhtes suurema
ökoloogilise vastupanuvõime. Ökosüsteemide kohanemisvõime suurendamiseks soovitatakse
looduslähedast majandamist ning inimtegevusest tugevalt mõjutatud alade looduslikkuse
taastamist.
Mageveekogud moodustavad Eesti maismaapinnast arvestatava osa ja muutused
kliimaparameetrites võivad nendes ökosüsteemides olulisi muutusi põhjustada. Vastavalt
35
KOHAK-le on riiklikuks eesmärgiks seatud kõikide vete (pinnavee, sh rannikuvee, ja
põhjavee) hea seisundi saavutamine, kuid kliimamuutused võivad anda tagasilöögi eesmärgi
täitmisele, kuna ette on näha veetemperatuuri tõusu, toitainete ärakande ja sisekoormuse kasvu,
ohtlike ainete ärakande kasvu, mis võivad ladestuda kas veekogu põhjamudas või vee-
elustikus, ning toksiliste veeõitsengute sagenemist. Eelnevast tulenevalt on kliimariskide
jälgimiseks vaja täiendada seirekavasid, hinnata mageveekogude vee kvaliteeti ning riskide
juhtimiseks vajalikud meetmed tuleb lisada veemajanduskavadesse.
Samuti sedastab KOHAK, et elurikkuse kaitsel on otseste kliimamuutuste mõjudega
kohanemise meetmete rakendamise kõrval oluline teiste inimmõjuliste elurikkust
vähendavate ning kliimamuutuste mõju (sh elupaikade degradeerumine) võimendavate
tegevuste tõkestamine.
Eestis on pinnaveekogude peamisteks inimmõjust tingitud veemajandusprobleemideks
eutrofeerumine, seda nii haju- ja punktkoormuse, setetest lähtuva sisekoormuse aga ka
asulate veeheite tõttu. Põhjalikule analüüsile tuginedes saab väita, et kliimamuutuste mõju
vähendamiseks on vaja veekogude kaitsemeetmete tõhustamist reostuse, toitaine-
koormuse, võõrliikide sissetoomise ja geomorfoloogiliste muutuste vastu.
Tõenäoliselt annab just äärmuslike ilmastikunähtuste sagenemine põhitõuke muutusteks
ökosüsteemiteenuste mahtudes ja kvaliteedis ning suurimad negatiivsed mõjud avalduvad
eeldatavasti mere- ja mageveekoosluste pakutavatele ökosüsteemiteenustele. Kliimariskid
mõjutavad nii heas seisundis kui ka rikutud ökosüsteemide teenusepakkumist, mida
keskkonnahoiumeetmed peavad aitama tagada ja kliimariskide mõjusid puhverdada.
Ökosüsteemiteenustega arvestamine maaparanduse keskkonnamõjude hindamisel tuleb võtta
kliimakohanemise kontekstis üheks oluliseks keskkonnahoiumeetmeks.
Eestis on leevendusveekogude rajamiseks koostatud juhendmaterjal (Vaikre jt 2019), mis
põhineb uuringutel metsakuivendussüsteemide mõjudest looduslikele väikeveekogudele ning
vee-elustikule (Remm jt 2018, Vaikre jt 2020). Juhendmaterjal on koostatud ka kuivendus-
võrkude sette- ja toitainekoormuse vähendamiseks (Alekand 2007).
Maaparandusega seotud probleemidele juhib tähelepanu Riigikontrolli teemakohane audit
(Riigikontroll 2020) tuues probleemide hulgas välja nii turvasmuldade kuivendamisega seotud
kasvuhoonegaaside heite, maaparandussüsteemide mõju veekogude ja põhjavee kaitsele ja
loodusväärtustele. Keskkonnaprobleemide jätkuva teravnemise tõttu on ka senise
maaparanduspraktika muutused vältimatud. Maaparanduspraktikate muutmise vajadus on
leidnud kajastamist ka maaparanduse valdkonda kõige otsesemalt suunavas Põllumajanduse ja
kalanduse valdkonna arengukavas aastani 2030, milles on märgitud, et tootmine ja keskkond
toimivad üksteist vastastikku mõjutades ning et tootmine ei saa tulla keskkonna arvelt.
Lisaks peavad maaparandusalased õigusaktid ja praktikad senisest paremini arvestama
kliimamuutuste- ja keskkonnaaspektidega (p 120). Maaparandusseire peab andma
ülevaatlikumaid ja täpsemaid andmeid maaparandussüsteemide tehnilise seisundi ja
kuivendusseisundi kohta, samuti kuivendatud maatulundusmaa kasutuse keskkonnamõju kohta
(p 119).
36
Rahvusvahelised lepped ja kohustused
Ramsari konventsioon (1971) ehk veelinnuelupaikadena rahvusvaheliselt tähtsate
märgalade kaitse konventsioon. Konventsiooni eesmärgiks on eelkõige märgalade kui
veelindude elupaikade kaitse. Märgaladena käsitletakse mh soid ja teisi turbaalasid,
mageveekogusid ja tiike, märgasid metsi ja rohumaid ning vähem kui 6 meetri sügavusi
merealasid. Konventsiooniga ühinenud riigid kohustuvad rakendama märgalade säästva
kasutuse põhimõtteid lisaks nimestikku kantud rahvusvahelise tähtsusega märgaladele ka
kõigil teistel märgaladel. Eestis on praegu 17 Ramsari ala e rahvusvahelise tähtsusega märgala:
Soomaa, Vilsandi, Matsalu, Alam-Pedja, Endla, Muraka, Nigula, Sookuninga, Puhtu–Laelatu–
Nehatu, Laidevahe, Luitemaa, Agusalu, Leidissoo, Hiiumaa laiud ja Käina laht, Lihula,
Peipsiveere ning Haapsalu-Noarootsi (vt infoleht.keskkonnainfo.ee).
Berni (1979) konventsioon Euroopa looduslike liikide ja nende elupaikade kaitsest.
Konventsiooni eesmärk on Euroopa loodusliku taimestiku ja loomastiku ning nende looduslike
elupaikade säilitamine, samuti rahvusvahelise koostöö edendamine inimtegevuse poolt vähe
mõjutatud looduse kaitseks, pöörates erilist tähelepanu ohustatud liikide, sealhulgas ohustatud
rändliikide kaitsele. Nende eesmärkide saavutamiseks näeb konventsioon ette kõigi looduslike
taime- ja loomaliikide ja nende elupaikade kaitse ning mõnede taime- ja loomaliikide erikaitse.
Erikaitse alla kuuluvad liigid on kantud I lisasse (rangelt kaitstavad taimeliigid), II lisasse
(rangelt kaitstavad loomaliigid) ja III lisasse (kaitstavad loomaliigid). IV lisas on loetletud
keelatud vahendid ja viisid loomade püüdmiseks ja tapmiseks. Konventsiooni lisades loetletud
erilist kaitset vajavatest liikidest leidub mitmeid ka Eesti soodes või teistel märgaladel.
Rio de Janeiro (1992) konventsioon bioloogilise mitmekesisuse kaitsest. Konventsiooni
eesmärgiks on kaitsta looduslikku mitmekesisust, tagada selle komponentide säästev
kasutamine ning geneetiliste ressursside kasutamisest saadava tulu õiglane jaotamine.
Konventsioon on aluseks globaalsele elurikkuse strateegiale ning Euroopa Liidu elurikkuse
strateegiale.
Helsingi (1974/1992) konventsioon Läänemere keskkonna kaitsest. Konventsioon hõlmab
muuhulgas ka siseveekogusid ning elupaikade ja bioloogilise mitmekesisuse kaitset ning
ökoloogiliste protsesside kaitset kogu Läänemere valgalal. HELCOM-i Läänemere
tegevuskava kohaselt nähti hea veekvaliteedi saavutamiseks 2021. aastaks ette valglalt tulevat
fosfori koormust vähendada vähemalt 42% ning lämmastiku koormust 18% ning sellest
lähtuvalt seati igale liikmesriigile toitainete koormuse vähendamise sihtarvud. 2021. a
uuendatud tegevuskava järgi nähakse ette põllumajandusmaadel puhvertsoonid toitainete
väljakande vähendamiseks ning veemajandusmeetmetena kuivendussüsteemide uuendamisel
looduspõhised lahendused (nt kahetasandilised kraavid, tehismärgalad). Uuendatud
tegevuskavaga (Baltic Marine Environment Protection Commission 2021) kinnitati varasemaid
lämmastiku ja fosfori ärakande vähendamise kohustusi, sätestades maksimaalsed "laed",
milleni peab jõudma. Eesti on paraku jätkuvalt seatud “lage” ületamas, mistõttu on meil vaja
lämmastiku ja fosfori kadusid vähendada.
37
Euroopa Liidu direktiivid ja strateegiad
Märgalade kaitse seisukohast on kõige olulisemad Euroopa Liidu õigusaktid loodusdirektiiv
(92/43/EMÜ) ja linnudirektiiv (2009/147/EÜ). Kaitset vajavad elupaigatüübid ja liigid, sh
märgalatüübid ja neist sõltuvad liigid on loetletud direktiivide lisades. Loodusdirektiivi I ja II
lisas nimetatud elupaikade ja liikide, samuti linnudirektiivi I lisa liikide kaitseks moodustatakse
Euroopa kaitsealade sidus ökoloogiline võrgustik Natura 2000. Liikmesriigid peavad täitma
direktiivides sätestatud kohustusi ning võtma need üle oma õigusaktidesse ja praktikasse.
Pinnaveekogude ja põhjavee kaitset reguleerib veepoliitika raamdirektiiv, mis seab
eesmärgiks ära hoida veekogude seisundi halvenemist ning kaitsta ja parandada nende
ökoloogilist potentsiaali ning keemilist seisundit. Direktiivi VI lisa B osas sätestatakse
täiendava meetmena märgalade loomine või taastamine veekogu hea ökoloogilise seisundi
saavutamiseks. Veepoliitika raamdirektiiv ja põhjavee direktiiv kaitsevad kaudselt ka vee-
ökosüsteemidega seotud maismaaökosüsteeme, mis hõlmab samuti märgalasid, põhjavee-
direktiiv eristab kaitse objektina lisaks ka märgalasid.
Kõige hiljutisem, 2020. a avaldatud, Euroopa Liidu elurikkuse strateegia aastani 2030 seab
eesmärkideks laiendada olemasolevaid Natura 2000 jt kaitstavaid alasid ning kaitsta rangelt
suure elurikkusega alasid. Eesmärgiks on seatud ka 30% praegu ebasoodsas seisundis olevate
elupaigatüüpide ja liikide seisundi parandamine. Lisaks kavandatakse 2030. aastaks taastada
kahjustatud elupaiku, kusjuures eriti olulised on suure süsinikuvaruga ökosüsteemid, nagu
näiteks sood ja metsad, mida tuleks kestlikult majandada ja tegeleda elurikkuse vähenemise
peamiste põhjustega.
Kõik need eesmärgid on otseselt seotud vajadusega leevendada ja kompenseerida
maaparanduse negatiivseid mõjusid. Loodusdirektiivi viimase aruande kohaselt, on kuivendus
(nii metsa- kui põllumajanduslikel eesmärkidel) Eestis üheks peamiseks direktiivi lisadesse
kantud elupaiku ja liike ohustavaks teguriks. Maaparanduse tulemusel on kalade ja teiste vee-
organismide elupaigad ja varjevõimalused vähenenud, vooluvete settekoormus on suurenenud
ning veekogude hüdroloogiline režiim on muutnud.
Euroopa Liidu Metsastrateegia aastani 2030 seab eesmärgiks ökosüsteemipõhiste
majandamisviiside juurutamise, mis aitavad säilitada süsinikuvarusid ja süsiniku sidumise
funktsiooni ning pakuvad kaitset tulekahjude eest. Kliimaseaduse eesmärgiks on saavutada
2050. aastaks kliimaneutraalsus, sh looduskeskkonna kaitsmise kaudu. Euroopa Liidu tasandil
on lähitulevikus maaparandust puudutavaid regulatsioone veelgi tulemas, sh näiteks
taastamismäärus.
38
4. Metoodika
Maaparanduse leevendusmeetmete juhise koostamisele eelnes laialdane teaduskirjanduse
otsing andmebaasidest Google Scholar, ISI Web of Science ja SCOPUS. Otsingusõnadena
kasutati maaparanduse, kompensatsiooni- ja leevendusmeetmete, veekaitsemeetmete (nii
settekoormuse kui toitainete sissevoolu vähendamiseks) ning mitmete elustikurühmadega (sh
seened, samblikud, samblad) seotud sõnu ja nende kombinatsioone. Lisasõnadena kasutati
kliimavöönditega seotud mõisteid: “boreal”, “nemoral” ja “boreonemoral”. Kokku kasutati
otsingus 54 sõna ja nende kombinatsioone. Otsingu tulemusena leiti 272 maaparanduse
leevendusmeetmeid käsitlevat teadusuuringut, millest asjakohaseks osutus 194. Kõrvalejäetud
uuringud olid läbi viidud teistes kliimavööndites, asulates või linnakeskkonnas, käsitlesid
reoveepuhasteid ja sadevee ärajuhtimissüsteeme või oli tegemist laborieksperimentidega.
194-st maaparanduse leevendusmeetmeid käsitlevast teadustööst enamus (136) olid läbi viidud
Euroopas, neist 85 Soomes. Enim uuringuid oli tehtud kuivendatud metsa- või turbaaladel ning
vaid 50 põllumajandusmaastikus. Leevendusmeetmetest enim oli uuritud puhveralasid (nende
mõju vooluveekogudele ja vooluveekogude elustikule), samas kui nt kraavilaiendite (vt ptk
5.2.2.) mõju kohta leidsime vaid ühe uuringu (joonis 8). Uuringud keskendusid peamiselt
keskkonnarajatiste tõhususele toitainete ja settekoormuse vähendamisel, samas kui
konkreetselt elustikku puudutavaid uuringuid oli vähem. Töö käigus lisandus 194-le
teadusartiklile veel mitmeid, artiklite viidete kaudu leitud, allikaid, samuti maaparandust
käsitlevaid käsiraamatuid ja aruandeid ning juba varasema teadustöö käigus läbitöötatud
kirjandust, sh teadusuuringuid maaparanduse mõjust elustikule – kokku 413 allikat.
Läbitöötatud allikatest 104 on seotud Eestiga, sh käsikirjalised magistri- ja bakalaureusetööd
ning erinevate projektide aruanded.
Joonis 8. Teaduskirjanduse otsingu tulemusena leitud allikate jaotumine erinevate maaparanduse
leevendusvõtete alusel.
39
Juhises on kasutatud rohkelt võrdlusandmeid Eesti lähiriikidest, eriti Soomes läbiviidud
uuringutest. Kuna paljude veekaitserajatiste toimimine sõltub oluliselt kohalikest tingimustest
ja konkreetse valgala omadustest, nagu ilmastik, äravool, maakasutus ning toitainete
sissekande kogused, ei ole nende tõhusus Eesti oludesse otseselt üle kantav. Nii näiteks on
Eestis fosforikoormused metsamaalt tõenäoliselt väiksemad kui Soomes, kus aluspõhi on
apatiidi tõttu fosforirikas ning metsi on väetatud (Peltovuori 2006). Samas saab Soome
kogemusi ja uuringutulemusi Eestis kindlasti kasutada arvestades, et Eesti ja Lõuna-Soome
kuuluvad samasse lõuna- ja hemiboreaalsete metsade vööndisse, mida iseloomustavad okas-
segametsade domineerimine (Ahti jt 1968). Klimaatiliselt on nii Eestis kui Soomes aastane
sademete hulk sarnane (vastavalt 686 mm Eestis ja 624 mm Soomes; worlddata.info).
Geoloogiline aluspõhi on neis riikides mõneti erinev – Eesti asub Ida-Euroopa platvormi
loodeosas Fennoskandia kilbi lõunaservas, Soome aga Fennoskandia kilbil (Raukas ja
Teedumäe 1997, Nironen 2017). Eesti mullad on enamuses karbonaatsel lähtekivimil ning suur
on soostunud (Histic gleisols) ja soomuldade (Histosols) osatähtsus, mida esineb eelkõige
metsamaadel (entsyklopeedia.ee). Soomes domineerivad leetmullad (Podzols 56%) ja
soomullad (29%) ning enamus põllumaadest on drenaažkuivendusega (Yli-Halla ja Mokma
1999, ESDAC). Turbaalade (turba tüsedus rohkem kui 30 cm) osakaalud on Eestis ja Soomes
võrreldavad. Turbaalade pindala poolest (kuivendatud ja kuivendamata alad, kus turbakiht on
paksem kui 30 cm) on Eesti Soome ja Iirimaa järel Euroopas kolmas (Tanneberger jt 2017).
Nii Soomes kui Eestis on suur osa turbaaladest kuivendusest mõjutatud. Soomes on
metsamajanduslikel eesmärkidel kuivendatud 51% turbaaladest, põllumajanduslikel
eesmärkidel 3% ja turbatootmise eesmärkidel 1% (Turunen ja Varpola 2020). Eestis on
erinevatel majanduslikel eesmärkidel kuivendatud koguni 70% turbaaladest (Ilomets jt 2007).
Ka metsamajanduslikult tähtsad puuliigid on mõlemas riigis samad (kuusk, mänd ja kask),
samuti on Eesti ja Soome riigimetsade majandamises mitmeid ühiseid jooni, nii võeti RMK
rajamisel eeskujuks just Soome samalaadse institutsiooni (Metsähallitus) kogemusi (Kaimre jt
2004).
Erinevate veekaitseliste keskkonnarajatiste rakendamiseks on vajalik välja töötada kohalikest
oludest lähtuvad juhised. Kraavide puhastamise mõjusid ning erinevate veekaitserajatiste
tõhusust on Eestis suhteliselt vähe uuritud, mistõttu on vastavad rakendusuuringud väga
vajalikud. Tuleb arvestada asjaolu, et ka Eesti siseselt võib meetmete tõhusus oluliselt
varieeruda ning seetõttu on veekaitserajatisi ja leevendusmeetmeid vajalik kavandada vastavalt
valgala omadustele.
40
5. Maaparandussüsteemide keskkonnamõju vältimis-,
leevendus- ja kompensatsioonimeetmed
5.1. Kuivendusvõrgu korrastustööde optimeerimine
5.1.1. Kuivendussüsteemide korrastamise majanduslik tasuvus
Metsamaa
Kuivendussüsteemide korrashoiu tasuvuse küsimus kerkib nii era- kui riigimaadel. Erametsa
maaparandushoiuks saab taotleda toetusi, kuid nende kuluefektiivsust pole Eestis analüüsitud.
RMK hallataval territooriumil on metsakuivendussüsteeme ligikaudu 460 000 ha
(Kuivendussüsteemide majandamise strateegia). Kuivendussüsteemi uuendustöid soovitatakse
teha iga 12–13 aasta tagant, kui hoiutööd on jäänud tegemata, soovitatakse süsteemi
rekonstrueerida 25–30 aastat pärast esmakordset kuivendust (Pikk 2011). Rekonstrueerimise
aluseks on kraavide amortiseerumine, eeldusel et kinnikasvanud ning ummistunud kraavid
põhjustavad veetaseme tõusu ning sellest tulenevat puistu juurdekasvu ning teede ja sihtide
koormustaluvuse vähenemist. Kohapõhiseid majandusliku tasuvuse kalkulatsioone ei tehta.
Neid pole tehtud ka uuendus- ja hooldustöödele riigi poolt hallatavatel ühiseesvooludel.
Üldiselt on aga hinnatud, et Eestis annavad seni tehtud kuivendustööd täiendavat puidu
juurdekasvu 0,8–1 miljonit tihumeetrit aastas, moodustades 9% kogu tagavara juurdekasvust
(Etverk 1998).
Kraavide korrastustööde mõjust puistu juurdekasvule on üpris vähe uuringuid. Mandri-Eesti
turvasmuldadega (pms siirde- ja madalsoo) männikutes põhjustas kuivendussüsteemi
rekonstrueerimine tagavara juurdekasvu intensiivistumist keskmiselt 1,5 ja 2,0 m3/ha aastas
vastavalt 5- ja 10-aastase perioodi jooksul puistutes hektaritagavaraga kuni 150 m3 (Potapov jt
2022). Soomes läbiviidud uuringust selgus, et varasemalt kuivendatud turbaaladel olevates
männi enamusega ja madala puidu tagavaraga metsades jääb kraavide puhastamise järgne tüve
juurdekasv vahemikku 0,5–1,8 m3 /ha aastas 15–20 aastase perioodi vältel ehk kokku kuni 40
m3/ha (Sikström ja Hökkä 2016). Rootsis näidati, et 10 aasta vältel pärast kraavide puhastamist
suurenes puidu tagavara 0,16 m3 /ha aastas, pärast lisakraavitust (complementary ditching) oli
suurenemine 0,36 m3 /ha aastas ja pärast kombineeritud töötlust 0,48 m3/ha aastas. Samas ei
toimunud puhastamata jäetud aladel juba saavutatud puistu juurdekasvus vähenemist kogu
uuringuperioodi (10 a) vältel (Lauhanen ja Ahti 2001).
Kraavide puhastamise mõju veetasemele varieerub suuresti kuivendusalade lõikes. Uuringud
on näidanud, et veetaseme alanemise ja puistu kasvu seost mõjutavad alltoodud tegurid:
• Mulla veejuhtivus ning turbakihi tüsedus. Veetaseme muutus pärast kraavide
puhastamist sõltub mullahorisontide veejuhtivusest ja tüsedusest (Koivusalo jt 2008,
Hökkä jt 2021). Kraavide puhastamise mõju veetasemele on väike sügavamatel
turvasmuldadel ning aladel kus turba all lasub vett kehvasti juhtiv kiht. Mõju on suurem
aladel, kus õhukese turbakihi all lasub vett hästi juhtiv (liivasem) kiht, kuid ka sellistes
oludes on tarbetu kraave sügavaks kaevata. Piisab, kui kraav ulatub vett hästi juhtiva
kihini. Soome männikutes läbi viidud uuringus leiti, et kraavide setetest puhastamine,
41
mille käigus suurenes kraavide sügavus 0,3–0,5 meetrist 0,8 meetrini, langetas veetaset
enam õhukese turbakihiga ja liivase aluspinnasega aladel, sügavama turbakihiga aladel,
kus kraavid alusmulda ei ulatunud, ei olnud kraavide süvendamisel efekti (Koivusalo jt
2008). Sügavaturbalistel muldadel võib turba kokkuvajumise tagajärjel vähenenud
veejuhtivus viia olukorrani, kus kraavide puhastamisega on veetaset tulevikus üha
raskem alandada (Nieminen jt 2018c).
• Kuivendusvõrgu korrastamise eelne veetase. Küpsetes puistutes, kus veetase on juba
niigi madal, on kraavide puhastamise mõju marginaalne. Sellistel aladel kontrollib
veetaset puistu koguaurumine, mitte niivõrd kraavide seisund. Vajadus kraavide
puhastamise järele puudub, kui veetase on hilisel kasvuperioodil madalam kui 35–40
cm maapinnast, kuna selline veetase on Soome oludes puistu tagavara säilitamiseks
juba piisavalt madalal (Sikström ja Hökkä 2016). Vastavalt, kui veetase on hilisel
kasvuperioodil pidevalt kõrgem kui 35 cm, võib kraavide puhastamine olla vajalik
(Sarkkola jt 2012). Ka Mandri-Eesti männikutes tehtud uuring näitas, et kõrgema
veetaseme puhul (mitte sügavamal kui 25 cm) on rekonstrueerimise efekt suurem
(Kurvits 2022). Kui mulla niiskustingimused on aga juba enne kraavide puhastamist
optimaalsed või selle lähedased, võib juhtuda, et kuivendusvõrgu korrastamine
vähendab mulla niiskustaset niivõrd, et kuivamine hakkab transpiratsiooni ja seetõttu
ka puistu kasvu pärssima (Koivusalo jt 2008).
• Puistu tagavara. Mitmed uuringud on näidanud, et teatud piirist suurema tagavaraga
puistutel on endil juba piisav mõju põhja- ja pinnavee tasemele ning kraavide
puhastamine sellistel aladel pole vajalik (Lauhanen ja Ahti 2001, Sarkkola jt 2010,
2012, 2013, Finér jt 2018, Leppä jt 2020, Sikström jt 2020). Ka Mandri-Eesti
männikutes on leitud, et rekonstrueerimise mõju on suurem väiksema hektaritagavaraga
puistutes. Nii intensiivistus keskmine aastane juurdekasv rekonstrueerimisjärgsel
kümnendil ligikaudu 1,8 m3/ha/a võrra, kui tagavara oli 50 m3/ha, kuid mõju langes kuni
1,0 m3/ha/a olukorras, kus tagavara oli 150 m3/ha (Potapov jt 2022). Seega on Eesti
uuringus saadud tulemused kooskõlas sarnaste uuringutega Põhjamaades.
• Puistu boniteet ehk kasvukoha viljakus. Kraavide puhastamise mõju on suurem
viljakatel muldadel kasvavates puistutes. Potapov jt (2022) näitasid, et
rekonstrueerimisjärgse juurdekasvu suurenemine oli kõrgusindeksi kuni 20 m puhul
(väheviljakad IV–Va boniteediklassi puistud) nullilähedane ja kõrgeboniteedilistes
puistutes ligi 3 m3/ha aastas.
Seega on puidutulust lähtuvalt kõige efektiivsem kraave puhastada siis, kui need asuvad
viljakamates kasvukohtades ning hästi vett juhtivatel muldadel, veetase on kõrge ning
puistu tagavara on alla teatud väärtust, näiteks Mandri-Eesti turvasmuldadega männikutes
alla 150–200 m3/ha aastas (Potapov jt 2022), Edela-Soomes aga 125 m3/ha aastas ja Kesk- ja
Põhja-Soomes150 m3/ha aastas (Hökkä jt 2017).
Soovikumetsades (st märgade mineraalmuldadega kasvukohatüüpides) on kuivendamise (sh
teeäärsete kraavide rajamise) eesmärgiks pigem juurdepääsuteede ja sedakaudu
majandamisvõimaluste parandamine, kui et puistu kasvu kiirendamine. Kuivendus-
süsteemide korrastamise üheks argumendiks on ka vajadus lageraietega kaasnevat
soostumist vähendada, mis tuleneb puudelt lähtuva aurumise vähenemisest tingitud veetaseme
42
tõusust, mis omakorda pärsib puistu uuenemist (Laas 2011, Saarinen jt 2013). Sellise olukorra
tekkimist võimaldavad ära hoida väiksema intensiivsusega raied. Kui lageraiete järgselt on
veetaseme tõusuks mõõdetud kuni 40 cm (Sikström ja Hökkä 2016), siis harvendusraiete
järgselt 7–15 cm (Päivanen ja Sarkkola 2000, Sikström ja Hökkä 2016). Heikurainen ja
Päivänen (1970) näitasid samuti, et mida suurem osa puistust raiuti, seda enam veetase tõusis
ning äravool suurenes. Üldiselt on lageraie järgne veetaseme tõus suurem mineraalmuldadel
kui turvasmuldadel (Sikström ja Hökkä 2016). Lisaks näitasid Jutras ja Plamondon (2005), et
10 aastat enne lageraieid kuivendatud vanades musta kuuse puistutes olenes veetaseme tõus nii
langi kaugusest kraavist kui ka kraavide vahekaugusest. Raiesmike soostumine toimus siis, kui
varasem kuivendus oli ebaefektiivne: alandas veetaset vähem kui 10 cm; kui veetase alanes
rohkem, siis raiejärgset liigniiskust ei täheldatud.
Soome (nt Leppä jt 2020, Nieminen jt 2018c, Stenberg jt 2022) ja Kanada (nt Pothier jt 2003)
uuringud on näidanud, et valikraieid kasutades on nii puidu varumine kui puistu uuendamine
võimalikud ilma olulise veetõusuta. Püsimetsanduse korral hoiab puistu ise veetaset
piisavalt madalal, mistõttu ei tohiks maapinna kandevõime probleemiks osutuda, nii nagu
lageraie korral. Lisaks on püsimetsa majandamisel maapinna kandevõimest lähtuvalt sobivat
aastat ja aastaaega võimalik valida. Lõuna-Soome kõdusookuusiku modelleerimise uuring
näitas, et püsimetsana majandamine on kasumlikum kui lageraiepõhine majandamine (Juutinen
jt 2021). Tulusus on veelgi suurem, kui arvestada ka süsiniku sidumist (Shanin jt 2021,
Ahtikoski jt 2022). Püsimetsana majandamine ei hõlma vaid üksikpuude raiet, vaid ka
väikeseid häile. Kahehektarilised lageraielangid on aga juba liiga suured – vähemalt Soome
tingimustes tekib oluline veetaseme tõus (Leppä jt 2020). Ilmselt toimiks puistu piisava
kuivendajana ka turberaieid kasutades (Nieminen jt 2018c), kuid viimastega muutub mets
tormihellemaks kui valikraietega majandatud püsimets (Remm jt 2020).
Kuivendussüsteemide korrastamine võib teatud tingimustel olla kasumlik, kuid nagu eelnevalt
kirjeldatud, sõltub see paljuski ala omadustest ning edasisest majandamise intensiivsusest
(Ahtikoski jt 2008, Heinonen jt 2018, Ahtikoski ja Hökkä 2019). Näiteks Soome erametsades
sõltub kraavide puhastamise majanduslik tasuvus (eriti lühiajaline) suuresti makstavatest
toetustest. Ilma toetuseta jääb investeeringu tasuvus vahemikku 1,6–3,7%, toetusega aga
vahemikku 3,8–8,4%. Pikema perioodi jooksul on korrastatud kuivendusvõrguga alade
nüüdispuhasväärtus (net present value) ligikaudu 4–14% kõrgem kui korrastamata aladel, kuna
kraavide puhastamise mõju puistu juurdekasvule ilmneb viibega (Ahtikoski jt 2008). Hökkä jt
(2017) uurisid kraavivõrgu erineva sagedusega puhastamise pikaajalisi (100 a) mõjusid metsa
juurdekasvule (production), tööde majanduslikule tasuvusele ning toitainete koormusele
äravoolus. Kraavide puhastamise intensiivsust uuriti kolme erineva strateegiana: 1) passiivne
strateegia, kus kraave puhastati vaid lageraiejärgselt (et soosida uuendust); 2) tingimuslik
strateegia, kus kraave puhastati alati lageraiejärgselt ning raieringi vältel siis kui: (i) kraavid
olid visuaalselt kehvas seisus, (ii) eelnevast puhastamisest oli möödunud vähemalt 20 aastat
ning (iii) puistu tagavara oli 125–150 m3/ha; 3) intensiivne strateegia, kus kraave puhastati
pärast lageraieid ning raieringi vältel iga kord kui kraavid olid visuaalselt kehvas seisus.
Passiivse strateegia rakendamisel oli puhastatavate kraavidega ala 72–85% väiksem, kui
intensiivse strateegia korral ning 62–80% väiksem kui tingimusliku strateegia korral.
Tingimuslik ja intensiivne strateegia andsid küll rohkem puitu (8–9% Edela-Soomes ja 21–
43
22% Põhja-Soomes) ning olid passiivse strateegiaga võrreldes kasumlikumad, kuid samas olid
heljumi ja fosfori kontsentratsioonid väljavoolus oluliselt kõrgemad (Edela-Soomes 2–3 korda
ning Põhja-Soomes isegi 4–6 korda). Analoogsed uuringud erinevate majandusvõtete
tasuvusest ja keskkonnamõjust on vajalikud kindlasti ka Eesti metsade kohta.
Kliimamuutustest tingitud mulla veesisalduse vähenemine suurenenud potentsiaalse
koguaurumise tõttu (Zare jt 2022, Ruosteenoja jt 2018) võib kuivendusmõju veelgi
võimendada, olenemata prognoositud suurenevast sademete koguhulgast. Põudade sagenemine
ning suurenenud põuastressi oht (Ruosteenoja jt 2018, Buras jt 2019, Toreti jt 2019, Horel jt
2022) võib viia olukorrani, kus vett tuleb hakata kuivendussüsteemides hoidma. Ka Eestis on
prognoositud, et põudade korral võib kuivendatud metsades muld kohati puistu kasvuks
liiga kuivaks muutuda (George jt 2020). Koos põudade sagenemisega on Eestisse ennustatud
ka sademete hulga suurenemist, sh tuleb arvestada tugevate vihmavalingute esinemise
tõenäosusega, mistõttu vajab täiendavat uurimist maaparandussüsteemide roll tekkiva liigvee
ärajuhtimises ja vee viibeaja reguleerimises ehk kuivendustegevuste kavandamine peab olema
kompleksne.
Põllumajandusmaa
Soomes on hinnatud, et drenaažisüsteemi korrashoid annab eeldatavalt lisasaaki 152–627 kg/ha
ning saagikus on 7–20% kõrgem. Toimiv drenaažkuivendus vähendab ka lämmastikuväetiste
väljakannet, kuna taimed suudavad lisatud väetist paremini ära kasutada kui niiskustingimused
on optimaalsed (Ovaska jt 2021). Riigikontrolli audit (Riigikontroll 2020) toob välja, et
põllumajandusmaadel ei ole siiski kõigi maaparandussüsteemide korrashoid mõistlik: “selleks
kuluks ebarealistlikult palju raha. Pealegi on Nõukogude ajal kuivendatud ka väheväärtuslikke
maid, millest ligi kolmandikku praegu ilmselt ei kuivendataks. Maaeluministeeriumi hinnangul
on nendest väheväärtuslikel maadel asuvatest süsteemidest kasutusest juba välja langenud u
100 000 ha.”
Turvasmullad on küll väärtuslikud teatud põllukultuuride kasvatamisel, kuid teisalt ollakse
omaaegse ulatusliku turvasmuldade kuivenduse tõttu jõutud olukorda, kus 1/3
põllumajanduslikus kasutuses olevatest turvasmuldadest ei olegi enam turvasmullad, vaid
vähemväärtuslikud mullad (Penu 2012). Turvasmuldadega maade kuivendamise lõpetamine ja
nende kasutamine püsirohumaana või vähemväärtuslike alade metsastamine võimaldaks
märkimisväärselt vähendada maakasutussektori kasvuhoonegaaside emissiooni. Põllu-
majanduse ja kalanduse valdkonna arengukavas aastani 2030 (PÕKA) eesmärgiks on hoida
kasutuses vähemalt miljon hektarit põllumajandusmaad (ibid). Eestis on põllumaad elaniku
kohta ligi kaks korda rohkem kui Euroopa Liidus keskmiselt (Kliimamuutustega kohanemise
arengukava aastani 2030). Põllumajanduse ja kalanduse valdkonna arengukavas (PÕKA) on
turvastunud ja turvasmuldade jätkuv harimine probleemina välja toodud ning rõhutatakse, et
maaparandustööde planeerimisel ja elluviimisel tuleb arvestada keskkonna- ja kliimaalaste
eesmärkidega. Miljon hektarit põllumajandusmaad ei tähenda üksnes põllumaad. Ka
märgalaviljelus, nt (märjaks) rohumaaks üleviimine, ei ole selle eesmärgiga vastuolus.
44
5.1.2. Maaparanduse vähendamine metsamaastikus
Parim võimalus kuivendussüsteemidest tulenevate negatiivsete keskkonnamõjude
vähendamiseks majandusmetsades on kuivendussüsteemi osaliselt või tervenisti
uuendamata või rekonstrueerimata jätmine ning vaid vajaduspõhise hooldamisega
piirdumine. Kuna kuivendusala mullavee seisundi ja kraavivõrgu kuivendusvõime mõju
hindamiseks puistu kasvule efektiivsed visuaalsed meetodid puuduvad (Sikström ja Hökkä
2016), on üsna keeruline kraavide korrastustööde tegelikku vajadust ja optimaalset aega
hinnata. Seetõttu on, vähemalt puistu seisukorrast lähtuvalt, kraavivõrgu uuendamis- ja
rekonstrueerimisvajadust tõenäoliselt üle hinnatud ning tegeliku vajaduse tingib hoopis
metsamaale rasketehnikaga ligipääsu parandamine. Kuivendussüsteemi vanusele ja kraavide
seisukorrale lisaks tuleks rekonstrueerimise vajaduse hindamisel arvestada kindlasti ka
kõrvalasuvate alade kaitseväärtust ja veekogumite seisundit.
Finér jt (2018) koostatud juhendi kohaselt tuleb enne kuivendussüsteemide korrastamist
kaaluda järgnevaid aspekte (vt ka joonis 9):
1) Kuivendussüsteemide mõjualas olevad veekogud/elupaigad
Enne korrastustöid tuleb hinnata suublate ning eesvoolude reostustundlikkust,
looduskaitseväärtusi (nt kaitsealuste või tundlike liikide elupaik) ning väärtuslike märgalade
(nt lamminiidud, madalsood, allikasood) ja muude veekogumite seisundit ja asukohta
kuivendusala suhtes. Kuivendussüsteemide korrastamist tuleb vältida aladel, kus see mõjutab
oluliselt põhjavee kvaliteeti. Lisaks ei ole see mõttekas aladel, mis on kasvuperioodil iga-
aastaselt pinnaveega üleujutatavad, kuna mõju veetasemele on marginaalne.
2) Esmakordse kuivenduse järgne puistu juurdekasv
Oluline aspekt, mida korrastamistöid kavandades arvestada, on esmakordne kuivenduse mõju
puistu tootlikkusele. Laurén jt (2021) koostasid mitmeid allikaid arvestades järgneva
kokkuvõtte kuivenduse ja veetaseme langetamise mõjust puistu kasvule:
• mõju on tugevam ning avaldub kiiremini toitainerikastel aladel;
• mõju on tugevam märjematel aladel võrreldes aladega, kus veetase on sügavamal;
• puistu kasv on korrelatsioonis hilissuvise veetasemega – juurdekasv on suurem aladel,
kus hilissuvine veetase on madalam;
• puistu kasv ei seostu kõrge veetasemega kevadel ja varasuvel;
• mõju ilmneb viibega – madal hilissuvine veetase suurendab juurdekasvu järgmisel
kasvuperioodil.
Soomes peab esmakordse kuivenduse järgne puistu juurdekasv ületama 1,5 m3/ha aastas, et
kraavide puhastamine loetaks mõttekaks. Enamasti ei kvalifitseeru selleks alad, kus puistu
kasvu limiteerivad muud faktorid, nt toitained või karm kliima. Eestis on minimaalse
kuivendusefektiivsusega aladeks angervaksa, karusambla, sinika ja raba kasvukoha-
tüübid. Ka tarna ja osja kasvukohatüüpides on kuivendusjärgne juurdekasvu
suurenemine olnud tagasihoidlik – 0,5–1,0 m3/ha aastas (Kollist 1976, Kaisel ja Kohv 2009).
Seega pole kraavide korrashoid otstarbekas kidura männiga rabades ega suhteliselt suure
juurdekasvuga metsades, kus veetase pole väga kõrge (rabastuvad ja soovikumetsad) või on
vesi liikuv, mineraalaineterikas ja puud sellega kohastunud, nagu sanglepalodus (Kollist 1976,
45
Kollist 1988, Kaisel ja Kohv 2009). Sanglepalodude säilitamisel on lisaks ka kõrge
elupaigaväärtus, mida kõdusookuusikud ei asenda (Remm jt 2013). Lisaks on näidatud, et sama
kasvukoha piires võib esmakordne kuivendus mõjutada eri liiki puude kasvu erinevalt. Pikk ja
Valk (1994) näitasid, et siirdesoo 56.–65. aastastes V boniteedi puistutes mõjutas siirdesoo
männikus kuivendamine puude kasvu paremini kui siirdesoo kaasikus ning puistute tagavarad
tõusid 16 aasta jooksul erinevalt, vastavalt 3,5 ja 1,6 korda.
3) Kraavide kuivendusvõime
Aja jooksul kraavide veejuhtivusvõime väheneb turbapinnase kokkuvajumise, taimestumise,
kraavinõlvade sissevajumise või erodeerunud pinnase kraavipõhja settimise tagajärjel.
Lähtudes vaid kraavide seisundist ning eeldusest, et saavutatud puistu juurdekasvu säilitamine
on sellega otseses seoses, on kraavide puhastamise vajadust suhteliselt kõrgeks hinnatud 25–
30 aastat ning väga kõrgeks 50 aastat pärast esmakordset kuivendust (Hökkä jt 2000).
Tegelikkuses võivad mullavee tingimused pärast kuivendust pikka aega optimaalsena püsida.
Näiteks leiti Lätis läbiviidud uuringus, et saavutatud puistu juurdekasv ei sõltunud ei kraavide
vanusest ega nende konditsioonist ning metsad säilitasid kõrge produktiivsuse ka kraavide
kehva seisukorra juures (Zālītis jt 2010). Seega võib vaid visuaalne kraavide veejuhtivusvõime
hindamine puhastamise vajadust tugevalt üle hinnata, seda eriti küpsetes metsades, kus puistu
ise mulla veetaset oluliselt reguleerib (Laine 1986, Lauhanen jt 1998, Sarkkola jt 2012). Kui
veetase kasvuperioodil on juba piisavalt madal (35–40 cm maapinnast), ei paranda kraavide
puhastamine puistu kasvu (Sarkkola jt 2012). Sageli ei ole ka kogu kuivendusvõrk optimaalselt
planeeritud. Põhja-Rootsi uuringus, kus LIDAR-it kasutades kaardistati olemasolevad kraavid
ning kraavi valgalast tulenevalt mudeldati nende veejuhtivusvõimet, selgus et 17% kraavidest
olid kaevatud hästi vett juhtivatesse muldadesse ning 25–51% kraavidest ei juhtinud vett ka
suurvee ajal nende väikese valgala tõttu (mitte nende halva seisundi tõttu), mistõttu nende
kraavide puhastamiseks vajadus puudus (Hasselquist jt 2018). Seega tuleb enne
kuivendussüsteemi korrastamise vajaduse üle otsustamist kindlaks teha mulla veetase ja
veejuhtimisvõime ning mõõta ja mudeldada kraavide veejuhtivusvõimet.
