Roheline 64 / 80010 Pärnu / Tel 662 5999 / Faks 680 7427 / e-post: [email protected] /

www.keskkonnaamet.ee / Registrikood 70008658

Mikk Marran

Riigimetsa Majandamise Keskus [email protected]

16.11.2023 nr 7-3/23/16

Märgade metsaelupaigatüüpide (*9080, *91D0,

*91E0, 91F0 ning kõdusoometsad)

tegevuskava

Austatud Mikk Marran

Keskkonnaamet saadab tutvumiseks ja ettepanekute esitamiseks Märgade metsaelupaigatüüpide (*9080, *91D0, *91E0, 91F0 ning kõdusoometsad) tegevuskava tööversiooni. Tegevuskava on koostatud Eesti märgade metsaelupaigatüüpide ja nendega seotud ökosüsteemi teenuste (loodushüvede) säilitamiseks ja taastamiseks. Tegevuskava annab ülevaate olemasolevast olukorrast ja ohuteguritest, seab eesmärgid aastaks 2050 ning esitab meetmed eesmärkide saavutamiseks. Märjad metsaelupaigatüübid kujutavad loodusdirektiivile vastavate metsaste märgalade (forested wetlands) jaotust. Eestis kuuluvad märgade metsaelupaigatüüpide alla soostuvad ja soo-lehtmetsad (*9080), siirdesoo- ja rabametsad (*91D0), lammi-lodumetsad (*91E0). Märgade metsaelupaigatüüpide hulka arvestatakse ka laialehised lammimetsad (91F0), mis on seotud lammialade üleujutustega. Tegevuskava hõlmab ka märgadest metsaelupaigatüüpidest kujunenud kõdusoometsi.

Tegevuskava on avalikul arutelul ajavahemikul 24. oktoobrist 4. detsembrini 2023. Tegevuskava eelnõuga saab tutvuda ka LIFE projekti koduleheküljel https://www.loodusrikaseesti.ee/et/sundmused/margade-metsade-tegevuskava-eelnou-avalikustamine Ettepanekud on oodatud e-postile [email protected] hiljemalt 4. detsembriks 2023.

Lugupidamisega

(allkirjastatud digitaalselt) Sander Laherand

juhtivspetsialist looduskaitse planeerimise osakond

Lisa: Märgade metsaelupaigatüüpide tegevuskava.pdf

Meelis Suurkask 5164997

[email protected]

MÄRGADE METSAELUPAIGATÜÜPIDE

(*9080, *91D0, *91E0, 91F0 ning

kõdusoometsad) TEGEVUSKAVA

KINNITATUD

Keskkonnaameti

[Registreerimise kuupäev]

korraldusega nr [RegNr]

1

SISUKORD

1. SISSEJUHATUS .................................................................................................................... 5

2. KOKKUVÕTE ....................................................................................................................... 6

3. MÄRJAD METSAD .............................................................................................................. 8

3.1. Mõiste ja rahvusvahelised kohustused ................................................................................... 8

3.2. Märgade metsade kasvukohatüübid ja LD metsaelupaigatüübid: *9080, *91D0, *91E0,

91F0 .................................................................................................................................................... 9

3.3. Kõdusoometsad ....................................................................................................................... 13

3.4. Üldpindala ja levik .................................................................................................................. 15

3.5. Kaitsestaatus ............................................................................................................................ 17

3.6. Mõju süsinikubilansile ........................................................................................................... 19

4. MÄRGADE METSADE UURINGUD JA SEIRE .............................................................. 21

4.1. Teadusuuringud ....................................................................................................................... 21

4.2. Märgade metsaelupaigatüüpidega seotud teadusuuringud ................................................ 22

4.3. Uurimisprojektid ja inventuurid ............................................................................................ 24

4.4. Vajalikud lisauuringud ........................................................................................................... 25

4.5. Seire .......................................................................................................................................... 28

4.5.1. Riikliku seire metoodika ........................................................................................ 28

4.5.2. Riikliku seire tulemused ......................................................................................... 29

4.5.3. Märgade metsade taastamise tulemuslikkuse seire ................................................ 32

5. OHUTEGURID .................................................................................................................... 35

5.1. Turbalasundi hävimine pikaajalistel kuivendusaladel ....................................................... 36

5.2. Puistu struktuuri ja alustaimestiku teisenemine kuivenduse mõjul .................................. 37

5.3. Looduslike veekogude kadumine ja veerežiimi muutumine ............................................. 38

5.4. Kuivendussüsteemide ehitamise, maaparandushoiutööde ja taristu rajamisega seotud

kuivenduse mõju ............................................................................................................................. 39

5.5. Uute kuivendussüsteemide rajamine .................................................................................... 40

5.6. Uuendusraied ja metsakultuuride rajamine ......................................................................... 40

5.7. Hooldus- ja valikraie .............................................................................................................. 41

5.8. Ümbritseva maakasutuse (va kuivendussüsteemid) mõju ................................................. 43

5.9. Kliimamuutused ...................................................................................................................... 44

2

5.10. Külastuskoormus .................................................................................................................. 45

6. TEGEVUSKAVAGA SEATUD EESMÄRGID ................................................................. 48

7. KAITSEKORRALDUSLIKUD TEGEVUSED JA EELARVE.......................................... 50

7.1. Taastamisalade valik .............................................................................................................. 50

7.2 Kaitsekorralduslikud tegevused ............................................................................................. 51

7.2.1. Optimaalse kaitsekorra kehtestamine ..................................................................... 51

7.2.2. Märgade metsaelupaigatüüpide looduslikkuse taastamine .................................... 52

7.2.2.1. Loodusliku veerežiimi taastamine ................................................................... 52

7.2.2.2. Veekogude looduslikkuse taastamine ............................................................. 53

7.2.2.3. Metsakoosluste liikide koosseisu ja struktuuri kujundamine .......................... 54

7.2.3. Märgade metsaelupaigatüüpide kaardistamine ...................................................... 56

7.2.4. Juhendite koostamine ............................................................................................. 57

7.2.4.1. Piiranguvööndi märgade metsade loodussõbraliku majandamise juhendi

koostamine ................................................................................................................... 57

7.2.4.2. Loodusväärtusi arvestava eesvoolude hoiutööde juhendi koostamine ............ 58

7.2.4.3. Veerežiimi mõjutavate tööde mõjude hindamise juhendi koostamine ............ 58

7.2.5. Planeeringute täiendamine ..................................................................................... 58

7.2.6. Täiendavad uuringud .............................................................................................. 59

7.2.7. Õigusaktide muutmine ........................................................................................... 59

7.2.8. Kaitstavate alade külastuste korraldamine ............................................................. 59

7.3. Eelarve ...................................................................................................................................... 60

8. KASUTATUD kIRJANDUS ............................................................................................... 62

LISAD ...................................................................................................................................... 67

Lisa 1. Märgade metsaelupaigatüüpide fotod ............................................................................. 67

Lisa 2. Taastamisalade eelvaliku etapid ja põhimõtted ............................................................. 75

Lisa 3. Taastatavate alade prioriteetsusklassid ........................................................................... 78

Lisa 4. Esmaste taastatavate alade ülevaatekaardid ................................................................... 81

Lisa 5. Taastamisvõtete rakendamine erinevas seisundis metsakoosluste looduslikkuse

taastamiseks ..................................................................................................................................... 91

Lisa 6. Pindalaliste kaitse-eesmärkide määratlemise metoodika ............................................. 93

3

MÕISTED

Elupaiga soodne seisund – loodusliku elupaiga seisundit peetakse soodsaks, kui selle

looduslik levila ja alad, mida elupaik oma levila piires hõlmab, on muutumatu suurusega või

laienemas ja selle pikaajaliseks püsimiseks vajalik eriomane struktuur ja funktsioonid

toimivad ning tõenäoliselt toimivad ka prognoosimisulatusse jäävas tulevikus, ja elupaigale

tüüpiliste liikide seisund on soodne.

Elupaigatüübile omased liigid – liigid, kelle esinemine on elupaigatüübi looduslikule

seisundile tunnuslik ning kes võivad olla rohkem (karakterliigid) või vähem arvukad

(nt ohustatud liigid, kelle asurkonnast valdav osa selles elupaigatüübis elab).

Haruldased soostunud ja soometsa puistutüübid – vastavalt Paal (1997): sõnajala kasvu-

kohatüübi laialehised puistud ja sanglepikud või vastavad segametsad; lodu kasvukohatüübi

laialehised puistud, kaasikud ja sanglepikud või vastavad segametsad; madalsoosanglepikud

ja saarikud või vastavad segametsad; laialehiste puude osalusega ja laialehised puistud jõe-

ja ojakallastel; lisaks allikasoometsad ja allikalise vee mõjuga metsad. Vastavad puistud

võivad olla looduslikult kujunenud harvikuks (kobras vmt looduslikud häiringud).

Kasvukohatüüp – maa-alade klassifitseerimiseks kasutatav tüpoloogiline üksus, mis lähtub

ühesuguste looduslike (klimaatiliste, mullastikuliste ja hüdroloogiliste) taimestikku (sh

puistut) mõjutavate tegurite kompleksist; sarnastes kasvukohtades kasvavad metsad on

võimalik klassifitseerida metsakasvukohatüüpidesse.

Laialehised lammimetsad – laialehiste puudega (tamm, saar, pärn, jalakas, künnapuu)

metsad, mis katavad jõesängidega või vanajõgedega rööbiti kulgevaid kaldavalle.

Liigi soodne seisund – liigi seisundit peetakse soodsaks, kui selle asurkonna arvukus näitab,

et liik säilib kaugemas tulevikus oma looduslike elupaikade või kasvukohtade elujõulise

koostisosana, kui liigi looduslik levila ei kahane ning liigi asurkondade pikaajaliseks

säilimiseks on praegu ja tõenäoliselt ka edaspidi olemas piisavalt suur elupaik.

Mets – ökosüsteem, mille põhiomadusi kujundavad puud.

Mets – metsaseaduse kohaselt on mets ökosüsteem, mis koosneb metsamaast, sellel

kasvavast taimestikust ja seal elavast loomastikust.

Metsaelupaigatüüp – EL loodusdirektiivis metsade klassifitseerimiseks kasutatav

tüpoloogiline üksus, mida iseloomustab teatav metsa struktuur ning sellega seostuv elustik

(vt elupaigatüübile omased liigid); sarnaste struktuuritunnustega metsad (metsaelupaigad) on

võimalik klassifitseerida metsaelupaigatüüpidesse.

Metsamaa – metsaseaduse kohaselt on metsamaa maa, mis vastab vähemalt ühele

järgmistest nõuetest: on metsamaa kõlvikuna kantud maakatastrisse; on maatükk pindalaga

vähemalt 0,1 hektarit, millel kasvavad puittaimed kõrgusega vähemalt 1,3 meetrit ja

puuvõrade liitusega vähemalt 30%.

Märjad metsad – siinses tegevuskavas loodusdirektiivi elupaigatüüpidele vastavad metsad,

mis kasvavad alaliselt niisketes või ajuti üleujutatavates kohtades. Kasvukohatüüpidest

sobivad siia sõnajala, angervaksa, tarna-angervaksa, tarna, osja, lodu, madalsoo, siirdesoo ja

raba kasvukohatüübid.

Puistu – puurinde struktuuri ning kasvukohaolude poolest ühtlane metsa osa.

Püsimetsandus – metsaseaduse kohaselt metsa püsimetsana majandamine valikraietega.

Valikraietele on seaduses sätestatud omakorda väga kindlad reeglid, et metsa korraga liiga

4

hõredaks ei raiutaks. Valikraiete käigus tohib metsast raiuda üksikuid puid või väga väikeseid

puugruppe, samuti tuleb välja valida ja alles hoida säilikpuud.

Raieliigid – metsaseaduse kohaselt on lubatud järgmised raied: uuendusraie (mille hulka

kuuluvad lage- ja turberaie), hooldusraie (mille hulka kuuluvad valgustusraie, harvendusraie

ja sanitaarraie), valikraie, trassiraie, raadamine ja kujundusraie.

Soovikumets – turvastunud huumushorisondiga (alla 30 cm turvast) märg mets, Eesti oludes

tüüpiliselt rohke rohttaimestikuga sega- või lehtmets.

Suunisliigid – kindlale ohutegurile tundlikud liigid, kellest lähtuvalt (ohuteguri mõju

vähendades) saab ökosüsteemi seisundit soodsaks kujundada.

Tunnusliigid – liigid, kelle esinemine või seisund näitab ökosüsteemi teatud omadusi, nt

looduslikku funktsioneerimist või et tegemist on looduskaitseliselt oluliste liikide elupaigaga.

Uhtvallimets – jõe kaldavallil paiknev viljakas, suhteliselt lühikese üleujutuse tingimustes

kasvav mets, Eesti oludes peamiselt laialehine mets (sekundaarses suktsessioonis

domineerivad pioneerlehtpuud, mis hiljem asenduvad). Kasutatakse paralleelselt mõistetega

uhtlammimetsad ja laialehised lammimetsad.

LÜHENDID

EELIS – Eesti riigi infosüsteemi andmekogu loodusandmete kogumiseks, haldamiseks ja

kasutamiseks.

EL – Euroopa Liit.

KeA – Keskkonnaamet

KESE – keskkonnaseire infosüsteem; riikliku keskkonnaseire programmi ja sellega

seonduvate keskkonnauuringute ja -projektide käigus kogutud keskkonnaseisundi

andmestikku koondav andmekogu.

kkt – metsa kasvukohatüüp.

KliM – Kliimaministeerium

LD – loodusdirektiiv; üks kahest Euroopa Liidu looduskaitse direktiivist (teine on

linnudirektiiv). Direktiivi ülesanne on kaitsta ohustatud looma- ja taimeliike ning nende

elupaigatüüpe ja kasvukohti. Direktiivi eesmärkide saavutamiseks on loodud üleeuroopaline

loodusalade võrgustik Natura 2000.

RMK – Riigimetsa Majandamise Keskus

SDF – NATURA 2000 standardandmebaas https://natura2000.eea.europa.eu

SMI – statistiline metsainventuur. SMI on valikuuring, millega saab operatiivselt ja

ökonoomselt teavet metsade kohta.