4) Puistu ja selle majandamine bioloogilise kuivendajana
Praegu põhineb rekonstrueeritavate ja uuendatavate kraavivõrkude valik nende seisukorral ja
vanusel. Samas on näidatud, et puistu stabiilse juurdekasvu tagamiseks ei ole kraavide
puhastamine alati vajalik, isegi juhul kui need on vanad ja ummistunud, kuna puistu
koguaurumisel on oluline kuivendav mõju (Sarkkola jt 2013). Oluline on, et kraave puhastataks
vaid nendel aladel, kus sellel tegevusel on puude kasvule niivõrd positiivne mõju, et tööd oleks
selgelt majanduslikult tasuvad (Sarkkola jt 2012). See võimaldaks metsade kuluefektiivsemat
majandamist, vähendaks allavoolu jäävate veekogude reostuskoormust ning metsaelustiku
häirimist (vt täpsemalt ptk 5.1.).
46
Joonis 9. Põhimõtteline otsustuspuu metsakuivendussüsteemi uuendamis-, rekonstrueerimis- ja
hooldussobivuse hindamiseks (kokkuvõtvalt korrastamine). Kohaldatud Finér jt 2018 järgi. kkt –
kasvukohatüüp. Leevendusmeetmed on toodud joonisel 11.
47
5.1.3. Maaparanduse vähendamine põllumajandusmaastikus
Põllumajandusmaastiku kraavide korrastamise vajadus väheneb, kui kraavide kallastel kasvab
puid ja kraavidel on paraboolne läbilõige (Lamsodis jt 2006). Nii väheneb setete kuhjumise
kiirus ja kaob vajadus kallaste niitmiseks. Lisaks stabiliseerivad puud oma juurestikuga kaldaid
(joonis 10) aidates erosiooni vältida ning vähendades toitainete sissekannet valgalalt. Kasak ja
Piirimäe (2019) soovitavad keskkonnahoiu eesmärgil kallastel kasvavaid kaski, kuuski, leppi
ja teisi puuliike võimalusel säästa ning puid kallastel võimalikult vähe raiuda ning teha vaid
sanitaar-valikraiet. Puud reguleerivad ka veekogude temperatuurirežiimi ja mitmekesistavad
mikroelupaiku, samuti on lehevaris oluliseks toiduallikaks mitmetele veeselgrootutele.
Joonis 10. Jänijõe puhasta-
misel jäeti osa puudest
kraavikaldaile kasvama, mis
aitab veekogu temperatuuri-
režiimi reguleerida ning
kaldaid stabiliseerida (Kasak
ja Piirimäe 2019).
48
5.2. Leevendusmeetmed
Juhendis käsitletavad leevendusmeetmed hõlmavad endas veekaitsemeetmeid nii hajureostuse
vähendamiseks ja kinnipüüdmiseks kui ka spetsiaalseid meetmeid elustiku toetamiseks
maaparandusest mõjutatud metsa- või põllumaastikel ja eesvooludes (joonis 11). Veekaitse-
meetmeid tuleb kasutada kõigil maaparandusobjektidel. Isegi kui eesvoolust suubuv toitainete
voog ei põhjusta jõe või järve seisundi olulist halvenemist, kandub reostus rannikumerre, kus
erinevatest allikatest pärit toitained akumuleeruvad. Ka korrastustöödele eelnevat vähest
toitainete voogu maaparandusobjektilt ei saa veekaitsemeetmete rakendamata jätmise
põhjuseks pidada, kuna maakasutus võib aja jooksul intensiivistuda, sh toimivate
kuivendussüsteemide tõttu. Kuna keskkonnarajatised ei püüa kinni kogu reostuskoormust, on
oluline minimeerida toitainete ja muu reostuse jõudmist kuivendussüsteemi (vt ptk 5.1.2. ja
5.1.3.). Leevendusmeetmed ning rajamissoovitused on toodud ka lisades 2 ja 3.
Joonis 11. Ülevaatlik skeem leevendusmeetmetest põllu- ja metsamaal. Kokkuvõtvad tabelid
leevendusmeetmete ja nende rakendamise kohta on toodud lisades 2 ja 3.
49
5.2.1. Veekaitsemeetmed sette- ja toitainekoormuse vähendamiseks
Settebasseinid ja -süvendid (sedimentation ponds, sedimentation pits)
Settebassein (ka settetiik) on rajatis, mida kasutatakse vee voolu aeglustamiseks ja vees oleva
heljumi sadestamiseks basseini põhja, enne selle suublasse kandumist (joonis 12).
Settesüvendid on kuivenduskraavide põhjas olevad väikesed nõod (1–2 m3), mis on rajatud
erodeerunud pinnase kinni püüdmiseks (Haahti jt 2018). Soome metsakuivenduses rajatakse
tavaliselt settesüvendeid kvartalisisestele kraavidele, suuremaid settebasseine aga
väljavooludele (Finér jt 2018).
Joonis 12. Settebasseini skeem (kohandatud Finér jt 2018 järgi), foto 20-aastasest settebasseinist
Soomes (paremal üleval, Finér jt 2020) ning näiteid settebasseinidest Eestis (all; fotod M. Vaikre ja L.
Remm).
Mille või kelle jaoks rakendatakse
Settebasseinid rajatakse maaparandusest tuleneva heljumi kinnipidamiseks ja sette
talletamiseks, et kaitsta kraavivõrguga ühenduses olevate veekogude vee kvaliteeti ja elustikku
(Pavey jt 2007, Nieminen jt 2018a). Vesi juhitakse enne lähedalasuvasse veekogusse
suubumist läbi settebasseini, kus veevoolu aeglustudes toimub heljuvate osakeste settimine
(Joensuu 2002).
Tõhusus
Settebasseinid on kõige sagedamini kasutatavad veekaitserajatised kuivendatud aladel.
Heljumi settimine settebasseinides oleneb sissekanduvate setete hulgast, osakeste suurusest
50
ning veeviibeajast basseinis, mis omakorda sõltub settebasseini mahu ja vooluhulga suhtest
(Trettin jt 1999). Vooluhulga lähendusena on kasutatud valgala suurust. Settebasseinide
tõhusus on väga varieeruv. Erinevate uuringute kohaselt võib settebassein vees olevate tahkete
aineosakeste sisaldust vähendada 30–56% (Kløve 1997, Trettin jt 1999, Joensuu 2002).
Rohkem kui 50% heljumi kinnipüüdmiseks tuleks rajada aga väga suuri settebasseine (> 400
m3; Finér jt 2018).
Settebasseinid on tõhusamad raskemate mineraalsete osakeste kinnipüüdmisel. Aladel, kus
domineerivaks mullatüübiks on huumusrikas turvas, muda, liiv või üleüldine veega kanduvate
tahkete ainete suur hulk ning väike veevool, jääb suur osa setteid basseini pidama (Trettin jt
1999). Kui aga setteosakesed on väikesed, nt hästilagunenud turvas või peenmuda, ei pruugi
need basseinis settida või uhutakse sealt välja (Kløve 2000, Trettin jt 1999, Kalvite jt 2019).
Mida pikem on vee viibeaeg basseinis, seda peenem fraktsioon settib. Peened saviosakesed
settivad vaid suuremamõõtmelisteks osadeks agregeerudes (Timmusk 2007). Settebasseinid
võivad olla suhteliselt tõhusad, kui need on projekteeritud vastavalt mullatüübile, valgala
suurusele (mitte suurem kui 40–50 ha) ja kuivendusala hüdroloogilistele omadustele, võttes
mh arvesse kevadist suurvee hulka (Lappalainen 2008, Finér jt 2020).
Settebasseinide toimimine sõltub sette kogusest basseinis. Kõige efektiivsemalt toimivad
basseinid kuni 40% ulatuses täitumiseni (Es-Salhi jt 2013). Mida kauem on viimasest
puhastamisest aega möödunud, seda ebaefektiivsemalt bassein settepüüdjana toimib (Trettin jt
1999). Setetega täitumise aeg sõltub suurel määral konkreetsest basseinist. Nii leiti Soomes
tehtud uuringus, et 20-st basseinist 2–4 vajasid puhastamist juba esimesel aastal pärast rajamist.
Eestis vaadeldud 23-st erineva vanusega (rajatud aastatel 2006–2018) settebasseinist 14 olid
settega täitunud üle 50%, millest omakorda 11 olid täitunud 100%, mitte ühelgi korral polnud
settebassein tühi (Must 2022). Varieeruvust settebasseinide täitumisel seletavad
kuivendussüsteemi suurus ning basseini ruumala, samuti heljumi hulk sissevoolus ning
maksimaalne juurdevool (Joensuu 2002). Efektiivseks toimimiseks tuleks settebasseine
regulaarselt seirata ja vajadusel neid veevaesel ajal puhastada. Kindlasti tuleb settebasseine
puhastada aga enne ja pärast iga kraavivõrgustiku korrastamist (GEMTEC 1993, Es-Salhi jt
2013). Soomes läbiviidud uuringust selgus, et kergesti erodeeruva pinnasega aladele rajatud
settebasseinid ei taganud allavoolu paiknevate ojade bioloogilise mitmekesisuse kaitset,
mistõttu tuleb nende ökosüsteemide säilimiseks ja tõhusaks kaitseks valgala kõrge
erosiooniriskiga osad kuivendamata jätta ning kuivendatud aladel tõhusamaid
leevendusmeetmeid kasutada (Vuori ja Joensuu 1996).
Puudused
Settebasseinid toimivad üksnes settekoormuse vähendajate, mitte aga vees lahustunud
toitainete kinnipüüdjatena (Joensuu 2002). Seejuures on settebasseinid eriti tõhusad just
jämedafraktsioonilise liiva (Ø > 0,63 mm) kinni püüdmiseks (Finér jt 2018). Peene struktuuriga
heljumi (Ø < 0,063 mm) settimiskiirus on aeglane ning selle settimiseks läheks vaja
ebapraktiliselt suuri basseine, kuid ka nende tõhusus ei pruugi olla piisav (Joensuu jt 1999,
Nieminen jt 2018a).
Settebasseini tõhusus taimetoitainete kinnipidamisel sõltub pinnaseosakestega seotud
toitainetest, kuid üldiselt on tõhusus madal. Settebasseinis, kus on lühike viibeaeg, aeroobne
51
keskkond ja puudub taimestik, ei vähene lahustunud nitraat- ja fosfaatioonide kontsentratsioon.
Näiteks Soomes on leitud, et settebassein vähendas üldfosfori ja fosfaatfosfori sisaldust vaid
6%, üldlämmastiku ja nitraatlämmastiku sisaldust kõigest 3% ning ammooniumlämmastiku
sisaldust 7% (Häikiö jt 1998).
Settebasseinide rajamine erosioonitundlikele muldadele (sh hästilagunenud turvas, peenliiv,
aleuriit) võib settekoormust nende ehitamise ajal ning järgneval aastal hoopis suurendada
(Kalvite jt 2017, Haahti jt 2018, Nieminen jt 2018a). Vahetult pärast settebasseinide rajamist
on taimestumata nõlvade tõttu veesisese heljumi kontsentratsioon suurem (Joensuu 2002).
Tavaliselt teisel rajamisjärgsel aastal nõlvad stabiliseeruvad (nt pinnase tihenemise, taimestiku
kasvu tõttu), mistõttu tuleb settebasseinid rajada vähemalt aasta enne kraavide puhastamist
(Kalvite jt 2017). Taimestumise kiirendamiseks võib nõlvu ka hüdrokülviga taimestada.
Settebasseine tuleb tõhusa toimimise tagamiseks iga-aastaselt seirata ja vajadusel puhastada
(Joensuu 2002). Puhastamise kulud sõltuvad settebasseini suurusest ning vajalikust tehnikast
(Timmusk 2022). Majandatavates metsades on settereostuse eemaldamise kulud
settebasseinide kasutamise ja kraavivõrgu puhastamise näol oluliselt suuremad kui
valgpuhastusalasid kasutades. Seetõttu soovitatakse kuivendatud turvastunud või
turvasmullaga metsaaladel settebasseinide asemel kasutada veekaitsemeetmena valgpuhastus-
alasid (Miettinen jt 2020b, Timmusk 2022).
Sarnaselt puhastuslodude ja tehismärgaladega võivad settebasseinid olla suvekuudel (juulist-
augustini) olulisteks kasvuhoonegaaside (CH4, CO2, N2O) emiteerijaiks. CH4 ja CO2
heitkogused suurenevad kõrgemate C, N ja P kontsentratsioonide juures, samuti settebasseini
väiksema pindala ja järsema kalda kaldenurga korral. Settebasseini pindala suurenedes ja kalda
kaldenurga vähenedes CH4 ja CO2 heitkogused vähenevad (Peacock jt 2021).
Settesüvendeid ei peeta eriti efektiivseks sette püüdmise meetmeks, kuna oma väikeste
mõõtmete tõttu (vaid kuni paar m2), on nende sette talletusvõime väga piiratud, lisaks on
arvatud, et suurvee ajal võib heljum neist kergesti välja uhtuda ning settereostus periooditi isegi
suureneda (Finér jt 2020). Samas võivad nad olla tõhusad kraavipõhja erosioonist tuleneva
heljumi kinni pidamiseks, eriti, kui mitu süvendit järjestikku rajada. Ajapikku sängi nõlva
stabiliseerudes ja taimestudes väheneb ka setete liikumine (Timmusk 2022).
Lisaväärtused elustikule
Settebasseinide elustikku on suhteliselt vähe uuritud, kuid mõningaid uuringuid leidub
maanteeäärsete settebasseinide selgrootute koosluste ja kahepaiksete kohta (nt Johansen 2013,
Sun jt 2018, Meland jt 2019) ning on leitud, et kõrete restuskoormuste tõttu asustavad neid
peamiselt vähetundlikud liigid. Maaparanduse settetiikides pole mürkkemikaalid ilmselt
selliseks ohuks kui maantee settebasseinides, uurimist vajaks, kuidas mõjutavad elustikku
sissekanduvad toiteained, setted ja pestitsiidid. Elustiku koosseisu määrab ka basseini suurus
ja sügavus, kalda nõlvus (madalaveelise veeala osakaal), samuti (vee)taimestiku olemasolu
ning tiikide regulaarne puhastamine. Et muuta settebasseinid elurikkamaks, tuleks luua neile
madalaveeline (< 0,5 m) osa. Lihtsaim lahendus oleks settebasseini lõppu rajada mõne meetri
pikkune lauge nõlvaga lõik, mille laius on sama kui basseinil.
52
Eesti praktika
Settebasseinid on kõige sagedamini kasutatavad veekaitserajatised Eestis. Maaparandus-
süsteemide registri andmetel on neid 17.11.2023 seisuga rajatud 1509. Settesüvendeid Eestis
üldjuhul ei kasutata, kuid kuivendussüsteemide rekonstrueerimise käigus on rajatud
minimaalsete mõõtmetega settebasseine e tehnoloogilisi settebasseine (joonis 13;
projekteerimisnormis selline mõiste puudub), mille peamiseks funktsiooniks on ehituse ajal
tekkiva sette kinnipidamine. Tõenäoliselt püüavad sellised rajatised kinni eeskätt mööda põhja
liikuvat heljumit ja suspensioonina liikuvast heljumist suurema fraktsiooni (Timmusk 2022).
Joonis 13. Tehnoloogiline
settebassein Tartumaal
Läänistes. Foto M. Vaikre.
Soovitused rakendamiseks
Kuni 2019. aastani projekteeritud settebasseinid ei ole enamasti vooluhulkade alusel
dimensioneeritud (Timmusk 2022), on sageli väikesed ja/või järsukaldalised ega toimi vees
lahustunud toitainete kinnipüüdjatena, oleks võimalik neid tõhusamaks muuta nende kaldaid
laugemaks muutes, neid puittõkestitega tõhustades (vt puittõkestid settebasseinides),
puhastuslodudega kombineerides või nende asemele puhastuslodusid või valgpuhastusalasid
rajades (vt valgpuhastusala rakendussoovitusi). Aladele, kus on ülekaalus möll, savi või
hästilagunenud turvasmullad, võiks settebasseinide asemel rajada valgpuhastusalasid. Lisaks
on näidatud, et settebasseinide kombineerimisel suurvee äravoolu kontrollsüsteemi,
puittõkestite, kraavide puhverribade või kraavide osalise korrastamata jätmisega, on võimalik
setteid efektiivsemalt kinni pidada kui üksnes settebasseine kasutades (Kalvite jt 2017, Kalvite
jt 2019, Lizotte ja Locke 2018, Vuori jt 2021). Settebasseini muutmisel tõhusamaks
veepuhastamise mõttes ja sobivamaks elupaigaks märgalaelustikule, tuleks selle allavoolu jääv
osa laugenõlvalise (taimestunud) laiendina (puhastusloduna) kujundada.
Settebassein tuleb rajada nii, et vesi juhitakse sellesse ainult ühest suunast, st basseini ei tohi
paigutada mitme kraavi ristumiskohta (Finér jt 2020). Kujult peavad basseinid olema ovaalsed
(mitte ristkülikukujulised) ja võimalikult laugete nõlvadega (nõlvus 1:3), et vähendada nõlvade
erosiooni ja tagada madalaveelise kaldaala teke. Settebasseini tõhususe suurendamiseks peaks
selle suurus olema selline, et keskmise vooluhulga korral on vee viibeaeg 1–2 ööpäeva ja
keskmise maksimaalse vooluhulga korral 2–5 tundi (Timmusk 2022). Kui vooluhulgad ei ole
teada, siis lauge kaldakalde saavutamiseks ja tiigi tõhusaks toimimiseks peaks selle suurus
olema 8 m2/ha, pikkuse–laiuse suhtega 1:3. Settebasseini asukoha valikul tuleb vältida kergelt
erodeeruvaid muldi või regulaarselt üleujutatavaid alasid, vältimaks settebasseini seinte
53
sissevarisemist, mis omakorda suurendab settekoormust ja vajadust basseini sagedamini
setetest puhastada.
Settebasseinid tuleks rajada eesvoolu suubuvatele kraavidele, mitte eesvoolule, et püüda
heljum kinni enne selle eesvoolu jõudmist. Eesvoolus on suurem vooluhulk ja sageli ka kiirem
vool, mistõttu on setitamine keerukam. Settebasseini maksimaalne sügavus võib olla
vahemikus 0,5–1,0 m, kusjuures turbulentsi vähendamiseks peaks basseini põhi ülesvoolu
suunas järk-järgult süvenema (Talpsep jt 2012, Finér jt 2018, 2020, Haahti jt 2018). Oluline
on, et settebasseinide rajamine toimuks aasta enne kraavivõrgu korrastustööde algust. Setetest
puhastamiseks on sobivaim aeg hilissuvisel või varasügisesel madalveeperioodil (augustist-
septembri lõpuni). Kevadel, samuti juunis-juulis või ka talvel, kahjustab see tegevus vee-
elustikku kõige enam.
Suurvee äravoolu kontrollsüsteemid (peak runoff control structure)
Suurvee äravoolu kontrollsüsteem on veekaitserajatis suurte sadudega tekkiva või kevadise
suurvee reguleerimiseks (Joensuu 2002, Marttila jt 2008). See koosneb kraavidele
projekteeritud paisust ning (sette)tiikidest/laienditest, kus vee väljavoolu ja selle kiirust
kontrollitakse torude abil (joonis 14). Ummistuste vältimiseks painutatakse sissevoolu kraavist
algava alumise toru ots vee alla ning selle kohale paigutatakse lisatoru, et vältida alumise toru
külmumisest tekkivat paisutust.
Joonis 14. Suurvee äravoolu kontrollsüsteemi kahe toruga väljalaskeava (ülemine) ja süsteemi skeem
(alumine; Finér jt 2018, 2020).
54
Mille või kelle jaoks rakendatakse
Suurvee äravoolu kontrollsüsteemi eesmärgiks on vähendada suurvee hulka ja selle äravoolu
kiirust, talletades vett ajutiselt kraavivõrgus ning takistada seeläbi kraavipõhja erosiooni.
Veevoolu aeglustumise ning heljumi ja sellega seotud toitainete settimisefektiivsuse
suurendamisega aitavad nad vähendada settereostust kuivendussüsteemidest allavoolu
asuvates veekogudes ning on kasutust leidnud nii kuivendatud metsades (Amatya jt 2003,
Marttila ja Kløve 2010a) kui turbakaevandustes (Kløve 2000, Marttila ja Kløve 2009).
Tõhusus
Soomes on leitud, et suurvee äravoolu kontrollsüsteem toimib tõhusa veekaitsemeetmena,
pidades kinni 86% sissetulevast heljumist, 67% seotud fosforist ja 65% lämmastikust (Marttila
ja Kløve 2010a). Läti uuringus, kus pilootprojekti käigus rajati neli suurvee äravoolu
kontrollsüsteemi (koosnesid 600 m2 suurusest settetiigist ning reguleerivate torudega paisust),
leiti, et need pidasid kinni 65% kraavide puhastamise käigus tekkinud setetest, kuid vees
lahustunud toitainete (N-NH4 +, N-NO3
-, P-PO4 3-, DOC) kinnipidamine oli väga väikeste
toitainekoormuste tõttu marginaalne (Klavina ja Klavins 2022). Suurvee ärajuhtimist
reguleeriv süsteem toimib paremini suuremate äravoolu maksimumide juures ning võib
äravoolu maksimume vähendada 10–73% (ehk 5–58 l/s/km2). Süsteem suurendab veeviibeaega
kraavivõrgus keskmiselt 2–9 tundi ning võib pikendada suurvee kestvust 2–17 tunni võrra.
Tõhusus sõltub valgala topograafiast (langust) ja veemahutavusest, süsteemi enda mõõtmetest
ja asukohast ning äravoolu hulgast (Marttila jt 2010).
Süsteemi rajamiseks vajatav maa-ala ei ole suurem kui settebasseinide puhul, selle rajamine on
odav ning kuivendussüsteemi korrastustöödega kergesti integreeritav. Lisaks on veetaseme
mõõtmised näidanud, et vee talletamine suurvee äravoolu kontrollsüsteemis ei tõsta
turvasmuldade veetaset (Marttila ja Kløve 2010a). Suure settekoormusega aladel oleks
mõttekas rajada süsteemid koos settebasseinidega, et setete kinnipidamist veelgi suurendada.
Pealevoolava vee hulka reguleerides tõstavad süsteemid ka teiste veekaitsemeetmete nt
valgpuhastusalade tõhusust, mis suurveega ja suurte sadudega väheneb.
Puudused
Suurvee äravoolu kontrollsüsteem ei ole efektiivne vees lahustunud ainete kinnipüüdmisel,
seega ei tohiks see olla ainuke rajatav veekaitsemeede kuivendusalal, kus lahustunud
ainete hulk väljavoolus on kõrge (Finér jt 2018). Samuti on nende efektiivsus väiksem
suuremate valgalade (> 10 ha) ning langude korral (Hökkä jt 2011, Haahti jt 2018). Süsteemi
konstruktsioonide pikaajalist toimimist võib mõjutada torude ummistumine, mistõttu tuleb neid
seirata ja vajadusel setted ja takistused eemaldada (eelkõige vahetult pärast kraavivõrgustiku
korrastamist ning ekstreemseid sadusid; Marttila ja Kløve 2010a, Finér jt 2020). Ummistumist
aitab vältida sissevoolutoru suudme suunamine allapoole või ka filtrite paigaldamine.
Lisaväärtus elustikule
Paisu ette tekkinud veekogud või süvendid võivad pakkuda elupaika vee-elustikule, kuid
täpsemad uuringud selle kohta puuduvad.
55
Soovitused rakendamiseks
Suurvee äravoolu kontrollsüsteem tuleb rajada enne kraavide puhastamist. Paisu rajamisel
tuleks eelistada turvast (Marttila 2010) ning kergelt erodeeruvate muldade korral tuua sobiv
materjal väljastpoolt kohale. Kontrollsüsteemi asukoha valikul on oluline, et konstruktsiooni
tõkestav mõju avalduks võimalikult suurele osale puhastatud kraavivõrgule ning et paisu ees
oleks piisavalt ruumi sinna kogunevale veele. Kõige efektiivsemalt töötab suurvee äravoolu
kontrollsüsteem kogujakraavidel ja nende ristumiskohtades (Joensuu jt 2012, Finér jt 2020).
Samuti võib sedalaadi süsteeme rajada olemasolevatele settebasseinidele nende tõhususe
suurendamiseks (Kløve 2000).
Äravoolu reguleerivate torude läbimõõdu valikul tuleb lähtuda kuivendussüsteemi valgala
suurusest. Soomes on kohalikele oludele vastavalt töötatud välja nomogrammid, mille abil
leitakse valgala suurusele vastavad torude läbimõõdud. Näiteks 10 ha valgala puhul peaks
torude diameeter olema 16 cm (Finér jt 2020). Liiga väikese läbimõõduga toru takistab vee
liikumist kuivendussüsteemis, liiga suure läbimõõduga toru korral võib süsteemi tõhusus
langeda (Finér jt 2018).
Valgpuhastusalad ehk valgväljakud (overland flow fields, overland flow areas)
Valgpuhastusalad ehk valgväljakud on looduslikud või taastatud märgalad maismaa- ja
veekeskkonna vahel (Walton jt 2020) millest (enne looduslikku veekokku voolamist) juhitakse
läbi kuivenduskraavidest või drenaažisüsteemist pärinev vesi. See tähendab, et kraavid ei läbi
valgpuhastusala vaid suubuvad sellesse (joonis 15). Metsaga kaetud valgaladele rajatakse
valgpuhastusalad kuivendatud metsamaa ja kraavivõrgust vett vastuvõtva veekogu (eesvoolu)
vahele, et parandada looduslikku veekokku voolava vee kvaliteeti (Hynninen 2011).
Turvasmuldadel kasutatakse valgpuhastusaladena nii looduslikke kui taastatud hüdroloogiaga
sooalasid (Nieminen jt 2005a, Päivänen ja Hånell 2012). Põllumajandusmaastikes aga
looduslikke või taastatud luha- ja lammialasid (Jabłońska jt 2020).
Joonis 15. Valgpuhastusala
sissevool Põhja-Soomes
(Finér jt 2018).
Mille või kelle jaoks rakendatakse
Suurepindalalisi valgpuhastusalasid kasutatakse kuivendussüsteemidest pärineva vee
heljumosakeste, fosfori, lämmastiku (sh anorgaanilise lämmastiku), rauaühendite aga ka
pestitsiidide eemaldamiseks (Koskiaho ja Puustinen 2005, Heikkinen jt 2018, Jabłońska jt
2020, Miettinen jt 2020a).
Tõhusus
Suurepindalalised valgpuhastusalad eemaldavad efektiivselt nii põllumajandusest pärinevat
hajureostust (Walton jt 2020) kui kraavitatud metsaaladelt pärinevaid setteid ja vees lahustunud
toitaineid (Silvan jt 2004). Valgpuhastusalad on efektiivsed, kui nende pindala moodustab
vähemalt 0,5–1% ülesvoolu paikneva valgala suurusest (Sallantaus jt 1998, Nieminen jt 2005a,
Vikman jt 2010, Väänänen jt 2008). Valgpuhastusalad, mis moodustavad > 1% valgala
pindalast võivad talletad > 70% heljumi kogustest (Nieminen jt 2005b) ja 100% fosforist
(Väänänen jt 2008). Keskmise suurusega valgpuhastusaladel (0,15–0,23% valgala pindalast)
on heljumi kinnipidamise tõhusus 50–60% ja fosforil 94%, samas valgpuhastusaladel, mille
pindala < 0,1% valgala pindalast, heljumi vähenemist ei täheldatud (Nieminen jt 2005b), küll
aga talletasid need 24–95% ulatuses fosforit (Väänänen jt 2008). Ka nitraatide
akumuleerumisel olid kõige tõhusamad (93–100%) suurema pindalaga (> 1% valgala
suurusest) ja laiemad > 100 m valgpuhastusalad milles puudusid nähtavad voolukanalid, samas
kui väiksema pindalaga (< 1% valgalast) ja kuni 30 m laiuste valgpuhastusalade
akumuleerimisvõime oli alla 16% (Vikman jt 2010).
Oluline on, et valgpuhastusala läbiv vesi ei moodustaks sinna kitsaid voolukanaleid, mistõttu
vesi ei läbi valgväljakut ühtlaselt ning tingimused heljumi ja fosfori talletamiseks muutuvad
ebasoodsaks (Väänänen jt 2008). Vee ühtlasel jaotumisel voolukiirus aeglustub ning vee
viibeaeg ning kontakt taimestiku ja setetega pikeneb, mistõttu on ainete neeldumis- ja
settimisprotsessid tõhusamad (Nieminen jt 2005a, Väänänen jt 2006). Vee vooluteekonna
pikendamine suurendab ka biokile pindala (vetikate ja mikroorganismide kooslus), mille kaudu
eemaldatakse veest anorgaanilist lämmastikku (Heikkinen jt 2018).
Valgpuhastusalade suhteline suurus on ka lahustunud toitainete tõhusa akumuleerumise
eelduseks. Suurel pindalal ja suurema taimestiku katvuse juures on suhteline toitainete
koormus väiksem ja toitainete talletamise tõenäosus suurem (Nieminen jt 2005a). Suured
sooalad ja lodud on efektiivsemad toitainete sidujad kui kitsad kaldaäärsed puhverribad (Fisher
ja Acreman 2004). Samuti on näidatud, et suured lammialad suudavad siduda 100%
põllumajandusest tulenevast heljumist ning fosfori ja lämmastiku reostusest (Chescheir jt 1987,
Jabłońska jt 2020). Kui valgpuhastusaladel jaotus vesi ühtlaselt ja puudusid
möödavoolukanalid, siis toimus heljumi, fosfori, lämmastiku ja rauaühendite talletamine ka
talvel, kuigi külmumisvabal ajal on talletamisefektiivsus siiski suurem (Heikkinen jt 2018).
Metsakuivenduses peetakse valgpuhastusalasid praegu kõige tõhusamateks
veekaitsestruktuurideks (Nieminen jt 2018a), kuid selleks on vaja suhteliselt suuri alasid
(Nieminen jt 2005a). Turbaaladel toimivad, vee puhastamise seisukohast, kõige tõhusamalt
valgpuhastusalad, millel on looduslike turbaaladega sarnased omadused (sh taimestik; Postila
jt 2014). Tahkete osakeste ja fosfori talletamine suureneb koos kuivendussüsteemidest
57
pärineva vee ning märgaladel kasvava sambla ja turba pinnasekihtide vahelise kontakti
suurenemisega (Heikkinen jt 1995, 2018). Fosfori sidumine turbas on tõhusaim aeroobsetes
tingimustes (peamiselt 0–15 cm turbahorisondis); anaeroobsetes tingimustes vees lahustunud
fosfori kontsentratsioon aga tõuseb (Heikkinen jt 1995), seetõttu on fosfori talletamine väiksem
madalama pH-ga muldade ja turbasammalde domineerimise korral. Kuivendamata
turbaaladele rajatud valgpuhastusalad on täheldatud kogu- ja anorgaanilise fosfori vähenemist
40–55% (Heikkinen jt 2002, Kløve jt 2012). Mõnel juhul on valgpuhastusalad, esimestel
aastatel pärast rajamist, olnud fosfori allikaks, kuid seejärel hakanud fosforit talletama (Postila
jt 2014). Toitainerikka ja tiheda puistuga kaetud kuivendatud turbaalade valgpuhastusaladeks
taastamisel on anorgaanilise lämmastiku leostumine suurem kui toitainevaese ja hõreda
puistuga kaetud aladel (Koskinen jt 2011).
Puudused
Kui valgpuhastusalale jääb toimivaid (kinniajamata) kraave, siis suurendavad need vee
ebaühtlast jaotumist ja vee voolukiirust. Suure voolukiiruse juures on aga vee kontakt
turbakihi, sambla ja soontaimedega limiteeritud, samuti lüheneb sellistes tingimustes aeg, mis
on vajalik vee erinevateks puhastumisprotsessideks (sh settimiseks, nitrifikatsiooniks,
denitrifikatsiooniks; Heikkinen jt 2018).
Kui valgpuhastusalaks kavandatav ala paikneb väga tasasel maastikul, võib kraavide
blokeerimise ja täitmisega kaasneda üleujutusrisk, seda kuni paarisaja meetrini ülesvoolu
(Finér jt 2018). Valgväljakute planeerimist tuleks vältida ka järskudele nõlvadele, kuna
uhterosiooni (rill erosion) tõttu võivad alale tekkivad voolukanalid vähendada vee viibeaega
valgpuhastusalal ja sedakaudu ka selle toimimise tõhusust (Vought jt 1994). Erineva languga
valgpuhastusalade efektiivsuse uuringus näidati, et kui need olid rajatud aladele languga 0,4%
kuni 1,5% (kaldenurk 0,23º–0,86º), oli nende toimimisefektiivsus võrdne, kuid liiga
järsunõlvalistel ja ka liiga tasastel aladel efektiivsus vähenes (Postila 2007).
Valgpuhastusaladel, mille pindala moodustab < 1% valgalast ja laius alla 30 m, on lämmastiku
ja fosfori akumuleerimisvõime üsna madal (Vikman jt 2010, Väänänen jt 2008), seda eriti
suurte koormuste korral (Liljaniemi jt 2003), mistõttu pole selliste väikeste ja kitsaste alade
rajamine põhjendatud (Hynninen jt 2010).
Soovitused rakendamiseks
Looduslike sooalade ja ohustatud märgala kasvukohatüüpide kasutamist valgpuhastusaladena
tuleb vältida, kuna toitainete ja setete juurdevoolu tõttu muutub oluliselt nende alade taimestik
(Hynninen jt 2011). Kuivendatud turbaalade taastamisel (kraavide täitmine, tammitamine) ja
valgpuhastusaladena kasutuselevõtmisel tuleb eelistada toitainevaese pinnase ja hõreda
puistuga alasid, kuna toitainerikka ja tiheda puistuga turbaaladel on taastamisjärgselt
täheldatud anorgaanilise lämmastiku leostumist (Koskinen jt 2011). Lisaks ei tasu
valgpuhastusalasid rajada tiheda puistuga turbaaladele, kuna sellistel aladel on turba aktiivse
veejuhtivusega kiht alla 20 cm, ilma puistuta aladel võib see olla aga kuni 70 cm (Postila jt
2015).
Valgpuhastusalasid võiks eelkõige rajada kuivendatud turvastunud või turvasmullaga
metsaaladele, kus heljumi kogus on suur ning settetiigid sellise heljumi püüdmisel ei toimi
58
(Timmusk 2022). Valgpuhastusalad kujundatakse kuivendatud metsa- või põllumaa ja
kraavivõrgust vett vastuvõtva veekogu (eesvoolu) vahele. Valgpuhastusala rajamiseks
blokeeritakse olemasolevad kogujakraavid pinnasega ning vesi suunatakse passiivselt või
vajadusel sissevoolukraavi kasutades, valgpuhastusalale. Valgpuhastusala toimimisel on väga
oluline, et vesi leviks ühtlaselt üle kogu ala. Vajadusel saab vee ühtlast jaotumist reguleerida
sissevoolukraavist lähtuvate madalate ja kahvlitaoliselt hargnevate vagukraavidega (Finér jt
2020).
Valgpuhastusalade pindala peab moodustama vähemalt 0,5–1% valgala suurusest ja olema
vähemalt 100 m laiune. Põllumajandusmaastikes toimivad valgpuhastusaladena kõige
efektiivsemalt luha- ja lammialad (niidud). Suured sooalad, lodud ja luhaniidud toimivad
efektiivsemalt toitainete sidujatena kui kitsad kaldaäärsed puhveralad. Mida enam sarnaneb
valgpuhastusalaks taastatud sooala looduslikule alale (nt puittaimestik hõre või puudub,
pinnataimestikus valdavalt tarnad ja turbasamblad), seda tõhusamalt see toimib. Luha- ja
lamminiitude tõhusamaks toimimiseks soovitatakse neid regulaarselt niita ja niide alalt
koristada (Jabłońska jt 2020).
Tehismärgalad (sh puhastuslodud ja avaveelised tehismärgalad: constructed wetlands)
Tehismärgalad on inimese poolt kavandatud ja rajatud mitmekesise veetaimestiku ja -
loomastikuga märgalad või märgala kompleksid, mis jäljendavad looduslikke märgalasid
(joonis 16; Koskiaho ja Puustinen 2005). Puhastuslodud on taimestikuga madalaveelised
(0,3–0,5 m) märgalapuhastid, mis rajatakse eesvoolule (Maaparandussüsteemide
projekteerimisnormid) ja mis toimivad biofiltritena (Vymazal 2007, Tournebize jt 2017).
Suudmelodud rajatakse drenaažsüsteemi pinnavee bioloogiliseks puhastamiseks voolunõva
suubumiskohta. Suudmelodu eraldatakse eesvoolust või kraavist ülevoolulävendiga.
Mille või kelle jaoks rakendatakse
Puhastuslodusid ja avaveelisi tehismärgalade komplekse rajatakse põllumajandusmaastikes
hajureostuse, peamiselt toitainete ja toiteelementide äravoolu vähendamiseks ja pinnavee
kvaliteedi parandamiseks, kasutades seejuures looduslikke veepuhastusmehhanisme
(Koskiaho ja Puustinen 2005, Kasak jt 2018). Puhastuslodudes/avaveelistel tehismärgaladel
toimub setete, toitainete ja taimekaitsevahendite filtreerimine ja ümbertöötlemine mitmete
füüsikaliste, keemiliste ja bioloogiliste protsesside koostoimes (Dunne jt 2005, Koskiaho ja
Puustinen 2005, Kadlec ja Wallace 2009, Locke jt 2011, Vymazal ja Bfezinova 2015).
Koskiaho ja Puustinen (2005) koostatud ülevaateartikli põhjal on neist olulisemad:
• toiteelemente (N, P) sisaldavate osakeste (mittelahustunud aine osakeste) settimine
puhastuslodu põhjakihti;
• toitaineid sisaldavate osakeste filtreerumine läbi puhastuslodu pinnase ja taimestiku;
• lahustunud fosfori talletumine puhastuslodu pinnases, taimestikus;
• lämmastiku nitrifikatsiooni ja denitrifikatsiooni protsessid;
• toiteelementide sidumine taimede biomassi.
59
Joonis 16. Vända tehismärgala-kompleks Tartumaal, mis koosneb settetiigist ja sellest allavoolu
paiknevast kahest madalaveelisest puhastuslodust (Rannap jt 2020 järgi).
Tõhusus
Puhastuslodude/avaveeliste tehismärgalade rajamine on tõhus meede setete, toitainete ja
saasteainete vähendamiseks pinnavees (Gregoire jt 2009, Vymazal ja Bfezinova 2015). Vee
puhastumist tehismärgalas mõjutavad mitmed tegurid, millest väga oluline on vee viibeaeg
(Wörman ja Kronnäs 2005, Gregoire jt 2009), vee sügavus (Reed jt 1988), põhjasubstraadi
omadused (Heikkinen jt 1995, Liikanen jt 2004, Pant ja Reddy 2003) ning bioloogilised
tegurid, nagu mitmekesine taimestik ja mikroobikooslused (Huttunen jt 1996, El Hawary jt
2018).
Puhastuslodu/avaveelise tehismärgala tõhusust määrab oluliselt selle osakaal valgala pindalast.
Mida suurema osakaalu tehismärgala moodustab, seda väiksem on sissevoolava vee hulk
pindalaühiku kohta ja seda pikem on vee viibeaeg (Koskiaho ja Puustinen 2005). On näidatud,
et kõige tõhusamalt toimub lämmastiku ja fosfori veest eemaldamine suure valgala suhtega
(5%) puhastuslodudes (Koskiaho 2005). Näiteks Lätis läbi viidud puhastuslodu uuringus
(Grinberga ja Lagzdins 2018), kus puhastuslodu moodustas 0,5% valgalast, selgus et NO3-N,
NH4-N ja kogulämmastiku kontsentratsioonid vähenesid väljavoolus vastavalt 13%, 15% ja
16%. PO4-P ja kogufosfori kontsentratsioonid vähenesid vastavalt 38% ja 36%. Koguheljumist
peeti kinni aga 31%.
Denitrifikatsiooniks, fosforiühendite settimiseks ja absorbtsiooniks on vajalik küllalt pikk
viibeaeg. Vända ojale rajatud avaveelise tehismärgala kompleksi puhul on näidatud, et vee
pikem viibeaeg suurendab oluliselt üldist fosfori eemaldamise efektiivsust (Kasak jt 2018).
Fosfori tõhusaks eemaldamiseks on oluline, et puhastuslodus oleks kindlasti madalaveelisi
alasid (< 20 cm), sügavama vee korral ei ole eemaldamisprotsess efektiivne (Moustafa 1999).
Seetõttu on oluline, et tehismärgalad rajataks laugekaldalistena, et tagada võimalikult ulatuslik
60
madalaveeline ala. Looduslike märgalade jäljendamine võimaldab puhastuslodus/avaveelisel
tehismärgalal mitmekesiste hüdroloogiliste tingimuste tekkimist, mis omakorda soodustavad
märgalataimestiku ja mikroobide kasvu ja paljunemist ning sedakaudu suurendavad
saasteainete metabolismi nii aeroobsetes kui anaeroobsetes tingimustes (Gregoire jt 2009). Et
aeglustada veevoolu ja setete tõttu kinni kasvamist, tuleks puhastuslodu ette rajada settetiik
(Must 2022).
Uuringus, kus võrreldi erinevate puhastuslodude toimimist Eestis, Soomes ja Lätis, leiti et
varieeruvus tõhususes, eriti fosfori eemaldamisel, olenes suuresti veetaimestikust (Kill jt
2022). Veetaimestik (eriti suurtaimestik) vähendab vee voolukiirust ja jaotab seda alal
ühtlasemalt, toimides filtrina ja parandades oluliselt heljumi settimisprotsessi (Koskiaho ja
Puustinen 2005, El Hawary jt 2018). Seejuures on oluline, et puhastuslodu veetaimestik oleks
mitmekesine – esineks nii veesambas hõljuvaid, veealuseid, ujulehtedega kui ka veest
väljaulatuvaid taimi. Sel moel tekitatakse, nii veesambas kui setetes, küllaldaselt
kasvusubstraati denitrifitseerivatele mikroobidele (Weisner jt 1994, Kadlec ja Wallace 2009)
ja biokilele (Koskiaho ja Puustinen 2005). Vetikad varustavad vett hapnikuga ja omastavad
toitaineid, bakterid aga lagundavad orgaanilisi aineid (Pettecrew ja Kalff 1992, Gumbricht
1993a, b). Taimejuured stabiliseerivad puhastuslodu pinnast, mis vähendab varem settinud
materjali veesambasse tagasi sattumise ohtu. Üks tõhusamaid saasteainete eemaldajaid on
pilliroog. Vesi liigub pilliroo varte vahelt läbi ning vartel elavad mikroorganismid lagundavad
orgaanilist ainet. Samuti kasvavad bakterid pilliroo risoomide ümber, tootes hapnikku, mis
aitab vee puhastumisele kaasa (El Hawary jt 2018). Nii pilliroo kui ka laialehise hundinuia
risoomide kaudu transporditakse hapnikku puhastuslodu pinnasesse. Sel moel suureneb
hapnikusisaldus pinnase ja vee kokkupuutekihis, suurendades fosfori pinnasesse imendumist.
Talvel moodustab taimestik koos lumega isoleeriva katte, mis takistab puhastuslodu
põhjapinnase külmumist. Kuigi Maaparandussüsteemi projekteerimisnormides soovitatakse
puhastuslodudes kasutada valdavalt pilliroogu ja hundinuia, on siiski oluline, et veetaimestik
oleks mitmekesisem ning veekogus leiduks lisaks ka veesambas hõljuvaid (nt vesikuusk),
veesiseseid ja ujulehtedega (nt penikeeled, särjesilm) taimi. Seejuures tuleb kindlasti vältida
võõrliikide, näiteks kanada vesikatku, veekogudesse istutamist.
Puudused
Puhastuslodude tõhusus sõltub suuresti nende disainist ja asukohast (Kill jt 2022). Kui
puhastuslodu/avaveelise tehismärgala ja selle valgala suhe on liiga väike (< 1%) võib vesi
märgala läbida liiga kiiresti, mis ei ole piisav saasteainete tõhusaks eemaldamiseks (Mander jt
2017).
Suurem osa äravoolust ja toitainete ärakandest põllumajandusmaastikes toimub talvisel või
varakevadisel ajal, samas kui toitainete talletumine märgalas on tõhusaim just soojematel
aastaaegadel, eriti suvel (Loigu jt 2011). Lisaks on puhastuslodud vähem tõhusad fosfori
sidumisel (Timmusk 2022). Efektiivsuse tõstmiseks tuleks tehismärgala ette rajada sügavamad
settetiigid, millega pikendatakse täiendavalt vee viibeaega puhastussüsteemis jahedamal
aastaajal (Kadlec ja Knight 1996).
Suvekuudel (juulist-augustini) võivad puhastuslodud ja tehismärgalad olla olulisteks
kasvuhoonegaaside (CH4, CO2, N2O) emiteerijaiks. CH4 ja CO2 heitkogused suurenevad
61
kõrgemate C, N ja P kontsentratsioonide juures, samuti väiksema pindala ja järsema kalda
kaldenurga korral ehk pindala suurenedes ja kalda kaldenurga vähenedes CH4 ja CO2
heitkogused vähenevad (Peacock jt 2021). Lisaks näitasid Peacock jt (2021) oma uuringus, et
nii CO2 heide kui ka kontsentratsioon olid nullilähedased, kui veekogu vee pH oli > 8.
Dilämmastikoksiidi (N2O) emissioon suureneb aga kõrgematel temperatuuridel, kõrgema NO3
kontsentratsiooni ja suurema voolukiiruse korral, kuna vee viibeaeg puhastuslodus lüheneb
(Mander jt 2021).
Avaveelise tehismärgalasüsteemi rajamiseks on vajalik vettpidavat ja hüdroloogiliselt kaitstud
põhjaveega pinnast. Nitraaditundlikul alal tuleks tehismärgala rajada kaitstud põhjaveega kohta
või rajada sellele infiltratsioonitõke, nt vettpidav ja tihendatud vähemalt 30 cm paksune
savipõhi (Loigu jt 2011).
Lisaväärtus elustikule
Põllumajandusmaastikesse rajatud puhastuslodud/avaveelised tehismärgalad mitmekesistavad
maastikku ning suurendavad bioloogilist mitmekesisust, luues märgalaelupaiku veelindudele,
kahepaiksetele ja vee selgrootutele (Hansson jt 2005, Koskiaho 2005, Becerra-Jurado jt 2012,
Strain jt 2017, Rannap jt 2020).
Eesti praktika
Riigikontrolli aruande kohaselt (2020) oli Eestis suuremaid (üle 60 m2 põhja pindalaga)
märgalapuhasteid kasutusel 9. Neist vaid 3 (Vända ca 5000 m2, Palasi 570 m2 ja Pöögle 320
m2) vastasid projekteerimistingimustes kirjeldatud kriteeriumitele. Maaparandussüsteemide
registri andmetel (17.11.2023) on Eestis rajatud 15 puhastuslodu. Timmusk (2022) andmetel
on puhastuslodusid rajatud 32 ja suudmelodusid 132.
Eestis hinnatud 34-st suudmelodust seitsme toimimine ja efektiivsus oli puudulik ning 17-l
madal (Timmusk 2022). Peamiste põhjustena toodi välja taimestiku või ülevoolu lävendi
puudumist. Suurte valgaladega drenaažsüsteemides, kus hajukoormuse levikuohuga ala
moodustab vaid väikese osa valgalast (suuruse kriteeriumiks vähemalt 1 m2 hajukoormuse
levikuohuga ala ha kohta), on projekteeritud suudmelodud toitainete sidumiseks tõenäoliselt
liiga väikesed (vee viibeaeg liiga lühike). Puhastuslodudest (kokku 33) hinnati taimestiku või
hooldustööde puudumise tõttu puudulikuks 10 (Timmusk 2022). Nii näiteks kanduvad setted,
settebasseini hoiutööde tegemata jätmisel või settekoormuse alahindamisel (settebassein jääb
üldse ehitamata), edasi puhastuslodusse. Puhastuslodu madala efektiivsuse põhjusena on välja
toodud ka ühtlase veekihi puudumist, mille tagajärjel tekivad mättad ja kõrgemad võsastunud
kohad, mis tekitavad puhastuslodus kitsa voolusängi, vähendades sellega puhastusefektiivsust.
Soovitused rakendamiseks
Puhastuslodusid/avaveelisi tehismärgalasid tuleb rajada suure hajureostuse ohuga kohtadesse,
ehk sellistesse kohtadesse, kus toitained jõuavad vette hajusalt, suurelt alalt. Tehismärgala
rajamine on eesmärgipärane eelkõige intensiivpõllumajandusega ja erosiooniohtlikes
piirkondades. Lesta jt (2006) analüüsi kohaselt on Eestis umbes 100 000 ha kuivendusest ja
intensiivsest põllumajandusest rikutud maad, mida oleks võimalik märgalana taastada. Samuti
võiks suuremate settebasseinide allavoolu jääva osa laiemaks, laugenõlvaliseks ja taimestunud
62
puhastuloduks kujundada, et lisada settebasseinile tõhusam veepuhastamise funktsioon ja
muuta need sobivamaks elupaigaks märgalaelustikule.
Puhastuslodu/avaveelise tehismärgala tõhususe määrab selle osakaal valgala pindalast. Mida
suurem osakaal, seda väiksem on sissevoolu hulk tehismärgala pindalaühiku kohta ja seda
pikem on vee viibe aeg märgalal. Seetõttu peaks puhastuslodu või mitmest lodust koosneva
avaveeliste tehismärgalade süsteemi kogupindala moodustama vähemalt 1% valgalast.
Toitainete (lämmastiku ja fosfori) eemaldamine toimub kõige tõhusamalt suure valgala suhtega
(5%) tehismärgalades (Liikanen jt 2004). Seejuures võib ühe suure tehismärgala asemel rajada
mitmest puhastuslodust koosneva süsteemi (nt Vända ojale rajatud tehismärgala süsteem).
Peamiselt mõjutab puhastuslodu tõhusust vee viibeaeg lodus. Veevoolu aeglustamiseks tuleks
puhastuslodu ette rajada settetiik, mis vähendab samas ka setete hulka lodus ja pidurdab lodu
kinnikasvamist (Must 2022). Lodust läbivoolav vesi peaks viibima märgalal umbes 1,5
ööpäeva, reoainete kõrge kontsentratsiooni korral aga kauem (Talpsep jt 2012). Märgalade
dimensioneerimisel on soovitatud võtta arvutuslikuks vooluhulgaks Qkev.maks50%, viibeajaks 0,5
tundi ning maksimaalseks voolukiiruseks 1 cm/s (Tehismärgalade… 2008), mis langeb kokku
Soome vastavates juhendites esitatuga (Kosteikkojen... 1996). Tegelikkuses jääb viibeaeg
mõnevõrra väiksemaks, kuna osal puhastuslodu mahust ei toimu veevahetust. Selle
iseloomustamiseks kasutatakse mõistet hüdrauliline efektiivsus, mille suurendamiseks
soovitatakse kasutada voolu juhtimiseks suunajaid (Timmusk 2022).
Kuna avaveelised tehismärgalad on seda efektiivsemad, mida enam nad omadustelt
looduslikke märgalasid jäljendavad, tuleb nende rajamisel sellega arvestada. Seetõttu tuleb
puhastuslodu/avaveelise tehismärgala koha valikul arvestada nii pinnasega (savi või saviliiv)
kui ka maastiku omapäraga – tehismärgala tuleb rajada vettpidava aluskihiga madalamatele
aladele ning sobitada oma kujult maastiku reljeefiga. Kui tegemist on vett läbilaskva (nt
liivapinnasega), siis tuleb tehismärgala põhi katta vettpidava kihiga (nt saviga). Kindlasti ei
tohiks kasutada tehislikke materjale (nt geotekstiil), mis raskendavad veekogu hilisemat
setetest puhastamist. Puhastuslodude/avaveeliste tehismärgalade rajamisel endistele
põllumaadele on oluline esmalt eemaldada fosforirikas pinnasekiht (ca 30 cm), sest pealmist
pinnasekihti eemaldamata võib puhastuslodu ise fosfori allikaks muutuda (Koskiaho 2005).
Puhastuslodu/avaveeline tehismärgala tuleb kujundada võimalikult laugete kallastega (nõlvus
1:6), mis võimaldab madalaveelise kaldaala moodustumist (vee maksimaalne sügavus 20 cm).
Samas peab tehismärgalal olema kindlasti ka püsiva veega ala (maksimaalne sügavus 1 m).
Selline ülesehitus pakub mitmekesiseid hüdroloogilisi tingimusi, kus mõned märgala osad on
püsivalt veega kaetud ja teised ajutiselt üleujutatud. Kujunenud tingimused võimaldavad
erinevate märgalataimede ja mikroobide kasvu ja paljunemist ning soodustavad saasteainete
metabolismi aeroobsetes ja anaeroobsetes tingimustes. Erinevate saasteainete tõhusa
vähendamise saavutamiseks peaks märgala projekteerimine hõlmama ka sissevooluvee
viibeaja maksimeerimist (Gregoire jt 2009).
Puhastuslodude tõhusaks toimimiseks tuleb neid seirata ning vajadusel umbes 5–6 aasta järel
setetest ja liigsest taimemassist puhastada (hinnang põhineb Vända ojal asuva
tehismärgalakompleksi praktikal). Suuremapindalaliste tehismärgalade setetest puhastamise
välp võib pikem olla. Tihedast taimestikust (sh veepeeglit paksu matina katvast taimestikust)
63
ja setetest puhastamine on vajalik, et vähendada CH4 emissiooni (Oliveira-Junior jt 2018),
hapnikupuudust (anoksiat) veesambas (Kosten jt 2016) ja eemaldada akumuleerunud toit- ja
saasteaineid. Vee-elustikust lähtuvalt on sobivaim aeg puhastuslodu setetest puhastamiseks
hilissuvisel või varasügisesel madalveeperioodil (augustist-septembri lõpuni). Metaani
emisioonist lähtuvalt on veetaimestiku niitmiseks parim aeg sügisel (septembris-oktoobris)
kuna kasvuperioodi lõpus on toitained veel taimede maapealsetes osades, kuid metaani
emissioon, pärast taimestiku niitmist, on sel ajal oluliselt madalam kui nt augustis (Kasak jt
2020). Akumuleerunud setteid on otstarbekas kasutada väetisena põldudel ning taimestiku
niitmise käigus kogutud biomassi saab kasutada nt biogaasi tootmiseks.
Puhverribad (ka puhvervöönd, puhverala, kaldapuhver: buffer zones, wetland buffer zones,
riparian buffer zones)
Puhverriba (sh veeseadusega kehtestatud veekaitsevöönd) on veekogu kaldal paiknev
taimestunud vöönd (Lee jt 2004, Mayer jt 2007). Maaparanduse leevendusmeetmena toimivad
puhverribad sedakaudu, et seovad saasteaineid ja taimetoitaineid enne kuivendusvõrku või
veekokku jõudmist. Eespool käsitletud valgpuhastusalad toimivad puhverribadega sarnaselt,
kuid seovad saasteainete ja taimetoitainete seda osa mis on juba kuivendusvõrku jõudnud, kuna
valgpuhastusalale suunatakse vesi kuivendussüsteemidest.
Mille või kelle jaoks rakendatakse
Põllumajandusmaastikes kasutatakse puhverribasid hajukoormuse (sh lämmastiku- ja
fosforühendite, aga ka taimekaitsevahendite) akumuleerimiseks, nii settimise, taimede poolt
omastamise, denitrifikatsiooni kui pinnasesse neeldumise kaudu (Staddon jt 2001, Laurén jt
2007) ning haritud alalt kraavi kantava erodeeritud materjali kinnipidamiseks. Metsamaastikul
jäetakse lageraielankide ja (voolu)veekogu vahele majandamata ala (kaldapuhver), et
vähendada veekogu toitainete (sh heljumosakeste ja fosfori) koormust ja säilitada veekogu
bioloogilist mitmekesisust (Miettinen jt 2012). Lisaks aitavad kaldaäärsed puhverribad
erodeeruvaid kaldaid stabiliseerida ja kaitsevad põllumaad üleujutuste eest (Qiu ja Prato 2001).
Puistutega puhverribadel on peale toitainete omastamise veel ka nõlva kindlustav ja veepeeglit
varjutav mõju, mis vähendab hooldustööde mahtu (Timmusk 2022). Puhvrite rakendamine
välistab või piirab teatavaid tegevusi veekogu lähistel, nt väetiste ja taimekaitsevahendite
laotamine, maaharimine, loomade karjatamine, vähendades sel moel otsest riski veekvaliteedi
halvenemisele (Loigu jt 2011).
Tõhusus
Nii heljumi kui toitainete talletamist reguleerib puhverriba laius ning seda läbiva vee jaotumine
ja voolukiirus. Puhvrid töötlevad pinnavee äravoolu kõige tõhusamalt aeglaste, madalaveeliste
ja hajutatud vooluhulkade korral ning kõige ebatõhusamalt kiirete, sügavaveeliste ja
kontsentreeritud vooluhulkade juures (Lee jt 2003). Mida suuremal pindalal, ühtlasemalt ja
aeglasema vooluga saastunud vesi puhverribasid läbib, seda parem on tulemus (Chescheir jt
1987).
Puhverribade väga oluliseks funktsiooniks on toitainete talletamine taimestiku poolt (Huttunen
jt 1996, Silvan jt 2004). Selle efektiivsus sõltub puhvertsooni pindalast ja vee liikumisest läbi
64
puhverriba (Laurén jt 2007). Taimestunud puhvrite pinnasel on suurem võime saasteainete
neeldumiseks ja lagundamiseks kui nendega külgnevatel põllumuldadel (Staddon jt 2001).
Mulla tüüp, pinnase niiskusrežiim ja bio-geokeemia on olulised tegurid, mis reguleerivad
lämmastiku eemaldamist puhveralal. Nt lämmastiku eemaldamine pinnases on oluliselt
tõhusam kui pinnapealne eemaldamine (Mayer jt 2007).
Loodusliku või looduslähedase taimestikuga puhverriba laius võib varieeruda 1–50 meetrini
sõltuvalt valgla või veekogu suurusest, looduslikest ja põllumajandustootmise tingimustest või
keskkonnakaitselistest eesmärkidest (Stutter jt 2009). Suurema kaldega põllu ja veekogu vahel
peaks puhvervöönd kindlasti laiem olema (Loigu jt 2011). Kahel Lõuna-Eesti jõeäärsel põllul
tehtud mõõtmised näitasid, et lämmastiku ja fosfori püüdjatena on tõhusad 30–50 m laiused
niidust ja lepikust koosnevad puhverribad (Kuusemets jt 2001). Puhverriba kogulämmastiku
eemaldamisprotsent suurema reostuskoormusega alal oli 85% ja väiksema reostuskoormusega
alal 84%, kogufosfori eemaldamisprotsendid olid vastavalt 40% ja 78%. Ka Walton jt (2020)
on näidanud, et põllumajandusmaastikus osutusid lehtpuudega kaetud kaldapuhvrid NO3 ja
kogulämmastiku kinnipidamisel tõhusamateks kui üksnes rohttaimestikuga kaldapuhvrid.
Täiendava võimalusena toitainete eemaldamiseks soovitasid Kuusemets jt (2001) rohumaa
niitmist ning puistu raiet, kusjuures biomass tuleb alalt eemaldada. Need tegevused on
vajalikud eelkõige puhverribadel, mida läbib kõrge toitainesisaldusega vesi, mitte lausaliselt.
Kaldaalal kasvavad puud tagavad veekogu varjulisuse, mis on vee-elustiku seisukohast väga
oluline, seetõttu peab veekogude kaldavööndis lageraieid vältima (Rajakallio jt 2021).
Jabłońska jt (2021) näitasid oma uuringus, et kõrgeim lämmastiku eemaldamise efektiivsus
(92%) oli puhverribades, kus taimestik niideti ja seejärel koristati. Niidetud alade taimestik
erines niitmata alade taimestikust suurema veest talletatud süsiniku ja fosfori sisalduse poolest.
Taimestiku niitmine võib stimuleerida üldist lämmastiku eemaldamist, kuid niidetud biomassi
tuleb kindlasti alalt eemaldada. Niidetud taimestiku koristamata jätmise tõttu võib
puhverribade toitainete eemaldamise efektiivsust ajutiselt väheneda, seda taimse biomassi
potentsiaalselt kiirema lagunemise tõttu.
Lämmastiku sidumisel on taimede poolt omastamine, mikroobsete mehhanismide järel
tähtsuselt teisel kohal (Mander jt 1995, Hefting jt 2005, Mander jt 2017, Jabłońska jt 2021).
Lämmastiku omastamine taimede poolt on tõhus juhul, kui vesi läbib pinnasekihti, kus asuvad
taime risoomid ja juured (Laurén jt 2007). Norra kogemused on näidanud, et konkreetse liigi
valikust olulisem on puhverriba taimestiku omadused, seda nii taimestiku kõrguse aga eriti
tiheduse osas (Owenius ja van der Nat 2011). Mitmekesise juuresügavusega segataimestik
tagab taimede poolt toitainete omastamise nii pealmistest kui ka sügavamatest mullakihtidest
ning suurendab taimejuurte abil puhverribal mullaprofiili stabiliseerimis. Põõsaste ja puude
lisamine suurendab oluliselt saaste- ja taimtoiteainete vähenemist ka talvel, seda üksnes
rohttaimestikuga kaetud puhverribadega võrreldes. Puude juurestik jätkab toitainete
omastamist ka talvisel perioodil ning stabiliseerib mulda veelgi, kuna juured ulatuvad
sügavamatesse mullakihtidesse. Sobivateks liikideks on lepp, paju ja kask, kuna nende
toitainete omastamisvõime on kõrge, samas on aga nende lehestik suhteliselt hõre, mis ei
varjuta liigselt puhverriba rohttaimestikku (Owenius ja van der Nat 2011).
Põllumajandusmaastikus tuleks veekogude kaldavööndi puhverribade rolli ulatusliku ja
pikaajalise reostuse ohjamisel oluliselt enam väärtustada (Walton jt 2020). Veekogude ääres
65
asuvate kaldapuhvrite säilitamine või nende rajamine võib ka majanduslikult tasuv olla (sh
vähendades erosiooniriski ja pinnase kadu, võimaldades kõrvalsaadusena heina või bioenergiat
toota ning vähendades vee puhastamiskulusid; Qiu ja Prato 1998, Walton jt 2020).
Veekaitsevööndeid on märgalade rajamise kõrval peetud oluliselt tulupõhisemaks toitainete
ärakande vähendamise meetmeks kui näiteks loomkoormuse piiramist või haritava maa pindala
vähendamist (Jacobsen jt 2004; 2011). Veekaitsevööndid funktsioneerivad ka Põhjamaade
tingimustes aastaringselt ühtemoodi hästi, kuigi aastati võib puhastusefekt varieeruda (Loigu
jt 2011).
Puudused
Puhverriba laiuse suurendamine haritava maa arvelt tähendab põllu pindala vähenemise tõttu
saamata jäänud tulu. Samas puhvervööndite rajamine ja hooldus ise väga kulukad ei ole ning
puhverribade säilitamine või rajamine pakub alternatiivi teistele, kulukamatele
veekaitsemeetmetele.
Puhverriba puhverdusvõime kasvab perioodil, mil taimestik ja selle juurestik välja arenevad.
Hiljem võib väljakujunenud kaitsevööndi efektiivsus aga vähenema hakata (Dorioz jt 2006;
Stutter jt 2009), seda eriti fosfori kinni püüdmisel. Puhverriba küllastub aja jooksul fosforist,
sealhulgas ka selle orgaanilistest vormidest, mida seni on peetud mullas püsivaks, aga mis võib
bioloogiliste protsesside tulemusena kergesti liikuvaks muutuda ja mullast välja leostuda
(Dorioz jt 2006, Turner 2005). Seega võivad puhverribad teatavatel juhtudel mulla fosforiringe
kiirenemisele kaasa aidata. Ka võib puhverriba puistu toitainete (vähemalt lämmastiku)
omastamine nende vananedes väheneda (Mander jt 2005).
Lisaväärtus elustikule
Kaldapuhvrid tagavad vooluveekogudele vajaliku varjulisuse, luues nii varje- ja toitumispaiku
kaladele ja teistele veelistele ja pool-veelistele organismidele. Lisaks on kaldataimestikul
oluline osa ojade struktuuri ja toimimise, samuti bioloogilise mitmekesisuse tagamisel,
mistõttu on ojade ääres kasvavate puistute säilitamine äärmiselt vajalik (Muotka ja Syrjänen
2007). Puistuga kaetud kaldapuhvrid mõjutavad põllumajandusmaastikus asuvate ojade
makrofüütide ja põhjaselgrootute kooslusi, kompenseerides osaliselt põllumajanduse
hajureostuse negatiivset mõju (Turunen jt 2019). Kaldapuhvrid on elupaigaks tolmeldajatele ja
biotõrjes osalevatele liikidele (sh jooksiklased, kahepaiksed, linnud) ning toimivad
liikumiskoridoridena metsloomadele. Puhverribade lisaväärtuseks on süsiniku sidumine
(Miettinen jt 2012, Jabłońska jt 2020) ning põllumajandusmaastiku rekreatiivse ja esteetilise
väärtuse suurendamine (Qiu ja Prato 2001, Miettinen jt 2012).
Eesti praktika
Veeseaduses on veekaitsevööndi laiused kehtestatud järgmistele veekogudele:
• Läänemeri, Peipsi, Lämmi- ja Pihkva järv ning Võrtsjärv – 20 m;
• teised järved, jõed, ojad, allikad, kanalid, peakraavid ja maaparandussüsteemide avatud
eesvooludena kasutatavad vooluveekogud – 10 m;
• peakraavid ja maaparandussüsteemide avatud eesvooludena kasutatavad kraavid
valgalaga alla 10 km² – 1 m.
66
Veeseadusest tulenevalt on veekaitsevööndis hajukoormuse vältimiseks keelatud:
1) puu- ja põõsarinde raie Keskkonnaameti nõusolekuta, välja arvatud maaparandussüsteemi
ehitamiseks ja hoiuks;
2) maaharimine, väetise ja reoveesette kasutamine ning sõnnikuhoidla ja -auna paigaldamine;
3) keemilise taimekaitsevahendi kasutamine;
4) pinnase kahjustamine ja muu tegevus, mis põhjustab veekogu ranna või kalda erosiooni või
hajuheidet.
Lisaks võib maaparandussüsteemi projekteerimisnormi alusel rajada ka veekaitsevööndi
laiendeid, mille puhul arvestatakse pinnase tüüpi, nõlva kallet ja pikkust. Kui veekaitsevööndi
laiendil kasvab puittaimestik kavandatakse sinna kujundusraiega põõsasrindeta puistu, mille
puuvõrade liituvus on kuni 60% (Timmusk 2022).
Soovitused rakendamiseks
Põllumajandusmaastikus peavad veekaitsevööndid (puhverribad) olema eesvooludel ja
looduslikel veekogudel (sh karst ja karstijärvik) vähemalt 10 m laiused, kuid võimalusel
laiemad (Kuusemets jt 2001, Loigu jt 2011) ja kulgema katkematult veekogu ääres (Jabłońska
jt 2021). Laiemat puhverriba tuleks kaaluda savika mulla ning suure nõlva korral, kui
põhiliseks koormuse allikaks on maaharimine. Nitraaditundlikul alal soovitatakse
veekaitsevööndi laiuseks 30 m ning veehaarete ümber 50 m (Valdmaa jt 2008). Tiikide,
looduslike väikeveekogude ja kraavide puhveralad peavad olema vähemalt 3 m laiused. Juhul
kui tegemist on kahetasandilise (liitprofiiliga) kraaviga või kui kraavid on lauge kaldaga (kalda
nõlvus vähemalt 1:3 või laugem), võiks kraavi kaldanõlva (kahetasandilise kraavi korral ka
lammiala) puhverriba sisse arvata.
Puhverriba kujundus peab oluliselt suurendama pinnavee viibeaega puhvris. Selleks tuleb
kujundusraidega tagada piisav valgus rohurinde kujunemiseks ja kareduse suurendamiseks.
Selleks peab puistu võrade horisontaalne liituvus olema 60–80% (Alekand 2007).
Rohttaimestikuga veekaitsevööndeid ja puhverribasid tuleb niita, kusjuures lopsakas
mahaniidetud haljasmass tuleb alalt eemaldada, et vältida materjali lagunemisel vabanevate
toitainete sattumist vette (Kuusemets jt 2001, Loigu jt 2011, Walton jt 2020, Jabłońska jt 2021).
Metsamaastikus tuleks lageraielankide ja (voolu)veekogu vahele jätta majandamata (raietest
puutumata va sanitaarraied) kaldapuhver (sh veekaitsevöönd), et vähendada veekogu toitainete
(sh heljumosakeste ja fosfori) koormust ning suurendada veekogu bioloogilist mitmekesisust.
Juhul kui puhverriba asustavad koprad ning nende tegevus mõjutab kuivendussüsteemi
toimimist, tuleb lahendus leida konkreetsest kohast ja olukorrast lähtuvalt.
Liitprofiiliga ehk kahetasandilised kraavid (two-stage ditch)
Liitprofiiliga ehk kahetasandilise kraavi puhul ümbritseb peakraavi veetaimedega kaetud
tasane lammiala (joonis 17) ehk kraavi nõlv on astmeline. Kraavi ehitus jäljendab looduslikku
oja. Inseneripraktikas tähistab sama mõistet kraav, mille ristlõige on liitprofiil.
67
Mille või kelle jaoks rakendatakse
Kahetasandilisteks on kujundatud peamiselt õgvendatud ojasid või looduslikesse veekogudesse
suubuvaid kraave põllumajandusmaastikel (Bernard jt 2007, Åström 2021). Tänu laugetele
nõlvadele väheneb erosioonioht, taimestunud lamm püüab kinni reostust ja aitab suurvee ajal
vältida põllu üleujutust. Lammialaga kraavitus suurendab ka piirkonna bioloogilist
mitmekesisust.
Joonis 17. Kahetasandilise kraavi läbilõike skeem (kohandatud allikast Västilä jt 2021) ja iseeneslikult
kahetasandiliseks kujunenud voolusäng Eestis (Valdmaa 2022).
Tõhusus
Kahetasandiline kraav vähendab erosiooni ning toitainete ja setete kandumist allavoolu, kuna
üleujutatav lammiala aeglustab veevoolu ning võimaldab toitainetel settida. Normaalse
veeseisu korral toimib lamm puhvrina, kui sinna dreenivesi suunata (vt joonis 18). Lammimulla
anaeroobsed tingimused soodustavad denitrifikatsiooni. Lammialal kasvav taimestik toimib ka
biofiltrina. Ameerika soja-maisi dreenitud põldude kogujakraavi uuringus leiti, et
kahetasandiline kraav eemaldab tõhusalt fosforit (sh kogufosfori kuni 65% aastas 0,2 km lõigu
kohta, lahustunud fosfor kuni 11%) ning heljumit (kuni 65%), kuid kõrged nitraadi-
68
kontsentratsioonid ei pruugi väheneda (Hodaj jt 2017). Külmema kliimaga piirkondade
kahetasandiliste kraavide veepuhastusvõimet ei ole piisavalt uuritud ning fosfori eemaldamise
protsendid võivad märksa väiksemad olla. Lõuna-Soomes uuritud kahetasandiline kraav
eemaldas kahe aasta jooksul pärast kaevamist 2,1% heljumit ja 3,5% fosforit ühe kilomeetri
kohta aastas (Västilä jt 2021). Siiski soovitasid autorid kahetasandilist kraavi hea lahendusena
põllumajandusreostuse vähendamiseks. Tõhusus varieerub olenevalt vooluhulgast, toitainete
koormusest ja lammialal toimuva denitrifikatsiooni ja lämmastiku omastamise määrast (Mahl
jt 2015, Hodaj jt 2017), mida kauem on lamm üle ujutatud seda rohkem toitaineid eemaldatakse
(Roley jt 2012). Võrdluseks tuleks hinnata ka analoogseid lihtprofiiliga kraave, kuna ka
tavalistes taimestunud kraavides toimub mõningane vee puhastumine. Kahetasandilised
kraavid, mille nõlvuse ja lammiala laiuse kujundamisel on arvestatud konkreetse asukoha ja
pinnasega, on suhteliselt stabiilsed, isepuhastuvad ning ei vaja regulaarset hooldust (Kallio jt
2010, Krider jt 2017, Åström 2021, Västilä jt 2021).
Lisaväärtus elustikule
Kahetasandiliseks ümberkujundatud kraavides suureneb taimestiku liigirikkus, kuna nõlvasid
ning lammialasid asustavad erinevad kooslused. Lammialad võivad kuivadel aastatel olla
tolmeldajatele olulisteks nektari korje kohtadeks (Västilä jt 2021). Lisaks on kahetasandilises
kraavis vee sügavus ja voolukiirus varieeruvam, pakkudes mitmekesisemaid elupaiku kaladele
ja veeselgrootutele, mistõttu sarnanevad sealsed kalakooslused looduslike ojade kooslustele
(DeZiel jt 2019, Västilä jt 2021).
Puudused
Kahetasandilised kraavid vajavad rohkem ruumi (nii kraavi kui ka väljavõetava pinnase jaoks)
kui tavalised kuivenduskraavid, mis vähendab mõnevõrra haritava maa-ala suurust. Samas on
lisaruumi vajadus võrreldav kaldaäärsete puhverribade rajamiseks vajaliku maa-alaga.
Kahtasandilisi kraave ei ole otstarbekas rajada ka turvasmuldadega aladele, kus kraavi nõlvade
ja lammiala taimestumine on aeglasem ning kus see võib kujuneda heljumi allikaks.
Soovitused rakendamiseks
Kraavid tuleb rajada stabiilse nõlvaga. Lammiala laius peab soovitatavalt olema kaks kuni neli
korda põhikanali laiusest suurem (Bernard jt 2007), kuid tuleks dimensioneerida vastavalt
maksimaalsetele vooluhulkadele. Astmelisi nõlvu võiks kujundada eelkõige dreenivee
kogujakraavidele, kuna tavalised kaldapuhvrid dreenivett ei puhasta – see liigub puhvri alt läbi.
Ka eesvoolude korrastamisel soovitatakse need kahetasandilisteks kujundada jättes
olemasoleva sängi põhja puutumata, laiendades hoopis kraavi ülemist osa (Kasak ja Piirimäe
2019). Kirjanduse ülevaate põhjal prognoosivad Västilä jt (2021) kahetasandilistest kraavidest
märgatavat kasu juhul, kui need katavad minimaalselt 10–20% kraavide kogupikkusest. Mõnel
pool on kraavid nõlvaerosiooni ja setete kuhjumise tagajärjel iseeneslikult looklevaks ja
kahetasandiliseks kujunenud. Enamasti toimivad sellised looklevad kraavid ka
maaparanduslikul eesmärgil, lisaks aga veepuhastajate ja elupaikade pakkujana, mistõttu on
mõistlik neid säilitada või vaid minimaalselt puhastada (Kasak ja Piirimäe 2019). Kuna
lämmastiku eemaldamisel ei ole kahetasandilised kraavid väga tõhusad, tuleks neid
puhastuslodudega kombineerida.
69
Seadedrenaaž ja adaptiivne kuivendus
Seadedrenaažisüsteemis reguleeritakse äravoolu spetsiaalsete seadmete või rajatistega.
Seadedrenaaž võimaldab maa liigse kuivamise vältimisele lisaks ka eesvoolu reostumist
vähendada ning seda peetakse Põhjamaades tõhusaks meetmeks. Veetaseme reguleerimist
kraavivõrgus saab teha paisregulaatoriga (Paavonen 2022). Kui regulaator on suletud, hoitakse
toitaineid koos veega põllul kauem kinni (Timmusk 2022). Eesti katsepõllul tehtud prognoosi
järgi võiks see meede, olenevalt aastast, vähendada lämmastikukoormust umbes 15–50% ja
fosfori koormust 8–40% (Kasak jt 2016). Regulaator tuleks kindlasti sulgeda enne väetamist,
et väetis ei kanduks veega ära, vaid seotaks mullas ja omastataks taimede poolt (Kasak jt 2016).
Ajavahemikul 2009–2018 on Eestis rajatud 43 seadedrenaaži 3600 ha-l, valdav osa neist
ajavahemikus 2009–2011, kuid praeguseks ei ole need kõik enam töökorras (Riigikontroll
2020).
Seadedrenaaži puudusteks loetakse asjaolusid, et süsteemi saab kasutada ainult tasasel maal, et
regulaatori lähiümbruses võib veetase kerkida liiga kõrgele ning et regulaatorite avamine ja
sulgemine nõuab aega (Kasak jt 2016). Meede ei sobi savika ega turbase pinnase korral, kuna
vee äravoolu vähenedes dreenisüsteemi kaudu, võib suureneda pindmine ärakanne ja toitainete
leostumine sügavamale põhjavette (Loigu jt 2011).
Metsamaastikes soovitatakse senisest enam kasutada adaptiivset kuivendust, seda eriti
tõenäoliselt sagenevaid suviseid põudasid arvestades, mis takistavad puistu juurdekasvu ja
muudavad puud kahjuritundlikuks (George jt 2020). Sellises süsteemis suletakse väljavool, kui
muld muutub puude jaoks liiga kuivaks. Seadmedrenaaž ja adaptiivne kuivendus vähendavad
potentsiaalselt ka kasvuhoonegaaside emissiooni turvasmuldadest, kuna kõrgem pinnasevee
tase pärsib orgaanilise aine lagunemist (Purola ja Lehtonen 2022).
Kraavide setetest puhastamise vähendamine
Erodeerunud setete ja heljumi kinnipüüdmisest tõhusamad on erosiooniriski vähendavad
meetmed (Nieminen jt 2018b). Kraavide setetest puhastamise ulatust ja sügavust
kontrollides on võimalik vähendada nii korrastustööde järgset setete transporti kui ka
toitainete ja pestitsiidide väljakannet kuivendusalalt. Haahti jt (2018) modelleerimisuuringu
kohaselt ei kaasnenud nende meetmetega veetaseme tõusu (vähemalt kehva veejuhtivusega
sügava turvasmullaga aladel), mistõttu ei mõjuta nad negatiivselt ka puistu kasvu. Väga
oluliseks sette allavoolu kandumist minimeerivaks võtteks on ka korrastustööde tegemine
veevaesel ajal.
Erosioonirisk oleneb pinnasest ja vee voolukiirusest. Erosiooniohtlikud on liivapinnased, mis
on tuvastatavad Maaameti geoportaali mullakaartilt, aga täpsemalt omaaegselt mõõtkavas
1:2000 kuivendusprojekti joonistelt. Olemasoleva, taimestikuga kaetud ja stabiliseerunud
nõlva pinna erosiooni vältimiseks tuleb vältida korrastamistööde ajal selle puutumist ning
koondatud pinnavee sissevoolukohtadesse rajada sissevoolunõvad (vt Taimestunud
kraavinõlvade säilitamine). Hüdrauliliselt mittearvutatud kraavidel saab voolusängi
erosiooniohtu hinnata tema langu ja põhja pinnase alusel kasutades projekteerimisnormis
toodud nomogrammi, suurema valgala korral maksimaalse vooluhulga alusel arvutatud
voolukiiruse võrdlemisel antud pinnaseliigile lubatavaga.
70
Erosiooniriski vähendamiseks ja kraavielustiku säilitamiseks saab osa kraave või kraavilõike,
mis asuvad erosiooniohtlikul mullal ja/või millel on nähtav vool ja väljakujunenud taimestik,
puhastamata jätta. Puhastamata jätmiseks on sobivamad sellised kraavid, kus vesi voolab ka
ilma hooldustöödeta hästi ning kus ei ole riski, et veetase tõuseks liiga kõrgele pärssimaks
puistu kasvu. Võimalusel võib ka kogujakraavid osaliselt puhastamata jätta, kuna
kvartalisiseste kuivenduskraavidega võrreldes on neis vooluhulk ja seega ka erosioonirisk
enamasti suurem (Joensuu 2002). Ka vooluveekogudesse suubuvatel kraavidel tuleks kraavi
suudmepoolne lõik puhastamata jätta. Soomes on katsetatud LIDAR põhist GIS analüüsi
puhastamata kraavilõikude ja valgpuhastusaladele sobilike kohtade leidmiseks. Ligi pooled
mudeli asukoha soovitused valgpuhastusaladele ning 77% puhastamata kraavilõikudele hinnati
maaparandusspetsialistide poolt sobilikeks (Niemi jt 2023).
Kraavide osaline puhastamine on kõige lihtsamini rakendatav (ja odavam) meede ning toimib
ka aladel, kus näiteks suurvee äravoolu kontrollsüsteemi kasutamine ei pruugi tõhus olla (nt
suurema languga aladel; Haahti jt 2018). Selle meetme tõhusus sõltub nii kraavide seisundist
ehk sügavusest ja taimestikust, kui ka sellest kui hästi ollakse erosiooniohtlikke kraave
võimelised tuvastama. Samas ei tohi puhastamata kraavilõigud paisutust tekitada, st takistada
reguleeriva võrgu toimimist. Pikiprofiili analüüsiga ja korrastamisele eelneva kraavi seisundi
uuringuga saab määrata, arvestades suubuvate kuivendussüsteemi suudmete asukohti ja
kõrgusi, puhastamata jäetavate lõikude asukohad (selle mõju ulatuse).
Kraavide osaline puhastamine pakub lisaväärtust ka elustikule, võimaldades säilida vee-
selgrootute kooslustel, mis kraavide rekonstrueerimisel teisenevad või kaovad (Vaikre jt 2020).