TLÜ – Tallinna Ülikool

TÜ – Tartu Ülikool

5

1. SISSEJUHATUS

Märgade metsaelupaigatüüpide (*9080, *91D0, *91E0, 91F0 ning kõdusoometsad)

tegevuskava on koostatud Eesti märgade metsaelupaigatüüpide ja nendega seotud ökosüsteemi

teenuste (loodushüvede) säilitamiseks ja taastamiseks. Tegevuskava annab ülevaate

olemasolevast olukorrast ja ohuteguritest, seab eesmärgid aastaks 2050 ning esitab meetmed

eesmärkide saavutamiseks.

Märjad metsaelupaigatüübid kujutavad loodusdirektiivile vastavate metsaste märgalade

(forested wetlands) jaotust. Eestis kuuluvad märgade metsaelupaigatüüpide alla soostuvad ja

soo-lehtmetsad (*9080), siirdesoo- ja rabametsad (*91D0), lammi-lodumetsad (*91E0).

Märgade metsaelupaigatüüpide hulka arvestatakse ka laialehised lammimetsad (91F0), mis on

seotud lammialade üleujutustega. Märgadest metsaelupaigatüüpidest kolm on Euroopas

ohustatud ja arvatud esmatähtsate kaitset vajavate elupaigatüüpide hulka (tähistatud tärniga).

Loodusdirektiivi aruande kohaselt on märgade metsaelupaigatüüpide seisund kogu Euroopas

halb või ebapiisav ja see halveneb veelgi. Tegevuskava hõlmab ka märgadest

metsaelupaigatüüpidest kujunenud kõdusoometsi.

Tegevuskava aitab kaasa Euroopa Liidu elurikkuse strateegia, eriti selle eesmärkide 1, 2, 3 ja 5

ning bioloogilise mitmekesisuse konventsiooni Aichi bioloogilise mitmekesisuse eesmärkide

2, 4, 9, 11 ja 14 elluviimisele. Märgade metsaelupaigatüüpide tegevuskava keskendub

kaitstavatel aladel olevatele metsaelupaigatüüpidele, pidades siiski silmas ka ülejäänud Eesti

märgade metsade ning nende seisundi säilitamise ja parandamisega seotud probleeme.

Tegevuskava on koostatud ELi keskkonna- ja kliimaprojektide toetusprogrammist LIFE

rahastatava projekti „Metsa- ja põllumajandusmaastike majandamine Natura 2000 elupaikade

ja liikide kaitsestaatuse parandamiseks“ (LIFE-IP „Loodusrikas Eesti“,

LIFE18IPE/EE/000007) toel.

Märgade metsaelupaigatüüpide (*9080, *91D0, *91E0, 91F0 ning kõdusoometsad)

tegevuskava koostas töögrupp koosseisus Meelis Suurkask (koostaja) (KeA), Asko Lõhmus

(TÜ), Raul Rosenvald (TÜ), Anneli Palo (TÜ), Herdis Fridolin (KliM), Marika Erikson (KliM),

Voldemar Rannap (KliM), Taavi Tattar (KeA), Triin Amos (KeA), Nele Sõber (KeA), Mati

Ilomets (TLÜ), Raimo Pajula (TLÜ), Laimdota Truus (TLÜ), Martin Küttim (TLÜ), Kaupo

Kohv (RMK), Priit Voolaid (RMK), Kristine Hindriks (Regionaal- ja

Põllumajandusministeerium), Liis Kuresoo (Eestimaa Looduse Fond).

LIFE-IP „Loodusrikas Eesti“ (ForEst&FarmLand), LIFE18IPE/EE/000007

6

2. KOKKUVÕTE

Märgade metsaelupaigatüüpide (*9080, *91D0, *91E0, 91F0 ning kõdusoometsad)

tegevuskava annab ülevaate Eesti märgade metsade levikust, seisundist, kaitstusest, määratleb

metsade ohutegurid, seab eesmärgid aastaks 2050 ning kavandab edasised kaitsemeetmed ja

tegevused märgade metsaelupaigatüüpide loodusliku veerežiimi taastamiseks.

Viimastel sajanditel on märgi metsi kuivendatud ja raiutud väga laialdaselt kogu Euroopas.

Eestis on loodusdirektiivi elupaigatüüpidele vastavaid märgade metsade elupaiku säilinud

ainult 10% ajaloolisest pindalast. Seatud eesmärkide tagamiseks planeeritakse

kaitsekorralduslikke tegevusi kaitstavatel aladel.

Märgade metsade suurim ohutegur on kuivendamine, mis muudab veerežiimi kohati

pöördumatult, samuti kujuneb ümber taimestik. Sellele lisandub metsaraiest johtuv äkiline

mikrokliima muutus ning metsaliikidele vajalike kasvusubstraatide (mikroelupaikade)

kadumine. Kõige selle tagajärjel pakuvad märjad metsad vähem ökosüsteemi hüvesid ning

halveneb põlisliikide seisund.

Tegevuskavaga seatud eesmärkide kohaselt on aastaks 2030 märjad metsaelupaigatüübid

kaardistatud, nende seisundi halvenemine peatatud ning nende soodsa seisundi saavutamiseks

ellu viidud taastamismeetmed 13 000 hektaril.

Tegevuskava eesmärgid aastaks 2050

• Märgade metsade elupaigatüübid on Eestis soodsas seisundis, neile omaste liikide

ohustatus on vähenenud ja turvast akumuleerivate metsade pindala on suurenenud.

• Elupaigatüüpi soostuvad ja soo-lehtmetsad (*9080) on säilinud vähemalt 55 000 ha,

elupaigatüüpi siirdesoo- ja rabametsad (*91D0) on säilinud vähemalt 63 000 ha,

elupaigatüüpi lammi-lodumetsad (*91E0) on säilinud vähemalt 6000 ha ja

elupaigatüüpi laialehised lammimetsad (91F0) on säilinud vähemalt 2000 ha.

Märgade metsade ja soode ökosüsteemid akumuleerivad süsinikku, kaitsevad põhjavett ning

reguleerivad üleujutusi ja kogu maastiku veerežiimi tervikuna. Märgade metsade

degradeerumise peatamine on oluline abinõu kliimamuutustega kohanemisel, liigirikkuse

säilitamisel ja keskkonna saastatusega toimetulekul. Märgade metsaelupaigatüüpide seisundi

paranemisel paraneb näiteks metsise, must-toonekure, lõhilaste, saarma ja väga paljude

ohustatud põlismetsa- ja sooliikide seisund. Tüüpiline märgade metsade elurikkus on hoitud,

suureneb parasniiskete metsade põuakindlus ning säilib puhas kaevuvesi.

Tegevuskavas nähakse ette kaheksa meedet märgade metsaelupaikade seisundi parandamiseks.

Peamised meetmed on märgade metsaelupaigatüüpide looduslikkuse taastamine (peamiselt

loodusliku veerežiimi taastamine) ja optimaalse kaitsekorra kehtestamine (metsakooslusi saab

tõhusalt kaitsta sihtkaitsevööndis ja reservaadis). Metsaelupaigatüüpide leviku andmete

kaasajastamiseks on oluline elupaigatüüpide leviku kaardistamine.

Tegevuskava täitmine on tulemuslik, kui aastateks 2030 ja 2050 seatud eesmärgid on täidetud.

Tegevuskavas planeeritud eesmärkide täitmise korral suureneb märgade metsade mullas seotud

süsiniku koguhulk hinnanguliselt 8% ehk 199,8 miljoni tonnini. Siirdesoo- ja

madalsoomuldadel kasvavates metsades seotakse täiendavalt iga-aastaselt 4% rohkem

süsinikku ehk 1900 t/a.

7

Märgade metsaelupaigatüüpide säilitamiseks ja taastamiseks vajalike tegevuste eelarveks on

perioodil 2023-2031 prognoositud 23,3 mln eurot.

8

3. MÄRJAD METSAD

3.1. MÕISTE JA RAHVUSVAHELISED KOHUSTUSED

Märjad metsad on üldnimetus, millega tähistatakse turbapinnasel või üleujutusalal kasvavaid

metsi (metsaga märgalad ‒ forested wetlands). Märgade metsade elustik on liigirikas ja

eripärane, liigid on kohastunud eluks püsivalt niiskes keskkonnas või vajavad metsaomast

niisket mikrokliimat. Märjad metsad, eriti turbal kasvavad metsad on väga olulised

kliimaregulatsioonis ja veekaitses.

Eesti kaitseb märgi metsi mitmete rahvusvaheliste lepetega. Olulisemateks on Ramsari

rahvusvahelise tähtsusega märgalade, eriti veelindude elupaikade konventsioon (1971) ja Rio

de Janeiro bioloogilise mitmekesisuse konventsioon (1992). Viimane on aluseks globaalse

elurikkuse strateegiale ning Euroopa Liidu elurikkuse strateegiale.

EL looduskaitse peamised kohustused 2030. aastani on järgmised.

1. Kaitsta õiguslikult vähemalt 30% EL maismaast ja 30% Euroopa Liidu merealadest ning

lõimida üle-euroopalisse loodusvõrgustikku ökoloogilised koridorid.

2. Kaitsta rangelt vähemalt kolmandikku EL kaitsealadest, sh kõiki EL veel alles olevaid

loodus- ja põlismetsi.

3. Hallata kõiki kaitsealasid tulemuslikult ning määrata selleks kindlaks selged kaitse-

eesmärgid ja -meetmed ning seirata neid asjakohaselt.

Käesoleva tegevuskava koostamisel on tuginetud Euroopa nõukogu direktiivile 92/43/EMÜ

looduslike elupaikade ning loodusliku loomastiku ja taimestiku kaitse kohta (edaspidi

loodusdirektiiv – LD), mille eesmärk on üleeuroopaliselt ohustatud liikide ja elupaikade soodsa

seisundi saavutamine. Tähelepanu vajavad loodusdirektiivi I lisas nimetatud märgade metsade

elupaigatüübid ( Paal 20071):

- *9080 – soostuvad ja soo-lehtmetsad,

- *91D0 – siirdesoo- ja rabametsad,

- *91E0 – lammi-lodumetsad,

- 91F0 – laialehised lammimetsad ehk jõgede uhtvallimetsad.

Tärniga tähistatud elupaigatüübid on Euroopas looduskaitseliselt esmatähtsad.

Märgade metsade taastamistöödel keskendutakse kaitsealadel asuvatele kuivenduse või

vooluveekogu õgvendamise tõttu degradeeruvatele aladele. Eesmärk on peatada märgades

metsades turba/toorhuumuse lagunemine ja võimalusel taastada selle kogunemine, või taastada

üleujutused lammimetsades. Märgade metsade tegevuskava on tihedalt seotud lagedate

sooalade taastamise kavaga2.

1 Loodusdirektiivi elupaigatüüpide käsiraamat (ut.ee) 2 https://envir.ee/media/1755/download

9

3.2. MÄRGADE METSADE KASVUKOHATÜÜBID JA LD METSAELUPAIGATÜÜBID:

*9080, *91D0, *91E0, 91F0

Märjad metsad esinevad tasandikel ulatuslike soo- ja soometsamaastike koosseisus, mujal

väiksemate tükkidena reljeefinõgudes ja veekogude kallastel. Eestis kasutatavad mullatüübi ja

vee toitelisuse alusel määratavad metsa kasvukohatüübid (kkt) ei ole LD

metsaelupaigatüüpidega täielikus vastavuses, sest: (1) metsaelupaigatüüpi kuuluvad vaid teatud

loodusmetsa tunnustega alad ja (2) standardkirjelduse alusel võivad sama kasvukohatüübi okas-

ja lehtpuupuistud kuuluda erinevatesse LD metsaelupaigatüüpidesse.

Eesti taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsiooni kohaselt on märjad metsad (Paal 19973;4):

• lammimetsad – humala, pika tarna ja paju kkt (lisaks võib esineda salumetsadest naadi

kkt puistusid) – võivad vastata 91F0 ja *91E0 metsaelupaigatüübi kirjeldusele;

• soometsad – madalsoometsa, lodu, siirdesoometsa ja rabametsa kkt – lehtpuumetsad

võivad vastata *9080 ja *91E0, okaspuumetsad *91D0 metsaelupaigatüübile;

• soostunud ja rabastunud metsad – sõnajala, angervaksa, sinihelmika, karusambla-

mustika, karusambla, sinika kkt – lehtpuumetsad võivad vastata *9080 ja *91E0,

okaspuumetsad *91D0 metsaelupaigatüübile, kuid võivad kuuluda ka vanade

loodusmetsade (*9010) või harvem rohundirikaste kuusikute (9050) elupaigatüüpi.

Metsakorralduses (Lõhmus 20045) nimetatakse ja piiritletakse metsakasvukohatüüpe detailides

tasandil teistmoodi kui taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsioonis (Paal 1997), kuid

erinevused on soo- ja soostunud metsade puhul väheolulised. Märgade metsadena võib

käsitleda soovikumetsi, rabastuvaid metsi ja kõiki soometsi (osja, tarna, tarna-angervaksa,

angervaksa, sinika, lodu, madalsoo, siirdesoo, raba kkt). Osa rabastuvaid metsi (karusambla,

karusambla-mustika kkt) kuulub elupaigatüüpi vanad loodusmetsad (*9010), mida hõlmab

kuivade metsade tegevuskava. Kuivendusmõjudega vanad märjad metsad ja kõdusoometsad

võivad lisaks märgade metsade elupaigatüüpidele vastata ka *9010 ja 9050 kirjeldustele, kui

puurinde koosseis on teisenenud ning leitakse kaitstavaid või haruldasi liike.

Sügavalt kuivendatud soometsad on mõlemas klassifikatsioonis liigitatud mustika- ja

jänesekapsa-kõdusoo kasvukohatüüpi. Muud kuivendatud puistud võivad saada

metsatakseerimisel kasvukohatüübi lühendis tähe „K“ 6 , kuid üldiselt ei ole nõrga

kuivendusmõju äratundmine ja märkimine järjekindel. Metsanduslikes andmebaasides ei ole

veekogude kallastel kasvavaid metsi võimalik põhikasvukohatüübist eristada. Lammimetsades

võib esineda ka salu- ja laanemetsade fragmente.