Eri suktsessiooniliste koosluste esinemine maastikul suurendab ka kuivendusala kogu-
mitmekesisust. Näiteks kiilide puhul on näidatud, et kraavide osaline puhastamata jätmine
toetab samaaegselt nii täiskasvanud kiile (peavad avatud kraavide kohal jahti) kui ka vastseid,
kelle arvukus oli suurem just puhastamata kraavide taimestikurohketes lõikudes (Painter 1999).
Säiliv taimestik, eriti turbasamblad, vähendavad kraavide metaaniheidet (Rissanen jt 2023).
Kraavide sügavuse reguleerimine ja vagukraavitus
Piisavalt sügava turbakihiga aladel oleks üheks erosiooni ja setete transpordi vähendamise
võimalikuks lahenduseks kraavide puhastamine ilma mineraalmuldi avamata. Samuti võib
lausalise kraavide puhastamise asemel keskenduda vaid raiesmike uuenemistingimuste
parandamisele vagukraavituse abil. Mineraalmullad (eriti peenfraktsioonilsed aleuriit- ja
liivmullad, osakeste suurusega Ø < 0,6 mm) on turvasmuldadega võrreldes erosiooni-
tundlikumad, ning seetõttu on mineraalmullani kaevatavates kraavides heljumi transport
suurem (Joensuu jt 1999, Holden jt 2007, Tuukkanen jt 2016). Kuna heljumi sisalduse
varieeruvus väljavoolus sõltub suuresti mineraalmullani ulatuvate kraavide pikkusest, saab
heljumi vähendamiseks kraavide korrastamise asemel kasutada raiesmikel vagukraavitust
(remedial ditching) (Nieminen jt. 2018b). Mineraalmuldadel ei pruugi sellisest võttest aga abi
olla. Vagukraavitus saab olla metsakuivenduse keskkonnamõju leevendav meede vaid siis, kui
see asendab kraavide puhastamist ning kui vesivagusid ei ühendata kraaviga ning neid
kasutatakse vaid noortele puudele sobiva juurdumiskoha loomiseks, mitte ülepinnaliseks
lauskuivenduseks. Vagukraavitus võib tõenäoliselt suurendada metaani heidet, kuid vastavad
mõõtmised seni puuduvad (Rissanen jt 2023).
71
Taimestunud kraavinõlvade säilitamine
Üks võimalus erosiooni vähendamiseks on jätta taimestunud kraavinõlvad puutumata,
puhastades setetest vaid kraavipõhjad olemasoleva kraavi laiuselt ja üksnes setteid eemaldades
ning samal ajal kraavi mitte süvendades (joonis 18). Rootsis on see meetod tähelepanu
pälvinud, kuid täpsemad uuringud selle tõhususest puuduvad (Nieminen jt 2018a).
Erosiooniriski saab vähendada ka setteid vaid ühelt kraavikaldalt eemaldades, samas
vastaskaldal, -nõlval ja -nõlvajalamil taimestikku säilitades. Samas võib erosioon toimuda ka
kraavi põhjast või puhastatud nõlvalt, kuid ilmselt on selle mõju siiski väiksem kui kraavi
täielikul puhastamisel.
Joonis 18. Kraavipõhja
puhastamine spetsiaalse
kopaga (Finér jt 2018).
Taimestunud kraavid põllumajandusmaastikus
Põllukraavid on (võrreldes drenaažkuivendusega) abiks põllumajandusest pärineva sette- ja
toitainekoormuse ning hajureostuse kinnipüüdmisel enne selle eesvoolu jõudmist.
Taimestunud kraavide funktsioneerimisest reostuskoormuse vähendajatena on koostatud
teaduskirjanduse ülevaade (Dollinger jt 2015), milles näidatakse, et taimestikurikkad ja aeglase
vooluga kraavid toimivad tõhusalt setete, toitainete ja pestitsiidide kinnipüüdmisel. Kraavide
toitainete kinnipüüdmis- ja talletusvõime sõltub mitmest protsessist: neeldumisest, keemilisest
teisenemisest, taimede poolt omastamisest ning toitainetega seostunud osakeste settimisest.
Kraavides mis pakuvad elupaika taimedele ja mikroobidele, on toitainete akumuleerimisvõime
suurem, kuna need organismid kasutavad toitaineid oma kasvuks ja arenguks. Seega
vähendavad taimestikurikkad kraavid tõhusalt toitainekoormust, mis muidu allavoolu kanduks.
Taimestik püüab kinni ka lahustunud pestitsiide. Aeglase vooluga (alla 0,3 m/s) tiheda
taimestikuga kraavis võib mitme pestitsiidi kontsentratsioon väheneda isegi 90% (Dabrowski
jt 2005, Dollinger jt 2015). Pestitsiidide optimaalne kinnipüüdmine sõltub, lisaks taimestiku
rohkusele, ka setete tekstuurist ja varise omadustest. Nii vähendavad allavoolu kanduvate
pestitsiidide hulka enim tüseda varisekihi ja peentekstuuriliste setetega taimestikurikkad
kraavid. Orgaaniline materjal (taimestik, varis), eriti humifitseerunud orgaaniline materjal, on
72
pestitsiididele heaks sorbendiks. Mis toimub kinnipüütud pestitsiididega edasi, sõltub
pestitsiidi omadustest, mõned adsorbeeritakse savi- ja orgaanika külge elektrostaatiliselt,
mõned lagundatakse aegamisi bioloogiliselt (Gregoire et al. 2009). Ülalkirjeldatust lähtuvalt
vähendab kraavide setetest ja taimestikust puhastamine nende veepuhastusvõimet. Kui
taimestik hakkab reguleeriva võrgu tööd takistama, võiks kraavi korrastamist teha lõikude
kaupa (vt Kraavide setetest puhastamise vähendamine).
Settepüüdurid
Kraavivõrgu korrastustööde ajal on settekoormuse vähendamiseks kasutatud heina- ja
põhupakke/palle, kuid nagu ebapärlikarbi elupaikade taastamise projekti kogemused Eestis
näitavad, teeb põhupallide suurus (raske õigesse kohta transportida ja paigaldada) ja sage
vahetamisvajadus nende kasutamise keeruliseks, et tõhus toimimine tagada. Sette
edasikandumise vältimiseks soovitatakse kasutada ka setteekraani (filterkangast), mis takistab
suuremate osakeste ja hõljumi liikumist allavoolu (Kuivendussüsteemide eesvoolude
veekeskkonda säästva hoiu põhimõtted). Paraku setteekraanide kasutamise tõhususe kohta
uuringud puuduvad.
Nii setete kui toitainete püüdjana toimivad settebasseinidesse lisatud puittõkestid (joonis
19). Selllist meetodit on katsetatud Soomes (Vuori jt 2021). Projekt hõlmas katsealasid viiel
erineval valgalal: neist kolm Kesk-Soomes, üks Põhja-Pohjanmaal ja üks Lõuna-Karjalas.
Leiti, et puidutõkestid vähendasid toitainete, orgaanilise süsiniku ja raua kontsentratsioone
väljavoolus, samas kui hapnikusisaldus ei vähenenud. Puittõkestitega settebasseinid olid ka
tõhusamad setete kinnipidamisel, kuna suurendasid vee viibeaega basseinis. Lisaks oli puidu
lisamisel positiivne mõju veega seotud elustikule. Näiteks kahepaiksete kulleseid täheldati
puittõketega settebasseinides massiliselt, mistõttu võib kulleste poolt omastatud toitainete
veekogust väljaviimine olla märkimisväärne.
Joonis 19. Näiteid puittõkestitest settebasseinides (Vuori jt 2021).
Puittõkestite paigutamisel lähtuti põhimõttest, et nende kogupindala oleks ligikaudu 1 m2 ühe
kuupmeetri vee kohta. Puidu paigaldamiseks kaevati basseinidesse külgtaskud. Puitmaterjalina
kasutati kraavide korrastustööde käigus kraavitrasside avamisel või muude raietööde käigus
73
tekkinud peenemat puitu (nii mändi, kuuske kui kaske). Selle meetodi kasutusvõimalusi nähti
metsanduse kõrval ka põllumajandusmaastikes.
Lubjafiltrid drenaažisüsteemis
Lubjarikka materjali lisamine drenaažitorude tagasitäite sisse ja drenaažikaevude ümber
vähendab fosfori kandumist allavoolu. Need vähendavad vee happesust ja selle kaudu
sadestavad fosforit veest välja. Toimeaineks saab kasutada lupja või põlevkivituhka. Tänu
dreenikaeve tagasitäitesse lisatud lubjale vähenes Leedu katses üldfosfori aastane koormus
väljavoolus kaks korda ja fosfaatfosfori koormus kolm korda (Šaulys ja Bastienė 2008).
Lämmastikku lubjafilter ei püüa.
5.2.2. Leevendusmeetmed vee-elupaikade tagamiseks ja vee-elustiku toetamiseks
Kraavide korrastamisega kaasnevaid kuivendussüsteemide siseseid mõjusid leevendavate
meetmete eesmärgiks on bioloogilise mitmekesisuse toetamine ning veekogude ja märgalade
hüdromorfoloogiliste tingimuste säilimine või jäljendamine. Leevendusmeetmete abil on
võimalik taastada ja säilitada kuivendusaladel ja eesvooludes elupaikade ja populatsioonide
vahelist sidusust. Leevendusmeetmed peaksid tagama kaldaäärsete ja vee-elupaikade
kvaliteedi paranemise, kalade, vee-selgrootute ja kahepaiksete populatsioonide ja elupaikade
säilimise ning üldise bioloogilise mitmekesisuse toetamise veekogude morfoloogiliste
tingimuste mitmekesistamise kaudu (Vartia jt 2018).
Hoiutööde vähendamine eesvooludel
Eesvoolude setetest ja taimestikust puhastamisel võib olla oluline keskkonnamõju, seda nii
veekogu hüdromorfoloogiale kui ka elustikule. Näiteks parandab setete eemaldamine küll
hapnikutingimusi, kuid suurendab NH4 (ammooniumi) kontsentratsioone veesambas, veekogu
sügavust ja voolukiirust (Brysiewicz jt 2022) ning seega ka erosioonipotentsiaali. Mõju
elustikule ilmneb otseselt selle hävimises (elustik tõstetakse välja) kui ka elupaikade
teisenemises. Seetõttu tuleks korrastamise käigus võimalikult vähe väljakujunenud elupaiku
lõhkuda ja elustikku häirida, eemaldades setteid ja voolutakistusi (kivid ja puud) vaid niivõrd,
kui see on vajalik maaparanduse toimimiseks. Näiteks jõekarplaste populatsioonide
säilitamiseks suuremates vooluveekogudes on soovitatav setteid eemaldada vaid sängi keskelt
(Aldridge 2000). Truupide ja drenaažisuudmete seiramine ning regulaarne puhastamine võib
aidata ära hoida suuremahuliste hoiutööde vajadust. Üks võimalus keskkonnamõjude
vähendamiseks oleks ka eesvoolude puhastamine lühikeste lõikude kaupa. See võimaldaks
põhjaelustikul ja taimestikul kiiremini taastuda. Ka kaldapuistut tuleks võimalusel säilitada,
kuna see reguleerib veekogu temperatuurirežiimi, mis on eriti oluline lõhejõgede puhul.
Veesisest taimestikku niites võiks seda teha vähemalt 5 cm ülalpool põhjapinda või vaid ühelt
kaldalt, et säiliksid varjevõimalused vee-selgrootutele ja väikestele kaladele (Aldridge 2000).
Hoiutööde kulude ja elustikumõju vähendamiseks oleks vaja setted ja toitained kinni püüda
enne, kui need eesvoolu jõuavad, kas setete ja toitainete kadu maastikus minimeerides või
erinevate veekaitserajatistega nende veekogusse jõudmist tõkestades.
74
Kraavide ja eesvoolude mitmekesistamine
Elurikkuse osaliseks säilitamiseks ning elupaikade mitmekesistamiseks tuleks kuivendatud
aladel rajatavad ja korrastatavad kraavid eriilmelisteks kujundada, seejuures kraavi
morfoloogiat ja ümbritseva maastiku reljeefi jälgides. Näiteks tuleks säilitada olemasolevaid
või tekkinud lookeid, kallaste nõlvust varieerida (madalamatesse kohtadesse laugenõlvalisi
kraaviosi rajades) või kraavid kas osaliselt või täielikult kahetasandilistena planeerida (vt ka
heapold.ee).
Kuivenduskraave, õgvendatud ojasid ja eesvoole on võimalik muuta elustikurikkamaks,
rajades sinna looduslike vooluveekogude elemente (pais- ja puistangkärestikud, kudepadjandid
kaladele ning varjed jõevähile) ja laiemaid süvikuid, kus vesi püsiks läbi suve (Rosenvald jt
2011). Ka Maaparandussüsteemi projekteerimisnormides soovitatakse kraavide isepuhastus-
võime suurendamiseks ning ökoloogilise seisundi parandamiseks rajada eesvooludele
põhjapaise (voolusängis süvikute ja koolmekohtade tekitamiseks või eesvoolu käänakul
põrkenõlva uhtumisohu vähendamiseks), kivipuisteid (kõveruste tekitamiseks voolusängis või
põhivoolu suunamiseks haruveekogusse või basseini), soodi avamiskraave (tagamaks
veevahetust ning kalade pääsu eesvoolust sooti ja soodist eesvoolu ka miinimumveetaseme
korral), koelmupadjandeid kaladele ning tehiselupaiku vähkidele.
Lisaks eesvooludele tuleks ülaltoodud võtteid rakendada ka suuremates kraavides ning
õgvendatud ojades ja jõgedes. Kruusapuistangud suurendavad suurselgrootute liigirikkust ja
arvukust ning perifüütoni arvukust (Mueller jt 2014). Kalade puhul on aga näidatud, et
õgvendatud ojade voolusängi ja põhja mitmekesistamine suurte kivirahnude,
kruusapuistangute, süvendite rajamise ning sootide taasavamisega, soodustas nendes
veekogudes meriforelli kudemist, kuigi koorunud maimude tihedus jäi taastatud ojades siiski
looduslike ojadega võrreldes tunduvalt madalamaks (Luhta jt 2012). Saksamaal läbiviidud
uuringus leiti, et kruusapuistangute ja kivirahnude mõju kalade sigimisedukusele oli üpris
lühiajaline (Mueller jt 2014). Lisaks oleneb taastamisedukus konkreetse veekogu omadustest,
mh taastamiseelsest seisundist ning valgala maakasutusest ning võib seetõttu olla veekoguti
väga varieeruv. Näiteks leiti metaanalüüsis vooluveekogude taastamisest lõhilastele (Stewart
jt 2009), et suuremates ojades oli taastamisedukus madalam. Kuigi sängisisesed lokaalsed
taastamisvõtted on vajalikud elupaikade mitmekesisuse taastamiseks vaesunud ojades, ei ole
neist eraldiseisvana tihtipeale abi, eriti kui maakasutus ja reostuskoormused jäävad samaks
(Brettschneider jt 2023). Nii on näiteks Ahtama jõe ökoloogilist taastumispotentsiaali jätkuva
maaparanduse ja korrastamise tingimustes hinnatud ebarealistlikuks (Mehine jt 2021).
Pikaajaliste tulemuste saavutamiseks tuleks tähelepanu pöörata kogu valgala
maakasutusele ja veekvaliteedi parandamisele.
Voolu- aga ka teistes veekogudes on nii veekogu hüdromorfoloogiliste protsesside kui elustiku
seisukohast oluliseks elemendiks sinna juhuslikult, üleujutuste või tormide järgselt langenud
puit (Montgomery jt 2003, Wondzelle ja Bisson 2003). Puutüved või suuremad oksad
aeglustavad vee voolu ning mitmekesistavad voolusängi, tekitades võrendikke ning takistades
setete transporti allavoolu (Montgomery jt 2003). Lisaks loob ja mitmekesistab (veesisene)
jäme puit elupaiku vee-selgrootutele, kahepaiksetele ja kaladele, näiteks toitumis-, kasvupinna-
, varje- või varitsuspaigana (Wondzelle ja Bisson 2003). Siinjuures on oluline ka puidu kõvadus
75
ja ajaline stabiilsus pehme pinnase ja setetega võrreldes. Kraavide korrastamisel ja puidu
eemaldamisel vee voolukiirus suureneb, mille tulemusel hakkavad voolusängis ladestunud
setted liikuma ning settekoormus suureneb, samuti võib suureneda kallaste erosioon (Langford
1996). Seega tuleb eesvooludesse langenud puit võimalusel säilitada.
Kraavilaiendid
Kraavide elustikuväärtust on võimalik tõsta ka kraavilaiendeid (joonis 20) rajades.
Kraavilaiendid on eelkõige metsakuivenduse mõjude leevendamiseks rajatud laiendid ja
süvendid, mis mitmekesistavad kraave, pakkudes heterogeensemaid ja stabiilsemaid elupaiku
ning suurendades seeläbi elustiku liigirikkust. Eestis läbiviidud eksperimentaalne uuring
(Vaikre jt 2020), mille käigus rajati metsaaladele rekonstrueerimistööde käigus erinevaid
leevendusveekogusid ja kraavilaiendeid, näitas et kraavilaiendite rajamine võib muidu
ökolõksudena toimivad kraavid arvestatavateks toitumis- ja sigimispaikadeks muuta. Nii
pakuvad kraavilaiendid, kuivemal suveperioodil ja kraavide kuivamisel, sobivat elupaika
moonde mitteläbinud pruunide konnade kullestele, kui vesi püsib neis vähemalt juuli lõpuni.
Suurema sügavuse tõttu säilib rajatud laiendites vesi ka siis, kui kraavid muus osas kuivavad,
mis võimaldab kullestel ellujäämiseks ja moonde läbimiseks laienditesse liikuda (Remm jt
2018, Vaikre jt 2019). Samuti on kraavilaienditest leitud kaitsealuseid vee-selgrootuid, nagu
lai-tõmmuujurit. Tõenäoliselt parandavad kraavilaiendid ka teatud kalade sigimis- ja elupaiku
kraavides, kuid selle kohta eriuuringud praegu puuduvad.
Joonis 20. Kraavide rekonstrueerimise käigus rajatud kraavilaiendid. Fotod M. Vaikre.
Rajamissoovitused
Kraavilaiendid tuleb rajada kraavide korrastustööde käigus 20–30 cm kraavi põhjast
sügavamale, et seal säiliks vesi ka siis, kui ülejäänud kraav ära kuivab. Kraavilaiendite puhul
on oluline ka lauge kaldaala, mistõttu peab nõlvus olema vähemalt 1:2,5. Kraavilaiendi suurus
tuleb valida nii, et vastavat nõlvust oleks võimalik saavutada, kuid laiend ei tohi olla kitsam
kui kahekordne kraavi laius ja lühem kui 2 m. Kraavilaiendid tuleb rajada päikesele avatud
madalamatele kraavilõikudele, seejuures võiks metsamaal eelistada ida-lääne suunalisi kraave
76
(pikemalt päikesele avatud). Kraavilaiendeid tuleb rajada selleks sobivatesse kohtadesse (st
mitte igale kraavile) ning võimalusel üks 100 m kohta, et kahepaiksete kullesed jõuaksid
laienditesse enne kraavi kuivamist. Kraavide ristumiskohtadesse võib rajada suuremaid
nurgalaiendeid. Kraavilaiendite rajamist tuleb vältida erosiooniohtlikel sügavatel
hästilagunenud turvasmuldadel (joonis 21) või reguleerida laiendite nõlvust vastavalt
mullatüübile. Kraavilaiendi rajamisel eemaldatav pinnas tuleb tõsta kraavisihile, mitte jätta
vallina laiendi kaldaalale, et vältida toitainete leostumist vette (vt ka lisa 3). Kuivendus-
süsteemide korrastustööde käigus rajatud tehnoloogilised settebasseinid, kui neid edaspidi ei
puhastata, täidavad kraavilaienditega tõenäoliselt sama funktsiooni. Pruunidele konnadele
kudemiseks sobivad need siiski vaid juhul, kui nõlvad on piisavalt lauged.
Joonis 21. Ebaõnnestunud
kraavilaiend sügaval turba-
mullal. Foto M. Vaikre.
Leevendustiigid
Leevendustiigid rajatakse väikeveekogudest sõltuva elustiku toetamiseks kuivendusaladele. Ka
settekoormuse ja toitainete vähendamiseks ettenähtud keskkonnarajatised (puhastuslodud
/avaveelised tehismärgalad) võivad liikidele elupaiku pakkuda, eriti juhul kui nad oma
omadustelt jäljendavad looduslikke märgalasid (Girardin jt 2018, Kalnins ja Petaja 2018,
Turunen jt 2019, Rannap jt 2020) või kui neid regulaarselt setetest puhastatakse (Le Viol jt
2009, Sun jt 2018). Enamasti settetiike ja puhastuslodusid siiski liikide elupaiganõudlusest
lähtuvalt ei rajata ning neid pole ka maastikus piisavalt, et looduslike märgalade ja
väikeveekogude kadu kompenseerida. Seetõttu on kuivendusest mõjutatud aladele vajalik
rajada ka spetsiaalseid elustikku toetavaid väikeveekogusid.
Eestis on väikeveekogusid seni edukalt taastatud peamiselt ohustatud kahepaiksetele, nende
sigimistingimuste parandamiseks avamaastikes (sh ka intensiivse põllumajandusega
maastikes), kus looduslikud märgalad on hävinud või nende kvaliteet oluliselt langenud
(Rannap jt 2009, Magnus ja Rannap 2019, LIFE-IP projekt). Seejuures on oluline nii
väikeveekogude hulk kui ka paiknemine maastikul – edukaks on osutunud väikeveekogude
klastritena rajamine (vähemalt 3 väikeveekogu klastris; Rannap jt 2009). Ka Šveitsis läbiviidud
77
uuring näitas, et väikeveekogude rajamine aitab kahepaiksete (sh kaitsealuste liikide)
populatsioonide langustrende pidurdada, kui seda tehakse laialdaselt, maastiku mastaabis
(Moor jt 2022). Lisaks pakuvad ohustatud kahepaiksetele rajatud sigimisveekogud sobivat
elupaika ka teistele liikidele (Remm jt 2015b, Soomets jt 2016, Magnus ja Rannap 2019).
Põllumajandusmaastikul spetsiaalselt bioloogilisele mitmekesisusele suunatud (voolu-
veekogudega ühendamata puhtaveeliste) tiikide rajamisel on elustikule samuti oluline
positiivne mõju, võimaldades mageveetaimede mitmekesisuse vähenemist peatada ja seda isegi
tagasi pöörata (Williams jt 2020). Vee-elupaikade loomine toetab ka maismaaelustikku, näiteks
märgalade linde ning suurendab tolmeldajate ning röövputukate rohkust, millel on omakorda
positiivne mõju kahjurikontrollile ning tolmeldamisele (Hill jt. 2021).
Eestis läbiviidud eksperimentaalne uuring, kus rekonstrueerimistööde käigus rajati
metsaaladele erinevaid leevendusveekogusid, näitas, et see tegevus võib osutuda tõhusaks
meetmeks teatud vee-elustiku säilitamisele kuivendusaladel (Vaikre jt 2020). Leevendustiigid
(joonis 22) suurendavad kahepaiksete arvukust ja mitmekesisust ning pakuvad elupaika ka
ohustatud liikidele, kui nad on rajatud lähtuvalt liikide elupaiganõudlusest (Remm jt 2018,
Vaikre jt 2019). Näiteks on kahepaiksete (sh rabakonna) sigimine arvukam sellistes
veekogudes, kuhu tekib kevadeti üleujutatav kaldaala (joonis 22). Lisaks aitavad
leevendustiigid säilitada vee-selgrootute mitmekesisust, kuna kraavide puhastamine põhjustab
nii kraavides kui ka kraavitamisest mõjutatud lompides vee-suurselgrootute mitmekesisuse
vähenemist (Remm jt 2015, Soomets jt 2016, Vaikre jt 2019). Leevendustiigid pakuvad
elupaika ka kuivendatud metsamaastikul muidu haruldastele avatud märgalasid asustavatele
kiilidele (Vaikre jt 2019). Kuna eksperimentaalselt rajatud leevendusveekogud olid looduslike
metsalompidega võrreldes suuremad ja sügavamad (ja sageli ka päikesele avatumad), ei
kompenseerinud nad täielikult metsakuivendusega kaasnevat looduslike veekogude elustiku
kadu ehk ei pakkunud elupaika ajutiste veekogude spetsialistidele (Vaikre jt 2020). Selle
vältimiseks tuleb olemasolevaid looduslikke veekogusid säilitada. Erinevat tüüpi veekogude
olemasolul korral maastikus on positiivne mõju vee-elustikule suurem (Hill jt 2021).
Leevendustiikide väärtus elustikule sõltub ka nende paigutusest maastikul ja hooldamisest
(Girardin 2018). Lähestikku klastritena rajatud mitmed eriilmelised leevendusveekogud
soodustavad nii selgrootute kui ka kahepaiksete liikumist veekogude vahel, populatsioonide
säilimist ning isegi nende taastumist (Rannap jt 2009, Sun jt 2018).
78
Joonis 22. Kraavide rekonstrueerimise käigus rajatud leevendustiigid Tartumaal. Vasakul õnnestunud
tiik, kus kahepaiksetest esinesid tähnikvesilik, rohu- ja rabakonn. Paremal ebaõnnestunud tiik (liiga
väike, järsud kaldad). Fotod M. Vaikre.
Rajamissoovitused
Leevendustiigid tuleb rajada kraavidest eraldiasetsevatena, et vältida nende asustamist
kaladega. Eelistatud on niiskema kasvukohatüübi metsad (nt laane, salu, sooviku, rabastuv, soo
ja kõdusoo mets ning palumetsades jänesekapsa või jänesekapsa-mustika kasvukohatüüp).
Leevendustiike võib rajada ka põllumaale, näiteks püsirohumaadele. Leevendustiike ei tohi
rajada looduskaitseliselt väärtuslikesse soolaikudesse, allikate asemele, kaitsealuste liikide
kasvukohta ega vääris-elupaikadesse.
Leevendustiigid tuleb rajada päikesele avatud madalamatesse kohtadesse (nt teede ja sihtide
äärde) kuhu ka looduslikult vesi koguneb või kus on kõrge põhjaveetase. Tiigi kaldad peavad
olema võimalikult lauged (nõlvus 1:6), et tekiks madalaveeline kiirelt soojeneva veega ala, mis
on oluliseks sigimispaigaks kahepaiksetele (eriti raba- ja rohukonnale). Leevendustiigid
peaksid pindalalt olema suuremad kui 100 m2, vastasel juhul pole võimalik lauget kaldanõlvust
saavutada. Väljakaevatud pinnast ei tohi tiigi kaldanõlvale ladestada, vaid see tuleb paigutada
kaldaservast pisut kaugemale tasasele alale, et vältida pinnase tagasivalgumist ja toitainete
leostumist vette. Pinnas tuleb laiali laotada ja tasandada. Tiigid peavad paiknema kogumikena,
igas kogumikus 3–5 tiiki, kusjuures kogumi siseselt ei tohiks veekogude vaheline kaugus
ületada 200 m (vt ka lisa 3). Vajadusel tuleb tiike ka hooldada, eemaldades nende kallastelt
veepeeglit varjutavat võsa, puhastades tiike tihedast taimestikust (nt laialehine hundinui) ja
akumuleerunud setetest. Metsamaal võib tiike puhastada samaaegselt kraavide hooldusega.
Põllumaal, kus toitainete sissekanne on suurem, võib tiikide puhastamine vajalikuks osutuda
iga 5–10 aasta tagant.
Eriotstarbeliste veekogude ümberkujundamine
Metsamaastikusse rajatud tuletõrjetiigid võivad samuti vee-elustikule (nt kahepaiksed, vee-
suurselgrootud) elu- ja sigimispaika pakkuda, kuid sageli on nad varjulised, järsukaldalised
ning tihti ka kaladega asustatud, mistõttu nad kahepaiksetele (va harilik kärnkonn) ja
selgrootutele kvaliteetseid elu- ja sigimispaiku ei paku. Kui tuletõrjetiikide, aga ka kuivendus-
79
vee korduvkasutusega tiikide rajamisel või maaparandussüsteemide korrastamise käigus,
nende kaldad võimalikult laugeteks kujundada (nõlvus võimalusel 1:6), loob see tingimused
madalaveelise kiiresti soojeneva veega kaldaala tekkeks, mis suurendab mikroelupaikade hulka
veekogus ja loob elu- ja sigimispaiku veelistele ja pool-veelistele liikidele (joonis 23). Juhul
kui tiigi kõiki kaldaid pole võimalik laugetena rajada (nt tuletõrjetiigi teepoolne kallas), on
siiski oluline, et võimalikult suur osa kallastest oleksid lauged, eriti aga päikesele avatud
põhjakallas. Kalade (enamasti hõbekogred) olemasolul tuleb tiik puhastustööde käigus veest
tühjaks pumbata ja orgaanilisest settest ning taimestikust täielikult puhastada – sel viisil on
võimalik ka kaladest vabaneda. Kaladest puhastamine on oluline, kuna kuivendamise tõttu on
väikeste kaladeta veekogude (lompide, lontsikute) hulk maastikus kahanenud, mistõttu napib
ka neile spetsialiseerunud liikidel elupaiku. Tiigi kaldaala, kindlasti aga selle lõunapoolne külg,
tuleb päikesele avatuna hoida, et tagada vee soojenemine.
Joonis 23. Elustiku mitmekesisust hästi toetav tuletõrjetiik: üleujutatud madalaveelise kaldaalaga ja
tänu külgnevale teele alaliselt päikesele avatud. Tartumaa Selgise. Foto M. Vaikre.
Kopra üleujutusalade säilitamine
Koprad, ökosüsteemide ümberkujundajatena (ecosystem engineers), loovad oma ehitus-
tegevusega, eriti just paisude ning kanalite rajamisega, kuivendatud aladele märgala öko-
süsteeme, leevendades sel moel kuivenduse negatiivseid mõjusid (Vehkaoja 2016). Kopra
loodud paisud ning sellega kaasnev üleujutusalade ja tiikide moodustumine suurendab ja
stabiliseerib veevarusid, aeglustab setete transporti, vähendab allavoolu kanduvat reostust
talletades setteid ja toitaineid (Lamsodis jt 2006, Robinson jt 2020, Larsen jt 2021), alandab
paisust allavoolu asuvate veekogude veetemperatuure ning tõstab veekogude kaldaala öko-
süsteemide vastupidavust, mistõttu on kobraste tegevust pakutud välja potentsiaalse meetmena
kliimamuutustega kohanemiseks (Dittbrenner jt 2022). Koprapaisude tagajärjel tõusnud
veetase, suurenenud avaveekogude ja märgalade hulk ning hea ühenduvus lammialadega,
suurendab elupaikade mitmekesisust ning vee ökosüsteemide vastupanuvõimet nii looduslikele
kui inimeste poolt tekitatud häiringutele (Hood ja Bayley, 2008, Larsen jt 2021). Nii pakuvad
koprapaisutusega alad metsatulekahjude korral pelgupaika mitmetele liikidele (Fairfax ja
Whittle 2020).
80
Heterogeenset maastikku luues aitavad koprad oluliselt kaasa bioloogilise mitmekesisuse
suurenemisele (Thompson jt 2021). Kopra üleujutusalad pakuvad elu- ja sigimispaiku ning
toitumisalasid nahkhiirtele, lindudele, kahepaiksetele, vee-selgrootutele, aga ka ohustatud
kalaliikidele, nt vingerjale (Vehkaoja ja Nummi 2015, Remm jt 2018, Robinson jt 2020,
Thompson jt 2021). Kobraste poolt paisutatud jõelõikudel ning rajatud kanalites võib veetase
kõrge püsida ka suvisel madalvee perioodil, leevendades nii põuaga kaasnevaid mõjusid
(Gurnell 1998, Westbrook jt 2006, Hood ja Larson 2015). Kopra üleujutustega võivad
kaldataimestikus taas levima hakata märgaladele omased liigid (Nummi 1989). Lisaks tekib
kopraste tegevuse tulemusena väga mitmekesist ja eritüübilist surnud puitu (Thompson jt
2016), mis on oluliseks kasvusubstraadiks samblikele ja teistele seentele (sh saprotroofsetele
kottseentele, Vehkaoja jt 2017) ning saproksüülsetele mardikatele (Lassauce jt 2011).
Kopraid on edukalt kasutatud degradeerunud vooluveekogudel nende loodusliku sängi ning
lammiprotsesside taastamisel (Pollock jt 2014, 2015, Nummi ja Holopainen 2020). Koprad
muudavad ka varjulised metsakuivenduskraavid kahepaiksetele sobivaks sigimispaigaks
(Remm jt 2018). Seetõttu tuleb kobraste tegevust kaitsealadel asuvatel kraavidel ja
kraavitusest mõjutatud aladel soosida, juhul kui koprapaisud ei ohusta vooluveekogudega
seotud liikide (nt lõhilaste või ebapärlikarbi) elupaiku, ei põhjusta ulatuslikku majandus-
metsade ja/või kaitsealuste taimeliikide kasvukohtade või teede üleujutamist.
Viimasel kümnendil on Eesti kaitsealadel hävitatud hulgaliselt kopramärgalasid (nt Karula RP
10-st inventeeritud kopramärgalast oli 2020. aasta suveks kuivendatud 8), mis on olnud
kaitsealuste liikide (sh mudakonn, harivesilik, rabakonn, rohukonn, tiigikonn, suur-rabakiil,
suur-tõmmuujur, vingerjas jt) elu- ja sigimispaikadeks või toitumisaladeks (sh must-
toonekurg). Eesti kaitsealadest on kobras kaitse-eesmärgiks seatud vaid Peipsiveere loodus-
kaitsealal (Tannik 2021). Arvestades kopra olulisust märgaladest sõltuvate liikide elupaikade
taastamisel, peab kaitsealade piiranguvööndites kopramärgalade likvideerimine toimuma vaid
kaitseala valitseja nõusolekul ning keskkonnamõjude hindamise alusel.
5.2.3. Leevendusmeetmed maismaaelustiku toetamiseks
Puistu struktuuri kujundamine
Eesti lodumetsi ja jänesekapsa-kõdusoometsi võrrelnud uuring näitas, et kuivenduse
negatiivset mõju looduskaitseliselt tähelepanuväärsetele sammaldele ja samblikele on võimalik
leevendada mitmekesist (laialehiste puude ja sanglepaga) puistut ja lamapuude rohkust
soosides (Remm jt 2013). See võimaldaks hoida ja luua rikkalikumalt mikroelupaiku ja
kasvusubstraate nii maapinnal kui puudel. Oluliseks elupaigaks sammaldele ja samblikele on
näiteks hästilagunenud lamatüved. Ühtlasi leevendataks nii ka teistele liigirühmadele
avalduvaid kuivendusmõjusid. Näiteks avaldub kuivendusmõju tigudele lehtpuuvarise
asendumises okkavarisega (Remm jt 2013, Remm ja Lõhmus 2016). Viljakamates kuivendatud
majandusmetsades oleks seega kuivendusmõju leevendavaks meetmeks saarte, pärnade,
vahtrate, tammede, jalakate, künnapuude ja sangleppade soosimine puistus ning surnud ja elus
säilikpuude rohkus. Säilikpuid ei eemaldata metsast kunagi, nii et aja jooksul saavad neist
lamapuud.
81
Puhvrid külgnevatele märgalalistele loodusväärtustele
Kuidas mõjutab kuivendussüsteemide korrastamine nendega külgnevaid maismaa (sh
märgalade) kooslusi ja looduskaitseväärtusi, on suuresti uurimata küsimus. Ida-Eesti õhukestel
turvasmuldadel ja soostunud metsades tehtud uuringust teame, et rekonstrueerimise järel
võivad kraavivõrgust kuni 125 m kaugusel asuvad väikeveekogud kuivaks jääda (Vaikre jt
2020). Siirdesoodes võib kuivenduskraavide mõju ulatuda aga enam kui 250 meetrini (Paal jt
2016). Puistu liituvus vähenes kiiresti kuni 260–270 m kaugusele kraavist, sealt edasi
aeglasemalt kuni 400 m kaugusele. Seega tuleb kraavivõrguga külgnevate ja märgaladest
sõltuvate kaitseväärtuste hoidmiseks jätta külgneva märgala ümber puhverala, kus kraave ei
korrastata. Sellise puhverala laius tuleb alapõhiselt täpsustada, sest kraavi mõju ulatus
varieerub tugevalt reljeefi- ja mullaomadustest sõltuvalt. Kraavide puhastamise mõjuulatuse
täpsemaid arvutusi on võimalik teha maapinna kõrgusmudeli ja aeratsioonivööndi hüdro-
loogiliste mudelite abil (Jarvis jt 2016), kuid Eestis selliseid mudeleid kahjuks koostatud pole,
mistõttu on vastavad rakendusuuringud väga vajalikud.
Pinnavee äravoolu looduslikelt aladelt või piirdekraavidega ümbritsetud soost saab mõneti
takistada ning servamäresid taastada, vee voolutee tõkestamisega, näiteks kogu piirdekraavi
ulatuses vallide rajamisega. Hollandis on raba veerežiimi taastamiseks kasutatud 0,5–3 m
kõrguseid kohalikku päritolu ja õhu käes kuivanud turbast rajatud valle (O’Kelly jt 2008).
Tegemist on aga üsna kalli ja hooajalise lahendusega, kuna valli rajamine tõkestab vaid pinna-
vee liikumist, samas kui kraavi kuivendav mõju säilib. Turbast tehtud vallid võivad ka aja
jooksul kokku variseda ja/või hakata vett läbi laskma. Seetõttu on mõttekam kasutada puhver-
alasid, kus kraavid suletakse või jäetakse puhastamata.
5.3. Kompensatsioonimeetmed
Tasaarvestuseks (offset) nimetatakse meetmeid, mille puhul arendus- või majandustegevusest
tulenev bioloogilise mitmekesisuse kadu mingis kohas kompenseeritakse mitmekesisuse sama-
väärse suurenemisega mingis teises kohas No Net Loss eesmärgiga. Tasaarvestust tehakse
selliste tegevuste kahjulike mõjude hüvitamiseks, mida ei ole võimalik kohapeal vältida või
minimeerida. See peaks toimuma peamiselt positiivsete majandamismeetmete kaudu (nagu
degradeerunud elupaikade taastamine ja asenduselupaikade loomine) juhul kui bioloogilise
mitmekesisuse vähenemine on prognoositav nii tegevuste läbiviimise ajal kui ka tulevikus
(Tucker jt 2020). Seega võib näiteks märgala hävimisel mingi arendustegevuse raames nõuda
arendajalt selle kompenseerimist märgala taastamise kaudu kusagil mujal.
Üldiselt järgib bioloogilise mitmekesisuse tasakaalustamise skeem kolmeastmelist leevendus-
hierarhiat, mille järgimine võimaldab vastava arendusprojekti raames jõuda parima
lahenduseni, leidmaks tasakaalu bioloogilise mitmekesisuse säilitamise ja eeldatava
majandusliku kasu vahel (Tucker jt 2020):
1) võimaluse korral tuleks negatiivset mõju keskkonnale, sealhulgas bioloogilisele
mitmekesisusele, vältida või ennetada;
2) kui vältimine pole võimalik, tuleks arendustegevuse kohapealset mõju minimeerida ja
leevendada;
3) tasaarvestus- ja/või kompensatsioonimeetmeid tuleks rakendada viimase abinõuna.
82
USA teadlased (Ten Kate jt 2004) on märgalade mitmekesisuse kaitseks välja töötanud nn
kompensatsioonimeetme panga (mitigation bank), mis tugineb varasematele kogemustele. See
hõlmab erinevaid rakendatavaid meetmeid nagu:
1) degradeerunud elupaikade taastamine;
2) alade kaitse alla võtmine;
3) asenduselupaigad ja teised tegevused, mille eesmärgiks on vältimatute jääkkahjustuse
korvamine.
Kompensatsioonimeetmete rakendamine ei pruugi alati soovitud lõppeesmärgini viia, kuid
meetme rakendamisel bioloogilise mitmekesisuse degradeerumine siiski aeglustub (Burgin
2010). Näiteks tiigid, mis on rajatud kompensatsiooniks hävitatud märgalade asemele, võivad
kahepaiksetele (eriti generalistliikidele), samaväärselt looduslike veekogudega, sigimispaigana
toimida (Strain jt 2017). Samas võib näiteks allikasoode taasloomine olla üsna keerukas
(Morris jt 2006). Kompensatsioonielupaikade rajamist ei saa pidada ainsaks järjepidevaks ning
usaldusväärseks säästva majandamise mehhanismiks ning seda meetodit ei tohiks kindlasti
rakendada kõrge kaitseväärtusega elupaiga kompenseerimiseks.
Et teha kindlaks, kas kompensatsiooniala vastab püstitatud eesmärgile, tuleb edukust hinnata
kindlate bioloogiliste kriteeriumite alusel. Morris jt (2006) toovad taimekoosluste hindamisel
välja liigirikkuse, -koosseisu ja haruldaste või kooslusele omaste liikide esinemise hindamise
vajalikkuse. Ka Eesti soodes ja turvasmuldadel asuvates metsades kasvavatest taimeliikidest
on selliseid nimestikke avaldatud (Kask 1982, Ingerpuu jt 2014). Samuti on selliste asendus-
elupaikade jätkusuutlikkuse üle otsustamisel vajalikud üksikute sihtliikide edukuse hinnangud,
mis annavad võimaluse hinnata just vastava taksonirühma jaoks olulisi taastumisedukuse
kriteeriume. Sellisteks indikaatorliikideks on eelkõige Eesti ja/või Euroopa tasandil kaitsvad
märgade metsaelupaikade ja soode liigid (sh Loodusdirektiivi liigid ja Eestis ohustatud liigid).
Märgalade ja veekogude taastamise edukuse hindamisel on näiteks Ameerika Ühendriikides
kasutatud bioloogilise terviklikkuse indeksit (IBI – Index of Biotic Integrity, Teels jt 2004).
Indeks põhineb mõõdikutel, mis kogutakse regionaalselt mageveekogude kalastiku seire
käigus. IBI arvutamise tulemus näitas, et loodud märgalade IBI oli madalam kui arendus-
tegevuse käigus hävinud märgala oma (väiksem liigiline mitmekesisus, muutunud kooslused
ja liikide arvukused). Lähtuvalt IBI-st, ei kompenseerinud loodud märgalad täielikult hävinud
märgalade kadu, seda eriti vooluveeliikide puhul. Tuginedes ka teistele töödele (näit Detenbeck
jt 1992) leiti, et taastumine võib aega võtta küll aastakümneid ning rajatud märgalad olid siiski
eelduseks soovitud kalastiku taastumisele.
Kuivendusest puutumata või seni vähese kuivendusmõjuga alade puutumata jätmine peab
saama tänapäevases, tugeva inimmõjuga keskkonnas, primaarseks, sest leevendusmeetmed ei
kompenseeri algse olukorra (st. välja kujunenud ökosüsteemi ning sealse elustiku) kadu. Mõne
elustikurühma jaoks puuduvad kuivenduse mõju leevendusvõimalused ka jätkuva kuivenduse
tingimustes. Praktiliselt võimatu on luua leevendusmeetmeid looduslike märgalade (lagesoode,
soometsade) elustikule, mis taandub kuivenduse tõttu, kuna kuivenduse eesmärgiks ongi olnud
nende ökosüsteemide kuivemaks muutmine. See tingib omakorda näiteks metsastruktuuri
muutused, mistõttu võivad kuivenduse järgselt kaduda ka sobivad kasvupinnad teatud liikidele
(nt Remm jt.2013). Kohati on siiski võimalik minevikus või kaasajal tehtud kuivendust
osaliselt kompenseerida märgalade taastamisega lähikonnas.
83
6. Sotsiaalmajanduslikud tegurid
Leevendusmeetmete rakendamisega kaasnevad maaomanikule kulutused, mille hulka
kuuluvad näiteks: (1) andmete kogumine (sh konsultatsioonid) sobiva meetme valikuks; (2)
meetme rakendamine; (3) meetme tulemuslikkuse seire ning selle käigus hoidmineja
hooldamine. Meetme kuludena tuleb arvestada ka põllumajandustootja võimalikku saamata
jäänud tulu, nt maakasutuse muutuse tõttu, kui seda ei kompenseerita. Need kulud määravad
ära meetme valiku, meetme rakendamise edukuse ja selle tõhususe (Loigu jt 2011). Põllu-
majandusuuringute Keskuse uuringu (Maaparandussüsteemide... 2020) kohaselt tähtsustasid
maa-omanikud keskkonnarajatiste (nt settetiikide, lodude rajamine, sootide avamine,
tuulekaitseribade istutamine) eesmärke pigem vähe (keskmine skoor antud eesmärgile oli 3,6–
3,7 punkti seitsmest). Kuna keskkonnaprobleemide jätkuva teravnemise tõttu on maaparandus-
praktika muutused vältimatud, on väga oluline teadlikkuse tõstmine veekaitsemeetmete ja
rajatiste vajalikkusest.
Eestis toetatakse maaparandusega seotud tegevusi mitmete toetusskeemide ja -meetmete
kaudu:
• Maaelu Arengu Euroopa Põllumajandusfondist ja riigieelarvest toetatakse kuivendus-
süsteemide korrastamist, et parandada riigi poolt korrashoitavate ühiseesvoolude tehnilist
ja ökoloogilist seisukorda “Põllu- ja metsamajanduse taristu arendamise ning hoiu
investeeringutoetus Maaeluministeeriumi valitsemisala riigiasutustele 2022” (kogueelarve:
4 400 000 eurot).
• Eesti maaelu arengukava (MAK) 2014–2020 meede 4 aitab kaasa maatulundusmaa
viljelusväärtuse suurendamisele ja sihtotstarbelisele kasutusele kuivendussüsteemide
korrastamise ja juurdepääsuteede rajamise abil. Seda meedet saavad kasutada põllu-
majandusettevõtjatest sihtasutused. “Investeeringud materiaalsesse varasse “tegevuse liigi
4.3 „Põllu- ja metsamajanduse taristu arendamine ja hoid” (kogueelarve 49 miljonit eurot,
2022.a. maksti välja 6 240 000 eurot).
• Alates 2012. aastast makstakse erametsade majandamiseks ja parendamiseks metsa-
maaparandustööde toetust, mis hõlmab maaparandussüsteemide uuendustööde kava
koostamist, kuivenduskraavide seisukorra parandamist, truupide uuendamist, vee
suunamist läbi kuivenduskraavi või eesvoolu ning tööde vastuvõtmise akti koostamist.
2020. aastal oli erametsaomanike metsa maaparandusprojektide eelarve 250 000 EUR.
• Maaparanduslike keskkonnarajatiste ehitamist toetatakse “Euroopa Liidu ühise
põllumajanduspoliitika strateegiakava 2023–2027” raames 812 000 euroga
(põllumajandustaristu investeeringute kogueelarve on 28 500 000 EUR). Toetatakse maa-
parandussüsteemi keskkonnarajatiste rajamist, rekonstrueerimist ja uuendamist ning
leevendusveekogude rajamist: settebasseinid, veekaitsevööndi laiendid ja puhastuslodud;
eesvoolude põhjapaisud, -nõlvadele kivipuisted; eesvoolude nõlvade kujundamine
lammialaks ja leevendusveekogud (süvendid kraavides jms); eesvoolude soodi avamis-
kraavid, koelmupadjandid, vähkide tehiselupaigad, tuletõrjetiigid. Toetust saavad taotleda
nii füüsilised isikud, kohalikud omavalitsused kui ka põllu-majanduse ja erametsandusega
tegelevad ettevõtjad, maaparandusühistud, MTÜ-d, põllumajandustootjast avaliku sektori
asutused ning Regionaal- ja Põllumajandusministeeriumi valitsusasutused ja tema
hallatavad riigiasutused.
84
Toetuste jagamise osas tõi Riigikontroll oma aruandes (2020) välja, et senine ühetaoline
toetuste jagamise mehhanism vajab muutmist: maaparandustoetusi (maaparandussüsteemide
korrastamiseks) tuleks jagada ennekõike sinna, kus oodatav tootlikkuse kasv on suurem ja
keskkonnakahju väikseim. Näiteks maaparandust turvasmuldadel ei peaks toetama teistega
võrdsetel alustel, sest tekivad kasvuhoonegaaside heited. Toetusi tuleks suunata sellistesse
meetmetesse, mis aitavad väiksema panusega saavutada suuremat tõhusust reostuskoormuse
vähendamisel ning täidaksid ühtlasi ka looduskaitselist funktsiooni. Näiteks näidati Soome
uuringus, et kuigi kahetasandilise kraavi rajamise kulu on tavapärase kraaviga võrreldes 2,4
korda kõrgem (Västilä jt 2021), toimib kahetasandiline kraav tõhusamalt fosfori kinnipidamisel
ning pakub mitmetele liikidele elupaika. Kuivõrd sellise kraavi rajamine on kollektiivne hüve,
siis pakkusid autorid lahendusena välja kahetasandliste kraavide rajamist riiklikult toetada (et
motiveerida põllumehi seda meedet kasutama). Toetusskeemiga võiks tootjatele
kompenseerida nii leevendusmeetmete rajamise kulu kui ka saamata jäänud tulu rajatise alla
jäävalt maalt, kui selleks oli varem põllumajanduslikus kasutuses olev maa.
Teisalt toob ka meetmete rakendamata jätmine kaasa keskkonnakulusid, mis hõlmavad näiteks
keskkonnaseisundi hoidmist, loodushüvede taastootmist või keskkonnakahjude heastamist.
Eestis ei ole veekeskkonnale tekitatud põllumajandusliku hajukoormuse ega põllumaade
kuivendamisega kaasneva hüdromorfoloogilise surve (nt loodusliku veerežiimi muutus) osas
saastemakse kehtestatud, misstõttu on põllumajanduse veekasutusest tulenevad keskkonna-
kulud (nt toitainete kandumine veekogumitesse) katmata. Veekogumitel, kus põllumajanduse
hajukoormust on hinnatud oluliseks, korvatakse keskkonnakulud täiendavate leevendavate
meetmetega (Lääne-Eesti vesikonna veemajanduskava 2022–2027). Seega võib veekaitse-
rajatiste ja leevendusmeetmete kohustuslikku rakendamist käsitleda ka kui “saastaja maksab”
põhimõtet. Sotsiaalmajanduslik tasakaal tuleb leida keskkonna jätkusuutlikkuse ja toidu-
julgeoluku tagamise vahel, sest viimase strateegiliseks ressursiks Eestis on põllumajandusmaa
kasutus. Ka metsa- ja puidusektor, mis loob olulist kogulisandväärtust väljaspool suurlinnu (nt
Kesk- ja Lõuna-Eestis; Metsa- ja puidusektori... 2023), vajab tasakaalukat lähenemist, et tagada
jätkusuutlikkus ka väiksemate raiemahtude korral.
Sotsiaalmajanduslikult on samuti oluline, et maaparanduse negatiivseid keskkonnamõjusid
leevendataks võimalikult kulutõhusalt, kusjuures vastav analüüs peab kindlasti hõlmama nii
meetme tõhusust reostuse eemaldamisel kui ökosüsteemi teenusete ja hüvede pakkumisel
(tabel 4). Leevendamise kuludena on teaduskirjanduses seni arvestatud veereostuse
vähendamise piirkulusid (marginal abatement costs), mida näidatakse erinevate meetmete abil
reostuse vähendamise hindu võrreldes. Näiteks on Soomes heljumi hulga vähendamine valg-
puhastusaladel odavam, kui settebasseine kasutades, kuna viimased on vee puhastajatena
vähem tõhusad. Norras läbiviidud uuringus leiti, et fosfori talletamisel on suuremad (3000 m2)
settetiigid väikestega (1000 m2) võrreldes kulutõhusamad (Hauge jt 2008). Eestis on aga
uuritud, kui palju maksab väetiste kasutamise tõttu vette jõudva fosfori ja lämmastiku
eemaldamine tehismärgala abil. Arvestades põllule väetistena külvatavate toitainete
leostumise osakaalu, oli lämmastiku eemaldamise maksumuseks ca 0,2 eurot ja fosforil ca 0,3
eurot väetise kg kohta (Eesti keskkonnakasutuse... 2019).
Veekaitserajatiste rajamine on kallis ning ka hooldamine toob endaga kulusid kaasa, mistõttu
tasub kuivendussüsteemide ja eesvoolude korrastamise mõttekusele senisest rohkem
85
tähelepanu pöörata. Nii leidis Matero (2004), et fosfori väljakande piiramiseks on
kuluefektiivsem vähendada kraavivõrgu korrastustöid, kui et rajada settebasseine ja
valgpuhastusalasid, kuna nende rajatiste tõhusus toitainete talletamisel ei kompenseeri rajamise
kulusid. Miettinen jt (2020b) leidsid, et kraavide puhastamine ei ole sotsiaalmajanduslikust
seisukohast optimaalne, kui arvestada ka kahju vooluveekogudele ja nende elustikule ning
lisada leevendusmeetmete rajamise maksumus. Nii võib korrastustööde tegemata jätmine olla
mõistlikum kui nende tegemine. Sellist lähenemist soosib osati ka praegune olukord, kus
näiteks eesvoolude uuendustöid tehakse mitu korda vähem, kui eeldatavalt vaja oleks, seda
riigieesvoolude suure uuendus- ning hooldustööde mahu ja maksumuse tõttu (Riigikontroll
2020). Sellised reostuse kinni püüdmise või tekitamata jätmise maksumuse arvutused tuleks
teha enne eesvoolude ja maaparandussüsteemide korrastustöid ka Eestis.
86
Tabel 4. Veekaitsemeetmete ja -rajatiste potentsiaalne tõhusus toitainete ja settereostuse
vähendamisel (N – lämmastik, P – fosfor, S – setted; oranž – vähetõhus, kollane – keskmiselt
tõhus, roheline – üsna tõhus), hinnangulised rajamis- ja hoolduskulud ning otsene positiivne
mõju elusikule. Hoolduskulud ning maatulundusmaa kadu (saamata jäänud tulu) võivad
oluliselt varieeruda, sõltuvalt näiteks mullatingimustest, reljeefist ja maakasutusest.
Meede/rajatis Reostuse
vähendamine
Rajamis-
kulu
Hooldus-
Kulu
Maa-
tulundusmaa
kadu
Mõju
elustikule
N P S
Settebassein
keskmine
keskmine
(setete
eemaldamine)
pigem madal
(põllumaal
vajalik
künnivaba ala
1–2 m)
pigem
madal
Suurvee
kontroll-
süsteem
madal Madal tõenäoliselt
puudub
pigem
madal
Valgpuhastus-
ala
madal
madal
(vajadusel
taimestiku
eemaldamine)
pigem madal keskmine
Puhastuslodu/
tehismärgala
kõrge
madal kuni
keskmine
(taimestiku,
setete
eemaldamine)
jah kõrge
Puhverriba sh
veekaitse-
vöönd
puudub
(uute vööndite
puhul
seemned)
madal
(taimestiku
eemaldamine)
jah kõrge
Kahe-
tasandiline
ehk
liitprofiiliga
kraav
keskmine
kuni kõrge
madal kuni
keskmine jah kõrge
Seadedrenaaž
kõrge pigem madal ei puudub
87
7. Ettepanekud metsa- ja põllumaa kuivendusmõjude
leevendusmeetmete tõhustamiseks Eestis
Arvestades olemasoleva kuivendusvõrgu ulatust, mis hõlmab kolmandiku Eesti maismaast
(1 372 130 ha), selle korrashoiu kulukust ning kaasnevat negatiivset mõju nii märgalade kui
veekogude (sh rannikumere) ökosüsteemidele, samuti neist elupaikadest sõltuvatele liikidele,
ei ole uute kraavisüsteemide rajamine ega kuivendussüsteemi reguleeriva võrgu
laiendamine jätkusuutlik. Lisaks ei toeta selline tegevus EL veepoliitika raamdirektiivi,
loodus- ja linnudirektiivi, Euroopa Liidu elurikkuse strateegia, Kliimamuutustega kohanemise
arengukava ega ka teiste rahvusvaheliste lepete (sh HELCOM, Ramsar) eesmärke.
Maaparanduse jätkuvast negatiivsest keskkonnamõjust tulenevalt, on vaja kuivendus-
süsteemide korrastustööd (peamiselt sette ja taimestiku eemaldamine) senisest enam
vajaduspõhiseks muuta, järgides põhimõtet – vähem on parem, mis lähtub muuhulgas ka
ökoloogilistest kaalutlustest (liikide ja elupaikade seisundist). Kehtivas õiguses on setete
eemaldamine võimalik nii kuivendussüsteemi hooldus-, uuendus- kui ka rekonstrueerimis-
tööde käigus. Arvestades asjaolu, et kraavide korrastamisest tulenev settekoormus võib olla
samaväärne esmakordse kuivendamise mõjuga, tuleks nende mõistete sisu määruses üle
vaadata. Igale suuremahulisele sette eemaldamisele (keskmise settekihi paksusega > 0,3 m)
peab eelnema eksperthinnang (st sisuline hindamine vastava valdkonna eksperdi poolt, mille
aluseks peab olema objektiivne teave; praegu KMH või Natura hindamine).
Arvestades kuivendussüsteemide negatiivset mõju looduslike metsaveekogude ja märgalade
hüdroloogiale (sh soode ja väikeveekogude hävimine või nende hüdroperioodi oluline
lühenemine, ojade ja jõgede lammialade kadu ning vooluveekogude veererežiimi oluline
halvenemine), on praegu kasutatavad elustikku toetavad keskkonnarajatised (eesvooludele
rajatavad põhjavallid, nõlvapuisted, soodi avamiskraavid, koelmupadjandid ning tehisuru-
puisted vähkidele) ebapiisavad. Meetmed, mis on vajalikud looduslike märgalade ja
väikeveekogude elustiku ning seisundi säilimiseks või parandamiseks, puuduvad praegu
keskkonnarajatiste nimistust täielikult.
Järgnevad soovitused toetavad "Märgade metsaelupaigatüüpide (*9080, *91D0, *91E0, 91F0
ning kõdusoometsad) tegevuskava" ja märgaladest sõltuvate liikide kaitse-tegevuskavade
eesmärkide täitmist ning liikide soodsa seisundi saavutamist. Soovitused aitavad kaasa
Veemajanduskavade (2022–2027) eesmärkide saavutamisele (sh pinna- ja põhjavee vähemalt
hea seisundi saavutamisele ning kvaliteetse joogivee tagamisele).
88
7.1. Kuivendussüsteemide korrastamine kaitstavatel aladel
Looduskaitseseadusest tulenevalt võib sihtkaitsevööndis kaitse-eeskirjaga lubada
olemasoleva kuivendussüsteemi hoiutöid, sh nende uuendamist, juhul kui see on vajalik
kaitstava loodusobjekti säilitamiseks või ei kahjusta kaitstavat loodusobjekti. Piiranguvööndi
kuivendussüsteeme võib rekonstrueerida, kuid uute süsteemide rajamine on üldjuhul keelatud
(kui kaitse eeskirjas ei ole sätestatud teisiti). Hoiualadel tuleb kuivendussüsteemide rajamisest
ja rekonstrueerimisest Keskkonnaametile (KeA) teatada. Teatiste menetluse raames peab KeA
hindama mõjusid elupaikade ja liikide seisundile.
Kaitse- või hoiualadel asuvad kuivendussüsteemid:
1) Arvestades setete eemaldamisega kaasnevat olulist negatiivset mõju vee-elustikule peab
sihtkaitsevööndites olema suuremahuline setete eemaldamine kuivendus-süsteemidest
keelatud, kui see ei ole vajalik kaitse eesmärgi tagamiseks. Kuid ka sel juhul tuleb kaaluda
tegevuse mõjusid erinevatele liigirühmadele ja elupaikadele.
2) Kaitse- ja hoiualadel asuvate eesvoolude hooldamisele tuleb kehtestada loakohustus või
tuleb eelnevalt koostada eksperthinnang (Natura aladel eelhinnang) plaanitava töö mõju
kohta eesvoolu ökoloogilisele seisundile (mh elustikule). Kui eksperthinnangu kohaselt on
tegemist väärtuslikuks elupaigaks kujunenud eesvooluga, tuleb välja töötada lahendused
konkreetse eesvoolu põhiselt, kas hooldustöid minimeerides või tõhusaid
leevendusmeetmeid kasutades.
3) Kaitsealade piiranguvööndites ning hoiualadel tuleb hoiduda kuivendussüsteemide
suuremahulisest sette eemaldamisest (keskmise settekihi paksusega > 0,3 m), mis praegu
hõlmab nii kraavide uuendamist kui rekonstrueerimist, juhul kui see halvendab:
• märgalade hüdroloogilisi tingimusi, mis kuuluvad järgnevate EL loodusdirektiivi
elupaigatüüpide (nn Natura elupaigatüüpide) hulka: märjad metsaelupaigad (9080*,
91D0*, 91E0*, 91F0); sood (7110*, 7140, 7150, 7160, 7210*, 7220*, 7230); märjad
niidud (1630*, 6430, 6450); jõed ja ojad (3260); karstijärved ja -järvikud (3180*)
ning teised järve elupaigatüübid (3110, 3130, 3140, 3150, 3160);
• keskkonnaministri määruse nr 73 „Lõhe, jõeforelli, meriforelli ja harjuse
kudemis- ja elupaikade nimistu“ §-s 2 sätestatud veekogude veekvaliteeti või
hüdroloogilisi tingimusi;
• märgala elupaikadest sõltuvate punase nimestiku ohustatud liikide seisundit.
Kõigi selliste liikide jälgimise asemel saab kasutada kaitsealuste suunisliikide
valimit.
Kindlasti tuleb suuremahuline sette eemaldamine kuivendussüsteemidest keelata juhul kui
eeltoodud elupaigatüübid või liigid on määratud kaitseala kaitse eesmärgiks. Eksperthinnagus
tuleb lähteseisundina (mis ei tohi halveneda) arvestada väljakujunenud hetkeolukorda, mitte
oletatavat kuivendussüsteemide rajamise järgset olukorda.
Kuivendussüsteemi mõjualas asuvad kaitsealad või hoiualad:
1) Kaitse- või hoiuala vahetus läheduses asuvate kuivendussüsteemide uuendamisele ja
rekonstrueerimisele peab eelnema eksperthinnang, mis võib sisaldada ka hüdroloogilist
modelleerimist. Kui eksperthinnangu alusel ohustab kavandatav tegevus kaitsealal asuvaid
89
väärtuslikke märgalasid (sh kopra üleujutusalad) ja nendega seotud kaitsealuseid liike,
tuleb rakendada mõjusid minimeerivaid leevendusmeetmeid, näiteks jätta piiri vahetus
läheduses olevad kraavid uuendamata või rekonstrueerimata. ‘Vahetu läheduse’ ulatuse
määrab konkreetse kuivendussüsteemi hüdroloogilise mõju ulatus. Kui selle kohta
puuduvad andmed, tuleks arvestada ulatuseks vähemalt 400 m laiune puhver.
2) Arvestades asjaolu, et must-toonekurg, märgaladest sõltuva liigina, on jõudnud Eestis
kriitilisse seisundisse ning et tegemist on katusliigiga, kelle toitumisalade kaitsmine ja
säilitamine mõjutab positiivselt teisi veelisi- ja pool-veelisi liike, tuleb must-toonekure
pesapaikade ümbruses (asustatud pesapuust kuni 20 km raadiuses) säilitada liigile
(potentsiaalselt) sobivad toitumisveekogud (sh kalade poolt asustatud, looduslikus seisus).
Uuendus- ja rekonstrueerimistöödele eelnevas eksperthinnangus tuuakse välja
konkreetsed, liigile sobivad toitumisveekogud ja nende säilimiseks vajalikud tegevused.
7.2. Metsamaa
Riigimetsas on RMK kuivendussüsteemide majandamise strateegia kohaselt negatiivsete
keskkonnamõjude vähendamiseks praegu kasutusel järgmised leevendusmeetmed:
eesvooludele rajatavad settetiigid, suure languga eesvooludele ja kraavidele rajatavad
kärestikud, kraavide nõlvadele rajatavad kaldakindlustused ning metsa iseloomust ja
tuleohtlikkusest sõltuvalt rajatavad tuletõrje veevõtukohad. Kraavivõrgu rekonstrueerimisel
rekonstrueeritakse alati eesvoolud, kuid kvartalisiseseid kraave ei taastata juhul kui: (1) kraavid
on asendatavad metsakvartali sihtidel paiknevate või rajatavate kraavidega; (2) kraavid ei oma
tähtsust kuivendajatena; (3) kraavide taastamine eeldab kasvava metsa raiet rohkem kui 5
meetri laiuselt kraavi servast; (4) kraavid läbivad sõnajala ja lodu kasvukohatüüpe.
Maaparandusseaduse alusel erametsades leevendusmeetmete kasutamise ning keskkonna-
rajatiste ehitamise kohustust ei ole. Praegu kehtivate seaduste alusel on kuivendussüsteemi
rekonstrueerimise projekteerimisel lubatud reguleeriva võrgu pindala suurendada kuni 10%,
kuid mitte üle 10 ha, võrreldes olemasoleva kuivendussüsteemi reguleeriva võrgu pindalaga
(Maaparandussüsteemide projekteerimisnormid).
Arvestades aga metsakuivenduse negatiivset keskkonnamõju, tuleb kuivendussüsteemide
korrastamine viia rohkem vajaduspõhiseks. Vajaduspõhisus tähendab, et kuivendus-
süsteemide ehitus- ja hoiutöid ei tehta ilma objektiivse maaparandusliku ja majandusliku
vajaduseta, et hoida ära tarbetuid keskkonnahäiringuid. Vajaduspõhisus tuleks sätestada üldise
põhimõttena ka maaparandusseaduses.
Vajaduspõhisuse ettepanekud:
1) Vähendada kraavide korrastamist:
• väheproduktiivsetel soomuldadel (IV–V boniteediga metsad) ning aladel, kus
kuivendus suurendab puistu juurdekasvu vaid vähesel määral (angervaksa,
karusambla, sinika, lodu, sõnajala ja naadi kasvukohatüüpides);
• aladel, kus on ülekaalus (rohkem kui 50% kuivendussüsteemi pindalast) kuivad
kasvukohatüübid (nt mustika, jänesekapsa-mustika, jänesekapsa, sinilille).
90
2) Arvestada senisest enam kasvava puistu koguaurumisega ning vähendada selle võrra
kraavide korrastamist. Et sellist bioloogilist kuivendust hoida, võiks uuendusraiete asemel
senisest enam valikraieid kasutada.
3) Arvestades põuaperioodide sagenemise ja pikenemisega kaasnevat mulla veesisalduse
vähenemist ja puude põuastressi, tuleks kuivendussüsteemides kaaluda suurvee
kontrollsüsteemide kasutamist ja üldisemalt adaptiivset kuivendust.
Ettepanekud heljumi vähendamiseks:
Praegu kasutatakse kuivendatud metsaaladelt heljumosakeste transpordi vähendamiseks
peamiselt settetiike, kuid nende tõhusus peenema sette ning toitainete (muuhulgas lahustunud
orgaanilise süsiniku) püüdmisel on sageli ebapiisav. Seetõttu on teatud juhtudel vajalik nende
kombineerimine või asendamine teiste meetmete või rajatistega.
1) Allavoolu kanduvate osakeste hulga vähendamiseks ja kraavielustiku säilitamiseks tuleb
jätta osadest kraavilõikudest setted välja tõstmata, sh:
• kogujakraavidest, kuna neis on vee voolukiirus ja erosioonikoormus suurem;
• suure erosiooniriskiga lagunenud turbal (von Post-i skaalal väärtus ≥ H5), liivadel
ja saviliivadel olevatest kraavidest;
• loodusliku ilmega kraavidest ja õgvendatud ojadest (nt nähtava vooluga, veesisese
taimestikuga, voolusängis olevate lamapuude või suurte kividega, kahetasandiliseks
kujunenud);
• looduslikku veekogusse või eesvoolu suubuvatest kraavilõikudest.
2) Settebasseinide tõhususe suurendamiseks tuleks, lähtuvalt asukohast ja konkreetsetest
tingimustest:
• muuta basseinide kaldaid laugemaks;
• tõhustada nende toimimist puittõkestitega;
• kombineerida settebasseine suurvee äravoolu kontrollsüsteemidega;
• kujundada basseini järele puhastuslodu (see võib olla ka laugenõlvaline
taimestunud laiend settebasseini allavoolu jäävas osas).
3) Turvasmuldadega aladel tuleb settekoormuse vähendamiseks kasutada, kas settetiikidele
lisaks või nende asemel tõhusamalt toimivaid valgpuhastusalasid ning võimalusel
settetiike kombineerida suurvee kontrollsüsteemidega.
4) Sügavas turbas või liiva ja saviliiva alusmuldadel asuvate kraavide erosiooniriski
vähendamiseks tuleb planeerida kraavide sügavus selliselt, et need ei avaks
mineraalpinnast.
5) Raiejärgse liigniiskuse vältimiseks võib vesivagusid ehk vagukraavitust rajada
uuendusraie järgselt ainult juhul, kui kraave ei ole uuendatud ega rekonstrueeritud või kui
vesivagudesse kogunenud vett juhitakse kraavi või looduslikku veekokku läbi
valgpuhastusala, takistades nii heljumi transporti. Vesivagusid tuleb kasutada vaid
noortele puudele sobiva juurdumiskoha loomiseks, mitte ülepinnaliseks kuivenduseks.
Ettepanekud elustikumõju leevendamiseks:
Eestis on kuivendusmõjuta märgi metsi ja lagesoid vähe säilinud. Kuna rikkumata
veerežiimiga elupaikadel on väga kõrge ökoloogiline väärtus, on neid oluline säilitada.
91
Sestap tuleb keelustada uute kraavide rajamine kuivendamata madalsoo, siirdesoo, lodu, tarna,
angervaksa, osja ja sõnajala kasvukohatüübi metsades ning lage- ja puissoodes.
Selleks, et hoida kuivendussüsteemidega aladel kuivendustundlikku elustikku, tuleb:
1) kuivendussüsteemide uuendamise ja rekonstrueerimise ning metsa majandamise käigus
säilitada olemasolevaid väikeveekogusid ja märgalasid, näiteks allikaid, lompe, tiike,
väikeseid ojasid ja kraavimulde taha tekkinud veekogusid;
2) jätta kraavilõigud, mis on looklevateks või kahetasandilisteks kujunenud, setetest
puhastamata;
3) säilitada (st mitte kraaviga asendada, süvendada ega õgvendada) maaparandussüsteemi
osaks olevad või selle maa-alale jäävad looduslikus sängis kulgevad vooluveekogud (ka
kitsad lähteojad);
4) säilitada raiete käigus võimalikult palju sangleppi, saari, vahtraid, jalakaid, künnapuid,
pärni, tammi ja haabu, et vähendada nende puuliikidega seotud organismide
metsakuivenduse järgset kasvupindade mitmekesisuse kadu.
Lisaks säilitatavatele elupaikadele tuleb igas kuivendussüsteemis kasutusele võtta
kompensatsioonimeetmeid:
1) leevendustiigid, väikeveekogudest sõltuva elustiku säilimiseks;
2) kraavilaiendid, kraavide mikroelupaikade heterogeensuse suurendamiseks;
3) suurematest kividest ja puutüvedest kärestikud, põhjavallid ja väikesed paisud kiirema
vooluga kraavides, mille abil tekivad ülesvoolu aeglasema ja allavoolu kiirema vooluga
lõigud;
4) madala kaldaga kraavilõigud, kuhu tekivad väikesed üleujutusalad;
5) laugete kallastega päikesele avatud tuletõrjetiigid.
Elustiku ning elupaikade seisukohast lähtuvalt tuleb rekonstrueerimis- ja uuendusprojektidele
(kui see hõlmab lausalist kraavidest setete välja tõstmist) teha eksperthinnang kui:
1) rekonstrueerimis- või uuendusprojektiga hõlmatava kuivendussüsteemi maa-alast rohkem
kui 30% kattub väärtuslike, kuivendusele ökoloogiliselt tundlike elupaikadega, mis
kuuluvad Euroopa Liidu loodusdirektiivi I lisa elupaigatüüpide (nn Natura
elupaigatüüpide) hulka: märjad metsaelupaigad (9080*, 91D0*,91E0*, 91F0), sood
(7110*, 7140, 7150, 7160, 7210*, 7220*), märjad niidud (1630*, 6430, 6450), jõed ja ojad
(3260), karstijärved ja -järvikud (3180) ning teised järve elupaigatüübid (3110, 3130,
3140, 3150, 3160);
2) on alust arvata, et projekt mõjutab oluliselt alale jäävaid Eesti Looduse Infosüsteemi
andmetel I–II kaitsekategooria liikide elupaiku, Euroopa Liidu loodusdirektiivi II või IV
lisa liikide elupaiku või Euroopa Liidu linnudirektiivi I lisa liikide elupaiku;
3) on alust arvata, et projekt mõjutab oluliselt keskkonnaministri määruse nr 73 „Lõhe,
jõeforelli, meriforelli ja harjuse kudemis- ja elupaikade nimistu“ §-s 2 sätestatud
veekogusid.
92
7.3. Põllumajandusmaa
Põllumajanduse hajureostuse tõkestamiseks ja erosiooniohu vähendamiseks kasutatakse
Eestis praegu peamiselt veekaitsevööndeid, veekaitsevööndi laiendeid (3–5 m, sõltuvalt
erosiooniohtliku nõlva laiusest), settetiike, puhastuslodusid või suudmelodusid. Nende
meetmete tõhusus ei pruugi olla samaväärne lämmastiku ja fosfori kinnipidamisel, seega on
parima tulemuse saavutamiseks oluline erinevate meetmete kombineerimine.
Ettepanekud reostuskoormuse vähendamiseks:
1) Kuna suurem osa reostuskoormusest pärineb tavamaaviljelusega (PST) aladelt, tuleb
puhastuslodude, avaveeliste tehismärgalade ja puhverribade rajamine PST aladel
kohustuslikuks muuta. Keskkonnarajatise rajamis- ja hoolduskulusid arvestades, võiks
nende rajamist ja hooldamist riiklikult toetada.
2) Intensiivse põllumajandusega aladel (mh väetatavad rohumaad) tuleb dreenivesi enne selle
eesvoolu suubumist läbi puhastuslodu või suudmelodu juhtida ning kasutada lubjafiltreid
dreenisüsteemides.
3) Kraavidel või kraavisüsteemidel tuleb enne suublasse või eesvoolu suubumist kasutada
tõhusaid valgala reostuskoormust arvestavaid veekaitsemeetmeid.
4) Veekaitsevöönd peab olema taimestunud ala ning praegu Veeseaduses sätestatust laiem:
• eesvooludel ja looduslikel veekogudel (sh karst, karstijärvik) vähemalt 10 m;
• kraavidel, looduslikel väikeveekogudel ja tiikidel minimaalselt 3 m.
Laiemad veekaitsevööndid toimivad tõhusamalt nii hajureostuse kui setete talletamisel, luues
samas varje- ja toitumispaiku mitmetele biotõrjet pakkuvatele lindudele, kahepaiksetele ja
röövtoidulistele mardikatele ning tolmeldajatele. Kahetasandilistel (liitprofiiliga) kraavidel
võiks kraavi lammiala veekaitsevööndi sisse arvestada. Lauge kaldaalaga kraavidel (nõlvus
vähemalt 1:2,75) võib veekaitsevööndit arvestada kraavi keskjoonest.
Ettepanekud elustikumõju leevendamiseks:
1) Mitmekesistada olemasolevaid kraave näiteks nende kallaste kaldenurka laugemaks
muutes ning mõned kraavid (nt eesvooluks olevad kraavid, kogujakraavid, peakraavid) kas
osaliselt või täielikult kahetasandilisteks konstrueerides või säilitades juba
kahetasandiliseks kujunenud kraavid. Kahetasandilisi kraave võiks kasutada ka juhul, kui
drenaažitorud suubuvad kraavi selle nõlvalt.
2) Säilitada rohttaimestik põllukraavides. Taimestunud kraavid toimivad veepuhastitena,
kui voolukiirus kraavis on madal (alla 0,3 m/s). Samuti pakuvad taimestikurikkad kraavid
mitmekesisemaid elupaiku. Kraavide rekonstrueerimise asemel puhastada setetest vaid
kraavi põhi või vajadusel kraavisisest rohttaimestikku niita. Niidetud taimemass tuleb
kraavist kindlasti eemaldada.
3) Kraavide hooldamisel jätta puud ja põõsad vähemalt ühel (kuid võimalusel mõlemal)
kraavikaldad raiumata, et stabiliseerida kraavinõlvu ja hoida vett jahedamana ning
vähendada kraavide hooldamise vajadust. Kui ühel kaldal on vaja puittaimestikku
eemaldada (näiteks masinate juurdepääsuks), siis tuleb töö planeerida nii, et vähemalt osa
puudest-põõsastest säiliksid.
4) Kujundada settebasseini allavoolu jääv kolmandik laugenõlvaliseks taimestunud
puhastusloduks.
93
5) Rajada settebasseinidega kombineeritult puhastuslodusid, avaveelisi tehismärgalasid
või tehismärgalade süsteeme või rekonstrueerida olemasolevad settebasseinid
mitmeotstarbelisteks puhastuslodudeks või avaveelisteks tehismärgaladeks või osaks
tehismärgala süsteemist.
6) Säilitada olemasolevaid väikeveekogusid ja märgalasid, näiteks allikaid, lompe, tiike,
väikeseid ojasid ja karstiveekogusid.
7) Aladele, kus see ei sega põllumajandustootmist (nt püsirohumaad) võib rajada
leevendustiike.
7.4. Eesvoolud
Riigi poolt korrashoitavaid eesvoole on 5400 kilomeetrit, ülejäänud eesvoolude (19 500 km)
hoiukohustus on maaomanikel (Maaparandushoiukava... 2022). Eesvooludel tehakse hooldus-
ja uuendustöid. Hooldustööd on eelkõige regulaarsed väiksemahulised tööd, nagu
rohttaimestiku niitmine, puittaimestiku raie, eesvoolust ja kuivenduskraavist voolutakistuse
(sete, risu) eemaldamine, truubi korrastamine. Uuendustööd (nt iganenud või lagunenud osade
uutega asendamine või täiendamine, sette suuremas mahus eemaldamine) nõuavad aga
projekteerimis- ja uurimustöid. Eesvooludel eristab hooldamist uuendamisest sängist
eemaldatava sette keskmine maht. Hooldamisel on see kuni 0,5 m3/m ja uuendamisel 0,5 kuni
1,2 m3/m. Üle 10 km2 valgala eesvooludel on piiriks sette keskmine tüsedus 0,3 m. Kui alla 10
km2 valgalaga eesvooludel on eemaldatava sette keskmine maht üle 1,2 m3/m või üle 10 km2
valgalaga eesvooludel on sette keskmine tüsedus üle 0,6 m, siis on tegu eesvoolu
rekonstrueerimisega, milleks tuleb lähtuvalt maaparandusseadusest taotleda luba
(Kuivendussüsteemide hoiu põhimõtted). Eesvoolude korrashoidmine võib omakorda tekitada
vastuolusid elustiku, näiteks kalade, jõevähi ja märgalade taimestiku kaitsega
(Maaparandushoiukava... 2022).
Maaparandussüsteemi projekteerimisnormi nõuete kohaselt kavandatakse hajureostuse leviku
ja erosiooniohu korral settebassein või puhastuslodu neile eesvooludele, mis suubuvad üle 10
km2 suuruse valgalaga vooluveekogusse või järve. Eesvoolu ökoloogilise potentsiaali
parandamiseks projekteeritakse vajadusel ka põhjapais/põhjakünnis, tehispõrkeveer,
koelmupadjandid lõhelistele ja tehiselupaigad vähkidele ning avatakse loodusliku sängi soodid
(Kuivendussüsteemide eesvoolude veekeskkonda säästva hoiu põhimõtted).
Ettepanekud:
1) Heljumi ja toitainete jõudmist eesvooludesse tuleb minimeerida, vältides nende
jõudmist kuivendussüsteemi või püüdes need kinni enne eesvoolu, kasutades selleks alale
sobivaid ja tõhusaid veekaitsemeetmeid:
• eesvoolu ja sellesse suubuvate kraavide täielikus või osalises pikkuses uuendamata
ja rekonstrueerimata jätmine;
• loduga kombineeritud settebasseini rajamine;
• valgpuhastusala rajamine;
• suurvee kontrollsüsteemi rajamine;
• tehismärgalade rajamine.
94
Konkreetse meetme valikul tuleb lähtuda veekogu reostustundlikkusest (kuivõrd setete ja
toitainete sissekanne veekogu ökoloogilist seisundit mõjutab), ala maakasustusest,
erosiooniohtlike muldade olemasolust ja muudest valgala parameetritest, mis määravad
veekaitserajatise sobilikkuse ja tõhususe (vt lisa 2 ja 3). Vajadusel tuleb meetmeid omavahel
kombineerida.
2) Veekaitsemeetmeid tuleb rakendada ka neile eesvooludele, mis suubuvad alla 10 km2
valgalaga vooluveekogusse või järve, kuna väärtuslikeks elupaikadeks on ka oluliselt
väiksemad veekogud.
3) Kaitse- ja hoiualadel asuvate eesvoolude hooldus- ja uuendustöödele tuleb kehtestada
loakohustus või tuleb eelnevalt koostada eksperthinnang (Natura aladel eelhinnang)
plaanitava töö mõju kohta eesvoolu ökoloogilisele seisundile (mh elustikule). Kui
eksperthinnangu kohaselt on töödel oluline mõju väljakujunenud loodusväärtustele, tuleb
välja töötada lahendused konkreetse eesvoolu põhiselt, kas minimeerides hooldustöid või
kasutades tõhusaid leevendusmeetmeid.
4) Juhul kui eesvool kattub lõhejõega (keskkonnaministri määrus nr 73 § 2) või suubub
sellesse, peaks eesvoolu hooldus- ja uuendustöödele eelnema eksperthinnang (Natura
aladel eelhinnang). Eesvoolude puhul, mille suublaks on lõhejõed, tuleks kasutada valgala
omadustest lähtudes tõhusaid veekaitsemeetmeid (nt tehismärgalasid, ülevoolualasid) ning
eesvoolu suubuvatel kraavidel settetiike.