LD metsaelupaigatüüpide inventeerimiseks ja seisundi hindamiseks kasutatakse lisaks

standardkirjeldusele (Paal 2000, 2004, 2007) välitööjuhendit, kus kirjeldatakse

metsaelupaikade eristamist ja loodusväärtuslikkuse/degradeerumise tunnuseid (Palo 2010,

2018)7, Märgade metsade põhiomadused on toodud tabelis 1 ja fotod lisas 1. Kuni 2010. aastani

tehtud inventuuride andmetes vajavad elupaiga piirid ja seisund täpsustamist

(Keskkonnaagentuur 2019; Palo 2012, 2018a; Viljasoo 2015). Reeglina esineb hästisäilinud

väärtuslikke alasid algsest väiksemas ulatuses.

3 https://www.botany.ut.ee/jaanus.paal/Jaanuse_Artiklite_koopiad/kasvukohatyypide.klassifikatsioon.Paal.pdf 4 Paali enda koostatud vastavustabel on toodud ka LD elupaigatüüpide käsiraamatus lk 257-258 (Loodusdirektiivi elupaigatüüpide käsiraamat (ut.ee) 5 https://kasvukohatyybid.emu.ee/ 6 https://www.riigiteataja.ee/aktilisa/1310/8201/8008/KKM_16012009_m2_Lisa6.pdf# (24.01.2022) 7 https://envir.ee/media/1931/download

10

Tabel 1. Märgade metsaelupaigatüüpide põhiomadused (Paal 1997, 2000, 2004, 2007; Palo 2010, 2018; Palo 2018a järgi). Tüüpilised elemendid

on esile tõstetud rasvases kirjas.

Omadus *9080 *91D0 *91E0 91F0

Puuliigid

(+üksikisendid)

Lm, Ks + Ma, Hb, Sa, Ku, Lv, Ta Ma, Ks+Lm, Ku Lm, Ks, Re+Lv, Ta, Ku, Sa, Ma,

Hb

Ks, Hb, Lv, Lm, Sa, Ja (Kp), Re,

Ku, Ta+Ma, Pn, Va

Degradeerumisel

lisandub alusmetsa

Ku Ku+Ta Ku, Lv, Hb Ku

Mullatüüp,

harvaesinev sulgudes

M, GI1, GI (Go, LG1, S, LkG) R, S, LG1 (LG, LkG, GI1, M3) AM, M, Go1 (Gk1, G1, GI1) Kg, Gk, Kog, KIg (Go, LPG, LPg)

Veetase Pidevalt hea veevarustusega,

periooditi märjad või üleujutatud

Alaliselt veega küllastunud. Suvel

mitte sügavamal kui 10-30 cm

(siirdesoos)

Pikk perioodiline üleujutus

vooluveega, muul ajal niiske või

parasniiske

Lühike perioodiline üleujutus

tulvaveega, mil muld lühiajaliselt

märg, muul ajal parasniiske

Turvas Hästilagunenud. Soostuvas ja

lodumetsas väga õhuke või õhuke,

madalsoometsas tavaliselt tüse

Tavaliselt tüse, siirdesoometsades

varieeruv. Oluline on

turbasamblaturba esinemine.

Madalsooturvas, mis on rikastunud

peentest osakestest koosneva

alluviaalse settega. Tüsedus

varieeruv.

Turbata või vähese turbaga,

regulaarselt tulvaveega

pealekantava huumuse raske

fraktsiooniga.

Kasvukohatüüp

(Paal 1997)

Madalsoometsa, lodumetsa,

siirdesoometsa, angervaksa,

sinihelmika, karusambla, sinika

Rabametsa,siirdesoometsa, sinika,

karusambla-mustika, karusambla,

madalsoometsa, sinihelmika,

Pika tarna, sõnajala, lodumetsa,

angervaksa,madalsoometsa, paju,

sinihelmika, karusambla-mustika

Humala, naadi, sõnajala, sinilille,

kuukressi, jänesekapsa, angervaksa,

sarapuu

Kasvukohatüüp

(Lõhmus 1984)

Madalsoo, lodu, angervaksa, osja,

siirdesoo, tarna, karusambla, sinika

Raba, siirdesoo, sinika, madalsoo,

osja, tarna, karusambla

Madalsoo, lodu, angervaksa,

sõnajala, osja, tarna

Naadi, sõnajala, sinilille,

jänesekapsa, angervaksa

Maastik Madalikud, tasandikud, jõelammide

välimised vooluvee üleujutuseta

alad, soode servametsad

Madalikud, tasandikud, soostike

rabastuvad alad, mineraalmaal

rabastuvad alad

Üleujutusega jõgede ümbruses

lammil

Üleujutusega jõgede kaldad, endiste

jõesängide kaldavallid lodumetsas,

lammi välisserva kaldanõlv

Erijuhud maastikul Sulglohud, astangute jalamid,

allikasoometsad nõlval

Allikasoometsad nõlval, rabanõlvad Allikaojade ja järvede äärsed alad,

ranniku-lodumetsad

Endised puisrohumaad, haavikud,

hall-lepikud laialehise alusmetsaga.

Ojade hall-lepiku ja segametsaga

kaldaribad

Üleminekulisus Laialehised märgalametsad on

*9020, soostuvad okaspuumetsad

on *9010, okaspuuenamusega

madal- ja siirdesoometsad on

*91D0, lammi-lodumetsad on

*91E0, lodukuusikud on 9050.

Sinika ja karusambla kkt on

üldjuhul *9010, nagu ka osja-tarna

kkt männikud ja segametsad. Osja-

tarnakuusikud ja madalsoo- ning

lodukuusikud on 9050, kuid

liigivaesed, rabastuvad kuusega

segametsad võivad olla 91D0.

Regulaarselt üleujutatavad alad on

*91E0, vaatamata kuuse osakaalule

I rindes. *9080 on veetase püsivalt

kõrge või tingivad selle muutust

muud tegurid (näiteks sulglohkudes

kuplite vahel olevad lodud).

Püsivalt märjad lammimetsad on

*91E0. Kuusikud endistel

üleujutatavatel lammialadel võivad

olla 9050. Keskealised kuni vanad

lammihaavikud on 91F0.

11

Soostuvad ja soo-lehtmetsad (*9080)

Soostuvad ja soo-lehtmetsad on laiamahuline elupaigatüüp, millesse kuuluvad nii soostuvad

metsad, (päris)madalsoometsad kui ka lodumetsad. Kõik need kasvavad tasasel maal, laugetes

nõgudes või nõlvade jalamil, kus põhjavesi on maapinna lähedal (Paal 2004). Seega on need

metsad niisked või märjad, nendes on kujunenud turbakiht, kuid viimane on reeglina üsna

õhuke (Paal 2000). Iseloomulik on erineva veetasemega laikude esinemine ja sellest tulenev

taimkatte mosaiiksus. Puud on sageli mätastel. Soostumise algstaadiumis valitsevad puurindes

kuusk ja arukask, madalsoometsades sookask ning lodumetsades sanglepp koos sookasega.

Eesti taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsiooni kohaselt kuuluvad siia elupaigatüüpi

lehtmetsad sõnajala, sinihelmika, angervaksa, lodu, madalsoo, sh allikasoo kasvukohatüübis

(Paal 2004). Statistilise metsainventuuri (SMI) järgi jaguneb elupaigatüüp eri

kasvukohatüüpide vahel järgnevalt: soovikumetsad 52%, madalsoometsad 32%, lodumetsad

8%, rabastuvad metsad 3% jm (Liira 2009).

Esinduslikud soostuvad ja soo-lehtmetsad kasvavad kuivendamata aladel, kus ka muu

inimmõju puudub või on väheoluline ja peaaegu märkamatu. Väga esinduslik soovikumets on

bioloogiliselt vana või erivanuseline soolehtmets järjepideval metsamaal, kus esineb arvukalt

metsakasvukohatüübile vastavaid tunnuselemente. Esinduslik võib olla ka keskealine kuni

valmiv, metsamaale loodusliku uuendusena kasvanud puistu, mis on kujunenud metsanduslike

hooldusvõteteta või pole need enam otseselt tuvastatavad ja mille veerežiim on looduslik.

Elupaiga esinduslikkust suurendab haruldase või elupaigaspetsiifilise liigi oluline leiukoht.

Alljärgnevalt on toodud välja tunnuselemendid, mis on iseloomulikud esinduslikele

soostuvatele ja soo-lehtmetsadele (Paal 2004, Palo 2018):

a) aastaringselt või sesoonselt kõrge põhjaveetase, kuivenduse mõju puudub või on

väheoluline;

b) mitmekesine mikroreljeef, olenevalt kasvukohatüübist esinevad tüvemättad, kõrged

tarnamättad, lodulaigud, allikaline märg pinnas, puudel suured tugijuured;

c) esineb kasvukohatüübile (elupaigatüübile) looduslikult omane rindeline struktuur ja

puistu koosseis; viljakamal pinnasel reeglina 2 rinnet või on rinded eristamatud,

lehtpuude kõrval kasvab kuuski vähearvukalt (mitmes vanuses ja erinevais rindeis);

toitainevaestel muldadel on metsad enam-vähem üherindelised ja lehtpuude kõrval

kasvavad üksikud männid või kuused;

d) esineb ohtralt looduslikule häiringule viitavaid elemente (üleujutuse tagajärjel surnud

puud, tuuleheide jmt);

e) rohke mitmes jämedus- ja lagunemisastmes lamapuit, puutüükad, puud eelmistest

metsapõlvkondadest;

f) lisaväärtuseks on mitmekesine (heterogeenne) kasvukeskkond: ojad, allikad, soostuvad

laigud, kuivad pisikõrgendikud, rahnud vmt.

Siirdesoo- ja rabametsad (*91D0)

Elupaigatüüpi siirdesoo- ja rabametsad kuuluvad okas- või segametsad niiskel kuni märjal

turbamullal, mille veetase on püsivalt kõrge. See elupaigatüüp erineb siirdesoode ja õõtsiksoode

tüübist ning rabast märgatavalt tihedama ja kõrgema puurinde poolest. Eestis kuuluvad sellesse

elupaigatüüpi siirdesoo- ja rabametsad, s.o puudega kaetud siirdesood ja rabad, mille puistu

liituvus on üle 0,3 ning puude keskmine kõrgus küünib üle nelja meetri. Siirdesoometsades

moodustavad puurinde sookask ja mänd, rabametsas valitseb mänd. Alustaimestik on

siirdesoometsas mosaiikne, turbasamblamätastel valitsevad rabataimed, mättavahedes

madalsooliigid. Kuivendatud rabametsi iseloomustab eriti tugev põõsa- ja puhmarinne ja

12

turbasamblad asenduvad metsasammaldega. Eesti taimkatte kasvukohatüüpide

klassifikatsiooni kohaselt kuuluvad siia elupaigatüüpi siirdesoometsa ja rabametsa

kasvukohatüüp (Paal 2004). SMI järgi kuulub 98% elupaigatüübist samblasoo tüübirühma

(Liira 2009).

Esinduslikud siirdesoo- ja rabametsad on bioloogiliselt vanad või erivanuselised metsad, kus

inimmõju puudub või on väheoluline ja peaaegu märkamatu. Nooremate metsade puhul on

kõrge väärtusega koristamata põlengualal looduslikult taastuvad metsad. Siirdesoo- ja

rabametsa elupaigatüübile on iseloomulik, et jalalkuivanud puid, lamapuitu ja häilusid on

suhteliselt vähe, lamapuit mattub kiiresti samblasse. Elupaiga esinduslikkust suurendab

haruldase või elupaigaspetsiifilise liigi oluline leiukoht.

Alljärgnevalt on toodud välja tunnuselemendid, mis on iseloomulikud esinduslikule siirdesoo-

ja rabametsad elupaigatüübile (Paal 2004, Palo 2018):

a) metsad kasvavad kuivendamata toitainevaesel turbal, kus turba tüsedus on üle 30 cm;

b) kõrge vanusega või erivanuselised puistud; kõrge väärtusega on ka nooremad

looduslikule häiringule (tavaliselt põleng) isevoolu taastunud metsad;

c) esinevad loodusmetsa struktuurielemendid (jalalkuivanud puit, mitmes kõduastmes

lamapuit, häilud, tüükad sh põlenud puit), kuigi enamasti vähearvukalt; suur ohtrus

viitab pigem häiringule;

d) unikaalsete elementidena võivad esineda puud eelmistest metsapõlvedest (enamasti

soostumisprotsessis turba alla mattunud mineraalmullal kasvavad puud);

e) väärtust lisab mitmekesine kasvukeskkond: rabast vee väljavoolunõvad, õgvendamata

ojad, väikesed aeglaselt soosse mattuvad mineraalmaasaared jmt.

Lammi-lodumetsad (*91E0)

Lammi-lodumetsa elupaigatüüp esineb üleujutatavatel jõe- ja ojalammidel, harvem

järvekallastel, kus muld on rikastunud tulvaveesetetega. Metsa liigiline koosseis ja struktuur

oleneb sellest, millises lammiosas see kasvab. Lammi-lodumetsad on kujunenud lammi

madalamatel ehk kauemaks tulvavee alla jäävatel osadel. Õhema turbakihiga lammi-

lodumetsade puurindes valitseb sanglepp, kohati ka saar, tüsedamal turbakihil sookask. Eesti

taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsiooni kohaselt kuulub siia elupaigatüüpi lodumetsa

kasvukohatüüp (Paal 2004). SMI järgi kuulub elupaigatüüp tervikuna salumetsade tüübirühma,

kuid sealne valim on väga väike (mitteesinduslik) (Liira 2009).

Esinduslikud lammi-lodumetsad on bioloogiliselt vanad või erivanuselised segametsad ja

lehtmetsad järjepideval metsamaal, kus esineb arvukalt loodusmetsa tunnuselemente ning

inimmõju on väheoluline ja peaaegu märkamatu. Säilinud on looduslik veerežiim. Väga

esinduslikud on ka looduslikult taastunud häiringualad olenemata puistu vanusest (hukkunud

puistuga üleujutusalad, tuuleheitealad jm). Elupaigatüübi esinduslikkust suurendab haruldase

või elupaigaspetsiifilise liigi oluline leiukoht.

Alljärgnevalt on toodud välja tunnuselemendid, mis on iseloomulikud esinduslikule lammi-

lodumetsa elupaigatüübile (Paal 2004, Palo 2018):

a) metsad kasvavad õgvendamata veekogude kaldail (lammialadel), harvem väga ammu

õgvendatud, kuid tagasi looduslikuks pöörduvate väikeste metsajõgede kaldail; oluline

on üleujutusrežiimi säilimine;

13

b) mitmerindeline või rinneteks eristumata puistu, kus on valdav sanglepp, sookask, haab,

harva saar või künnapuu; mätastel kasvavaid üksikuid erivanuselisi kuuski on kõigis

rinnetes;

c) kõrge bioloogilise vanusega või erivanuselised metsad, kus on mitmes jämeduses ja

lagunemisastmes lamapuitu ja tüükaid, kasvab eelmise metsapõlve puid;

d) väärtuslikud on loodusliku häiringu elementidega igas vanuses puistud, näiteks

erakordse üleujutuse tagajärjel hukkunud metsad või tuuleheitega häilud;

e) esineb mitmekesine mikroreljeef: tüvemättad, kõrged tarnamättad, lodulaigud,

allikaline märg pinnas, puudel suured tugijuured;

f) lisaväärtuseks on mitmekesine kasvukeskkond: ojad, allikad, soostuvad laigud, kuivad

pisikõrgendikud, sh endised jõe kaldavallid vmt.

Laialehised lammimetsad (jõgede uhtvallimetsad) (91F0)

Laialehised lammimetsad ehk uhtvallimetsad katavad jõesängidega või vanajõgedega rööbiti

kulgevaid kaldavalle. Tulvavesi liigub neist üleujutuse alguses hoogsalt üle, jättes settena maha

kaasatoodud ainese kõige suuremad, raskemad osad. Ümbritsevast veidi kõrgemad kaldavallid

ongi kujunenud tulvavete setetest. Puurindes on iseloomulikud saar, pärn, jalakas ja künnapuu,

kasvab ka tamme, kuuske ning üksikuid mände. Alusmets ja -taimestik on tihe ning lopsakas,

puudel ja põõsastel väänleb humal. Eesti taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsiooni kohaselt

kuulub siia elupaigatüüpi humala kasvukohatüüp (Paal 2004).

Esinduslikud laialehised lammimetsad on bioloogiliselt vanad või erivanuselised sega- ja

lehtmetsad, kus on säilinud looduslik veerežiim. Väga esinduslikud on ka looduslikult

taastunud häiringualad. Madalama esinduslikkusega metsades võivad esineda märgid, mis

viitavad ajaloolisele karjatamisele, kuivendusele või raiele. Elupaigatüübi esinduslikkust

suurendavad haruldaste või elupaigaspetsiifiliste liikide leiukohad.

Alljärgnevalt on toodud välja tunnuselemendid, mis on iseloomulikud esinduslikule laialehise

lammimetsa elupaigatüübile (Paal 2004, Palo 2018):

a) metsad kasvavad veekogude kaldvallidel ja on üleujutatavad kõrgema suurveega

suhteliselt lühiajaliselt, oluline on sesoonselt korduv üleujutus;

b) esineb iseloomulik mitmerindeline või rinneteks eristumata lehtpuuenamusega

segamets, kus koosseisus on laialehiseid puid; kuusk võib üksikpuudena osaleda kõigis

rinnetes; alusmetsas on ohtralt toomingat, künnapuud, pärna, kohati humalat;

c) kõrge vanusega või erivanuselised metsad, kus on rohkelt mitmes jämeduses ja

lagunemisastmes lamapuitu ja tüükaid, puid eelmisest metsapõlvest;

d) loodusliku häiringu tunnustega metsad olenemata vanusest (üleujutuse tagajärjel

hukkunud puud, kopra elupaik, tuulemurd);

e) mitmekesine kasvukeskkond: ojad, allikad, soostuvad laigud, astangud, rahnud vmt.

3.3. KÕDUSOOMETSAD

Masingu (1992) järgi on kõdusoometsad metsanduslik tüübirühm, mis on tekkinud soode või

soometsade pikaajalise tugeva kuivendamise tagajärjel ning mis sarnanevad metsakoosluse

välisilmelt ja liigilise koosseisu poolest arumetsadega. Lõhmus (2004) eristab kaht

kõdusoometsa kasvukohatüüpi ‒ mustika-kõdusoo, mis on kujunenud kuivendamise tagajärjel

siirdesoo- või rabaturbal ja jänesekapsa-kõdusoo mitmesuguse tüsedusega madalsoo- ja

siirdesoomullal.

14

Kuivendamise mõju on tugevam kraavide läheduses. Näiteks Tellissaare rabakraavide

kuivendav mõju oli männi juurdekasvude põhjal märgatav kuni 190 meetri kauguseni

kraavidest (Läänelaid jt 2014). Peamised kõdusoometsa tunnused on tugevasti

mineraliseerunud turba ülemine horisont, turba kokkuvajumisest alanenud soopind; suvise

kuiva perioodi väga sügav põhjaveetase (u 80 cm) (Lõhmus 2004; Ilomets jt 2021); paranenud

puude kasv (tihedam ja kõrgem puistu), kuuse kõrge osakaal rinnetes, alustaimestikust

sootaimede kadumine ja asendumine arumetsa liikidega.

Vanad raiemõjuta kõdusoometsad on inventeerimisel liigitatud vana loodusmetsa või

rohundirikka kuusiku elupaigatüüpidesse. Väärtuslikuks peetakse seal kuivendamise mõjul

kujunenud (arumetsadele omaseid) loodusväärtusi, nagu jämedad puud, kõdupuidu rohkus, mis

on elupaigaks mitmetele sh haruldastele liikidele, kes aga ei kuulu soo ja soometsa liikide hulka.

See põhjustab kohati looduskaitselisi konflikte. Kõdusoometsad, eriti vanade ja suurte puude

ning jämeda lamapuiduga, on väärtuslikud metsaelupaigad, mis on koduks paljudele liikidele.

Vanade metsadega seotud liikide elupaigad on suures osas hävinud intensiivse metsamajanduse

tõttu. Kaitstavatel aladel olevad nõrgema kuivendusmõjuga ja nooremad kõdusoometsad tuleb

(võimalusel) taastada soometsadeks, et peatada turba mineraliseerumine.

Teatud asjaoludel (paiknemine kaitseala serval seda väljastpoolt piirava kraavi läheduses jms),

on kõdusoometsa taastamine soometsaks võimatu või liiga kulukas. Sellistel juhtudel tuleb

leppida turba kaoga (ca 1‒2 cm tüsedune kiht aastas) ja need alad määratleda kujunevateks

arumetsadeks ning leida uusi alasid soometsade taastamiseks muudes piirkondades.

15

3.4. ÜLDPINDALA JA LEVIK

2020. aasta SMI8 esialgsetel andmetel oli metsamaa pindala 2 324 900 ha ja märgade metsade

kogupindala Eestis 941 600 ha (tabel 2). Sellest 358 400 ha ehk 38% moodustavad

kõdusoometsad ja ligikaudu 17% ehk 155 800 ha kuivendamata soometsad (lodu, madalsoo,

siirdesoo, raba kkt). Ülejäänud 45% hõlmavad mitmesugused sooviku- ja rabastuvad metsad,

mille pindalast umbes pool (Asi 2021 järgi) on kuivendusmõjuga.

Ulatuslike soo- ja metsakuivendussüsteemide rajamine algas Eestis alles 20. sajandi teisel

poolel. Varasema käsitsi turbalõikuse mõju oli väike ja elupaigad looduslikult taastuvad.

Ajalooliselt kauem oli soometsi kasutatud looduslike karja- ja heinamaadena, sh

puisrohumaadena. Kuigi see mõjutas metsaelustikku, ei kahjustanud käsitsi kaevatud madalad

kraavid soomaastike veerežiimi kuigi ulatuslikult.

Soode tegevuskava aastateks 2016–20239 hindab tüsedal turbal (turbakiht üle 1 m) kasvavate

soometsade pindalaks 85 000 ha, millest kuni 2/3 on kuivendusest mõjutatud. Väljaspool

kaitsealasid läbiviidud soometsade inventuur (2009) tuvastas eelvalikus olnud 72 000 ha

soometsade kohta vaid umbes 7000 ha enam-vähem säilinud veerežiimiga soometsi,

kaitseväärilisteks osutus ekspertide hinnangul 2562 ha.

Tabel 2. SMI andmed märgade metsade kasvukohatüüpide pindalalise jagunemise kohta

(SMI 2020)

Metsakasvukohatüüp Kokku

Metsatüüp KKT Nimetus Pindala suhteline

viga ±% tuhat ha %

Soovikumetsad

AN Angervaksa 261,7 11,3 4,5

OS Osja 6,4 0,3 29,9

TA Tarna-angervaksa 121,2 5,2 6,8

TR Tarna 26,0 1,1 15,0

Kokku 415,4 17,9 3,4

Rabastuvad

metsad

KR Karusambla 6,1 0,3 30,6

SN Sinika 5,9 0,3 31,0

Kokku 12,0 0,5 22,0

Kõdusoometsad

JO Jänesekapsa-kõdusoo 166,4 7,2 5,8

MO Mustika-kõdusoo 191,9 8,3 5,4

Kokku 358,4 15,4 3,8

Soometsad

LD Lodu 17,4 0,7 18,4

MD Madalsoo 20,0 0,9 17,1

RB Raba 55,1 2,4 10,3

SS Siirdesoo 63,2 2,7 9,6

Kokku 155,8 6,7 6,0

Kokku soostunud ja soometsad 941,6 40,5

Eestis praegu teadaolevate LD märgade metsade elupaigatüüpide levikut on keeruline võrrelda

naabermaadega, sest eristamiskriteeriumid on riigiti võrdlemisi erinevad. Samal põhjusel

võivad erineda elupaigatüüpide seisundihinnangud. Eristamiskriteeriumitest tulenevaid

8 https://keskkonnaagentuur.ee/media/916/download 9 https://envir.ee/elusloodus-looduskaitse/looduskaitse/elupaigatuupide-tegevuskavad

16

levikukatkestusi illustreerivad viimase LD seireraporti10 metsaelupaigatüüpide levikukaardid

(joonis 1).

Joonis 1. Metsaelupaigatüüpide *9080 (soostuvad ja soo-lehtmetsad, vasakpoolne kaart) ja

*91E0 (lammi-lodumetsad, parempoolne kaart) levik ning seisund Euroopas. Seisundi

hinnangud: roheline – soodne, kollane – ebapiisav, punane – halb.

Joonis 2. Metsaelupaigatüüpide *91D0 (siirdesoo- ja rabametsad, vasakpoolne kaart) ning

91F0 (laialehised lammimetsad, parempoolne kaart) levikupilt. Seisundi hinnangud: roheline –

soodne, kollane – ebapiisav, punane – halb.

Joonisel 2 on elupaigatüüpide *91D0 (siirdesoo- ja rabametsad) ning 91F0 (laialehised

lammimetsad) levikupilt ning seisundi hinnang. Seejuures kuuluvad Lätis osa meil vanade

loodusmetsadena käsitletavatest toitainevaestest okasmetsadest elupaigatüüpi *91D0.

10 https://nature-art17.eionet.europa.eu/article17/

17

Rabarinnakutel ja rabamassiivide koosseisus olevad okasmetsad inventeeritakse Lätis

elupaigatüüpi rabad (*7110). Läti ja Eesti lammimetsatüüpide eristuskriteeriumid on mõneti

erinevad. Allikate ümbruses kasvavad allikaveemõjutusega soo- ja soostunud metsad võetakse

Lätis arvele allikate elupaigatüübina.

Eestis võib osa ajaloolise kuivendusmõjuga märgi metsi (kõdusoo kasvukohatüüp) kuuluda

vanade loodusmetsade (*9010) või rohundirikaste kuusikute (9050) elupaigatüüpi ning nad ei

kajastu märgade metsaelupaigatüüpide levikupildis.

3.5. KAITSESTAATUS

EELIes oli 2022. aasta detsembris kirjeldatud üle 118 000 ha märgadele metsadele vastavaid

loodusdirektiivi elupaigatüüpe (pindala on ligikaudne, sest osade inventuuride andmed on

vananenud). Märjad metsaelupaigatüübid paiknevad valdavalt riigimaal (tabel 3).

Tabel 3. Märgade LD metsaelupaigatüüpide jagunemine maa omandivormi järgi (EELIS,

detsember 2022).

Maa omandivorm

*9080 *91D0 *91E0 91F0

Pindala

(ha)

Osakaal

(%)

Pindala

(ha)

Osakaal

(%)

Pindala

(ha)

Osakaal

(%)

Pindala

(ha)

Osakaal

(%)

Eramaa 12464 256046 10 267 7 114 16

Riigimaa 37550 7557303 90 3877 93 592 82

Muu maa 229 <0142 <0 13 <0 11 2

Kokku 50243 63491 4157 717

Kaitsekategooriate arvestuses (tabel 4) on pool või enam metsaelupaigatüüpide inventeeritud

pindalast range kaitse all. Väike osa märgi metsi on kaitse all metsa vääriselupaikadena.

Soostuvate ja soo-lehtmetsade (*9080) teadaolevatest elupaigatüübi metsadest on kaitse all

59%. Siirdesoo- ja rabametsade (*91D0) teadaolevatest elupaigatüübi metsadest on range kaitse

all 65%. Laialehiste lammimetsade (91F0) teadaolevatest elupaigatüübi metsadest on range

kaitse all 82%. Kõige rohkem on range kaitse all lammi-lodumetsi (*91E0), mille teadaolevatest

elupaigatüübi metsadest on range kaitse all 86%. Keskmiselt on teadaolevast märgade

metsaelupaigatüüpide pindalast range kaitse all 63%. Suur osa märgade metsade

elupaigatüüpidest asub olemasolevate kaitsealade piiranguvööndis ja on kavas arvata

sihtkaitsevöönditesse. Kui võtta arvesse olemasolevaid ja planeeritavaid (projekteeritavaid)

sihtkaitsevööndeid, siis on range kaitse all 82% soostuvate ja soo-lehtmetsade elupaigatüübist,

79% siirdesoo- ja rabametsa elupaigatüübist, 93% lammi-lodumetsad elupaigatüübist ja 94%

laialehiste lammimetsade elupaigatüübist.