5) Eesvoolude hooldus- ja uuendustöödel peaks lähtuma vajaduspõhisusest ning vältima
setete ja taimestiku eemaldamist, kui see ei takista maaparandussüsteemide nõuetekohast
toimimist. Hooldus- ja uuendustööde vajadust tuleb eelnevalt hinnata ning peab põhinema
objektiivsel teabel (nt konkreetsetel arvutustel).
• Eesvooludest setete eemaldamisel tuleks väljakujunenud elupaiku ja elustikku
võimalikult vähe lõhkuda ja häirida ning setteid ja voolutakistusi eemaldada vaid
niivõrd, kui see on vajalik maaparanduse toimimiseks. Seejuures tuleb lähtuda
dokumendist “Kuivendussüsteemide eesvoolude veekeskkonda säästva hoiu
põhimõtted";
• Vältida tuleks puittaimestiku täielikku raiet, vähemalt eesvooluks oleva veekogu
lõunakaldal;
• Vältida tuleks kivide ja puude välja tõstmist. Oluliselt voolu takistavate kivide ja
puude väljatõstmise korral tõsta need kohta, kus need voolu oluliselt ei takista.
6) Eesvooludeks olevad kraavid või veekogumid, mis on määratud tugevasti muudetud
veekogumite nimistusse (kui need ei asu erosioonitundlikul pinnasel) võib osaliselt
kahetasandilisteks kujundada.
95
7.5. Leevendusmeetmete tõhususe seire ning vajalikud uuringud
Leevendusmeetmete tõhusust on Eestis seni vähe uuritud ning nende rakendamise järgne seire
puudub. Seireks sobilikud indikaatorid (nt elustiku, mulla ja/või veerežiimi muutus, vee
keemilised ja füüsikalised parameetrid) tuleb valida vastavalt leevendusmeetme eesmärkidele.
Elustiku osas võib keskenduda ühe või mitme taksonirühma seirele. Seirata oleks vaja ka
leevendusmeetmete võimalikke negatiivseid keskkonnamõjusid, näiteks tiikidest ja
puhastusmärgaladelt eralduva metaani kogust, kopramärgalalt allavoolu kanduvate setete
hulka jm. Sellist leevendusmeetmete tõhususe seiresüsteemi Eestis veel ei ole, kuid selle
loomine riikliku seire osana on väga vajalik. Kuivendussüsteemi omanikele saaks samuti ette
näha nende rajatiste tõhususe seire kohustuse ja/või toetuse määra sõltuvuse leevendusmeetme
tõhususest.
Vajalikke kuivendusmõjude ning leevendusmeetmete uuringuid Eesti kohta:
1) Soovikumetsade kuivendamise ja sealsete kuivendussüsteemide korrastamise mõju
kuivendustundlikule elustikule, nt soontaimed, samblad, samblikud, teod, mullaelustik.
Kas soometsade kuivendamise ja turba kõdunemise tagajärjel tekkinud soovikumetsad
pakuvad elupaika primaarsete soovikumetsade elustikule?
2) Maaparanduse kaugmõju ulatus külgenavtele maismaa (sh märgalade) kooslustele ja selle
leevendamine lagemadalsoodes, soo- ja soostuvates metsades ning märgadel niitudel.
3) Kraavide puhastamise mõjuulatuse analüüs maapinna kõrgusmudeli ja aeratsioonivööndi
hüdroloogiliste mudelite abil.
4) Kraavide puhastamise mõju äravooluhulgale (miinimumvooluhulkadele, aastasele
summaarsele äravoolule jne) ning seos põhjavee varudega.
5) Vähenenud infiltratsioonivõimega pinnalt (tihendatud pinnasega teed) pikaajaliselt
toimuva äravoolu mõju sette kandumisel kraavidesse ja eesvooludesse.
6) Metsateede jaoks kaevatavate ja korrastatavate kraavide kuivendav mõju
metsaökosüsteemidele ja võimalused selle vähendamiseks.
7) Lahustunud orgaanilise lämmastiku, süsiniku ja fosfori väljakanne kuivendatud
metsamaalt ning selle seos kuivendusintensiivsusega.
8) Erinevate maaparanduspraktikate mõju toitainekoormusele: laia-skaalaline uuring
veekogumite toitainete kontsentratsioonidest ja keemilisest seisundist.
9) Kuivendussüsteemide korrastamise mõju kasvuhoonegaaside voogudele, muuhulgas
kraavide roll kasvuhoonegaaside emiteerijana.
10) Kraavide korrastustööde mõju puistu juurdekasvule erinevates kasvukohatüüpides.
11) Puistu kuivendavat võimet arvestavate erinevate raie- ja kuivendusvõtete tasuvus ja
keskkonnamõju.
12) Erinevate keskkonnarajatiste ja leevendusmeetmete (muuhulgas suurvee
kontrollsüsteemid, valgpuhastusalad, kraavinõlvade puhastamata jätmine) sobivus Eesti
maastikes, nende tõhusus hajureostuse vähendamisel ning selle sõltuvus
reostuskoormustest, ilmastikust ja valgala omadustest.
13) Erinevate keskkonnarajatiste tasuvuse hinnang arvestades muuhulgas ka maaparanduse
keskkonnamõjusid ning reostuse eemaldamise piirkulusid.
96
Kasutatud kirjandus
Ahti, T., Hämet-Ahti, L., Jalas, J. 1968. Vegetation zones and their sections in northwestern Europe.
Annales Botanici Fennici 5: 169– 211.
Ahti, E., Päivänen, J. 1997. Response of stand growth and water table level to maintenance of ditch
networks within forest drainage areas. In: Trettin, C.C., Jurgensen, M.F., Grigal, D.F., Gale,
M.R., Jeglum, J.K. (toim), Northern Forested Wetlands: Ecology and Management. CRC Press,
Lewis Publishers.
Ahtikoski, A., Haikarainen, S., Hökkä, H., Penttilä, T. 2008. Ditch network maintenance in peatland
forest as a private investment: short- and long-term effects on financial performance at stand
level. Mires and Peat 3.
Ahtikoski, A., Hökkä, H. 2019. Intensive forest management – does it pay off financially on drained
peatlands? Canadian Journal of Forest Research 49: 1101–1113.
Ahtikoski, A., Rämö, J., Juutinen, A., Shanin, V., Mäkipää, R. 2022. Continuous cover forestry and
cost of carbon abatement on mineral soils and peatlands. Frontiers in Environmental Science:
405.
Aldridge, D.C. 2000. The impacts of dredging and weed cutting on a population of freshwater mussels
(Bivalvia: Unionidae). Biological Conservation 95: 247– 57.
Alekand, K. 2007. Juhend maaparandussüsteemi keskkonnakaitserajatiste kavandamiseks. I osa:
Põllumajandusliku hajureostuse leviku ja erosiooni tõkestamine ning looduskahjude
vähendamine. Põllumajandusministeerium, Tallinn.
Alekand K., Timmusk, T. 2010. Meetme 1.8 raames rajatud maaparandussüsteemi keskkonnarajatiste
efektiivsuse selgitamine. Eesti Maaülikool.
Alm, J., Schulman, L., Walden, J., Nykanen, H., Martikainen, P. J., Silvola, J. 1999. Carbon balance of
a boreal bog during a year with an exceptionally dry summer. Ecology 80: 161–174.
Amatya, D., Skaggs, R., Gilliam, J., Hughes, J. 2003. Effects of orifice-weir outlet on hydrology and
water quality of a drained forested watershed. Southern Journal of Applied Forestry 27: 130–
142.
Åström, M., Aaltonen, E.-K., Koivusaari, J. 2001. Effect of ditching operations on stream-water
chemistry in a boreal forested catchment. The Science of the Total Environment 279: 117–129.
Åström, M., Aaltonen, E.-K., Koivusaari, J. 2002. Impact of forest ditching on nutrient loadings of a
small stream - a paired catchment study in Kronoby, W. Finland. Science of the Total
Environment 297: 127–140.
Åström, S.I. 2021. A two-stage ditch – a source or sinks of nutrients and sediment - evaluation of
sediment loss and inundation frequency. Swedish University of Agricultural Sciences
(Magistritöö).
Bączyk, A., Wagner, M., Okruszko, T., Grygoruk, M. 2018. Influence of technical maintenance
measures on ecological status of agricultural lowland rivers – Systematic review and
implications for river management. Science of The Total Environment 627: 189–199.
Baltic Sea Action Plan: 2021 update. Baltic Marine Environment Protection Commission.
97
Becerra-Jurado, G., Harrington, R., Kelly-Quinn, M. 2012. A review of the potential of surface flow
constructed wetlands to enhance macroinvertebrate diversity in agricultural landscapes with
particular reference to Integrated Constructed Wetlands (ICWs). Hydrobiologia 692: 121–130.
Belyazid, S., Giuliana, Z. 2019. Water limitation can negate the effect of higher temperatures on forest
carbon sequestration. European Journal of Forest Research 138: 287–297.
Bernard, J.M., Fripp, J., Robinson, K. (toim.). 2007. Two-Stage Channel Design. Käsiraamatust
“Stream Restoration Design Handbook (National Engineering Handbook, 210VI, Part 654)”,
US Department of Agriculture, Natural Resources Conservation Service.
Bernot, M.J, Dodds, W.K. 2005. Nitrogen retention, removal, and saturation in lotic ecosystems.
Ecosystems 8: 442–453.
Biggs, J., von Fumetti, S., Kelly-Quinn, M. 2017. The importance of small waterbodies for biodiversity
and ecosystem services: implications for policy makers. Hydrobiologia 793: 3–39.
Blann, K., Anderson, L.J., Sands, G.R., Vondracek, B. 2009. Effects of agricultural drainage on aquatic
ecosystems: A Review. Critical Reviews in Environmental Science and Technology 39: 909–
1001.
Brettschneider, D.J., Spring, T., Blumer, M., Welge, L., Dombrowski, A., Schulte-Oehlmann, U.,
Sundermann, A., Oetken, M., Oehlmann, J. 2023. Much effort, little success: causes for the low
ecological efficacy of restoration measures in German surface waters. Environmental Science
Europe 35: 31.
Bring, A., Thorslund, J., Rosén, L., Rosén, L., Tonderski K., Åberg, C., Envall, I., Laudon, H. 2022.
Effects on groundwater storage of restoring, constructing or draining wetlands in temperate and
boreal climates: a systematic review. Environmental Evidence 11: 38.
Brüsecke, J., Muotka, T., Huttunen, K.-L., Litjo, S., Lepo, W.-P., Jyväsjärvi, J. 2023. Drainage-induced
browning causes both loss and change of benthic biodiversity in headwater streams. Limnology
and Oceanography Letters 8: 620–627.
Brysiewicz A., Czerniejewski P., Bonisławska M., Dąbrowski J. 2022. The effect of maintenance works
to physical and chemical conditions of small rivers in agricultural areas. Ecological Chemistry
and Engineering S 29:39–49.
Buras, A., Rammig, A., Zang, C.S. 2019. Quantifying impacts of the drought 2018 on European
ecosystems in comparison to 2003. Biogeosciences 17: 1655–1672.
Burgin, S. 2010. 'Mitigation banks' for wetland conservation: a major success or an unmitigated
disaster? Wetlands Ecology and Management 18: 49–55.
Butlers, A., Lazdiņš, A., Kalēja, S., Bārdule, A. 2022. Carbon budget of undrained and drained nutrient-
rich organic forest soil. Forests 13: 1790.
Chescheir, G.M., Gilliam, J.W., Skaggs, R.W., Broadhead, R.G., Lea, R. 1987. The hydrology and
pollutant removal effectiveness of wetland buffer areas receiving pumped agricultural drainage
water. Water Resources Research Institute of the University of North Carolina.
Chester, E.T., Robson, B.J. 2013. Anthropogenic refuges for freshwater biodiversity: Their ecological
characteristics and management. Biological Conservation 166: 64–75.
98
Costanza, R. de Groot, R., Sutton, P.C., Van der Ploeg, S., Anderson, S., Kubiszewski, I., Farber, S.,
Turner, R.K. 2014. Changes in the global value of ecosystem services. Global Environmental
Change 26: 152–158.
Dabrowski, J.M., Bollen, A., Bennett, E.R., Schulz, R. 2005. Mitigation of azinphos-methyl in a
vegetated stream: comparison of runoff and spray-drift. Chemosphere 62: 204–212.
Deelstra, J., Eggestad, H., Iital, A., Jansons, V., Barkved, L. 2010. Time resolution and hydrological
characteristics in agricultural catchments. Status and Perspectives of Hydrology in Small Basins
- IAHS Red books series 336: 138–143.
Detenbeck, N.E., DeVore, P.W., Niemi, G.J., Lima, A. 1992. Recovery of temperate-stream fish
communities from disturbance: a review of case studies and synthesis of theory. Environmental
Management 16: 13–53.
DeZiel, B., Krider, L., Hansen, B., Magner, J., Wilson, B., Kramer, G., Nieber, J. 2019. Habitat
improvements and fish community response associated with an agricultural two-stage ditch in
Mower County, Minnesota. Journal of the American Water Resources Association 55: 154–
188.
Dittbrenner, B.J., Schilling, J.W., Torgersen, C.E., Lawler, J.J. 2022. Relocated beavers can increase
water storage and decrease stream temperature in headwater streams. Ecosphere 13: e4168.
Dollinger, J., Dagès, C., Bailly, J.S., Legacherie, P., Voltz, M. 2015. Managing ditches for
agroecological engineering of landscape. A review. Agronomy for Sustainable Development
35: 999–1020.
Dorioz, J. M., Wang, D., Poulenard, J., Trevisan, D. 2006. The effects of grass buffer strips on
phosphorus dynamics - a critical review and synthesis as a basis for application in agricultural
landscapes in France. Agricultura, Ecosystem ja Environment 117: 4–21.
Dreenivee seire 2021, Taluvärava toiteelementide bilansi ja kasutuse uuring.
Dudgeon, D., Arthington, A.H., Gessner, M.O., Kawabata, Z.-I., Knowler, D.J., Leveque, C., Naiman,
R.J., Prieur-Richard, A.-H., Soto, D., Stiassny, M.L.J., Sullivan, C.A. 2006. Freshwater
biodiversity: importance, threats, status and conservation challenges. Biological Reviews 81:
163–182.
Dunne, E.J., Reddy, K.R., Carton, O.T. 2005. Nutrient Management in Agricultural Watershed – A
Wetlands Solution. Wageningen Academic Publishers, The Netherlands.
Eesti keskkonnakasutuse välismõjude rahasse hindamine II etapp. Lõpparuanne. 2019. Koostanud: OÜ
Alkrane, Aija Kosk, SA Keskkonnaõiguse Keskus, Civitta Eesti AS.
El Hawary, A., Shaban, M. 2018. Improving drainage water quality: Constructed wetlands-performance
assessment using multivariate and cost analysis. Water Science 32: 301–317.
Elupaigatüüpide seisund 2019 (Natura 2000).
Es-Salhi, M.A., Clément, M., St-Hilaire, A., Caissie, D., Courtenay, S.C. 2013. Influence of
hydrological conditions and peat extraction operations on suspended sediment concentration
and deposition in the East Branch Portage River, New Brunswick (Canada). Water Quality
Research Journal of Canada 48: 4.
ESDAC: European Soil Data Centre. European Commission, Joint Research Centre.
99
Etverk, I. 1998. Eesti riigimetsad ja nende majandamine 1918– 1998. Metsaamet, Tallinn.
Fairfax, E., Whittle, A. 2020. Smokey the Beaver: beaver-dammed riparian corridors stay green during
wildfire throughout the western USA. Ecological Applications 30: e02225.
Finér, L., Mattsson, T., Joensuu, S., Koivusalu, H., Lauren, A., Makkonen, T., Nieminen, M., Tattari,
S., Ahti, E., Kortelainen, P., Koskiaho, J., Leinonen, A., Nevalainen, R., Piirainen, S.,
Saarelainen, J., Sarkkola, S., Vuollekoski, M. 2010. Metsäisten valuma-alueiden
vesistökuormituksen laskenta. Suomen ympäristökeskus.
Finér, L., Ciuldiene, D, Libiete, Z., Lode, E., Nieminen, M., Pierzgalski, E., Ring, E., Strand, L.,
Sikström, U. 2018. WAMBAF – Good practices for ditch network maintenance to protect water
quality in the Baltic Sea Region. Natural resources and bioeconomy studies 25/2018. Natural
Resources Institute Finland, Helsinki.
Finér, L., Härkönen, L., Jämsen, J., Joensuu, S., Leinonen, A., Anderrson, E., Ågren, A., Čiuldienė, D.,
Lībiete, Z., Lomander, A., Pierzgalski, E., Ring, E., Sikström, U. 2020. Manual for constructing
water protection structures at ditch network maintenance sites and for water retention in forests.
Natural Resources and Bioeconomy Studies 66.
Finér, L., Lepistö, A., Karlsson, K., Räike, A., Härkönen, L., Huttunen, M., Joensuu, S., Kortelainen,
P., Mattsson, T., Piirainen, S. and Sallantaus, T. 2021. Drainage for forestry increases N, P and
TOC export to boreal surface waters. Science of the Total Environment 762: 144098.
Fisher, J., Acreman, M.C. 2004 Wetland nutrient removal: a review of the evidence. Hydrology and
Earth System Sciences 8: 673–685.
Fraixedas, S., Linden, A., Meller, K., Lindström, Å., Keišs, O., Kålås, J.A., Husby, M., Leivits, A.,
Leivits, M., Lehikoinen, A. 2017. Substantial decline of Northern European peatland bird
populations: Consequences of drainage. Biological Conservation 214: 223–232.
Gardner, R.C., Finlayson, C. 2018. Global Wetland Outlook: State of the World’s wetlands and their
services to people. Ramsar Convention Secretariat.
GEMTEC. 1993. Design, installation and monitoring of siltation ponds, Peat Bog 567, Lamèque Island,
New Brunswick. New Brunswick Department of Natural Resources and Energy, Open File 93–
4.
George, J.-P., Lang, M., Hordo, M., Metslaid, S., Post, P., Tamm, T. 2020. Potential of ecological
modelling and smart-drainage development for mitigating adverse effects of future global
change-type droughts for the Estonian forest sector. Forestry Studies 73: 98–106.
Girardin, V. 2018. Source origin of polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs) in sediment, and fate of
organic contaminants in dragonfly larvae (Aeshnidae) from highway sedimentation ponds and
natural ponds. University of Oslo (Magistritöö).
Global Wetland Outlook: Special Edition 2021. Gland, Switzerland: Secretariat of the Convention on
Wetlands.
Gramlich, A., Stoll, S., Stamm, C., Walter, T., Prasuhn, V. 2018. Effects of artificial land drainage on
hydrology, nutrient and pesticide fluxes from agricultural fields – A review. Agriculture,
Ecosystems and Environment 266: 84–99.
100
Gregoire, C., Elsaesser, D., Huguenot, D., Lange, J., Lebeau, T., Merli, A., Mose, R., Passeport, E.,
Payraudeau, S., Schütz, T., Schulz, R., Tapia-Padilla, G., Tournebize, J., Trevisan, M., Wanko,
A. 2009. Mitigation of agricultural nonpoint-source pesticide pollution in artificial wetland
ecosystems – A review. Raamatust: E. Lichtfouse (toim), Climate Change, Intercropping, Pest
Control and Beneficial 293 Microorganisms, Sustainable Agriculture Reviews 2.
Grinberga, L., Lagzdins, A. 2018. Nutrient retention in surface flow constructed wetland in agricultural
land in Latvia.10.15544/RD.2017.179.
Gumbricht, T. 1993a. Nutrient removal processes in freshwater submersed macrophyte systems.
Ecological Engineering 2: 1–30.
Gumbricht, T. 1993b. Nutrient removal capacity in submersed macrophyte pond systems in a temperate
climate. Ecological Engineering 2: 49–61.
Gurnell, A.M. 1998. The hydrogeomorphological effects of beaver dam-building activity. Progress in
Physical Geography 22: 167–189.
Haahti, K., Nieminen, M., Finér, L., Marttila, H., Kokkonen, T., Leinonen, A., Koivusalo, H. 2018.
Model-based evaluation of sediment control in a drained peatland forest after ditch network
maintenance. Canadian Journal of Forest Research 48: 130–140.
Haapala, A., Muotka, T. 1998. Seasonal dynamics of detritus and associated macroinvertebrates in a
channelized boreal stream. Archiv für Hydrobiologie 142: 171–189.
Hansson, L.-A., Brönmark, C., Nilsson, P.A., Åbjörnsson, K. 2005. Conflicting demands on wetland
ecosystem services: nutrient retention, biodiversity or both? Freshwater Biology 50: 705–714.
Hasselquist, E.M., Lidberg, W., Sponseller, R.A., Ågren, A., Laudon, H. 2018. Identifying and
assessing the potential hydrological function of past artificial forest drainage. Ambio 47: 546–
556.
Hauge, A., Buseth Blankenberg, A-G., Stedje Hanserud, O. 2008. Evaluering av fangdammer som
miljøtiltak i SMIL. Bioforsk Rapport 3.
Heath, D.J., Whitehead, A. 1992. A survey of pond loss in Essex, South-East England. Aquatic
Conservation 2: 267–273.
Hefting, M., Clement, J.-C., Bienkowski, P., Dowrick, D., Guenat, C., Butturini, A., Topa, S., Pinay,
G., Verhoeven, T.A. 2005. The role of vegetation and litter in the nitrogen dynamics of riparian
buffer zones in Europe. Ecological Engineering 24: 465–482.
Heikkinen, K., Ihme, R., Osma, A.-M., Hartikainen, H. 1995. Phosphate removal by peat from peat
mining drainage water during overland flow wetland treatment. Journal of Environmental
Quality 24: 597–602.
Heikkinen, K., Savolainen, M., Ihme, R., Lakso, E. 2002. The use of overland flow wetland treatment
system for the purification of runoff water from peat mining areas — the service life of the
system. In: Mander, U., Jenssen, P.D. (toim), Natural Wetlands for Wastewater Treatment in
Cold Climates. WIT Press, Southampton, Boston.
Heikkinen, K., Karppinen, A., Karjalainen, S.M., Postila, H., Hadzic, M., Tolkkinen, M., Marttila, H.,
Ihme, R., Kløve, B. 2018. Long-term purification efficiency and factors affecting performance
101
in peatland-based treatment wetlands: An analysis of 28 peat extraction sites in Finland.
Ecological Engineering 117: 153–164.
Heikurainen, L., Päivänen, J. 1970. The effect of thinning, clearcutting and fertilization on the
hydrology of peatland drained for forestry. Acta Forestalia Fennica 104: 1–23.
Heinonen, T., Pukkala, T., Asikainen, A., Peltola, H. 2018. Scenario analyses on the effects of
fertilization, improved regeneration material, and ditch network maintenance on timber
production of Finnish forests. European Journal of Forest Research 137: 93–107.
Helm, A., Kull, A., Veromann, E., Remm, L., Villoslada, M., Kikas, T., Aosaar, J., Tullus, T., Prangel,
E., Linder, M., Otsus, M., Külm, S., Sepp, K. 2020 (täiend. 2021). Metsa-, soo-, niidu- ja
põllumajanduslike ökosüsteemide seisundi ning ökosüsteemiteenuste baastasemete üleriigilise
hindamise ja kaardistamise lõpparuanne. ELME projekt. Tellija: Keskkonnaagentuur
(riigihange nr 198846).
Henley, W.F., Patterson, M.A., Neves, R.J., Lemly, A.D. 2000. Effects of sedimentation and turbidity
on lotic food webs: a concise review for natural resource managers. Reviews in Fisheries
Science 8: 125–139.
Herzon, I., Helenius, J. 2008. Agricultural drainage ditches, their biological importance and functioning.
Biological Conservation 141: 1171–1183.
Hill, M.J., Greaves, H.M., Sayer, C.D., Hassall, C., Milin, M., Milner, V.S., Marazzi, L., Hall, R.,
Harper, L.R., Thornhill, I., Walton, R., Biggs, J., Ewald, N., Law, A., Willby, N., White, J. C.,
Briers, R.A., Mathers, K.L., Jeffries, M.J., Wood, P. J. 2021. Pond ecology and conservation:
research priorities and knowledge gaps. Ecosphere 12: e03853.
Hinojosa-Garro, D., Mason, C.F., Underwood, G.J.C. 2010. Influence of macrophyte spatial
architecture on periphyton and macroinvertebrate community structure in shallow water bodies
under contrasting land management. Fundamental and Applied Limnology 177: 19–37.
Hodaj, A., Bowling, L., Frankenberger, J., Chaubey, I. 2017. Impact of a two-stage ditch on channel
water quality. Agricultural Water Management 192: 126–137.
Holden, J., Chapman, P.J., Labadz, J.C. 2004. Artificial drainage of peatlands: hydrological and
hydrochemical process and wetland restoration. Progress in Physical Geography 28: 95–123.
Holden, J., M. Gascoign, M., Bosanko, N.R. 2007. Erosion and natural revegetation associated with
surface land drains in upland peatlands. Earth Surface Processes and Landforms 32: 1547–1557.
Holgerson, M., Duarte, A., Hayes, M., Adams, M., Tyson, J., Douville, K., Strecker, A. 2019.
Floodplains provide important amphibian habitat despite multiple ecological threats. Ecosphere
10: e02853.
Holopainen, S., Lehikoinen, A. 2022. Role of forest ditching and agriculture on water quality:
Connecting the long-term physico-chemical subsurface state of lakes with landscape and habitat
structure information. Science of the Total Environment 806: 151477.
Hood, G.A., Bayley, S.E. 2008. Beaver (Castor canadensis) mitigate the effects of climate on the area
of open water in boreal wetlands in western Canada. Biological Conservation 141: 556–567.
Hood, G.A., Larson, D.G. 2015. Ecological engineering and aquatic connectivity: a new perspective
from beaver‐modified wetlands. Freshwater Biology 60: 198–208.
102
Horel, Á. Zsigmond, T., Farkas, C., Gelybó, G., Tóth, E., Kern, A., Bakacsi, Z. 2022. Climate change
alters soil water dynamics under different land use types. Sustainability 14: 3908.
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.
Hurt, M. (koost.) 2021. Jõevähi (Astacus astacus) kaitse tegevuskava. Kinnitatud Keskkonnaameti
peadirektori asetäitja 20.10.2021 käskkirjaga nr 1-1/21/192.
Huttunen, A., Heikkinen, K., Ihme, R. 1996. Nutrient retention in the vegetation of an overland flow
treatment system in northern Finland. Aquatic Botany 55: 61–73.
Häikiö, M. 1998. Laskeutusaltaan toimivuus maatalouden vesiensuojelussa. Suomen
ympäristökeskuksen moniste 110.
Härkönen, L.H., Lepistö, A., Sarkkola, S., Kortelainen, P., Raike, A. 2023. Reviewing peatland forestry:
Implications and mitigation measures for freshwater ecosystem browning. Forest Ecology and
Management 531: 120776.
Hökkä, H., Alenius, V., Salminen, H. 2000. Kunnostusojitustarpeen ennustaminen ojitusalueilla. Suo -
Mires and Peat 51: 1–10.
Hökkä, H., Salminen, H., Ahtikoski, A., Kojola, S., Launiainen, S., Lehtonen, M. 2017. Long-term
impact of ditch network maintenance on timber production, profitability and environmental
loads at regional level in Finland: a simulation study. Forestry: An International Journal of
Forest Research 90: 234–246.
Hökkä, H., Laurén, A., Stenberg, L., Launiainen, S., Leppä, K. and Nieminen, M. 2021. Defining
guidelines for ditch depth in drained Scots pine dominated peatland forests. Silva Fennica 55:
10494
Hynninen P, Sepponen P. 1983. The effect of drainage on the quality of brook water in the Kiiminki
river basin, northern Finland. Silva Fennica 17: 23–43.
Hynninen, A., Saari, P., Nieminen, M., Alm, J. 2010. Pintavalutus metsätaloustoimien valumavesien
puhdistamisessa – kirjallisuustarkastelu. Use of peatland buffer areas for water purification in
forested catchments – A review. Suo – Mires and Peat 61: 77–85.
Hynninen, A. 2011. Use of wetland buffer areas to reduce nitrogen transport from forested catchments:
Retention capacity, emissions of N2O and CH4 and vegetation composition dynamics.
Dissertationes Forestales 129.
Hynninen, A., Hamberg, L., Nousiainen, H., Korpela, L., Nieminen, M. 2011. Vegetation composition
dynamics in peatlands used as buffer areas in forested catchments in southern and central
Finland. Plant Ecology 212: 1803–1818.
Iital, A., Loigu, E., Leisk, Ü., Pihlak, M., Pachel, K. 2010. Recent trends in nutrient concentrations in
Estonian rivers as a response to large-scale changes in land-use intensity and life-styles Journal
of Environmental Monitoring 12: 178–188.
Iital, A., Klõga, M., Pihlak, M, Pachel, K., Zahharov, P., Loigu, E. 2014. Nitrogen content and trends
in agricultural catchments in Estonia. Agriculture, Ecosystems & Environment 198: 44– 53.
Ilomets, M., Lode E., Pajula R., Sepp K., Truus L. 2006. Piirdekraavituse mõju rabanõlva taimkattele.
Teoses: Kaasaegse ökoloogia probleemid. Frey, T. (toim.) Kaasaegse ökoloogia probleemid.
103
Loodushoiu majandushoovad. Eesti X ökoloogiakonverentsi lühiartiklid. Tartu 27. –28. aprill,
lk. 44 –50.
Ilomets, M., Kimmel, K., Stén C.-G., Korhonen, R. 2007. Sood Eestis ja Lõuna-Soomes. Tallinn.
Ingerpuu, N., Nurkse, K., Vellak, K. 2014. Bryophytes in Estonian mires. Estonian Journal of Ecology
63: 3–14.
Jabłońska, E., Wiśniewska, M., Marcinkowski, P., Grygoruk, M., Walton, C.R., Zak, D., Hoffmann,
C.C., Larsen, S.E., Trepel, M., Kotowski, W. 2020. Catchment-scale analysis reveals high cost-
effectiveness of wetland buffer zones as a remedy to non-point nutrient pollution in north-
eastern Poland. Water 12: 629.
Jabłońska, E., Winkowska, M., Wiśniewska, M., Geurts, J., Zak, D., Kotowski, W. 2021. Impact of
vegetation harvesting on nutrient removal and plant biomass quality in wetland buffer zones.
Hydrobiologia 848: 3273–3289.
Jacobsen, B.G. 2011. Marginal cost of reducing nitrogen losses to water and air in Denmark. Conference
Proceedings. Nitrogen & Global Change, Key findings – future challenges, Edinburgh.
Jacobsen, B.H., Abildtrup, J., Andersen, M., Christensen, T., Hasler, B., Hussain, Z.B., Huusom, H.,
Dejgård Jensen, J., Sølver Schou, J. and Ørum, J.E. 2004. Costs of Reducing Nutrient Losses
from Agriculture - Analyses prior to the Danish Aquatic Programme III. Fødevareøkonomisk
Institut Rapport nr. 167.
Jansons, V., Lagzdins, A., Berzina, L., Sudars, R., Abramenko, K. 2012. Temporal and spatial variation
of nutrient leaching from agricultural land in Latvia: long term trends in retention and nutrient
loss in a drainage and small catchment scale. Environmental and Climate Technologies 7: 54–
65.
Jarvis, N., Koestel, J., Larsbo, M. 2016. Understanding preferential flow in the vadose zone: Recent
advances and future prospects. Vadose Zone Journal 15: 1–11.
Joensuu, S., Ahti, E., Vuollekoski, M. 1999. The effects of peatland forest ditch maintenance on
suspended solids in runoff. Boreal Environment Research 4: 343–355.
Joensuu, S., Ahti, E., Vuollekoski, M. 2001. Long-term effects of maintaining ditch networks on runoff
water quality. Suo 52: 17–28.
Joensuu, S. 2002. Effects of ditch network maintenance and sedimentation ponds on export loads of
suspended solids and nutrients from peatland forests. Doctoral thesis, Finnish Forest Research
Institute, Research Papers 868: 85–59.
Joensuu, S., Kauppila, M., Lindén, M., Tenhola, T. 2012. Hyvän metsänhoidon suositukset –
Vesiensuojelu. Tapio Oy, Helsinki, Finland.
Johansen, S.L. 2013. Element accumulation and levels of four biomarkers in common frog (Rana
temporaria) tadpoles in two sedimentation ponds and a naturally occurring pond. Norwegian
University of Life Sciences (Magistritöö).
Joosten, H. 1997. European mires: a preliminary status report. International Mire Consensus Group
Members Newsletter 3: 10–13.
Joosten, H. 2010. The Global Peatland CO2 Picture; Wetlands International: Wageningen, The
Netherlands.
104
Jutila, E., Ahvonen, A., Laamanen, M., Koskiniemi, J. 1999. Adverse impact of forestry on fish and
fisheries in stream environments of the Isojoki basin, western Finland. Boreal Environment
Research 3: 395–404.
Jutras, S., Plamondon, A.P. 2005. Water table rise after harvesting in a treed fen previously drained for
forestry. Suo 56: 95–100.
Juutinen, A., Tolvanen, A., Saarimaa, M., Ojanen, P., Sarkkola, S., Ahtikoski, A., Haikarainen, S.,
Karhu, J., Haara, A., Nieminen, M., Penttila, T., Nousiainen, H., Hotanen, J-P., Minkkinen, K.,
Kurttila, M., Heikkinen, K., Sallantaus, T., Aapala, K., Tuominen, S. 2020. Cost-effective land-
use options of drained peatlands-integrated biophysical-economic modeling approach.
Ecological Economics 175: 106704.
Juutinen, A., Shanin, V., Ahtikoski, A., Rämö, J., Mäkipää, R., Laiho, R., Sarkkola, S., Laurén, A.,
Penttilä, T., Hökkä, H., Saarinen, M. 2021. Profitability of continuous-cover forestry in Norway
spruce dominated peatland forest and the role of water table. Canadian Journal of Forest
Research 51: 859–870.
Kadlec, R.H., Knight, R.L. 1996. Treatment Wetlands, First Edition. Boca Raton, Florida: CRC Press.
Kadlec, R.H., Wallace, S.D. 2009. Treatment Wetlands, Second Edition. Boca Raton, Florida: CRC
Press.
Kaimre, P., Sirgmets, R., Leppänen, J. 2004. Management of state forests in Estonia with comparision
to Finland. – Scandinavian Forest Economics 40: 145–154.
Kaisel, M., Kohv, K. Metsakuivenduse keskkonnamõju ülevaade. 2009. Eestimaa Looduse Fond,
Keskkonnainvesteeringute Keskus, Tartu.
Kallio, R., Ward, A., D'Ambrosio, J., Witter, J.D. 2010. A decade later: the establishment, channel
evolution, and stability of innovative two-stage agricultural ditches in the midwest region of the
United States. In 9th International Drainage Symposium held jointly with CIGR and
CSBE/SCGAB Proceedings, 13-16 June 2010, Québec City Convention Centre, Quebec City,
Canada. American Society of Agricultural and Biological Engineers.
Kalnins, J., Petaja, G. 2018. Effectiveness of sedimentation ponds in forest drainage systems in heavy
rain periods. Research for Rural Development 1: 155–162.
Kalvite, Z., Libiete, Z., Bardule, A. 2017. Forest management and water quality in Latvia: identifying
challenges and seeking solutions. Teoses: Proceedings of the 8th international scientific
conference Rural Developement 2017: 627–632.
Kalvite, Z., Libiete, Z., Klavins, I. 2019. The efficiency of forest drainage system sedimentation ponds
in the context of water quality. Research for Rural Development 1: 95–102.
Karise, V., Metsur, M., Perens, R., Savitskaja, L., Tamm, I. 2004. Eesti põhjavee kasutamine ja kaitse.
Eesti Põhjaveekomisjon.
Karvak, J. 2022. Kuidas kulgevad Eesti jõed ja ojad? Konverentsi "Liigid, nende seisund tänases Eestis
- kuidas edasi?" Poster-ettekanne.
Kasak, K., Piirimäe, K., Vahtrus, S. 2016. Veekaitsemeetmed põllumajanduses. Käsiraamat tootjale.
Kasak, K., Kill, K., Pärn, J., Mander, Ü. 2018. Efficiency of a newly established in-stream constructed
wetland treating diffuse agricultural pollution. Ecologival Engineering 19: 1–7.
105
Kasak, K., Piirimäe, K. 2019. Keskkonnasõbralike põllumajanduslike kuivendussüsteemide eesvoolude
hooldus ja uuendustööd.
Kasak, K., Valach, A.C., Rey-Sanchez, C., Kill, K., Shortt, R., Liu, J., Dronova, I., Mander, Ü., Szutu,
D., Verfaillie, J., Baldocchi, D.D. 2020. Experimental harvesting of wetland plants to evaluate
trade-offs between reducing methane emissions and removing nutrients accumulated to the
biomass in constructed wetlands. Science of the Total Environment 715: p.136960.
Kask, R., Pikk, J., Kangur, A. 2021. Effect of growth conditions on wood properties of Scots pine (Pinus
sylvestris L.). Metsanduslikud Uurimused 75: 176–187.
Kask, M. 1982. A list of vascular plants of Estonian peatlands. Rmt: Frey, T., Masing, V., Roosaluste,
E. (toim.) Peatlands ecosystems. Academy of Sciences of the Estonian S.S.R., lk 39– 49.
Kastridis, A. 2020. Impact of forest roads on hydrological processes. Forests 11: 1201.
Kill, K., Grinberga, L., Koskiaho, J., Mander, Ü., Wahlroos, O., Lauva, D., Pärn, J., Kasak, K. 2022.
Phosphorus removal efficiency by in-stream constructed wetlands treating agricultural runoff:
Influence of vegetation and design. Ecological Engineering 180: 106664.
Kimmel, K., Mander, Ü. 2010. Ecosystem services of peatlands: Implications for restoration. Progress
in Physical Geography 34: 491–514.
Klavina, Z., Klavins, I. 2022. Solutions and effectiveness of water protection structures in forest
drainage system maintenance: examples from Latvia. Rural development 94–100.
Kliimaministeerium Kliimamuutustega kohanemise arengukava aastani 2030, Kliimaministeerium
Kløve, B. 1997. Settling of peat in sedimentation ponds. Journal of Environmental Science and Health
32: 1507–1523.
Kløve, B. 2000. Retention of suspended solids and sediment bound nutrients from peat harvesting sites
with peak runoff control, constructed floodplains and sedimanetation ponds. Boreal
Environment Research 5: 81–94.
Kløve, B., Saukkoriipi, J., Tuukkanen, T., Heiderscheidt, E., Heikkinen, K., Marttila, H., Ihme, R.,
Depre, L., Karppinen, A. 2012. Pre-estimation of loading on water bodies from peat production
and new pollution control methods (TuVeKu). The Finnish Environment 35 (in Finnish with
English summary).
Kmoch, A., Kanal, A., Astover, A., Kull, A., Virro, H., Helm, A., Pärtel, M., Ostonen, I., Uuemaa, E.
2021. EstSoil-EH: a high-resolution eco-hydrological modelling parameters dataset for Estonia,
Earth System Science Data 13: 83–97.
Koivusalo, H., Ahti, E., Laurén, A., Kokkonen, T., Karvonen, T., Nevalainen, R., Finér, L. 2008.
Impacts of ditch cleaning on hydrological processes in a drained peatland forest. Hydrology
and Earth System Sciences 12: 1211–1227.
Kohv, K. 2010. Metsakuivenduse keskkonnamõju. Raamatus: Arukuusk, A. (koost). 60 aastat
mehhaniseeritud metsakuivendust Eestis. Vali Press OÜ, lk 31– 52.
Kollist, P. 1957. Kuivendamise mõju siirdesoometsade uuenemistingimustele. Metsanduslikud
uurimused 1: 79–50.
Kollist, P. 1976. EMI 1971-75. a. teadusliku töö lühiaruanne. Tartu, EMI.
106
Kollist, P. 1988. Soode metsamajanduslik kasutamine. Koguteoses: Valk, U. (koostaja), Eesti sood.
Valgus, Tallinn, lk 198–210.
Korkeamäki, E., Suhonen, J. 2002. Distribution and habitat specialization of species affect local
extinction in dragonfly Odonata populations. Ecography 25: 459–465.
Korkiakoski, M., Tuovinen, J.-P., Penttilä, T., Sarkkola, S., Ojanen, P., Minkkinen, K., Rainne, J.,
Laurila, T., Lohila, A. 2019. Greenhouse gas and energy fluxes in a boreal peatland forest after
clearcutting, Biogeosciences 16: 3703–3723.
Korpela, L. 2004. The importance of forested mire margin plant communities for the diversity of
managed boreal forests in Finland. Finnish Forest Resarch Institute. Research Papers 935: 1–
60.
Koskiaho 2005. Use of wetlands, ponds and buffer zones in Finland. Is living water possible in
agricultural areas? Seminar on ecological engineering tools to combat diffuse pollution.
Proceedings from NJF seminar no. 374.
Koskiaho, J., Puustinen, M. 2005. Function and potential of constructed wetlands for the control of N
and P transport from agriculture and peat production in boreal climate, Journal of
Environmental Science and Health 40: 1265–1279.