18

Tabel 4. Märgade LD metsaelupaigatüüpide pindalade jagunemine eri tüüpi kaitsealade ja eri

rangusega kaitsevööndite lõikes hektarites. Hoiualade pindalast on välja arvatud püsielupaikade

pindala, mis on märgitud eraldi reana (EELIS, detsember 2022).

Kaitseala/vöönd Metsaelupaigatüüp

*9080 *91D0 *91E0 91F0

Kaitsealad 37750 44914 3813 668

sh kaitsealade sihtkaitsevöönd ja

reservaat 28903 39176 3547 586

Hoiuala 3756 2567 25 4

Püsielupaik 1421 3406 8 1

sh püsielupaiga sihtkaitsevöönd 960 2202 8 1

Vääriselupaik (leping või riigimaa) 302 163 8 11

Sihtkaitsevöönd ja reservaat kokku*29835 41285 3555 587

Projekteeritav sihtkaitsevöönd 11568 8615 292 90

Elupaigatüübi pindala kokku 50243 63491 4157 717

Elupaigatüübi osa sihtkaitsevööndis

(nn range kaitse) 59% 65% 86% 82%

Elupaigatüübi osa, mis asub

sihtkaitsevööndis ja projekteeritavas

sihtkaitsevööndis

82% 79% 93% 94%

*) Kuna kaitsealade ja püsielupaikade sihtkaitsevööndite osas on ühtivusi, siis sihtkaitsevööndis olevate

metsaelupaigatüüpide pindala ei ole eelnevalt toodud sihtkaitsevööndite lahtrites olevate pindalade summa.

Soovikumetsade osas on kattuvus 28 ha ja siirdesoometsade osas 93 ha.

Erinevate seireprojektide andmeid tõestavate uuringute põhjal on aga selgunud, et

inventeerimisandmete täpsus jätab soovida (vt ptk 4). Väljaspool kaitsealasid on suur osa

metsaelupaigatüübina määratletud aladest kas hävinud või raiete tõttu hävimas. Kõikide Eesti

märgade metsade pindalast (märgade metsade kasvukohatüübid koos kõdusoometsadega) on

metsaelupaigatüüpidena inventeeritud ja EELISesse kantud 14,4%. Kui kõdusoometsad välja

arvata, hõlmavad teadaolevad metsaelupaigatüübid 23,2% märgade metsade üldpindalast

Eestis, range kaitse all (reservaadid, sihtkaitsevööndid) on neist 13,2%.

Märgade metsaelupaigatüüpide soodsa seisundi säilitamine või saavutamine on tagatud

sihtkaitsevööndites ja reservaatides. Range kaitse all (reservaat, sihtkaitsevöönd, püsielupaiga

sihtkaitsevöönd) olevate märgade metsade pindalast ülevaate saamiseks kasutati lisaandmetena

Asko Lõhmuse 500 000 juhupunkti andmeid (tabel 5). Metsa kasvukohatüübid jagati kahte

rühma (aluseks võeti SMI andmed peapuuliikidest kasvukohatüüpides): valdavalt lehtmetsad

(AN, LD, MD, OS, TA, TR SJ) või okasmetsad (KM, KR, RB, SS, SN, JO, MO).

Takseerandmeteta lehtmetsad moodustasid punktidest 19% ja okasmetsad 11%. Need punktid

lisati rühmadele vastavalt mullatüübile: lehtmetsad mullatähistega A, M, G, Go ja okasmetsad

LG, LkG, S, R. Takseerandmeteta metsade vanuseline jaotus võrdsustati põhipunktidega.

19

Juhupunktide analüüsi põhjal selgus, et range kaitsega aladel on märgade metsade

kasvukohatüüpide võimalik pindala ligikaudu kaks korda suurem kui on inventeeritud

metsaelupaigatüüpe – inventeeritud metsaelupaigatüübid moodustavad 58% analüüsiga leitud

võimalike märgade metsaelupaigatüüpide pindalast. Range kaitsega aladel on märgade metsade

üldpindalast inventeeritud LD metsaelupaigatüübiks 47%. Kasvukohatüübi järgi on range

kaitse all olevate alade märgadest metsadest umbes 19% kõdusoometsad, millest omakorda

umbes pool on nooremad kui 100 aastat. Kui paljud neist on määratud metsaelupaigaks, ei ole

analüüsitud.

Tabel 5. Rangelt kaitstavate alade (reservaat, sihtkaitsevöönd, püsielupaiga sihtkaitsevöönd)

märgade leht- ja okasmetsade pindala võrdlus EELISe andmebaasi kantud vastavate

metsaelupaigatüüpide pindalaga (üle-eestiline juhupunkti-andmestik 500 000 punkti,

metsateatised 30.08.2021, Keskkonnaamet; metsaregister 10.02.2022, Keskkonnaagentuur).

Metsatüüp

Pindala

juhupunkti-

andmestiku

järgi (ha)

Pindala

EELISe

andmebaasis

(ha)

Valikukriteerium

EELIS-e andmebaasis

Metsaelupaigatüübi

osakaal juhupunktide

põhjal arvutatud

metsatüübi pindalast

(%)

Märjad lehtpuumetsad 79621 33790 *9080,*91E0,91F0 kokku

range kaitsega aladel kuni 42%

Märjad okaspuumetsad 53194 43193 *91D0 range kaitsega

aladel kuni 81%

Kõdusoometsad 30322 umbes 19% märgadest metsadest on kõdusoometsad, osa neist on

inventeeritud mingiks metsaelupaigaks

Kõik märjad metsad

kokku 163137 76983

kõik märjad

metsaelupaigatüübid

range kaitsega aladel

umbes 47% range kaitse

all olevatest märgade

metsade üldpindalast

vastab

metsaelupaigatüübile

Range kaitsega aladel on ligikaudu 19% märgi metsi kõdusoostunud, kuivendusest on

mõjutatud veel 20-30% (muul metsamaastikul kuni 50%, tuginedes Asi 2021 hinnangutele).

Õigupoolset tuleks kuivendusmõjuta metsi olenemata vanusest kaitsta edasise võimaliku

kuivenduse eest kõikidel kaitsealadel. Kus võimalik, tuleb märgade metsade loodusliku arengu

tagamiseks taastada nende looduslik veerežiim.

3.6. MÕJU SÜSINIKUBILANSILE

Märgade metsaelupaikade säilimine on väga oluline kliimaregulatsiooni seisukohalt ehk

mullasüsinikuvaru ja maapealsesse biomassi seotud süsiniku varu osas. Ökosüsteemide hüvesid

kaardistava ja hindava ELME11 projekti käigus koostatud süsinikuvaru kaardikihtide alusel on

inventeeritud märgade metsade erinevate koosluste hinnanguline summaarne mulla

süsinikuvaru 185,9 mln/tonni. Looduse hüvede väärtuse hinnastamisel kasutatava

süsinikukaubanduse süsteemi (ETS – Emissions Trading System) hetkehinda (04.04.23 96

eurot/t) arvestades on see üle 17 miljardi euro. Soomuldadel olevad kooslused on pikaajalised

süsiniku sidujad. Hinnanguliselt seotakse ainuüksi turbasse tuhandeteks aastateks 0,2–0,3 t

süsinikku ha kohta aastas (sooekspert Ain Kulli eksperthinnang). Tallinna ülikooli LIFE

11 https://loodusveeb.ee/sites/default/files/inline-files/elme-ost-baastasemed_l6pparuanne_14-06-21.pdf

20

projekti käigus läbi viidud uuringute kohaselt seotakse kase-sanglepa madalsoometsades mullas

0,3 t süsinikku ha kohta aastas ja turbasamblaga siirdesoometsades 1 t süsinikku ha kohta aastas

(Jarašius jt 2022). 2023. aasta jaanuari seisuga on teada madalsoomuldadel märgi

metsaelupaigatüüpe 17 645 ha ja siirdesoomuldadel 37 228 ha. Kokku seovad need metsaalad

42 524 t süsinikku aastas, kuid eeldusel, et ala säilib looduslikuna ja seda ei majandata. Vanades

madalsoo ja siirdesoo metsades on puidus seotava süsiniku bilanss null.

Tegevuskavas planeeritud eesmärkide täitmisel suureneb hinnanguliselt märgade metsade

elupaigatüüpide mullas seotud süsiniku koguhulk 8% ehk 199,8 miljoni tonnini. Siirdesoo ja

madalsoo muldadel kasvavates metsades seotakse täiendavalt igal aastal 4% rohkem süsinikku

ehk 1900 t/a.

Seega on looduslikus seisundis märjad metsad olulised süsiniku sidujad ja nende säilitamine (ja

seisundi paranemine) väga oluline olukorras, kus riigil on kohustus kasvuhoonegaaside

emissioone oluliselt vähendama ja süsiniku sidumist suurendama hakata. Seejuures on oluline

rõhutada looduslike tingimuste säilitamise ja parandamise olulisust, mille tagab ainult

sihtkaitsevööndi režiim. Võimalik maakasutuse muutus (nt metsanduslik kuivendus) tooks

kaasa lühiajalise süsinikusidumise kasvu puidus, aga summaarse süsinikuvaru kahanemise

turba/mulla arvelt 1–3 t/ha aastas ja veel intensiivsema kuivenduse/turbavälja korral 4-6 t C ha

kadu aastas (sooekspert Ain Kulli eksperthinnang).

21

4. MÄRGADE METSADE UURINGUD JA SEIRE

4.1. TEADUSUURINGUD

Eestis ja mujal Euroopas on rohkelt avaldatud märgade metsadega seotud teadusuuringuid,

millest siinkohal on välja toodud vaid olulisemad. Kõige olulisem märgi metsi mõjutav tegur

on kuivendus. Kuivenduse mõju elupaikadele ja elustikule avalduvad tihti kaudselt (Lõhmus jt

2015). Osades kuivendusest mõjutatud elupaikades ei ole algse veerežiimi taastamine võimalik

ja see seab piirid taastamistegevuste efektiivsusele.

Soode ja soometsade arengut mõjutab laialdaselt ka soojenev kliima. Ilmunud on ohtralt

artikleid, kus prognoositakse turba lagunemise kiirenemist. Võtmeküsimuseks kujunevad

sademete aastaajaline dünaamika ning vee kinnihoidmine sooökosüsteemides, et

kompenseerida suurenevat aurustumist senisest lühema talve tingimustes. Kuigi need mõjud on

suuremad Kesk-Euroopas (Steinacker jt 2019), osutavad ka Eesti uuringud sootaimestiku ja

süsinikusidumisvõime (Küttim jt 2017; Jarašius jt 2022) võimalikele muutustele.

Varem keskendusid metsanduslikud uurimused kuivendusjärgse veerežiimi püsivusele,

muutustele puistu koosseisus ja puistu tagavaras. Viimasel ajal tehakse kogu Euroopas väga

palju uurimusi veerežiimi taastamiste mõjust hüdroloogiale, taimestiku arengule ja turbamaade

veetasemete seosest taimestiku ja kasvuhoonegaaside emissiooniga (Cowenberg jt 2011;

Creevy jt 2020).

Eestis on elustiku-uuringutes leitud, et metsakuivendus vähendab oluliselt kahepaiksete elu- ja

sigimispaikade hulka ja kvaliteeti (Suislepp jt 2011). Ka väikeveekogudega seotud elustiku

jaoks halvendab kuivendus elupaikade kvaliteeti, kuid samas loob juurde ka uusi elupaiku

(Remm jt 2015). Kuivendatud siirdesoos tehtud taastamistööd (raie ja kraavide sulgemine)

parandasid oluliselt raba- ja rohukonnade (suunisliigid) elutingimusi (Soomets 2020). Mitmed

uuringud näitavad võimalusi, kuidas kraavivõrgustikku kahepaiksetele ja veeselgrootutele

sobivamaks muuta (Remm jt 2018, Vaikre jt 2018).

Elustikugruppide võrdluses näitab Remm jt (2013), et pikka aega kestnud lodumetsade

kuivendamine mõjub sammaldele ja samblikele negatiivselt, eriti koosmõjus raietega.

Järjepidevates kõdusoometsades mõjub negatiivselt nii vähenenud niiskus kui ka alusmetsa

tihenemisest tingitud valgusepuudus. Märjad kuivendamata ning raiumata metsad on ka

mitmetele punase nimestiku tarna- ja kõrreliseliikidele ainsaks sobivaks elupaigaks. Eestis on

uuritud ka kuivenduse mõju siirdesoometsade taimestikule (Paal jt 2016) ning kõdusoometsade

taimestiku mitmekesisust (Paal ja Jürjendal 2020).

Märgade metsaelupaikade oluliseks kaitseväärtuseks on linnudirektiivi lisades nimetatud

linnuliigid, kelle asurkonnast oluline osa elab märgades metsades (nt metsis, öösorr, valgeselg-

kirjurähn, sabatihane; Angelstam jt 2004; Lõhmus jt 2017).

Oluline metsaelustikuga seotud probleem on surnud puudega seostuvate substraatide vähesus.

Näiteks peaks elupaigatüüpide *91D0 ja *91E0 puhul olema surnud puitu >20 m3/ha (Bujoczek

jt 2020), Eesti lodu-põlismetsades rohkemgi (Lõhmus ja Kraut 2010), kuid registreeritud

elupaigatüüpides on seire järgi lamapuidu kogused oluliselt väiksemad (Liira 2020). Osa

muutustest, nt kuivendusjärgselt võib surnud puidu kogus suureneda (Punttila jt 2016), on

vastavale elustikule positiivsed, kuid järgneva majandamise (raiete) tõttu võib see mõju olla

ajutine (Lõhmus ja Kraut 2010). Majandusmõju lakkamisel taastuvad eri liigirühmad ja

22

elupaigatüübid väga erineva kiirusega (Punttila jt 2016), samuti võib tekkida alale hoopis teine

kooslus (Sallinen jt 2019).