Koskinen, M., Sallantaus, T., Vasander, H. 2011. Post-restoration development of organic carbon and
nutrient leaching from two ecohydrologically different peatland sites. Ecological Engineering
7: 1008–1016.
Kosteikkojen ja laskeutuaaltaiden suunnittelu. 1996. Suomen Ympäristökeskuksen moniste 11.
Helsinki. 50 lk.
Kosten, S., Piñeiro, M., de Goede, E., de Klein, J., Lamers, L. P., Ettwig, K. 2016. Fate of methane in
aquatic systems dominated by free-floating plants. Water Research 104: 200–207.
Krider, L., Magner, J., Hansen, B., Wilson, B., Kramer, G., Peterson, J., Nieber, J. 2017. Improvements
in fluvial stability associated with two-Stage ditch construction in Mower County, Minnesota.
Journal of the American Water Resources Association 53: 886–902.
Kuglerová, L., Hasselquist, E.M., Sponseller, R.A., Muotka, T., Hallsby, G., Laudon, H. 2021. Multiple
stressors in small streams in the forestry context of Fennoscandia: The effects in time and space,
Science of The Total Environment 756: 143521.
Kuivendussüsteemide majandamise strateegia. 2011. Riigimetsa Majandamise Keskus, Tallinn.
Kull, A. 2016. Soode ökoloogilise funktsionaalsuse tagamiseks vajalike puhvertsoonide määratlemine
pikaajaliste häiringute leviku piiramiseks või leevendamiseks, II etapp. KIK projekti aruanne.
Tartu Ülikool.
Kurvits, K. 2022. Kuivendussüsteemi rekonstrueerimise mõju hariliku männi kasvule. Eesti Maaülikool
(Bakalaureusetöö).
Kuusemets, V., Mander, Ü., Lõhmus, K., Ivask, M. 2001. Nitrogen and phosphorus variation in shallow
groundwater and assimilation in plants in complex riparian buffer zones. Water Science and
Technology 44: 615– 622.
Laas, E., Uri, V., Valgepea, M. 2011. Metsamajanduse alused. Tartu Ülikool.
107
Łachacz, A., Kalisz, B., Sowiński, P., Smreczak, B., Niedźwiecki, J. 2023. Transformation of organic
soils due to artificial drainage and agricultural use in Poland. Agriculture 13: 634.
Laiho, R., Vasander, H., Penttilä, T., Laine, J. 2003. Dynamics of plant‐mediated organic matter and
nutrient cycling following water‐level drawdown in boreal peatlands. Global Biogeochemical
Cycles 17: 1053.
Laine J. 1986. Kuivatustekniikan, kuivatussyvyyden ja puuston kasvun välisiä vuorosuhteita 25 vuotta
vanhoilla ojitusalueilla. Tutkimussopimushankkeen Metsäojitettujensoiden ekologia’
loppuraportti. Helsinki.
Laine, J., Vasander, H., Laiho, R. 1995a. Long-term effects of water level drawdown on the vegetation
of drained pine mires in southern Finland. Jouranl of Applied Ecology 32: 785–802.
Laine, J., Vasander, H., Sallantaus, T. 1995b. Ecological effects of peatland drainage for forestry.
Environmental Reviews 3: 286–303.
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: 660–607.
Lamsodis, R., Morkūnas, V., Poškus, V., Povilaitis, A. 2006. Ecological approach to management of
open drains. Irrigation and Drainage: The journal of the International Commission on Irrigation
and Drainage 55: 479–490.
Landry, J., Rochefort, L. 2012. The drainage of peatlands: impact and rewetting techniques. Imapct of
drainage of the floristic biodiversity. Department de phytologie, Univerite Laval.
Langford, T. 1996. Ecological aspects of New Forest streams, draining one of Britain's unique areas.
Freshwater Forum 6: 2–38.
Lappalainen, M., 2008. Transport of sediment from peatland forests after ditch network maintenance.
Aalto University (Magistritöö).
Larmola, T., Rissanen, A.J., Ojanen, P., Stenberg, L., Kohl, L., Mäkipää, R., 2023. Mosses as biofilters
for ditch methane emissions from forestry drained peatlands (No. EGU23-1382). Copernicus
Meetings.
Larsen, A., Larsen, J.R., Lane. S.N. 2021. Dam builders and their works: Beaver influences on the
structure and function of river corridor hydrology, geomorphology, biogeochemistry and
ecosystems. Earth-Science Reviews 218: 103623.
Lassauce, A., Paillet, Y., Jactel, H., Bouget, C. 2011. Deadwood as a surrogate for forest biodiversity:
meta-analysis of correlations between deadwood volume and species richness of saproxylic
organisms. Ecological Indicators 11: 1027–1039.
Lauhanen, R., Ahti, E. 2001. Effects of maintaining ditch networks on the development of Scots pine
stands. Suo 52: 29–38.
Lauhanen, R., Piiroinen, M.-L., Penttilä, T., Kolehmainen, E. 1998. Kunnostusojitustarpeen arviointi
Pohjois-Suomessa. Suo 49: 101–112.
Laurén, A., Koivusalo, H., Ahtikoski, A., Kokkonen, T., Finér, L. 2007. Water protection and buffer
zones: how much does it cost to reduce nitrogen load in a forest cutting? Scandinavian Journal
of Forest Research 22: 537–544.
108
Laurén, A., Palviainen, M., Launiainen, S., Leppä, K., Stenberg, L., Urzainki, I., Nieminen, M., Laiho,
R., Hökkä, H. 2021. Drainage and stand growth response in peatland forests – Description,
testing, and application of mechanistic peatland simulator SUSI. Forests 12: 293.
Le Viol, I., Mocq, J., Julliard, R., Kerbiriou, C. 2009. The contribution of motorway stormwater
retention ponds to the biodiversity of aquatic macroinvertebrates. Biological Conservation 142:
3263–3171.
Lee, K.H., Isenhart, T.M, Schultz, R.C. 2003. Sediment and nutrient removal in an established multi-
species riparian buffer. Journal of Soil and Water Conservation 58: 1–8.
Lee, P., Smyth, C., Boutin, S. 2004. Quantitative review of riparian buffer width guidelines from
Canada and the United States. Journal of Environmental Management 70: 165–180.
Lehtonen, A., Eyvindson, K., Härkönen, K., Leppä, K., Salmivaara, A., Peltoniemi, M., Salminen, O.,
Sarkkola, S., Launiainen, S., Ojanen, P., Räty, M., Mäkipää, R. 2023. Potential of continuous
cover forestry on drained peatlands to increase the carbon sink in Finland. Scientifc Reports
13: 15510.
Leisk, Ü., Hindrikson, M., Mandel, M. 2017. Vee koormusallikate ja nende mõju ajakohastamine,
nende mõju vähendamise meetmete määratlemine Peipsi alamvesikonnas. Täiendatud
versioon. Eesti Keskkonnauuringute Keskus OÜ.
Leivits, A. 2020. Eesti liikide punane nimestik - muutused ja suundumused. Looduskaitse 71: 20–23.
Leppä, K., Hökkä, H., Laiho, R., Launiainen, S., Lehtonen, A., Mäkipää, R., Peltoniemi, M., Saarinen,
M., Sarkkola, S., Nieminen, M. 2020. Selection cuttings as a tool to control water table level in
boreal drained peatland forests. Frontiers in Earth Science 8: 576510.
Lesta, M., Mauring, T., Mander, Ü. 2006. Estimation of landscape potential for construction of free
water surface wetlands for wastewater treatment in Estonia. Environmental Management 40:
303–313.
LIFE-IP projekt "Loodusrikas Eesti" (ForEst&FarmLand LIFE18IPE/EE/000007).
Liikanen, A., Puustinen, M., Koskiaho, J., Väisänen, T., Martikainen, P., Hartikainen, H. 2004.
Phosphorus removal in a wetland constructed on former arable land. Journal of Environmental
Quality 33: 1124–1132.
Liljaniemi, P., Vuori, K.-M., Tossavainen, T., Kotanen, J., Haapanen, M., Lepistö, A., Kenttämies, K.
2003. Effectiveness of constructed overland flow areas in decreasing diffuse pollution from
forest drainages. Environmental Management 32: 602–613.
Liu, Q., Peng, C., Schneider, R., Cyr, D., McDowell, N. G., Kneeshaw, D. 2023. Drought-induced
increase in tree mortality and corresponding decrease in the carbon sink capacity of Canada's
boreal forests from 1970 to 2020. Global Change Biology 29: 2274–2285.
Lizotte, R.E., Locke, M.A. 2018. Assessment of runoff water quality for an integrated best management
practice system in an agricultural watershed. Journal of Soil and Water Conservation 73: 247–
256.
Locke, M.A., Weaver, M.A., Zablotowicz, R.M., Steinriede, R.W., Bryson, C.T., Cullum, R.F. 2011.
Constructed wetlands as a component of the agricultural landscape: mitigation of herbicides in
simulated runoff from upland drainage areas. Chemosphere 83: 1532–1538.
109
Loigu, E., Iital, A., Pachel, K., Leisk, Ü. 2010. Fosfori- ja lämmastikukoormuse uuring punkt- ja
hajureostuse allikatest. Fosforväetistes kaadmiumi reostusohu hindamine. Lepingu 4-11/61
lõpparuanne. Tallinna Tehnikaülikool.
Loigu, E., Iital, A., Pachel, K., Piirimäe, K. 2011. Põllumajanduse hajukoormuse piiramise meetmete
väljatöötamine ja nende tõhususe hindamine. Hinnang pinna ja põhjavee hea seisundi
saavutamise ja veesäästu võimaluste kohta. Töövõtulepingu 4-1.1/279 lõpparuanne. Tallinna
Tehnikaülikool.
Louhi, P., Mäki-Petäys, A., Erkinaro, J., Paasivaara, A., Muotka, T. 2010. Impact of forest drainage
improvement on stream biota: A multisite BACI-experiment. Forest Ecology and Management
260: 1315–1323.
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.
Luhta, P.L., Huusko, A., Louhi, P. 2012. Re‐building brown trout populations in dredged boreal forest
streams: in‐stream restoration combined with stocking of young trout. Freshwater Biology 57:
1966–1977.
Lupikis, A., Lazdins, A. 2017. Soil carbon stock changes in transitional mire drained for forestry in
Latvia: A case study. Livestock Research for Rural Development 1: 55–61.
Lõhmus, A., Sellis, U. 2001. Must-toonekure toitumispaigad Eestis. Hirundo 14: 109–112.
Lõhmus, A., Remm, L., Rannap, R. 2015. Just a ditch in forest? Reconsidering draining in the context
of sustainable forest management. BioScience 65: 1066–1076.
Lõhmus, A., Leivits, M., Peterhof, E., Zizas, R., Hofmanis, H., Ojaste, I., Kurlavicius, P. 2017. The
Capercaillie (Tetrao urogallus) ‒ An iconic focal species for knowledge-based integrative
management and conservation of Baltic forests. Biodiversity and Conservation 26: 1–21.
Lõhmus, E. 1984. Eesti metsakasvukohatüübid. Eesti NSV Agrotööstuskoondise Info- ja juurutus
valitsus.
Maaparandushoiukava 2022–2027, Lääne-Eesti vesikond. Põllumajandus ja Toiduamet. Eelnõu
versioon 10.03.2022.
Maaparandushoiutööde nõuded 2020. Riigi Teataja I, 04.11.2020, 67
Maes, J., Musters, C.J.M., de Snoo, G.R. 2008. The effect of agri-environment schemes on amphibian
diversity and abundance. Biological Conservation 41: 635–645.
Magnus, R., Rannap, R. 2019. Pond construction for threatened amphibians is an important
conservation tool, even in landscapes with extant natural water bodies. Wetlands Ecology and
Management 27: 323−341.
Mahl, U.H., Tank, J.L., Roley, S.S., Davis, R.T. 2015. Two-stage ditch floodplains enhance N-removal
capacity and reduce turbidity and dissolved P in agricultural streams. Journal of the American
Water Resources Association 51: 923–940.
Mander, Ü (vastutav täitja). 2016. Süsiniku ja lämmastikuringe muudetud niiskusrežiimiga metsades.
Lõpparuanne.
110
Mander, Ü., Kuusemets, V., Ivask, M. 1995. Nutrient dynamics of riparian ecotones: a case study from
the Porijogi River catchment, Estonia. Landscape and Urban Planning 31: 333–348.
Mander, Ü., Lõhmus, K., Kuusemets, V., Ivask, M., Teiter, S., Augustin, J. 2005. Dynamics of nitrogen
and phosphorus budgets in riparian grey alder forests. Teoses: Braskerud, B.C. (toim) Is living
water possible in agricultural areas? Seminar on ecological engineering tools to combat diffuse
pollution, Norway.
Mander, Ü., Tournebize, J., Espenberg, M., Chaumont, C., Torga, R., Garnier, J., Muhel, M., Maddison,
M., Lebrun, J.D., Uher, E., Remm, K., Pärn, J., Soosaar, K. 2021. High denitrification potential
but low nitrous oxide emission in a constructed wetland treating nitrate-polluted agricultural
run-off. Science of The Total Environment 779: 146614.
Mander, Ü., Tournebize, J., Tonderski, K., Verhoeven, J.T.A., Mitsch, W.J. 2017. Planning and
establishment principles for constructed wetlands and riparian buffer zones in agricultural
catchments. Ecological Engineering 103: 296–300.
Manninen, P. 1998. Effects of forestry ditch cleaning and supplementary ditching on water quality.
Boreal Environmental Research 3: 23–32.
Martikainen, P., Nykänen, H., Crill, P., Silvola, J. 1993. Effect of a lowered water table on nitrous-
oxide fluxes from Northern Peatlands. Nature 366: 51–53.
Marttila, H., Tammela, S., Vuori, K.M., Ihme, R., Riihimäki, J., Hökkä, H., Yrjänä, T., Ahola, M.,
Luhta, P.L., Moilanen, E., Jämsen, J. 2008. Sustainable methods for peak flow control in boreal
headwaters affected by peatland drainage. In Proceedings of the 13th International Peat
Congress. After Wise Use-The Future of Peatlands. Tullamore, Ireland.
Marttila, H., Kløve, B. 2009. Retention of sediment and nutrient loads with peak runoff control. Journal
of Irrigation and Drainage Engineering 13: 210–216.
Marttila, H. 2010. Managing erosion, sediment transport and water quality in drained peatland
catchments. University of Oulu, Faculty of Technology, Department of Process and
Environmental Engineering (Doktoritöö).
Marttila, H., Kløve, B. 2010a. Managing runoff, water quality and erosion in peatland forestry by peak
runoff control. Ecological Engineering 36: 900–911.
Marttila, H., Kløve, B. 2010b. Dynamics of erosion and suspended sediment transport from drained
peatland forestry. Journal of Hydrology 388: 414–425.
Marttila, H., Vuori, K.-M., Hökkä, H., Jämsen, J., Kløve, B. 2010. Framework for designing and
applying peak runoff control structures for peatland forestry conditions. Forest Ecology and
Management 260: 1262–1273.
Marttila, H., Tammela, S., Kløve, B. 2012. Hydraulic geometry, hydraulics and sediment properties of
forest brooks after extensive erosion from upland peatland drainage. Open Journal of Modern
Hydrology 2: 59–69.
Matero, J. 2004. Cost-effective measures for diffuse load abatement in forestry. Silva Fennica 38: 420.
Matisone, I., Zumberga, A., Lībiete, Z., Gerra-Inohosa, L., Jansons, J. 2018. The impact of forest
infrastructure reconstruction on expansion of potentially invasive plant species: First results
from a study in Latvia. Journal of Forest Science 64: 353–357.
111
Mayer, P.M., Reynolds, S.K., McCutchen, M.D., Canfield, T.J. 2007. Meta-analysis of nitrogen
removal in riparian buffers. Journal of Environmental Quality 36: 1172–1180.
Mehine, M., Kupits, K., Jürgenstein, T. 2021. Eksperthinnang veekogumite seisunditele Ahtama jõgi.
Maves AS. Töö nr: 21082. 23 lk.
Meland, S., Gomes, T., Petersen, K., Håll, J., Lund, E., Kringstad, A., Grung, M. 2019. Road related
pollutants induced DNA damage in dragonfly nymphs (Odonata, Anisoptera) living in highway
sedimentation ponds. Scientific reports 9: 1–15.
Metsa- ja puidusektori sotsiaalmajandusliku mõju analüüs. 2023. Ernst & Young Baltic AS:
Miettinen, J., Ollikainen, M., Finér, L., Koivusalo, H., Laurén, A., Valsta, L. 2012. Diffuse load
abatement with biodiversity co-benefits: the optimal rotation age and buffer zone size. Forest
Science 58: 342–352.
Miettinen, J., Ollikainen, M., Aroviita, J., Haikarainen, S., Nieminen, M., Turunen, J., Valsta, L. 2020a.
Boreal peatland forests: ditch network maintenance effort and water protection in a forest
rotation framework. Canadian Journal of Forest Research 00: 1–14.
Miettinen, J., Ollikainen, M., Nieminen, M., Valsta, L. 2020b. Cost function approach to
water protection in forestry. Water Resources and Economics 31: 100150.
Mitchell, J.C. 2016. Restored wetlands in Mid-Atlantic agricultural landscapes enhance species richness
of amphibian assemblages. Journal of Fish and Wildlife Management 7: 490–498.
Montgomery, D.R., Collins, B.D., Buffington, J.M., Abbe, T.B. 2003. Geomorphic effects of wood in
rivers. Teoses: Gregory, S., Boyer, K., Gurnell, A. (toim), The ecology and management of
wood in world rivers, American Fisheries Society, Bethesda.
Moor, H., Bergamini, A., Vorburgerb, C., Holdereggera, R., Buhler, C., Eggere, S., Schmidt, B.R. 2022.
Bending the curve: Simple but massive conservation action leads to landscape-scale recovery
of amphibians. Proceedings of the National Academy of Sciences of the United States of
America 119: 1–8.
Morris, R.K.A., Alonso, I., Jefferson, R.G., Kirby, K.J. 2006. The creation of compensatory habitats –
can it secure sustainable development? Journal of Nature Conservation 14: 106–116.
Moustafa, M.Z. 1999. Analysis of phosphorus retention in free-water surface treatment wetlands.
Hydrobiologia 392: 41–53.
Mueller, M., Pander, J. Geist, J. 2014. The ecological value of stream restoration measures: an
evaluation on ecosystem and target species scales. Ecological Engineering 62: 129–139.
Muotka, T., Paavola, R., Haapala, A., Novikmec, M., Laasonen, P. 2002. Long-term recovery of stream
habitat structure and benthic invertebrate communities from in-stream restoration. Biological
Conservation 105: 243–253.
Muotka, T., Syrjäinen, J. 2007. Changes in habitat structure, benthic invertebrate diversity, trout
populations and ecosystem processes in restored forest streams: a boreal perspective.
Freshwater Biology 52: 724–737.
Must, M. 2022. Eesti kuivendussüsteemide keskkonnarajatised. Seisundi uuring. Eesti Maaülikool
(Magistritöö).
112
Mäkipää, R., Abramoff, R., Adamczyk, B., Baldy, V., Biryol, C., Bosela, M., Casals, P., Yuste, J.C.,
Dondini, M., Filipek, S. Garcia-Pausas, J. 2023. How does management affect soil C
sequestration and greenhouse gas fluxes in boreal and temperate forests? – A review. Forest
Ecology and Management 529: 120637.
Nellis, R., Sellis, U., Väli, Ü., Nellis, R., Lauk, K. 2008. Preliminary results of GPS telemetry of black
stork in Estonia: the breeding season. Presentation at 4th black stork conference. Uzlina
Romania.
Niemi, M., Ojanen, P., Sarkkola, S., Vasander, H., Minkkinen, K., Vauhkonen, J. 2023. Using a digital
elevation model to place overland flow fields and uncleaned ditch sections for water protection
in peatland forest management. Ecological Engineering 190: 106945.
Nieminen, M., Ahti, E., Nousiainen, H., Joensuu, S., Vuollekoski, M. 2005a. Capacity of riparian buffer
zones to reduce sediment concentrations in discharge from peatlands drained for forestry. Silva
Fennica 9: 331–339.
Nieminen, M., Ahti, E., Nousiainen, H., Joensuu, S., Vuollekoski, M. 2005b. Does the use of riparian
buffer zones in forest drainage areas to reduce the transport of solids simultaneously increase
the export of solutes? Boreal Environment Research 10: 191–201.
Nieminen, M., Ahti, E., Koivusalo, H., Mattsson, T., Sarkkola, S., Laurén, A. 2010. Export of
suspended solids and dissolved elements from peatland areas after ditch network maintenance
in south-central Finland. Silva Fennica 44: 39–49.
Nieminen, M., Koskinen, M., Sarkkola, S., Laurén, A., Kaila, A., Kiikkilä, O., Nieminen, T.M.,
Ukonmaanaho, L. 2015. Dissolved organic carbon export from harvested peatland forests with
differing site characteristics. Water Air Soil Pollution 226: 181.
Nieminen, M., Sallantaus, T., Ukonmaanaho, L., Nieminen, T.M., Sarkkola, S. 2017. Nitrogen and
phosphorus concentrations in discharge from drained peatland forests are increasing. Science
of the Total Environment 609: 974–981.
Nieminen, M., Palviainen, M., Sarkkola, S., Laurén. A., Marttila, H., Finér, L. 2018a. A synthesis of
the impacts of ditch network maintenance on the quantity and quality of runoff from drained
boreal peatland forests. Ambio 47: 23–534.
Nieminen, M., Piirainen, S., Sikström, U., Löfgren, S., Marttila, H., Sarkkola, S., Lauren, A., Finér, L.
2018b. Ditch network maintenance in peat-dominated boreal forests: review and analysis of
water quality management options. Ambio 47: 535–545.
Nieminen, M., Hökkä, H., Laiho, R., Juutinen, A., Ahtikoski, A., Pearson, M., Kojola, S., Sarkkola, S.,
Launiainen, S., Valkonen, S., Penttilä, T. 2018c. Could continuous cover forestry be an
economically and environmentally feasible management option on drained boreal peatlands?
Forest Ecology and Management 424: 78–84.
Nieminen, M., Sarkkola, S., Hellsten, S., Marttila, H., Piirainen, S., Sallantaus, T., Lepistö, A. 2018d.
Increasing and decreasing nitrogen and phosphorus trends in runoff from drained peatland
forests—is there a legacy effect of drainage or not? Water Air Soil Pollution 229: 286.
Nironen, M. 2017. Guide to the Geological Map of Finland – Bedrock 1:1 000 000. Geological Survey
of Finland, Special Paper 60: 41–76.
113
Nummi, P. 1989. Simulated effects of the beaver on vegetation, invertebrates and ducks. In Annales
Zoologici Fennici 26: 43–52.
Nummi, P., Holopainen, S. 2020. Restoring wetland biodiversity using research: Whole-community
facilitation by beaver as framework. Aquatic Conservation: Marine and Freshwater Ecosystems
30: 1798–1802.
Nurmla, M. 2010. Must-toonekure (Ciconia nigra) pesitsuspiirkondade vooluveekogud ja nende
ajaloolised muutused. Eesti Maaülikool (Magistritöö).
Normak, K., Vreimann, T., Kupits, K., Metsur, M. 2019. Olulised veemajandusprobleemid. Ida-Eesti
vesikond, Lääne-Eesti vesikond, Koiva vesikond. MAVES.
Ojanen, P., Minkkinen, K. 2020. Rewetting offers rapid climate benefits for tropical and agricultural
peatlands but not for forestry‐drained peatlands. Global Biogeochemical Cycles 34:
e2019GB006503.
O'Kelly, B.C. 2008. On the geotechnical design and use of peat bunds in the conservation of bogs.
Teoses: Proceedings of the First International Conference on Geotechnical Engineering,
Hammamet, Tunisia.
Oliveira-Junior, E. S., Tang, Y., van den Berg, S. J., Cardoso, S. J., Lamers, L. P., Kosten, S. 2018. The
impact of water hyacinth (Eichhornia crassipes) on greenhouse gas emission and nutrient
mobilization depends on rooting and plant coverage. Aquatic Botany 145: 1–9.
Ovaska, S., Liski, E., Äijö, H., Häggblom, O., Paasonen-Kivekäs, M. 2021. Perusparannukset ja
ravinnetase suomalaisessa peltoviljelyssä. Salaojituksen tutkimusyhdistys ry:n tiedote 36.
Owenius, S., van der Nat, D. 2011. Measures for water protection and nutrient reduction. Baltic
COMPASS, JTI – Swedish Institute of Agricultural and Environmental Engineering. Rapport
nr 2011- 0314-A.
Paal, J. 1997. Eesti taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsioon. Eesti Keskkonnaministeerium & ÜRO
Keskkonnaprogramm, Tallinn.
Paal, J. 2007. Loodusdirektiivi elupaigatüüpide käsiraamat. Auratrükk, Tallinn.
Paal, J., Leibak, E. (koostajad). 2013. Eesti soode seisund ja kaitstus. Eestimaa Looduse Fond, Tartu.
Paal, J., Jürjendal, I., Suija, A., Kull, A. 2016. The impact of drainage on vegetation of transitional
mires in Estonia. Mires and Peat 18: 02.
Paavilainen, E., Päivänen, J. 1995. Peatland Forestry: Ecology and Principles. Ecological Studies.
Springer.
Paavonen, E. 2022. Modelling the spatio-temporal effects of damming in an agricultural ditch network.
Aalto University (Magistritöö).
Painter, D. 1999. Macroinvertebrate distributions and the conservation value of aquatic Coleoptera,
Mollusca and Odonata in the ditches of traditionally managed and grazing fen at Wicken Fen,
UK. Journal of Applied Ecology 36: 33–48.
Palviainen, M., Finér, L., Laurén, A., Launiainen, S., Piirainen, S., Mattsson, T., Starr, M. 2014.
Nitrogen, Phosphorus, Carbon, and Suspended Solids Loads from Forest Clear-Cutting and Site
114
Preparation: Long-Term Paired Catchment Studies from Eastern Finland. AMBIO 43: 218–
233.
Pant, H.K., Reddy, K.R. 2003. Potential internal loading of phosphorus in a wetland constructed in
agricultural land. Water Research 37: 965–972.
Pavey, B., Saint-Hilaire, A., Courtenay, S., Ouarda, T., Bobée, B. 2007. Exploratory study of suspended
sediment concentrations downstream of harvested peat bogs. Environmental Monitoring and
Assessment 135: 369–382.
Peacock, M., Audet, J., Bastviken, D., Cook, S., Evans, C.D., Grinham, A., Holgerson, M.A., Högbom,
L., Pickard, A.E., Zieliński, P., Futter, M.N. 2021. Small artificial waterbodies are widespread
and persistent emitters of methane and carbon dioxide. Global Change Biology 27: 5109–5123.
Peacock, M., Granath, G., Wallin, M. B., Högbom, L., Futter, M. N. 2021. Significant emissions from
forest drainage ditches—An unaccounted term in anthropogenic greenhouse gas inventories?
Journal of Geophysical Research: Biogeosciences 126: e2021JG006478.
Peltovuori, T. 2006. Phosphorus in agricultural soils of Finland: characterization of reserves and
retention in mineral soil profiles. University of Helsinki (Doktoritöö).
Penu, P. 2012. Soostunud ja soomuldade orgaanilise süsiniku sisaldus ja vastavalt sellele 1: 10 000
mullakaardi võimalik korrigeerimine. Eesti maaelu arengukava 2007–2013 2. telje
püsihindamine. Põllumajandusuuringute Keskus.
Pettecrew, E.L., Kalff, J. 1992. Water flow and clay retention in submerged macrophyte bed. Canadian
Journal of Fisheries and Aquatic Sciences 49: 2483–2489.
Piirainen, S., Finér, L., Andersson, E., Armolaitis, K., Belova, O., Čiuldienė, D., Futter, M., Gil, W.,
Glazko, Z., Hiltunen, T., Högbom, L., Janek, M., Joensuu, S., Jägrud, L., Libiete, Z., Lode, E.,
Löfgren, S., Pierzgalski, E., Sikström, U., Zarins, J., Thorell, D. 2017. Forest drainage and water
protection in the Baltic Sea Region countries – current knowledge, methods and areas for
development. Natural Resources Institute, Helsinki.
Pikk, J. 2011. Metsakuivendus ja metsateed. Raamatus: Metsamajanduse alused: õpik kõrgkoolidele.
Koostanud: E. Laas, V. Uri, M. Valgepea. Tartu. Tartu Ülikooli Kirjastus, lk. 543–556.
Pikk, J., Valk U. 1994. Metsaparanduslike katsete tulemused siirdesoopuistutes. Koost. L. Raid. MU
väljaanne nr 26. Tartu: Eesti Vabariigi Riiklik Metsaamet, Eesti Metsanduse ja Looduskaitse
Instituut, lk 44–57.
Pikk, J., Seemen, H. 2000. Loss of peat on drained peatlands in Estonia. Baltic Forestry 6: 25–29.
Pollock, M.M., Beechie, T.J., Wheaton, J.M., Jordan, C.E., Bouwes, N., Weber, N., Volk, C. 2014.
Using beaver dams to restore incised stream ecosystems. BioScience 64: 279–290.
Pollock, M.M., Lewallen, G., Woodruff, K., Jordan, C.E., Castro, J.M. 2015. The beaver restoration
guidebook: working with beaver to restore streams, wetlands, and floodplains. Version 1.02.
United States Fish and Wildlife Service, Portland, Oregon.
Postila, H., 2007. Soistuvien metsäojitettujen turvemaiden käyttö vesiensuojelurakenteena
turvetuotannon vesienpuhdistuksessa. Pohjois-Pohjanmaan ympäristökeskus.
115
Postila, H., Saukkoriipi, J., Heikkinen, K., Karjalainen, S.M., Kuoppala, M., Marttila, H., Kløve, B.
2014. Can treatment wetlands be constructed on drained peatlands for efficient purification of
peat extraction runoff? Geoderma 228-229: 33–43.
Postila, H., Ronkanen, A.-K., Marttila, H., Kløve, B. 2015. Hydrology and hydraulics of treatment
wetlands constructed on drained peatlands. Ecological Engineering 75: 232–241.
Potapov, A., Hordo, M., Metslaid, S. 2022. Kuivendussüsteemi rekonstrueerimise mõju puistu
juurdekasvu ning põhjavee taseme dünaamikale. Keskkonnainvesteeringute Keskus
Metsanduse programmi projekt nr 17442 Lõpparuanne. Eesti Maaülikool.
Potapov, A., Mehtätalo, L., Kiviste, A., Metslaid, S., Kaart, T., Stanturf, J.A., Hordo, M. 2023. Basal
area growth response of Scots pine to drainage: An analysis using a mixed-effects modelling
approach. Forest Ecology and Management 532: 120825.
Pothier, D., Prévost, M., Auger, I. 2003. Using the shelterwood method to mitigate water table rise after
forest harvesting. Forest Ecology and Management 179: 573–583.
Povilaitis, A., Lamsodis, R., Bastienė, N., Rudzianskaitė, A., Misevičienė, S., Miseckaitė, O., Gužys,
S., Baigys, G., Grybauskienė, V. and Balevičius, G. 2015. Agricultural drainage in Lithuania:
a review of practices and environmental effects. Acta Agriculturae Scandinavica, Section B –
Soil & Plant Science 65: 14–29.
Prevost, M., Plamondon, A.P., Belleau, P. 1999. Effects of drainage of a forested peatland on water
quality and quantity. Journal of Hydrology 214: 130–14.
Price, J.S., Heathwaite, A.L., Baird, A.J. 2003. Hydrological processes in abandoned and restored
peatlands: an overview of management approaches. Wetlands Ecology and Management 11:
65–83.
Purola T, Lehtonen H. 2022. Farm-level effects of emissions tax and adjustable drainage on peatlands.
Environmental Management 69: 154–168.
Põdra, M., Maran, T. 2003. Euroopa naaritsa Mustela lutreola kaitse ja ohjamise tegevuskava Hiiumaal
(2004–2008).
Päivanen, J., Sarkkola, S. 2000. The effect of thinning and ditch network maintenance on the water
table level in a Scots pine stand on peat soil. Suo 51: 131–138.
Päivänen, J., Hånell, B. 2012. Peatland ecology and forestry — A sound approach. University of
Helsinki Department of Forest Sciences Publications 3: 1–267.
Qiu, Z., Prato, T. 1998. Economic evaluation of riparian buffers in an agricultural watershed. Journal
of American Water Resources Association 34: 877–890.
Qiu, Z., Prato, T. 2001. Physical determinants of economic value of riparian buffers in an agricultural
watershed. Journal of American Water Resources Association 37: 295–303.
Rajakallio, M., Jyväsjärvi, J., Muotka, T., Aroviita, J. 2021. Blue consequences of the green
bioeconomy: Clear-cutting intensifies the harmful impacts of land drainage on stream
invertebrate biodiversity. Journal of Applied Ecology 58: 1523– 1532.
Rannap, R., Lõhmus, A., Briggs, L. 2009. Restoring ponds for amphibians: A success story.
Hydrobiology 634: 87–95.
116
Rannap, R., Kaart, T., Iversen, L.L., de Vries, W., Briggs, L. 2015. Geographically varying habitat
characteristics of a wide-ranging amphibian, the common spadefoot toad (Pelobates fuscus), in
Northern Europe. Herpetological Conservation and Biology 10: 904–916.
Rannap, R., Kaart, M. M., Kaart, T., Kill, K., Uuemaa, E., Mander, Ü., Kasak, K. 2020. Constructed
wetlands as potential breeding sites for amphibians in agricultural landscapes: A case study.
Ecological Engineering 2020: 106077.
Raukas, A., Teedumäe, A. (toim). 1997. Geology and Mineral Resources of Estonia. Estonian Academy
Publishers, Tallinn. 436 lk.
Reed, S.C., Middlebrooks, E.J., Crites, R.W. 1988. Natural Systems for Waste Management and
Treatment, 1st ed. McGraw-Hill Book Company, New York.
Rehell, S. 2017. Ilmastotekijöiden ja vesitalouden vaikutus minerotrofisten rimpipintojen esiintymiseen
boreaalisissa suosysteemeissä. Suo 68: 41–66.
Remm, L., Lõhmus, P., Leis, M., Lõhmus, A. 2013. Long-term impacts of forest ditching on non-
aquatic biodiversity: conservation perspectives for novel ecosystems. PLOS ONE 8: e63086
Remm, L., Lõhmus, A., Rannap, R. 2015a. Temporary and small water bodies in human-impacted
forests: an assessment in Estonia. Boreal Environment Research 20: 603–619.
Remm, L., Lõhmus, A., Maran, T. 2015b. A paradox of restoration: Prey habitat engineering for an
introduced, threatened carnivore can support native biodiversity. Oryx, 49, 559–562.
Remm, L., Lõhmus, A., 2016. Semi-naturally managed forests support diverse land snail assemblages
in Estonia. Forest Ecology and Management 363: 159–168.
Remm, L., Vaikre, M., Rannap, R., Kohv, M. 2018. Amphibians in drained forest landscapes:
Conservation opportunities for commercial forests and protected sites. Forest Ecology and
Management 428: 87–92.
Remm, L., Kuresoo, L., Rünkla, M. 2020. Teejuht püsimetsandusse. Eestimaa Looduse Fond.
Riigikontroll 2020. Maaparandussüsteemide korrastamise jätkusuutlikkus. Kas maaparandus-
süsteemide korrastamine on kestlik ja keskkonda säästev? Riigikontrolli aruanne Riigikogule.
15.05.2020.
Rissanen, A.J., Ojanen, P., Stenberg, L., Larmola, T., Anttila, J., Tuominen, S., Minkkinen, K.,
Koskinen, M., Mäkipää, R. 2023. Vegetation impacts ditch methane emissions from boreal
forestry-drained peatlands—Moss-free ditches have an order-of-magnitude higher emissions
than moss-covered ditches. Frontiers in Environmental Science 11: 1121969.
Robinson, C.T., Schweizer, P. Larsen, A., Schubert, C.J., Siebers, A.R. 2020. Beaver Effects on
Macroinvertebrate Assemblages in Two Streams with Contrasting Morphology. Science of the
Total Environment 722: 137899.
Roley, S.S., Tank, J.L., Williams, M.A. 2012. Hydrologic connectivity increases denitrification in the
hyporheic zone and restored floodplains of an agricultural stream. Journal of Geophysical
Research: Biogeosciences 117: G00N04.
Rosenvald, R., Lõhmus, A., Kraut, A., Remm, L. 2011. Bird communities in hemiboreal old-growth
forests: the roles of food supply, stand structure, and site type. Forest Ecology and Management
262: 1541–1550.
117
Rosenvald, R., Järvekülg, R., Lõhmus, A. 2014. Fish assemblages in forest drainage ditches: degraded
small streams or novel habitats? Limnologica 46: 37–44.
Runnel, K., Miettinen, O., Lõhmus, A. 2021. Polypore fungi as a flagship group to indicate changes in
biodiversity–a test case from Estonia. IMA fungus 12: 1–31.
Ruosteenoja, K., Markkanen, T., Venalainen, A., Raisanen, P., Peltola, H. 2018. Seasonal soil moisture
and drought occurrence in Europe in CMIP5 projections for the 21st century. Climate Dynamics
50: 1177–1192.
Saarinen, M., Alenius, V., Laiho, R. 2013. Kosteusolosuhteiden vaikutus siementen itämiseen ja
taimien varhaiskehitykseen turvemaan metsänuudistusalan muokkauspinnoilla. Mires and Peat
64: 51–75.
Sallantaus, T., Vasander, H., Laine, J. 1998. Metsätalouden vesistöhaittojen torjuminen ojitetuista soista
muodostettujen puskurivyöhykkeiden avulla. Suo 49: 125–133.
Sallinen, A., Tuominen, S., Kumpula, T., Tahvanainen, T. 2019. Undrained peatland areas disturbed by
surrounding drainage: A large scale GIS analysis in Finland with a special focus on AAPA
mires. Mires and Peat 24: 1–22.
Salm, J.O., Kimmel, K., Uri, V. and Mander, Ü. 2009. Global warming potential of drained and
undrained peatlands in Estonia: a synthesis. Wetlands 29: 1081–1092.
Sarkkola S., Hökkä H., Koivusalo H., Nieminen M., Ahti E., Päivänen J., Laine J. 2010. Role of tree
stand evapotranspiration in maintaining satisfactory drainage conditions in drained peatlands.
Canadian Journal of Forest Research 40: 1485–1496.
Sarkkola S., Hökkä H., Ahti E., Koivusalo H., Nieminen M. 2012. Depth of water table prior to ditch
network maintenance is a key factor for tree growth response. Scandinavian Journal of Forest
Research 27: 649–658.
Sarkkola, S., Nieminen, M., Koivusalo, H., Laurén, A., Ahti, E., Launiainen, S., Nikinmaan, E.,
Marttila, H., Laine, J., Hökkä, H. 2013. Domination of growing-season evapotranspiration over
runoff makes ditch network maintenance in mature peatland forests questionable. Mires and
Peat 11: 1–11.
Shah, N.W., Baillie, B.R., Bishop, K., Ferraz, S., Högbom, L., Nettles, J. 2022. The effects of forest
management on water quality. Forest Ecology and Management 522: 120397.
Shanin, V., Juutinen, A., Ahtikoski, A., Frolov, P., Chertov, O., Rämö, J., Lehtonen, A., Laiho, R.,
Mäkiranta, P., Nieminen, M., Laurén, A. 2021. Simulation modelling of greenhouse gas balance
in continuous-cover forestry of Norway spruce stands on nutrient-rich drained peatlands. Forest
Ecology and Management 496: 119479.
Siksnane, I., Lagzdins, A. 2022. The effects of meteorological and hydrological conditions on nutrient
losses from agricultural areas in Latvia. Sciendo 26: 512– 523.
Sikström U., Hökkä H. 2016. Interactions between soil water conditions and forest stands in boreal
forests with implications for ditch network maintenance. Silva Fennica 50: 1416.
Sikström, U., Jansson, G., Pettersson, F. 2020. Growth responses of Pinus sylvestris and Picea abies
after ditch cleaning – a survey in Sweden. Scandinavian Journal of Forest Research 35: 1–16.
118
Silvan, N., Vasander, H., Laine, J. 2004. Vegetation is the main factor in nutrient retention in a
constructed wetland buffer zone. Plant and Soil 258: 179–187.
Simola, H. 2017. Persistent carbon loss from the humus layer of tilled boreal forest soil. European
Journal of Soil Science 69: 303–314.
Sirin, A., Vompersky, S., Nazarov, N. 1991. Influence of forest drainage on runoff: main concepts and
examples from central part of the USSR European territory. Ambio 20: 334–339.
Skaggs, R.W., Tian, S., Chescheir, G.M., Amatya, D.M., Youssef, M.A. 2016. Forest drainage. Teoses:
Amatya, D.M., Williams, T.M., Bren, L, de Jong, C. (toim), Forest Hydrology: Processes,
Management and Assessment. CABI.
Sloan, B.P., Basu, N.B., Mantilla, R. 2016. Hydrologic impacts of subsurface drainage at the field scale:
Climate, landscape and anthropogenic controls. Agricultural Water Management 165: 1–10.
Sloan, B.P., Mantilla, R., Fonley, M., Basu, N.B. 2017. Hydrologic impacts of surface drainage from
the field to watershed scale. Hydrological Processes 31: 3017–3028.
Sloan, T.J., Payne, R.J., Anderson, A.R., Bain, C., Chapman, S., Cowie, N., Gilbert, P., Lindsay, R.,
Mauquoy, D., Newton, A.J., Andersen, R. 2019. Peatland afforestation in the UK and
consequences for C storage. Mires and Peat 23: 1–17.
Soomets, E., Rannap, R., Lõhmus, A. 2016. Patterns of assemblage structure indicate a broader
conservation potential of focal amphibians for pond management. PLOS ONE 11: e0160012.
Soomets, E., Lõhmus, A., Rannap, R. 2017. Brushwood removal from ditch banks attracts breeding
frogs in drained forests. Forest Ecology and Management 384: 1–5.
Staddon, W.J., Locke, M.A., Zablotowicz, R.M. 2001. Microbiological Characteristics of a vegetative
buffer strip soil and degradation and sorption of metolachlor. Soil Science Society of America
Journal 65: 1136–1142.
Stenberg, L., Tuukkanen, T., Finér, L., Marttila, H., Piirainen, S., Kløve, B., Koivusalo, H. 2015. Ditch
erosion processes and sedimentation transport in a drained peatland forest. Ecological
Engineering 75: 421–433.
Stenberg, L., Leppä, K., Launiainen, S., Laurén, A., Hökkä, H., Sarkkola, S., Saarinen, M., Nieminen,
M. 2022. Measuring and modeling the effect of strip cutting on the water table in boreal drained
peatland pine forests. Forests 13: 1134.
Stewart, G.B., Bayliss, H.R., Showler, D.A., Sutherland, W.J., Pullin, A.S. 2009. Effectiveness of
engineered in‐stream structure mitigation measures to increase salmonid abundance: a
systematic review. Ecological applications 19: 931–941.
Strack, M., Zuback, Y.C.A. 2013. Annual carbon balance of a peatland 10 yr following restoration,
Biogeosciences 10: 2885–2896.
Strain, G.F., Turk, P.J., Helmick, J., Anderson, J.T. 2017. Amphibian reproductive success as a gauge
of functional equivalency of created wetlands in the Central Appalachians. Wildlife Research
44: 354–364.
Strazds, M. 2011. Conservation ecology of the black stork in Latvia. University of Latvia (Doktoritöö).
119
Stutter, M.I., Langa, S.J., Lumsdon, D.G. 2009. Vegetated buffer strips can lead to increased release of
phosphorus to waters: a biogeochemical assessment of the mechanisms. Environmental Science
Technology 43: 1858–1863.
Suislepp, K., Rannap, R., Lõhmus, A. 2011. Impacts of artificial drainage on amphibian breeding sites
in hemiboreal forests. Forest Ecology and Management 262: 1078–1083.
Sun, Z., Brittan, J. E., Sokolova, E., Thygesen, H., Saltveit, S. J., Rauch, S., Meland, S. 2018. Aquatic
diversity in sedimentation ponds receiving road runoff – what are the key drivers? Science of
the Total Environment 610-611: 1527–1535.
Šaulys, V., Bastienė, N. 2008. The impact of lime on water quality when draining clay soils. Ekologija
54: 22–28.
Zare, M., Azam, S., Sauchyn, D. 2022. Impact of climate change on soil water content in southern
Saskatchewan, Canada. Water 14: 1920.
Zālītis, P., Zālītis, T., Lībiete-Zālīte, Z. 2010. Changes in stand productivity related to the deformation
of drainage ditches. Mežzinātne 22: 103–115.
Tahvanainen, T. 2011. Abrupt ombrotrophication of a boreal aapa mire triggered by hydrological
disturbance in the catchment. Journal of Ecology 99: 404–415.
Talpsep, I., Kasak, K., Piirimäe, K., Tamm, I. 2012. Tehismärgalad: põllumees puhastab vett. Eestimaa
Looduse Fond, Tartu.
Tannik, M. (koost.) 2021. Kopra (Castor fiber) kaitse ja ohjamise tegevuskava. Kinnitatud
Keskkonnaameti peadirektori asetäitja 06.09.2021 korraldusega nr 1-3/21/504.
Tanneberger, F., Tegetmeyer, C., Busse, S., Barthelmes, A., Shumka, S., Mariné, A.M., Jenderedjian,
K., Steiner, G.M., Essl, F., Etzold, J., Mendes, C., Kozulin, A., Frankard, P., Milanović, A.,
Ganeva, A., Apostolova, I., Alegro, A., Delipetrou, P., Navrátilová, J., ... Joosten, H. 2017. The
peatland map of Europe. Mires and Peat 19.
Teels, B.M., Mazanti, L.E., Rewa, C.A. 2004. Using an IBI to assess effectiveness of mitigation
measures to replace loss of a wetland-stream ecosystem. Wetlands 24: 375–384.
Tehismärgalade projekteerimisjuhend. PB Maa ja vesi, Tallinn 2008.
Ten Kate, K., Bishop, J., Bayon, R. 2004. Biodiversity offsets: Views, experience, and the business
case. IUCN, Insight Investment.
Thompson, S., Vehkaoja, M., Nummi, P. 2016. Beaver-created deadwood dynamics in the boreal forest.
Forest Ecology and Management 360: 1–8.
Thompson, S., Vehkaoja, M., Pellika, J., Nummi, P. 2021. Ecosystem services provided by beavers
Castor spp. Mammal Review 51: 25–39.
Timmusk, T. 2007. Eesti riikliku arengukava raames maaparanduslike abinõude uuring kuivendatud
maatulundusmaalt pärineva hajuresotuse vähendamiseks. Tartu, 88 lk.
Timmusk, T. 2022. Drenaažkuivendusega põllumajandusmaal hajukoormuse leviku iseärasuste
selgitamine ja hajukoormuse ohjamise meetodite täpsustamine. Lõpparuanne. I–III osa. Tartu.
120
Tong, C.H.M., Nilsson, M.B., Drott, A., Peichl, M. 2022a. Drainage ditch cleaning has no impact on
the carbon and greenhouse gas balances in a recent Forest clear-cut in boreal Sweden. Forests
13: 842.
Tong, C.H.M., Nilsson, M.B., Sikström, U., Ring, E., Drott, A., Eklöf, K., Futter, M.N., Peacock, M.,
Segersten, J., Peichl, M. 2022b. Initial effects of post-harvest ditch cleaning on greenhouse gas
fluxes in a hemiboreal peatland forest. Geoderma 426: p.116055.
Toreti, A., Belward, A., Perez-Dominguez, I., Naumann, G., Luterbacher, J., Cronie, O., Seguini, L.,
Manfron, G., Lopez-Lozano, R., Baruth, B., van den Berg, M., Dentener, F., Ceglar, A.,
Chatzopoulos, T., Zampieri, M. 2019. The exceptional 2018 European water seesaw calls for
action on adaptation. Earth’s Future 7: 652–663.
Torim, T., Sults, Ü. 2005. Metsakuivenduse peamised keskkonnaprobleemid. Raamatus: 50 aastat
metsakuivendust Eestis, Tallinn.
Toom, A. 2020. Lidari andmete kasutamine hindamaks kuivendamise mõjusid Soosaare raba taimkatte
kõrgusele. Eesti Maaülikool (Bakalaureusetöö).
Tournebize, J., Chaumont, C., Mander, U. 2017. Implications for constructed wetlands to mitigate
nitrate and pesticide pollution in agricultural drained watersheds. Ecological Engineering 103:
415–425.
Trettin, C.C., Jurgensen, M.F., Grigal, D.F., Gale, M.R., Jeglum, J.K. 1999. Northern Forested
Wetlands Ecology and Management. CRC Press.
Tucker, G.M., Quétier, F., Wende, W. 2020. Guidance on achieving no net loss or net gain of
biodiversity and ecosystem services. Report to the European Commission, DG Environment on
Contract ENV.B.2/SER/2016/0018, Institute for European Environmental Policy, Brussels.
Turner, B.L. 2005. Organic phosphorus transfer from terrestrial to aquatic environments. Teoses:
Turner, B.L., Frossard, E., Baldwin, D. (toim). Organic Phosphorus in the Environment. CABI:
Wallingford, UK. lk 269–294.
Turnock, D. 2001. Cross-border conservation in East Central Europe: The Danube-Carpathian complex
and the contribution of the World Wide Fund for Nature. GeoJournal 54: 655–681.
Turunen, J., Markkula, J., Rajakallio, M., Aroviita, J. 2019. Riparian forests mitigate harmful ecological
effects of agricultural diffuse pollution in medium-sized streams. Science of The Total
Environment 1: 495–503.
Turunen, J., Valpola, S. 2020. The influence of anthropogenic land use on Finnish peatland area and
carbon stores 1950–2015. Mires and Peat 26: 27.
Tuukkanen, T., Stenberg, L., Finér, L., Marttila, H., Piirainen, S., Koivusalo, S., Kløve, B. 2016.
Erosion mechanisms and sediment sources in a peatland forest after ditch cleaning. Earth
Surface Processes and Landforms 41: 1841–1853.
Vaikre, M., Remm, L., Rannap, R. 2015. Macroinvertebrate diversity and community structure in
woodland pools and ditches and their response to artificial drainage. Hydrobiologia 762: 157–
168.
Vaikre, M., Rannap, R., Remm, L., Soomets, E. 2019. Leevendusveekogude rajamine metsaaladele
kraavitamise mõjude leevendamiseks (KIK projekt 13227).
121
Vaikre, M., Remm, L., Rannap, R. 2020. Forest ditch maintenance impoverishes the fauna of aquatic
invertebrates: Opportunities for mitigation. Journal of Environmental Management 274:
111188.
Valdmaa, T., Metsur, M., Noor, M. 2008. Veekaitse funktsiooniga metsaribade määratlemine
põllumajandusmaale. Maves AS. Töö nr: 8128. 25 lk.
Valdmaa, T. 2022. Paisutamise mõju maaparandussüsteemidele. Slaidiesitlus
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.
Valgepea, M., Sirkas, F., Timmusk, T., Pärt, E., Suursild, E., Matson, T. 2022. Metsavarud. Kogumikus
Aastaraamat Mets 2020. Keskkonnaagentuur.
Vartia, K., Beekman, J., Alves, M., van de Bund, W., Bussettini, M., Döbbelt-Grüne, S., Halleraker,
J.H., Karottki, I., Kling, J., Wallentin, J. 2018. WG ECOSTAT report on common
understanding of using mitigation measures for reaching Good Ecological Potential for Heavily
Modified Water Bodies, EUR 29132 EN, Publications Office of the European Union,
Luxembourg.
Veeseadus. Riigi Teataja I 22.02.2019, 1. https://www.riigiteataja.ee/akt/110122020036
Vehkaoja, M., Nummi, P. 2015. Beaver facilitation in the conservation of boreal anuran communities.
Herpetozoa 28: 75–87.
Vehkaoja, M. 2016. Beaver in the drainage basin: an ecosystem engineer restores wetlands in the boreal
landscape. University of Helsinki (Doktoritöö).
Vehkaoja, M., Nummi, P., Rikkinen, J. 2017. Beavers promote calicioid diversity in boreal forest
landscapes. Biodiversity and Conservation 26: 579–591.
Vikman, A., Sarkkola, S., Koivusalo, H., Sallantaus, T., Laine, J., Silvan, N., Nousiainen, H., Nieminen,
M. 2010. Nitrogen retention by peatland buffer areas at six forested catchments in southern and
central Finland. Hydrobiologia 641: 171–183.
Vought, L.B.-M., Dahl, J., Pedersen, C.L., Lacoursière, J.O. 1994. Nutrient retention in riparian
ecotones. Ambio 23: 342–348.
Vuori, K.-M., Joensuu, I. 1996. Impact of forest drainage on the macroinvertebrates of a small boreal
headwater stream: do buffer zones protect lotic biodiversity? Biological Conservation 77: 87–
95.
Vuori, K.-M., Leppänen, M., Koljonen, S., Jämsén, J., Vaso, A. Keskinen, E., Hämäläinen, H.,
Nieminen, M., Huotari, E., Soimasuo, H. 2021. Puupohjaisilla uusilla materiaaleilla tehoa
metsätalouden vesiensuojeluun ja vesistökunnostuksiin. PuuMaVesi-hankkeen loppuraportti.
Väli, Ü., Nellis, R., Kaldma, K., Vainu, O., Sellis, U. 2021. Must-toonekure arvukus, sigimisedukus ja
ellujäämus Eestis aastatel 1991–2020. Hirundo 34: 20–39.
Västilä, K., Väisänen, S., Koskiaho, J., Lehtoranta, V., Karttunen, K., Kuussaari, M., Järvelä, J.,
Koikkalainen, K. 2021. Agricultural water management using two-stage channels: Performance
and policy recommendations based on Northern European experiences. Sustainability 13: 9349.
122
Väänänen, R., Nieminen, M., Vuollekoski, M., Ilvesniemi, H. 2006. Retention of phosphorus in soil
and vegetation of a buffer zone area during snowmelt peak flow in southern Finland. Water,
Air and Soil Pollution 177: 103–118.
Väänänen, R., Nieminen, M., Vuollekoski, M., Nousiainen, H., Sallantaus, T., Tuittila, E.-S.,
Ilvesniemi, H. 2008. Retention of phosphorus in peatland buffer zones at six forested
catchments in southern Finland. Silva Fennica 42: 211–231.
Vymazal, J. 2007. Removal of nutrients in various kinds of constructed wetlands. Science of The Total
Environment 380: 48–65.
Vymazal, J., Bfezinova, T. 2015. The use of constructed wetlands for removal of pesticides from
agricultural runoff and drainage: A review. Environment International 75: 11–20.
Walton, C.R., Zak, D., Audet, J., Petersen, R.J., Lange, J., Oehmke, C., Wichtmann, W., Kreyling, J.,
Grygoruk, M., Jabłońska, E., Kotowski, W. 2020. Wetland buffer zones for nitrogen and
phosphorus retention: Impacts of soil type, hydrology and vegetation. Science of the Total
Environment 727: 138709.
Weisner, S.E.B., Eriksson, P.G., Graneli, W., Leonardson, L. 1994. Influence of macrophytes on nitrate
removal in wetlands. Ambio 23: 363–366.
Westbrook, C.J., Cooper, D.J., Baker, B.W. 2006. Beaver dams and overbank floods influence
groundwater–surface water interactions of a Rocky Mountain riparian area. Water Resources
Research 42: W06404.
Williams, P., Biggs, J., Stoate, C., Szczur, J., Brown, C., Bonney, S. 2020. Nature based measures
increase freshwater biodiversity in agricultural catchments. Biological Conservation 244:
108515.
Wondzell, S.M., Bisson, P.A. 2003. Influence of wood on aquatic biodiversity. American Fisheries
Society Symposium, pp 249–263.
Wörman, A., Kronnäs, V. 2005. Effect of pond shape and vegetation heterogeneity on flow and
treatment performance of constructed wetlands. Journal of Hydrology 301: 123–138.
Ülevaade koormusest, mida inimtegevus avaldab pinnaveele Ida-Eesti vesikond, Lääne-Eesti vesikond,
Koiva vesikond. 2014. AS Infragate, riigihange nr 126710.
Yli-Halla, M., Mokma, D.L. 1999. Problems encountered when classifying the soils of Finland.
European Soil Bureau research report no. 7
123
Lisad
Lisa 1. Punase nimestiku ohustatud kategooriasse (CR, EN või VU) kuuluvad liigid (organismirühmade kaupa), milledel oli EELIS ohuhinnangu
lehel märgitud ohutegurina kuivendus (K), maaparandus (M), eutrofeerumine (E), reostus (R) ja/või veetaseme muutus (V).
Rühm
Ohukategooria/Liik
Kriitilises seisundis (CR) Väljasuremisohus (EN) Ohualdis (VU)
Putukad
Acleris fimbriana K Atemelia torquatella K Ancylis subarcuana K
Crabro ingricus V Aterpia sieversiana K
Loxostege commixtalis K Boloria frigga (norra-kannikesetäpik) K
Lyonetia pulverulentella K Elachista eskoi K
Odynerus simillimus K Erebia embla (põhja-tõmmusilmik) K
Parornix polygrammella K Swammerdamia passerella K
Pediasia truncatella K
Ämblikulaadsed Hypsosinga heri K
Limused Margaritifera margaritifera
(ebapärlikarp) K
Vertigo geyeri (luha-pisitigu) K
Kahepaiksed ja roomajad
Bufo calamita (kõre) V Triturus cristatus (harivesilik) K
Pelobates fuscus (harilik mudakonn) K
Kalad
Anguilla anguilla (angerjas) M Salmo salar (lõhe) M Coregonus albula (rääbis) V
Coregonus lavaretus maraenoides
(peipsi siig) M
Osmerus eperlanus (peipsi tint) M
Rhodeus amarus (euroopa mõrukas) M
Silurus glanis (säga) M
Thymallus thymallus (euroopa harjus) M
Linnud Calidris pugnax (tutkas) M Asio flammeus (sooräts) M Alcedo atthis (jäälind) V
Ciconia nigra (must-toonekurg) K Aythya ferina (punapea-vart) E Anas crecca (piilpart) E
Circus cyaneus (välja-loorkull) K Chlidonias niger (mustviires) R Calidris falcinellus (plütt) K
Clanga clanga (suur-konnakotkas) K Gallinago gallinago (tikutaja) M Circus pygargus (soo-loorkull) K
Gavia arctica (järvekaur) K Hydrocoloeus minutus (väikekajakas) K Cygnus columbianus (väikeluik) R
Lagopus lagopus (rabapüü) K Luscinia svecica cyanecula (luha-sinirind)V Fulica atra (lauk) E
Lymnocryptes minimus (mudanepp) K Gallinago media (rohunepp) K
Milvus migrans (must-harksaba) R Limosa limosa (mustsaba-vigle) K
Podiceps grisegena (hallpõsk-pütt) E Podiceps auritus (sarvikpütt) V
124
Lisa 1 jätk Kriitilises seisundis (CR) Väljasuremisohus (EN) Ohualdis (VU) Linnud (jätk) Porzana porzana (täpikhuik) K Tetrao urogallus (metsis) K
Zapornia parva (väikehuik) K Tringa totanus (punajalg-tilder) K
Tachybaptus ruficollis (väikepütt) K
Tringa stagnatilis (lammitilder) K
Turdus iliacus (vainurästas) K
Rõngussid
Tasserkidrilus acapillatus E Hirudo medicinalis (apteegikaan) V
Peipsidrilus saamicus E
Tatriella slovenica E
Trichodrilus seirei E
Taimed (paljasseemne-, katteseemne- ja sõnajalgtaimed)
Aconitum lycoctonum (kollane käoking) M Blysmus compressus (lapik soonerohi) K Alisma gramineum (väike konnarohi) V
Carex rhynchophysa (nokktarn) K Carex heleonastes (turvastarn) K Bidens radiata (kiirjas ruse) E
Dactylorhiza osiliensis
(Saaremaa sõrmkäpp) K
Cinna latifolia (laialehine nestik) K Callitriche hermaphroditica
(sügis-vesitäht) R
Dactylorhiza praetermissa
(lääne-sõrmkäpp) K
Circaea lutetiana (pori-nõiakold) K Callitriche stagnalis (tiik-vesitäht) V
Najas flexilis (nõtke näkirohi) E Crepis mollis (pehme koeratubakas) K Carex dioica (kahekojane tarn) K
Rubus arcticus (soomurakas) K Galium trifidum (kolmismadar) K Carex disperma (õrn tarn) K
Sparganium glomeratum
(kera-jõgitakjas) K
Gentiana pneumonanthe
(sinine emajuur) K
Ceratophyllum submersum (sile kardhein) V
Sparganium gramineum (ujuv jõgitakjas) E Isoetes lacustris (järv-lahnarohi) R Corallorhiza trifida (kõdu-koralljuur) K
Viola selkirkii (laanekannike) K Juncus stygius (rabaluga) K Cornus suecica (rootsi kukits) K
Pinguicula alpina (alpi võipätakas) K Dactylorhiza russowii
(Russowi sõrmkäpp) K
Potamogeton rutilus (punakas penikeel) E Glyceria lithuanica (kahar parthein) K
Saxifraga hirculus (kollane kivirik) K Gymnadenia odoratissima
(lõhnav käoraamat) K
Selaginella selaginoides
(koldjas selaginell) K
Hammarbya paludosa (sookäpp) K
Senecio congestus (muda-ristirohi) K Hedera helix (harilik luuderohi) V
Herminium monorchis (harilik muguljuur) K
Hydrocotyle vulgaris (loim-vesipaunikas) K
Juncus subnodulosus (tömbiõiene luga) V
Ligularia sibirica (harilik kobarpea) K
Liparis loeselii (soohiilakas) K
125
Lisa 1 jätk Kriitilises seisundis (CR) Väljasuremisohus (EN) Ohualdis (VU) Taimed (jätk) Lycopodiella inundata (harilik sookold) K
Pinguicula vulgaris (harilik võipätakas) K
Potamogeton filiformis (niitjas penikeel) E
Potamogeton pusillus (väike penikeel) E
Potamogeton trichoides (juus-penikeel) E
Rhinanthus rumelicus (saaremaa robirohi) K
Rhynchospora fusca (tume nokkhein) K
Swertia perennis (püsiksannikas) K
Taxus baccata (harilik jugapuu) V
Trisetum sibiricum (siberi koldkaer) K
Samblad Amblyodon dealbatus (tömphammas) K Barbilophozia floerkei (Flörke parbik) K Anastrophyllum minutum
(väike ebatähtlehik) K
Bryum weigelii (Weigeli pungsammal) K Cephalozia catenulata
(ketjas niitsammal) K
Aplodon wormskioldii (põhja lihthammas) K
Dichelyma capillaceum (juus-kiilsirbik) V Dichelyma falcatum (vesi-kiilsirbik) V Calliergon megalophyllum
(vesi-tömptipp) E
Meesia longiseta (harjakas tahuksammal) K Loeskypnum badium (järve-vasksirbik) K Cephaloziella elachista
(õrn niidiksammal) K
Meesia uliginosa (soo-tahuksammal) K Cephaloziella spinigera
(kannus-niidiksammal) K
Sphagnum auriculatum
(kõrv-turbasammal) K
Eucladium verticillatum
(männas- euklaadium) K
Sphagnum molle (pehme turbasammal) K Fissidens arnoldii (tömbilehine tiivik) V
Splachnum rubrum (punane põisik) K Fontinalis dalecarlica
(dalarna vesisammal) E
Tayloria tenuis (väike trompetsammal) K Fontinalis squamosa
(soomus-vesisammal) K
Herzogiella striatella (väike ebaulmik) V
Herzogiella turfacea (lame ebaulmik) K
Lophozia ascendens (pisi-lõhiksammal) K
Lophozia laxa (raba-lõhiksammal) K
Lophozia obtusa (tömp lõhiksammal) K
Nardia insecta (hõlmine nardia) V
Octodiceras fontanum (allika-vesitiivik) E
126
Lisa 1 jätk Kriitilises seisundis (CR) Väljasuremisohus (EN) Ohualdis (VU) Samblad (jätk) Orthotrichum stramineum (kollakas tutik) K
Palustriella decipiens (põhjaroodik) K
Plagiothecium undulatum
(lainjas põikkupar) K
Rhytidiadelphus loreus (nõtke käharik) K
Riccardia incurvata (nõgus rikardia) K
Scapania undulata (lainjas skapaania) V
Schistidium agassizii (Agassizi
lõhistanukas)V
Seligeria donniana (Doni seligeeria) V
Seligeria patula (kolmis-seligeeria) K
Sphagnum austinii (kattuvlehine
turbasammal) K
Sphagnum subfulvum (põhja-turbasammal)K
Timmia megapolitana
(meklenburgi timmia) K
Warnstorfia tundrae (tundra vesisirbik) K
Seened
Lactarius auriolla (limakarvane riisikas) K Asterodon ferruginosus (narmastaelik) K Amanita friabilis (lepa-kärbseseen) K
Asterostroma cervicolor
(Massee põdranahkis) K
Hygrophorus piceae (kuuse-limanutt) K
Bovista paludosa (soo-maamuna) V Hypholoma flavorhiza (risoid-kollanutt) K
Steccherinum robustius (jalaka-oganahkis)K Pseudoplectania episphagnum K
Samblikud
Rinodina fimbriata V Fellhaneropsis vezdae K Calicium pinastri K
Usnea glabrata (sile habesamblik) K Polychidium muscicola V Cladonia cyanipes (sinijalg-porosamblik) K
Cladonia incrassata (pisi-porosamblik) K
Menegazzia terebrata
(harilik poorsamblik) K
Ochrolechia frigida (külm purusamblik) V
Thelotrema lepadinum
(harilik koobassamblik) K
Mänd- ja punavetikad
Aegagropila linnaei E Chara tomentosa (Ruuge mändvetikas) E
Nitella gracilis (Peen nitell) E
127
Lisa 2. Ülevaade leevendusmeetmetest.
Leevendusmeede Eesmärk Tõhusus Puudused Lisaväärtus Eestis
kasutusel S
e tt
e id
j a /v
õ i to
it a in
e id
v ä h
e n
d a va
d m
e e
tm e d
Suurvee
kontrollsüsteem
suurvee voolukiiruse,
maksimum-vooluhulkade ja
erosiooni vähendamine
vähendab voolukiirust ning peab
kinni suure hulga setteid ja
nendesse talletunud toitaineid
ei talleta vees lahustunud
toitaineid;
väheefektiivne
suuremate
valgalade/langude
korral; torude
ummistumine
võivad pakkuda
elupaika vee-elustikule
vähesel
määral
Valgpuhastusala
settekoormuse
vähendamine, vee
heljumosakeste, toitainete,
rauaühendite ja pestitsiidide
sisalduse vähendamine,
pinnasesse imbumise
soodustamine,
taimejääkidele ladestumise
ja taimede poolt
omastamise soodustamine
tõhus heljumi talletamisel,
toitainete talletamine oleneb
mõõtmetest
laugel alal võimalik
veetaseme tõus
kuivendussüsteemis
märgalakooslused
lammile
suubuvad
drenaaž-
süsteemid
Puhastuslodu/
tehismärgala
tõhus heljumi ja lämmastiku
talletamisel; fosfori talletamisel
vähem tõhus
talletusvõime väheneb
vegetatsiooniperioodi
välisel ajal
loob märgalaelupaiku jah
Puhverriba/
veekaitsevöönd
laiemad puhverribad tõhusamad;
tõhusad aastaringselt
viljakate alade
puhveraladena
kasutamisel võib
toitaineid tagasi vette
leostuda
säilitab kalda- ja vee-
elupaiku ja sidusust,
rohekoridorid
kitsad
veekaitse-
vööndid,
veekaitse-
vööndi
laiendid
Kahetasandiline
ehk liitprofiiliga
kraav
üleujutuste vähendamine,
toitainete ja setete
akumuleerumine
tõhusad setete, mõningal määral
ka toitainete kinnipidajad
lämmastiku (nitraatide)
kinnipidamise tõhusus
väike
parandavad elupaiku
kaladele, suurendavad
taimetiku
mitmekesisust
ise-kujunenud
(projek-
teeritud pole)
Settebassein setete kinnipüüdmine
varieeruv, kuid on tõhusamad
raskemate mineraalsete osakeste
kinnipüüdmisel (Ø > 0,05 mm)
toitainete ja heljumi
kinnipidamise tõhusus
madal; vajavad tihedalt
puhastamist
pakuvad elupaika
teatud vee-elustikule,
kuid enamasti
järsunõlvalised ja
taimestikuta
jah
128
Leevendusmeede Lisa 2 jätk
Eesmärk Tõhusus Puudused Lisaväärtus Eestis
kasutusel S
e tt
e id
j a /v
õ i to
it a in
e id
vä
h e n
d a va
d
Settesüvend/
tehnoloogiline
settebassein
setete kinnipüüdmine
tõhus kraavide puhastamise
ajal mööda põhja liikuva sette
kinnipidamisel
setete talletusvõime
piiratud, võivad ka
nõlvaerosiooni
suurendada
puhastamata jätmisel
taimestuvad, elupaik vee-
elustikule
tehno-
loogilised
sette-
basseinid
Puittõkestid
settebasseinis
setete kinnipüüdmine, vee
viibeaja suurendamine
vähendab toitainete
väljakannet, vee raua- ja
lahustunud orgaanilise
süsiniku sisaldust
pikaajaline tõhusus ei
ole selge
biokile, parandab vee-
elustiku elutingimusi ei
Seadedrenaaž toinetete ärakande
vähendamine tõhusad aasatringselt
kasutatav väga tasasel
maal, teatud
mullatüüpide puhul
põuakahjude vähendamine jah
P e
a m
is e
lt e
ro s io
o n
i vä
h e
n d
a va
d
m e
e tm
e d
Kraavide
sügavuse
vähendamine
erosiooni vähendamine üpris tõhus, kui kraavid
piisavalt sügaval turvasmullal võib olla raske hinnata teadmata
vähesel
määral
Kraavide osaline
puhastamine
erosiooni vähendamine;
nõlvade ärakande
vältimine; setete,
toitainete, põllumajandus-
kemikaalide talletamine
tõhus, taimestunud kraavid
vähendavad settekoormust,
veevoolus olevaid toitaineid ja
taimekaitsevahendeid
erosiooniohtlike
kraavide tuvastamine
raske; võimalik
veetaseme tõus
kuivendussüsteemis
stabiilsete kaldaelupaikade
tekkimine, mitmekesised
elupaigad vee-selgrootutele
Kraavinõlvade
puhastamata
jätmine
vähendab erosiooni nõlvadelt nõuab spetsiifilist
tehnoloogiat
väljakujunenud taimestiku
säilimine
Vagukraavitus
kraavide
puhastamise
asemel
erosiooni vähendamine vähendab settekoormust, kui
vett ei suunata kraavi
kahjustab pinnast, lõhub
kõdupuitu, tõenäoliselt
suurendab metaani
heidet
pisiveekogude teke jah
129
Leevendusmeede Lisa 2 jätk
Eesmärk Tõhusus Puudused Lisaväärtus Eestis
kasutusel E
lu p
a ik
u p
a k k u
va d
m e e
tm e d
Voolutakistused/
kruusa- ja
kivipuistangud
kraavides ja
eesvooludes
voolu mitmekesistamine,
veekogu heterogeensuse
suurendamine,
põhjastruktuuri
parandamine, varje- ja
elupaikade tekitamine
suurendab vee-selgrootute
tihedust ja arvukust,
makrofüütidele katvust,
biomassi ja mitmekesisust,
perifüütoni katvust ja
mitmekesisust
võib takistada
reguleeriva võrgu
toimimist, kalastikule
mõju marginaalne,
mõju lokaalne
vähesel
määral
Kraavilaiendid vee säilitamine kraavide
kuivamisel, elupaikade
mitmekesistamine
tõstab kahepaiksete
sigimisedukust, mitmekesistab
vee-selgrootute kooslusi
võivad suurendada
nõlvaerosiooni, mõju
lokaalne
võivad toimida ka
ehitusaegsete põhjasetete
kogujana piloot-
projekti
raames
Leevendustiigid elupaikade loomine väike-
veekogudest sõltuvatele
liikidele kuivendatud
maastikus väga olulised sigimispaigad
pruunidele konnadele,
asurkondade säilitamine
kuivendatud maastikes,
suurendab paljude liigirühmade
mitmekesisust
ei taga elupaika
ajutistest
väikeveekogudest
sõltuvatele liikidele,
mõju lokaalne
joogi- ja toitumiskohad
metsloomadele ja
veelindudele
Kopra märgalade
säilitamine kuivendatud maastikes
veerežiimi osaline
taastamine, elupaikade ja
toitumisalade loomine
märgalaliikidele ja
kõdupuiduga seotud
liikidele
potentsiaalne
negatiivne mõju
teistele
kaitseväärtustele,
võivad takistada
kalade rännet ja
tekitada maaomanikule
majanduslikku kahju
vee säilitamine
kuivendatud maastikus,
toimivad
puhastuslodudena (sh
setete ja toitainete
vähendajana),
metsatulekahjude
leevendajad
kaitsealadel,
pigem ei
Eriotstarbeliste
veekogude ümber
kujundamine kvaliteetsemate elupaikade
loomine vee-selgrootutele
ja kahepaiksetele
madala kaldaala olemasolul
pakuvad sigimispaiku
pruunidele konnadele,
tähnikvesilikule, suurendavad
vee-selgrootute ja taimestiku
mitmekesisust
tihtipeale kaladega
asustatud
Puistu struktuuri
kujundamine hoida/luua mikroelupaiku
ja kasvusubstraate
kuivendatud metsades
kuivenduse negatiivsete mõjude
leevendamine looduskaitseliselt
tähelepanuväärsetele
sammaldele ja samblikele
puidutulu seisukohalt
väheväärtuslike liikide
soodustamine
suurendab puistu
liigirikkust, positiivne
mõju ka teistele
liigirühmadele
mitte
sihipäraselt
130
Lisa 3. Veekaitserajatiste ja -meetmete üldised rajamissoovitused kirjanduse alusel.
Rajatis Millisel juhul rajada
Parameetrid Rajamise
aeg Hooldus
Kombineerimine
teiste meetmetega Mets/põld Asukoht Mullad
Settebassein +/+
erosiooniohtlikud
mullad; langu
murdepunktile
enne eesvoolu
suubumist
v.a turvasmullad
dimensioneerida vastavalt
vooluhulgale või suurus 8
m2/ha valgala kohta;
sügavus vähemalt 1 m;
nõlvus 1:3
aug.-dets.
aasta enne
ehitustöid
vastavalt
setetega
täitumisele
(mitte üle 40%)
valgpuhastusala,
suurvee
kontrollsüsteem,
taimestunud lodu
Suurvee
kontrollsüsteem +/?
tõhusam
< 10 ha ja väikese
languga
valgaladel
_
torude läbimõõt olenevalt
valgala suurusest ja
vooluhulkadest; toru
sisselaskeava ja tiigi
põhja vahele peab jääma
min 60 cm
aug.-dets.
vastavalt
setetega
täitumisele
settebassein,
puhastuslodu,
valgpuhastusala
Valgpuhastusala +/+
valgala kuni 1
km2;
tõhusam 0,4–
1,5% languga
aladel;
erosiooniohtlikud
(turvas)mullad,
lammialad
_ suurus 0,5–1% valgalast;
laius 100 m
kraavide
sulgemine
aug.-nov.
metsaaladel ei
puhastata;
lamminiitudel
niitmine ja niite
koristamine
suurvee kontroll-
süsteemiga
(vajadusel)
Puhastuslodu/
tehismärgala ?/+
hajureostusohtlik
ala, enne eesvoolu
suubumist
v.a
sügavaturbalised
ja nitraadi-
tundlikud alad
vähemalt 1% valgalast;
sügavus maks. 1 m,
oluline ka madala (maks.
20 cm) veeala olemasolu;
peab eelnema settebassein
või sügava veega ala;
nõlvus 1:6
aug.-dets.
5–6 aasta järel
(taimestiku
niitmine, setete
eemaldamine),
suuremaid
harvem
settebassein
Puhverriba/
veekaitsevöönd –/+
kõik veekogud, ka
tiigid ja kraavid –
looduslikel veekogudel
ja eesvooludel 10 m või
laiem;
kuivenduskraavidel,
tiikidel vähemalt 3 m
–
vajadusel
sanitaarvalik-
raied;
taimestiku
niitmine
muude veekaitse-
meetmetega
131
Rajatis Lisa 3 jätk
Millisel juhul rajada Parameetrid
Rajamise
aeg Hooldus
Kombineerimine
teiste meetmetega Mets/põld Asukoht Mullad
Kahetasandiline
ehk liitprofiiliga
kraav
–/+
eesvoolud,
peakraavid,
kogujakraavid
vastavalt
maastikule
v.a turvasmullad
lammiala laius
dimensioneeritakse
vastavalt maksimaalsetele
vooluhulkadele;
lammi nõlvus 1:2,75
aug.-dets.
vajadusel setete
puhastamine,
taimestiku
niitmine lammilt
puhatuslodud
Leevendustiik +/+
laane, salu,
sooviku, rabastuv,
soo- ja
kõdusoo mets;
jänesekapsa-
mustika kkt;
püsirohumaad
vettpidavad
mullad
veepeegli suurus > 100
m2; nõlvus 1:6;
sügavus 1 m
kraavide
korrastamise
käigus, või
muul ajal
(sept.-dets.)
vastavalt
vajadusele
muude veekaitse-
meetmetega
Kraavilaiend +/(+)
päikesele avatud
madalamad
kraavid;
püsirohumaad
v.a turvasmullad
kahekordne kraavi
põhjalaius;
pikkus 2 m;
20–30 cm kraavi põhjast
sügavamal;
nõlvus 1:2,5
kraavide
korrastamise
käigus
vastavalt
vajadusele
Roheline 64 / 80010 Pärnu / Tel 662 5999 / Faks 680 7427 / e-post: [email protected] /
www.keskkonnaamet.ee / Registrikood 70008658
Kliimaministeerium
Meie 06.12.2023 nr 5-1/22/11-5
Maaparanduse negatiivsete mõjude
leevendamise juhise protsessist
Keskkonnaamet teatab, et lähtudes Keskkonnaameti ja Tartu Ülikooli vahel 18.02.2022 sõlmitud
töövõtulepingust (riigihanke viitenumber: 241940) võttis Keskkonnaamet 01.12.2023 vastu1 „Maaparandussüsteemide negatiivsete mõjude leevendus- ja kompensatsioonimeetmete
rakendamise juhise“ (edaspidi juhis) II etapis valminud tööd:
1. Maaparandussüsteemide negatiivsete mõjude leevendus-ja kompensatsioonimeetmete
rakendamise juhise (lisa 1);
2. Punktis 1 nimetatud juhise rakendatavuse õigusliku analüüsi (lisa 2).
Juhise tutvustamine Tartu Ülikooli töögrupi poolt kõigile protsessi panustanud osapooletele ja
laiemale üldsusele toimub jaanuaris 2024, mille ajakava ja sisu kohta saadetakse täiendav info esimesel võimalusel.
Maaparandussüsteemide negatiivsete mõjude leevendus- ja kompensatsioonimeetmete
rakendamise juhis on koond praegustest parimatest teadmistest ja praktikatest, kuid juhises esitatud soovituste praktiline rakendamine eeldab
1) muutusi õigusruumis, kus fikseeritakse üheselt kõigile maaparandusega seotud osapooltele
kehtivad nõuded, 2) asutuste siseseid tööjuhiseid uute praktikate rakendamiseks,
3) koolitusi tööjuhiste kasutamiseks. Senise maaparandustööde korraldamise muutused saavad eeskätt alguse tööde tellimisest ja
projekteerimisest. Selle saavutamiseks sõlmis Keskkonnaamet 23.11.2023 lepingu Eesti Maaülikooliga järgmiste maaparanduse normdokumentide eelnõude ettevalmistamiseks (tähtajaga 01.04.2024):
1) ettepanekud koos seletuskirjaga/põhjendustega maaparandusseaduse § 16 ja 17 alusel kehtestatud ministri määrustes „Maaparanduse uurimistöö nõuded“ ja
„Maaparandussüsteemi projekteerimisnormid“ keskkonnakaitserajatiste peatükkide asjakohaseks täiendamiseks;
2) ettepanekud alates 08.07.2020 kasutusel olevate „Maaparandusrajatiste tüüpjoonised
2019“ asjakohaseks täiendamiseks; 3) seniste uuringute ja kogunenud praktilise teabe põhjal maaparandussüsteemidele
kavandatavate keskkonnarajatiste projekteerimise tehnilised juhised täiendusena olemasolevale.
1 Registreeritud Keskkonnaameti dokumendihaldussüsteemis 30.11.2023 kirjana nr 5 -1/22/11-4
2 (2)
Eesti Maaülikool moodustas eelkirjeldatud ülesande täitmiseks töögrupi, millesse kuuluvad
Riigimetsa Majandamise Keskuse, Tartu Ülikooli, Regionaal- ja Põllumajandusministeeriumi, Põllumajandus- ja Toiduameti, maaparanduse projekteerijate ja ehitajate ning
põllumajandustootjate esindajad. Keskkonnaameti hinnangul seisab ees tihe sisuline arutelu, millised juhises toodud soovitused peaks jõudma normtehnilistesse dokumentidesse ja millised jäävad soovituslikeks või valikulisteks. Eelnõud antakse pärast nende valmimist üle vastava
seadusloome eest vastutavale ministeeriumile.
Lugupidamisega
(allkirjastatud digitaalselt)
Leelo Kukk peadirektori asetäitja
Lisad: 1. 231201_Maaparandussusteemide m6jude leevendusmeetmete juhis.pdf
2. 231201_6iguslik analyys.pdf
Teadmiseks: Riigimetsa Majandamise Keskus [email protected]; Regionaal- ja Põllumajandusministeerium [email protected]; Põllumajandus- ja Toiduamet
[email protected]; Eesti Maaparandajate Selts [email protected]; Piiber Projekt OÜ [email protected]; Tenno Vaher [email protected]; Eesti Keskkonnaühenduste Koda [email protected]; Foreko OÜ [email protected]; AS Projekteerimisbüroo Maa ja Vesi
[email protected]; MTÜ Eesti Veeinseneride Liit [email protected]; Eesti Maaülikool [email protected]
Kaili Viilma 505 1955 [email protected]