4.2. MÄRGADE METSAELUPAIGATÜÜPIDEGA SEOTUD TEADUSUURINGUD

Euroopas ja Eestis on avaldatud veel üsna vähe uuringuid LD märgade metsaelupaigatüüpide

kohta. Esmastes ülevaadetes leiti, et Eestis võivad (märjad) metsaelupaigad olla väga olulised

Natura 2000 võrgustiku vajakute katmiseks (Jantke jt 2011).

Kaaludes puistu struktuurielementide panust elupaiga esinduslikkuse hinnangu kujunemisse,

näidati, et *9080 ja *91D0, samuti *9010 rabastunud metsade puhul on struktuurielementide

esinemise/ohtruse ja elupaiga hinnangulise esinduslikkusklassi vaheline seos ebaselge. Üks

probleem võib seejuures olla ajaloolise kuivenduse mõju, mis suurendab jämeda lamapuidu

ning tüügaste esinemise tõenäosust ja arvukust, samas kui muutunud veerežiimi jmt tunnuste

põhjal hindab ekspert elupaiga esinduslikkust pigem madalalt (Palo jt 2011). Kuivenduse ja raie

mõjusid peegeldab ka looduslikest metsadest erinev puuliikide vanus ja osakaal rinnetes.

Näiteks tuvastati seireperioodil 2010–2012 *91D0 elupaigatüübis mändide keskmiseks

vanuseks vaid 101a (+/-11 a), mille põhjuseks on metsastunud puissoode rohkus valimis (ptk

3).

Samuti olid *9080 ja *91E0 metsad valdavalt kaasikud, kus alumistesse rinnetesse oli

kuivendusmõju näitajana lisandunud kuuske. Põlistes metsades peaks esinema rohkem

sangleppa ning saart, kuusk ei tohiks alumistes rinnetes olla valdav. Enamik 91F0 tüüpi

kuuluvatest metsadest olid samuti kaasikud ja haavikud, kuid kuuse kõrval oli alumistes

rinnetes laialehiste puuliikide esinemissagedus suhteliselt hea, need metsad kujunesid valdavalt

endistele (puis)rohumaadele ja -karjamaadele (Palo ja Gimbutas 2013).

2010–2012 aastate seireandmete põhjal arvutati, milliste tunnuste esinemise või tunnuse

ohtruse poolest erinevad omavahel kõrgema ja madalama esinduslikkushinnangu saanud

seirealad (Palo 2012). Tunnused, mille esinemissagedus peaks esinduslikes kaitseväärilistes

metsades vähenema või suurenema, viitavad kõige olulisematele inimmõjulistele muutustele.

Tunnused, mille puhul trendi pole võimalik välja tuua, pole kas indikatiivsed või on nende

ohtruse/esinemise varieeruvus väga suur (tabel 6).

Eesti märgade metsaelupaikade viimase sajandi maakasutust on uuritud ajalooliste kaartide

põhjal. Selgus, et metsaelupaigatüüpide esinemisalad olid ajalooliselt jagatud erinevate

maaomanike vahel: enamik *91D0 elupaiku paiknes ajaloolisel riigimaal, *91E0 oli nii riigi-

kui ka eramaal enam-vähem võrdselt. *9080 ja 91F0 alad olid valdavalt eramaadel

(sh mõisamaad), mistõttu tänased metsaelupaigad olid umbes pooltel juhtudel kasutusel heina-

või karjamaana (võis olla hõre puiskooslus). *9080 metsaalade raiet hoogustas 20. saj esimesel

poolel teisaldatavate raudteede kasutuselevõtt. Juhul, kui metsaelupaik oli mõnel kaardil

kujutatud metsata (raie või põllumajanduslik kasutamine) ja eriti, kui läheduses esines

kuivendust, on tänapäeval valdavalt tegu madala esinduslikkusega elupaigaga ehk sekundaarse

soometsaga. Enamik selliseid alasid ei kvalifitseerugi LD elupaigatüübiks (Palo ja Gimbutas

2014). Samasugusele järeldusele jõuti Otepää testalade põhjal (Kukumägi 2020).

23

Tabel 6. Seirel registreeritud tunnuste esinemisohtruse või tunnuse arvulise ohtruse erinevus

märgade metsaelupaigatüüpide üldistatud esinduslikkusklassides (< 0,05Mann‐Whitney U Test

või Spearmani korrelatsioon). Nool üles ja roheline värv osutab, et kõrgema esinduslikkusega

metsades peab tunnus esinema sagedamini või olema kõrgema väärtusega. Nool alla ja sinine

värv osutab, et kõrgema esinduslikkusega metsades peab tunnus esinema harvemini või olema

madalam väärtusega.

Tunnus *9080 *91D0 *91E0 91F0

I rinde keskmine kõrgus AB ↑

Kuusk koosseisus AB ↓ AB ↑

Haab koosseisus AB ↑ p < 0,06

Sanglepp koosseisus AB ↑

Männi vanus AB ↑

Kuuse vanus AB ↑ AB ↑

Kase vanus AB ↑ AB ↑ p < 0,06 AB ↑

Saare vanus AB ↑

Loodusmetsade esinemine AB ↑ AB ↑

Vanade kändudega puistud AB ↓

Tormikahjustuste esinemine AB ↑ AB ↑ p < 0,06

Putukkahjurite esinemine AB ↑ p < 0,08

Lumekahjustuste esinemine AB ↓ p < 0,06

Bioloogiliselt vanad puud AB ↑ AB ↑ AB ↑

Halvasti laasunud puud AB ↑ p < 0,06 AB ↑

Pikad rippuvad põõsasja kujuga

samblikud

AB ↑ p < 0,06

Sammaldunud lamapuit AB ↑

Suurte putukate väljumisavad

tüvedes

AB ↑

Õõnsuste ja aukude esinemine

puutüvedes

AB ↑ p < 0,06 AB ↑

Sügavakorbalised puud AB ↑

Kuivanud jalalseisvad puud AB ↑ p < 0,08

Puutüükad AB ↑ AB ↑ AB ↑ p < 0,08

Murdunud või lamavad

vähelagunenud puud (d=15‐25 cm)

AB ↑

Murdunud või lamavad

vähelagunenud puud (d> 25 cm)

AB ↑ p < 0,06

Murdunud või lamavad kõdupuud

(d=15‐25 cm)

AB ↑ AB ↑ p < 0,08

Murdunud või lamavad kõdupuud

(d> 25 cm)

AB ↑ p < 0,07 AB ↑ p < 0,05

Tuuleheitelised lamapuud AB ↑ AB ↑ p < 0,06

Hästiarenenud tugijuured AB ↑

Mättalise mikroreljeefi olemasolu AB ↑ AB ↓ p < 0,06

Liigveelohud AB ↑

Suurima lamapuidu tüve läbimõõt AB ↑

Kolme suurima eluspuu tüve

läbimõõt

AB ↑ AB ↑ p < 0,06

Eluspuu/lamapuu tüve läbimõõdu

vahe

AB ↓

Graminoidide katvus AB ↑ AB ↑

Struktuuritunnuste ja häiringute

summa

AB ↑ AB ↑ AB ↑ p < 0,06

Looduslikud häiringud ja puistu

kahjustused

AB ↑ p < 0,07

24

Kaardianalüüsi põhjal lisandus Ida-Virumaal 20. saj jooksul kraave 60%-le *9080 ja 40%-le

*91D0 aladele. Nõukogudeaegse intensiivse metsakuivenduse alad reeglina ei olegi

metsaelupaigatüübina määratletud, sest enne või pärast kuivendust neid raiuti ja need on praegu

liiga noored või hooldatud puistud (Palo jt 2007; Palo 2010, 2018).

Metsaelupaikade seirealade põhjal ajaloolist kuivendust ja elupaikade esinduslikkust seostav

uuring näitas, et esinduslikeks (A, B) soometsadeks hinnatud seirealadest vaid 25–40%-l ei

esine 300 m raadiuses ühtki kraavi. Ajaloolistel kaartidel oli neist metsamaana kujutatud >65%

aladest. Soo-lehtmetsad asusid 80–90%-l juhtudest metsamaal, rabametsade puhul esineb

kaardilegendis rohkem ebajärjekindlust (harvikud, niidud jne). Seirel ülekontrollitud ja

elupaigatüüpideks mitteosutunud seirealad olid 93% juhtudel ka ajalooliste kaartide põhjal

kuivendusmõjuga (Palo 2018b).

Veel on märgade elupaigatüüpidega seoses Eestis hiljuti uuritud: 1) meetodeid, kuidas

leevendada turbatootmisväljade piirdekraavide mõju piirnevatele Natura 2000

elupaigatüüpidele (Jakobson 2015); 2) rajatava Rail Balticu raudteetrassi eeldatavat

maastikukatkestuse mõju loodusväärtustele (sh Natura 2000; Karus 2017); 3) osana

üleeuroopalisest uuringust, elustiku kohastumist teatud elupaigatüüpides (sh *9080) varasema

võsametsana (madalmetsana) majandamisega ning arutletud selle looduskaitseliste järelduste

üle (Mairota jt 2016). Samuti leiti LD metsaelupaigatüüpide LIDAR-põhise kaugseire

katsetusel, et vähemalt *91D0 puhul saab esimese rinde katvuse muutust usaldusväärselt

lokaliseerida, mis võimaldab keskenduda metsakao põhjustele ja arvutada muutuste pindala

(Palo ja Remm 2019).

4.3. UURIMISPROJEKTID JA INVENTUURID

Üle-eestilisel metsa kasvukohatüüpide arvestused tuginevad statistilisele metsakorraldusele

(jaotis 3.4) ja metsa takseerandmebaasile. LD elupaigatüüpide, sh teadaolevate märgade

metsade elupaigatüüpide levikuandmed on kantud eesti looduse infosüsteemi - EELIS.

Andmebaas põhineb Natura 2000 võrgustiku inventuuriandmetest loodud kaardikihil, mida

täiendatakse pidevalt. Selle andmekihi põhjal tehtavat seiret ja analüüse kasutatakse Euroopa

Komisjonile esitatavas LD seirearuandluses.

Programmi „Kaitstavate liikide ja elupaikade inventuurid ja andmehõive“ (Keskkonnaamet

2015–2023) vältel inventeeritakse täiendavalt kaitstavaid liike ja elupaiku, ajakohastatakse

nende levikuandmeid andmebaasis ja prognoositakse registreerimata leiukohti. Lisaks

arendatakse infosüsteemi.

Teised olulisemad projektid

▪ 2009. aastal inventeeriti projekti „Eesti turba-alade looduskaitseline inventeerimine (I

etapp)“ (TLÜ), käigus soometsi ja leiti, et väljaspool kaitsealasid asuvatest eelvalikuna

kaardistatud 2300 soometsa-alast (73 000 ha) olid looduslähedases seisundis ehk

kaitseväärtusega 40, kogu pindalaga ligi 1880 ha (Soometsade inventuur, 2010).

▪ ERFi rahastusega looduskaitse rakendusuuringute programmis LOORA (2012–2015)

analüüsiti Eesti kaitsealade, eelkõige rangete majanduspiirangutega metsaalade võrgustiku

funktsionaalsust, sh sidusust nii koosluste kui ka neist elupaikadest sõltuvate liikide

säilitamiseks. Uuringutest selgus, et Eesti metsakaitsealad on küll kvaliteetsed, kuid ilma

25

suurepindalaliste loodusmassiivide ja rohevõrgustikuta nad metsast sõltuvate liikide

pikaajalist säilimist ei taga. Kaitsealade sidususe loovad eelkõige neid ümbritsevad

loodusmaastikudd. Seetõttu on metsaalade kaitsmise kõrval väga oluline ka säästva

metsanduse edendamine (Keskkonnaministeerium 2021).

▪ Projekt „LIFE Mires Estonia” ja seotud KIKi projekt „Soode kaitse ja taastamine II“

(Eestimaa Looduse Fond, Tartu Ülikool (TÜ), Arheovisioon 2015–2020). Eesmärk oli

taastada kuuel projektialal soode kuivenduseelne hüdroloogia (Alam-Pedja, Tudusoo,

Sirtsi, Ohepalu lka, Alutaguse ja Lahemaa rahvuspark). Lõpuks kujunes taastatavate alade

pindalaks 7500 ha. Peamised taastamistööd olid kraavide kinni ajamine ning paisudega

sulgemine, vajadusel ka osa puistu eemaldamine. Projekti käigus prognoositi ja seirati

taastamise mõju kahepaiksetele, kiilidele ja linnustikule. Arheoloogid uurisid soode

kasutuslugu ja taastamiskogemuse põhjal koostati juhendmaterjale.

▪ Projekti „LIFE Peat Restore“ (TLÜ 2016–2022) käigustaastati Läänemaa Suursoo idaosa

looduslik veerežiim ca 3300 ha suurusel alal, et taastada sooala võime siduda süsinikku.

Kolmandiku taastamisalast moodustasid eri tüüpi ja erinevas seisundis soometsad.

Taastamistöödele eelneval ja osalt ka järgneval perioodil tehti põhjalik taimkatte,

veerežiimi, vee- ja turbakeemia ning kasvuhoonegaaside seire. Seire tulemusel selgus, et

suurima süsinikuemissiooniga (arvestamata puurinnet) on kõdusoometsad ja parimad

süsiniku akumuleerijad on siirdesoometsad. Kuna taastamistöödel raieid ei tehtud, siis

annab projekt võimaluse jälgida erinevate soometsade veerežiimi taastamise järgset

arengut.

▪ „Metsise elupaigakvaliteeti määravate tegurite kompleksuuringu“ (TÜ 2013–2016) käigus

uuriti metsise asurkonda limiteerivaid tegureid Soomaa populatsioonis, mis asustab

peamiselt elupaigatüüpi *91D0, ja kuivendatud siirdesoometsi. Leiti, et kaitstud

mängupaikadega metsiseasurkonna seisundi määrab pesitsusedukus, mis on Eestis madal,

aastati kõikuv ja mängu lähiümbruses suur. Elupaikade taastamisvõimaluste uurimiseks

rajati aastail 2014-2015 kuivenduskraavide sulgemist ja erinevaid raievõtteid

kombineerivad katsealad, kus uuriti metsise elupaigakvaliteeti Keskkonnaameti tellitud

jätkuprojektide raames 2016. ja 2018. aastal.

▪ Projektis „Kõdusoometsade looduskaitseperspektiiv“ (TÜ 2017–2019) selgitati veerežiimi

taastamise mõju soometsa-elupaikadele (eriti *91D0) ja elurikkusele lähtuvalt Soomaale

rajatud katsesüsteemi manipulatsioonijärgsest (kraavide sulgemine + raie) dünaamikast,

võrrelduna kontroll-aladega. Leiti, et looduslikule siirdesoole omased mullaprotsessid peale

kraavide sulgemist mõne aastaga ei taastu ning jätkusuutlikuks kõdusoometsade

hõrendamiseks on vaja kombineerida tugevat väljaraiet ja kraavide sulgemist. Samuti ei

paranda raiete lisamine kraavide sulgemisele vähemalt kõdupuidust oleneva elustiku jaoks

soomännikute looduslikkust.

4.4. VAJALIKUD LISAUURINGUD

1) Ülevaade LD metsaelupaigatüüpide levikust kogu Eesti metsamaastikus. Tähtsus A.

Lahendamist vajav probleem. Kõik liikmesriigid on kohustatud osalema Natura 2000

võrgustiku loomisel sel määral, kuivõrd nende territooriumil esineb direktiivi lisas loetletud

26

elupaigatüüpe (Paal 2007). Riigikontrolli hinnang 2008. aastal: „Osa väärtuslikke alasid on

jäänud põhjendamatult Natura 2000 võrgustikust välja. Natura võrgustikku arvati peamiselt

varasemad kaitsealad ning elupaigatüüpide hulk ja paiknemine kogu Eestis jäeti välja

selgitamata. Vähene info elupaigatüüpide leviku kohta ei võimalda luua elupaigatüüpide soodsa

seisundi säilimist tagavat kaitsealade võrgustikku ega hinnata elupaigatüüpide seisundi

muutusi“ (Riigikontroll 2008). Ka viimane LD metsaelupaigatüüpide seirearuanne ütleb:

„Kuna loodusdirektiivi elupaiku on inventeeritud eelkõige kaitsealadel, ei pruugi seire

tulemused kajastada olukorda elupaikades väljaspool kaitsealasid“ (Keskkonnaagentuur 2019).

Lisaks on andmebaasis elupaigatüüpidena registreeritud aladel palju valemääranguid:

elupaigatüüp on määratud valesti või ala ei klassifitseeru uuel inventuuril tegelikult üldse

elupaigatüübiks. Viimaseid on metsaelupaikade seire järgi kuni 19% (Keskkonnaagentuur

2019). Osa valemäärangutest võivad siiski kuuluda „puhveralade“ alla, mis on vajalikud lähedal

asuva elupaigatüübi säilimiseks või tekitavad maastikulist sidusust alade vahel.

Eesmärk. Koostada ajakohane kaardikiht kõigi Eesti metsades olevate märgade LD

metsaelupaikade kohta, lähtudes elupaikade leviku tõenäosusest, sh KAURi koostatud

mudelitest ning kõrge prognoosväärtusega alade kontrollist. Perspektiivis saab tulemuseks

olevat kaardikihti kasutada kaitsealade elupaigavõrgustiku ja selle sidususe parandamiseks,

samuti teadusuuringute aluseks.

2) Looduslike referentsalade valimine, nende seisundit iseloomustavate tunnuste

(taimkate, hüdroloogia, substraadi omadused, vee keemia) analüüs inimmõjuga märgade

metsaelupaikade taastumise ja taastamise hindamiseks. Tähtsus A.

Lahendamist vajav probleem. Enamikul märgade metsaelupaikade maastikul on otsene või

kaudne inimmõju. Igale alale on küll põhiliselt struktuuri põhjal antud seisundihinnang, kuid

see ei pruugi alati peegeldada kvaliteetse loodusliku elupaiga omadusi, sest puudub võimalus

võrrelda neid inimmõjuta ala omadustega. On leitud, et just soometsade struktuuriindikaatorid

vajavad täiendavat uurimist ja arendamist (Palo jt 2011). Soomaa piirkonnas on

kuivendusmõjuga siirdesoometsades viidud läbi ulatuslikud sootaastamise uuringud. Vastav

aruanne osutab, et referentsalade rajamine Soomaa piirkonna looduslikesse

siirdesoometsadesse (*91D0) peaks olema üks jätku-uuringute prioriteete (Lõhmus ja Runnel

2019).

Eesmärk. Valida igas märjas metsaelupaigatüübis kõige esinduslikumad inimmõjuta katsealad,

kirjeldamaks looduslikku seisundit (rindelist struktuuri, taimkatte liigilist koosseisu, kasvukoha

parameetreid – hüdroloogia, mikroreljeef, turba ja vee karakteristikud) ja selle varieeruvust

metsaelupaigatüübis. Katsealadel läbi viidud uuringute põhjal koostadaelupaiga kvaliteedi

hindamise ning taastamiseelduste ja -vajaduste selgitamise mudelid.

3) Märgade LD metsaelupaigatüüpide kvaliteeti näitavate tunnus- ja suunisliikide

komplekt. Tähtsus A.

Lahendamist vajav probleem. Praegu kuuluvad seisundihinnangutes kasutatavad

metsaelupaikade tunnusliigid suures osas soontaimede hulka ning ei ole väga head metsa

järjepidevuse indikaatorid. Inventeerimisjuhendis (Palo 2018) rõhutatakse, et paremini aitavad

elupaiga kvaliteeti hinnata põlis- ja loodusmetsa tunnusliigid ning elupaigaspetsialistid, keda

on kirjeldatud vääriselupaikadega seotud kirjanduses. Samas kattub vääriselupaiga tüüpide

27

klassifikatsioon ainult osaliselt LD elupaigatüüpide klassifikatsiooniga ning paljud liigid on

omased ka tugevalt kuivendatud metsades leiduvale jämedale lamapuidule. Hiljutistes

uuringutes on lisandunud värsket infot paljude liikide elupaigavajaduste kohta. Seega oleks vaja

analüüsi, et valida märgadele Eesti metsaelupaikadele spetsiifilisi tunnusliike paljudest

elustikurühmadest (Lõhmus jt 2015). Sellist lähenemist on soovitatud ka üleeuroopalises

kokkuvõttes uuringuvajaduste kohta (Orlikowska jt 2016). Tunnusliikide seast saab edaspidi

välja valida suunisliigid, kelle abil teha põhjendatud majandamisotsuseid - nende liikide

elutingimusi parandades saab vähendada samade ohutegurite mõju ka teistele liikidele (nt

metsis tüübis *91D0).

Eesmärk. Laiendada Eesti märgade metsaelupaigatüüpide tunnusliikide nimekirja, valides

liigirühmade (nt seened, samblad, samblikud, putukad, kahepaiksed, roomajad) esindajate

hulgast välja kvaliteetsele elupaigatüübile kõige enam iseloomulikud liigid. Suunisliikideks

valida iga elupaigatüübi jaoks vähemalt üks looma- ja üks taimeliik.

4) Erinevate raieviiside mõju märgade LD metsaelupaigatüüpide elustikule

piiranguvööndis. Tähtsus A.

Lahendamist vajav probleem. Natura võrgustiku aladel on raiete (sh lageraied) ulatus

piiranguvööndites viimasel viiel aastal kasvanud ning märgades metsaelupaigatüüpides on

raieintensiivsus suurim tüübis 9080* (Keskkonnaagentuur 2019). Looduslikult on aga

puistuvahetushäiringud märgades metsades harvad ning seega ei ole sealne elustik selliste

ulatuslike muutustega – mida võiks uuendusraiega püüda jäljendada – kohanenud. Raieviisidest

võiksid vaid valikraie ja hooldusraied mingil määral jäljendada looduslikke väikesemahulisi

häiringuid märgades metsaelupaigatüüpides, kuid uuringud nende mõjust märgade metsade

elustikule Eestis puuduvad (Lõhmus jt 2019). Kuigi sanitaarraie näib üldjuhul puistut väliselt

tagasihoidlikult mõjutavat, pole see üldjuhul sobiv metsa elurikkust hoidvasse

piiranguvööndisse, kuna sellega eemaldatakse surnud ja surevad puud, millega on seotud

oluline osa metsaelustikust. Tavapäraselt ühtlustab hooldusraie puistu struktuuri ja ühtlasi

vähendab puude liigilist mitmekesisust. Piiranguvööndis tuleb hooldusraie läbi viia vastavalt

põhimõtetele, mis aitavad säilitada alal elurikkuse jaoks olulised tunnused. Ka praegu on

kaitsealadel seatud harvendusraiel kohati tingimuseks teatud struktuuride säilitamine

elurikkuse kaitseks. Valikraiet on viimastel kümnenditel tehtud Eesti metsades väga vähe, kuid

piiranguvööndis võiks seda kasutada loodushoidlikuma alternatiivina senistele uuendusraietele.

Lisaks, kuna erinevate inimtegevuste mõjul on metsakooslused sageli ka kaitsealadel

degradeerunud, võiks hooldusraiete roll piiranguvööndites olla ala kujundamine lähedasemaks

selle looduslikule seisundile.

Eesmärk. Selgitada välja, kuidas mõjutavad erinevalt läbi viidud osalised raied elupaigatüübi

*9080 metsade elustikku ja seda mõjutavaid tunnuseid, ning anda juhised loodushoidliku

hooldusraie tegemiseks piiranguvööndis.

5) Kraavivõrgustiku hooldamise ja uuendamise mõju märgadele LD

metsaelupaigatüüpidele, selle mõju jälgimine ja mõju leevendamise võimalused. Tähtsus

B.

Lahendamist vajav probleem. Kuna märjad LD metsaelupaigatüübid kaitsevad eeskätt

loodusliku veerežiimiga seotud kooslusi, siis kraavivõrgustiku uuendamist ei saa neis lubada.

Siiski on lähiminevikus märgades metsaelupaigatüüpides hooldustöid tehtud ning probleemiks

28

on ka kaitsealade läheduses tehtud kraavivõrgustiku uuendus- ja hooldustööd. Vaja oleks teada,

millised on selle otsesed ja kaudsed mõjud märgade metsade elurikkusele ning kui kaugele

kraavidest need mõjud ulatuvad, samuti millised on mõjude leevendamise võimalused.

Eesmärk. Selgitada välja kraavivõrgustiku uuendus- ja hooldustööde otsesed ja kaudsed mõjud

märgade metsade seisundile ja elurikkusele, neid mõjutavad tegurid ning mõjude leevendamise

võimalused.

6) Inimmõjuga märgade LD metsaelupaigatüüpide looduslik taastumine ja vajadused

taastamistegevusteks. Tähtsus B.

Lahendamist vajav probleem. Suur osa kaitsealustest märgadest metsadest on varasema

kuivenduse mõjuga, mille pööratavust eri tüüpi taastamisvõtetega on märgade metsade elustiku

seisukohalt puudulikult uuritud (Lõhmus jt 2019). Samas veerežiimi taastamist märgades

elupaigatüüpides *9080 ja *91D0 on viimastel aastatel tehtud suurtel pindaladel. Peamiste

võtetena on kasutatud erinevaid veetaseme tõstmise meetodeid (kraavide täitmine, paisude

rajamine jne) ja teatud juhtudel on kraavide sulgemine olnud kombineeritud ka kujundusraiega,

kui sihtkoosluseks on olnud elupaigatüüp *91D0. Pikemas vaates ei ole taastamistööde mõju

erinevate elustikurühmade lõikes veel piisavalt teada.

Elupaigatüüpide taastamise praktikate täiustamiseks on vaja uurida erineva

degradeerumisastmega koosluste taastumise kiirust ja seda mõjutavaid tegureid. Tuleb välja

selgitada selliste koosluste algseisundid, mille puhul tuleb rakendada senisest erinevaid

lähenemisi taastamistöödel.

Eesmärk. Koostada märgade metsade loodusliku arengudünaamika mudelid ja kirjeldada eri

etappide looduskaitselised väärtused. Modelleerimiste põhjal eristada looduslikult taastuvad ja

aktiivset taastamist (sh seisundi hoidmist) vajavad süsteemid ning viimaste jaoks tõhusaimad

taastamisvõtted.

4.5. SEIRE

4.5.1. RIIKLIKU SEIRE METOODIKA

Keskkonnaseire infosüsteem (KESE). Loodusdirektiiv kohustab liikmeriike perioodiliselt

elupaigatüüpide seisundi kohta aru andma, kusjuures seda tuleb hinnata üleriigiliselt nii sees-

kui väljaspool Natura 2000 võrgustikku. 12 2005. aastal asendus haruldaste ja ohustatud

metsakoosluste seire LD metsaelupaigatüüpide riiklik seirega, kuid valim jäi väikeseks ega

andnud piisavalt teavet, mistõttu töötati välja praeguseni kasutatav meetod (Palo 2015). Alates

2010. aastast valitakse seirepunktid välja hierarhiliselt stratifitseeritud juhuvalimina, mille

aluseks on EELIS-e aktuaalne elupaikade andmekiht. Valimi ülesehitus ja parameetrite

arvväärtused võimaldavad tuvastada muutusi erinevate seireperioodide võrdluses (Liira

2009, 2010). Ootamatult suureks probleemiks on siiski osutunud juhuslikku valimisse sattunud

seirealade vastavus teistele elupaigatüüpidele, osa alasid ei ole elupaigad (Keskkonnaagentuur

2019; Palo 2012, 2018a).

12https://circabc.europa.eu/d/a/workspace/SpacesStore/d0eb5cef-a216-4cad-8e77-

6e4839a5471d/Reporting%20guidelines%20Article%2017%20final%20May%202017.pdf

29

Statistiline metsainventuur (SMI). Üle-eestilisel metsade seirel kasutatakse statistilise

metsainventuuri metoodikat, selle üle-euroopalise, algselt metsaressursi hindamiseks rajatud

proovialade võrgustik koosneb u 4000 ajutisest ja alalisest traktist, millest alalisi seiratakse iga

viie aasta tagant (kokku >900 trakti ca 15 000 proovitükiga). SMI andmetest saab tuletada

märgade metsade üldpindala muutuse metsa kasvukohatüüpide kaupa, samuti on võimalik

jälgida puiduressurssi kirjeldavate parameetrite dünaamikat. Mõned elurikkuse indikaatorid

liideti 2005. aastal ning 2009. ja 2010. aastal lisandusid elurikkuse ja puistu struktuuri mõned

indikaatoreid, mis integreeriti ka LD metsaelupaigatüüpide seire metoodikasse (Liira

2009, 2010, 2020).

Metsaelupaigatüüpide seisundist üleriigilise ülevaate saamiseks kavandatigi SMI ja

metsaelupaigatüüpide riikliku seire andmete ühendamine, sest mõned metsaelupaigatüübid on

liiga haruldased, et sattuda SMI valimisse piisava sagedusega (Liira 2009, 2010).

Koondanalüüs tehti esimest korda MAK 2030 käigus (Liira 2020, täpsemalt vt jaotis 3.4.2).

SMI seiretulemuste põhjal asuvad metsaelupaigatüüpideks osutunud alad valdavalt range

kaitsega aladel. Olenevalt seireperioodist oli see osakaal 42,6%...47,5%, piiranguvöönditesse

jäi 15,3%...18,5%. Tulundusmetsadest leitavate elupaigatüüpide pindala oli langustrendis

11,2% →8,8% (Liira 2020). Eraldi märgade metsade kohta sellist ülevaadet ei ole, kuid

tuvastati, et eri seireperioodidel oli *9080 ja *91E0 seirealade arv kaitsekategooriate lõikes

erinev (p<0,05, Palo 2018a). *9080 puhul võib see tuleneda üldpindalale vastavast oluliselt

suurenenud seirealade arvust, kuid *91E0 tüübis jääb erinevuse põhjus ebaselgeks.

Edasist tähelepanu vajab küsimus, kui palju mõjutab seire välitöödel saadavaid tulemusi

seirealade suurus. Mida suurem on proovivõtuala, seda rohkem indikaatortunnuseid võib

esineda ja seda ohtramalt saab hinnatavaid elemente esineda. Põhimõttelisem on probleem

üldhinnangutega (esinduslikkus, struktuur, funktsioon, seisund). Nende omistamine seirealale

võib olla subjektiivne, sest 10‒20 m raadiusega seireala moodustab vaid väikese osa

elupaigalaigust ega toimi metsamaastikus iseseisva metsaelupaigana. Seireala võib juhuslikult

olla põhiosast oluliselt erinev (isegi muu elupaigatüüp) ning ainult struktuuritunnuste põhjal

hinnatuna põhiosast ka oluliselt esinduslikum või väheesinduslikum. Inventeeritud

metsaelupaigad on reeglina seirealadest palju suuremad ning üldhinnangu andmisel võetakse

arvesse ka mittemõõdetavaid mõjusid nagu 1) järjepidevus (võib olla lähedane „loodusmetsa“

tunnusega), 2) kauged kuivendusmõjud (kraave ei tarvitse olla 40 m raadiuses, mõjud võivad

olla kõrvaloleval põllumajanduslikul maal, tuleneda kaevandamisest või jõe õgvendamisest),

3) varasemate maakasutusmõjude koondhinnang (ammu lõppenud karjatamine, väga vanad

hooldusmärgid, muud erakordsed nähtused), 4) elupaigatingimuste üldine heterogeensus ja

kunagised looduslikud häiringud. Representatiivse seirealade valimi korral saadakse

adekvaatne ülevaade struktuurielementide ja muude indikaatorite esinemissagedusest, kuid

uurimist vajab, kas esineb süstemaatiline üldhinnangute erinevus (Palo jt 2011, Palo 2018a).

4.5.2. RIIKLIKU SEIRE TULEMUSED

Mõned kõige kriitilisemad näitajad (elupaigatüübiks sobivus, loodusmetsailmelisus,

kõduhorisondi tüsedus, metsa sidusus teiste metsadega) on langustrendis ning see viitab

kõrgema väärtusega metsade osakaalu vähenemisele maastikus, vastavalt siis ka

metsaelupaigatüübiks sobivate metsade vähenemisele (Liira 2020).

30

Metsakadude satelliitseirel leiti, et viimasel aruandeperioodil (2013‒2018) on andmebaasi

kantud metsaelupaigatüüpides toimunud metsakadu suurusega 3589 ha (1,5% inventeeritud

elupaigatüüpide pindalast). 71% metsakadudest jäi kehtiva kaitsekorrata elupaigatüüpidesse

(ilmselt enamik seega raied), piiranguvööndites on metsakadu 16% ja hoiualadel 2,6%. Range

kaitsega alade metsakao juures (10%) tuleb arvesse võtta, et see sisaldab ka looduslikke

häiringuid, poollooduslike koosluste taastamistöid ning elupaigatüüpide looduslikkuse

taastamise töid (Keskkonnaagentuur 2019). Suureks probleemiks raietest põhjustatud metsakao

hindamisel on varasemad elupaigatüüpide valemäärangud ja sellest tulenevad

ebausaldusväärsed pindalad. Valimi põhjal on soo-lehtmetsade (*9080) pindala 12% ning

lammi-lodumetsade (*91E0) pindala 1% väiksem arvelolevast. *91D0 ja 91F0 elupaigatüübi

pindala on arvutuste põhjal registreeritust suurem.

Loodusdirektiivi I lisa elupaigatüüpide seisundit hinnatakse iga kuue aasta järel, esitades

vormikohase aruande Euroopa Komisjonile. Seisundi hindamiseks on kindlad kriteeriumid.

Tabelis 7 on esitatud ametlik seisundihinnang perioodi 2013‒201813 kohta.

Tabel 7. Märgade metsaelupaigatüüpide seisund Eestis ja boreaalses regioonis*

Elupaigatüüp Hinnang seisundile

Eestis

Hinnang seisundile boreaalses

regioonis

Soostuvad ja soo-lehtmetsad (*9080) Halb, stabiilne Halb, halvenev

Siirdesoo- ja rabametsad (*91D0) Ebapiisav, stabiilne Ebapiisav, stabiilne

Lammi-lodumetsad (*91E0) Soodne, paraneb Halb, halveneb

Laialehised lammimetsad (91F0) Ebapiisav,

muutus teadmata Ebapiisav, paraneb

*) Boreaalne regioon – ELi riikidest kuuluvad siia Eesti, Läti, Leedu, Soome ja Rootsi.

Samas ei saa üheselt väita, et ühegi metsaelupaigatüübi üldine seisund võrreldes varasemaga

oleks halvenenud, sest algselt polnud seisundi kohta piisavalt andmeid ja ka hindamise

metoodikas on tehtud muutusi, samuti täpsustati Eestis 2010. a elupaigatüüpide määratlusi ja

välitöödel üldhinnangute omistamise kriteeriumeid (vt DG Environment 2017;

Keskkonnaagentuur 2019; Palo 2020, 2018). Valdavalt tuleneb inventeeritud

metsaelupaigatüüpide halb seisund ajaloolistest inimmõjudest (Palo ja Gimbutas

2013, 2014; Palo 2018b). Kui see mõju on vanem kui paarkümmend aastat, käsitletakse seda

pilootuuringul tehtud veana. Kui selgelt hilisem, siis elupaiga hävimisena või erandjuhtudel on

toimunud teise elupaigatüübi taastamine.

Kui EELISe algandmebaasi hinnangud kõrvale jätta ja vaadelda vastavasse metsaelupaigatüüpi

kvalifitseerunud seirealasid ainult välivaatluste põhjal, on muutused märgades

metsaelupaigatüüpides eri seire perioodide lõikes mõõdukad. Seejuures on täpsustunud ka

metoodika (Palo 2018a, Liira 2020). SMI põhjal tehtud analüüsi järgi viitas enamik

indikaatortunnustest olemasolevates elupaigatüüpides olukorra paranemisele või olukorra

stabiilsusele. See kinnitab, et range kaitsega aladel läheb metsaelupaigatüüpide ökoloogiline

seisund aeglaselt paremaks.

13 https://nature-art17.eionet.europa.eu/article17/

31

Kui *9080 ja *91D0 elupaigatüübid on Eestis piisavalt levinud ja nende seisundit saab

analüüsida ka ainult SMI andmete põhjal, siis *91E0 ja 91F0 satuvad valimisse harva ja nende

seisundit saab kirjeldada vaid metsaelupaigatüüpide seire andmeid abiks võttes.

Allpool on toodud tähtsamad märgade metsade seisundit puudutavad seiretulemused SMI ja

elupaigatüüpide riikliku seire ühendandmetest 2009‒2013/2014‒2018 (Liira 2020).

1) Oluliselt ei ole muutunud toimivate kuivendussüsteemide sagedus, kuigi mõnedes tüüpides

on aimata nende vähenemist. Kõige suuremate kuivendamismõjudega on elupaigatüübid

*9010 ja *9080 (ühendandmestiku järgi). Kuivendussüsteemide toimivus ei ole muutunud,

kuid hinnangutel on väga laiad usalduspiirid.

2) Metsade üldise majandamise-hoolduse tunnused ei ole märgades metsades perioodi jooksul

oluliselt muutunud, *91E0-s esines neid eelmise perioodiga võrreldes mõnevõrra vähem.

3) Tüseda O-horisondiga (>10cm kõdu ja turvast) metsamaa levikusagedus on ilmselt

stabiilne, mõningane vähenemine ei ole statistiliselt usaldusväärne.

4) Sammaldunud lamatüvesid on SMI-s lisandunud elupaigatüüpides *9010, *9080 ja *91D0,

tüükaid on rohkem elupaigatüüpides *9010 ja *91D0. Metsaelupaigatüüpide seirel on neid

proovialadel alati registreeritud suhteliselt sagedamini, seetõttu ei ole seal sagenemine

statistiliselt oluline, kuigi trend on tõusev.

5) Hästiarenenud tugijuurtega puude leidumissagedus ei ole muutunud. Mätas-mikroreljeefi

sagedus on suur vaid märgades metsades, kuid sellist mikroreljeefi on leitud teisel perioodil

elupaigatüüpides *91D0 ja *91E0 vähem . Liigveelohud on samuti sagedased vaid

liigniisketes metsades ning nende sagedus on stabiilne.

6) Metsaelupaigatüüpide seire järgi on jämeda lamapuidu esinemise sagedused märgades

elupaigatüüpides üldiselt väikesed ja ajas vähenevad.

7) Elupaigatüüpide hävinemine (eelkõige raiumine) on elupaigatüübi väärilistes metsades

olnud 2‒4% (seirealadel 3‒6%) viie-aastase uuringuperioodi kohta.

Metsaelupaigatüüpide seires toodi märgade metsade andmeanalüüsil välja järgmist (Palo

2018a).

1) *9080: Varasemast kõrgemaks on hinnatud alade looduskaitselist väärtust. Samas on

tõusnud värskete raiejälgedega alade osakaal. Täheldada võib väikest trendi puistute

mitmekesistumisele – tõusuteel on struktuuririkkus nii bioloogiliste tunnuste kui häiringute

osas, samuti puuliikide keskmine arv prooviala kohta erinevates rinnetes, põhipuuliikide

vanus ning keskmine eluspuude diameeter. Kuivõrd seekord on elupaigatüübi valimi maht

tunduvalt suurem kui eelmine kord, pole võimalik öelda, kas olukord on paranenud, kuid

igal juhul pole kaitsealadel olukord võrreldes eelnevaga halvenenud. Kokkuvõttes võiks

soo-lehtmetsade seisundit pidada stabiilseks ja trend on paranev, kuid suurenenud

raietegevus nõuab tähelepanu.

2) *91D0: Raba- ja siirdesoometsade seisund Eestis on endiselt rahuldav, olukord pole

märgatavalt muutunud.Kuigi andmetest võib välja lugeda seisundi paranemisele osutavaid

muutusi, on ilmselt tegu valimite erinevast suurusest ning oluliselt paranenud

eelvalikutingimustest tuleneva muutusega, s.t. need tunnused oleksid olnud omased ka

eelmise seirekorra aladele, kui valim oleks olnud suurem ja mitmekesisem ning eelvalik

suunatum – tugevalt kuivendatud alad ja puisrabad rangema sõelaga välja võetud.

3) *91E0: Lammi-lodumetsade olukord ei ole halvenenud, kuigi valimis oli rohkem alasid

piiranguvööndist ning väljastpoolt kaitsealasid. Kuna halvenemist polnud märgata ühegi

kriitilise tunnuskompleksi osas, siis rangelt kaitstud metsi eraldi ei analüüsitud. Jälgimist

vajab surnud puidu esinemise dünaamika. Bioloogiliste häiringute esinemissagedus on

pigem tõusuteel, samuti on mitmekesistumas puistute alumised rinded (II rinne, järelkasv

32

ja alusmets). Metsade kuivendatus, raie ja killustatus ei ole suurenenud. Tervikuna võib

lammi-lodumetsade seisundit hinnata praegu heaks ja perspektiivis paranevaks.

4) 91F0: Esinduslikkuse hinnangud seiratud aladele on paranenud. Lisandunud ei ole ühtegi

inimmõju. Lamapuiduelementide jaotumine oli veidi teistsugune, kuid üldkoguseline

erinevus marginaalne. Puistu koosseis on mitmekesistumas, häiringuid oli märgitud

sagedamini ning paari puuliigi puhul oli võimalik tuvastada ka keskmise vanuse

suurenemist. Kokkuvõttes on seisund rahuldav ja olukord jätkuvalt paranev.

Järeldused

1) Inventeeritud metsaelupaigad asuvad valdavalt kaitsealadel. Majandusmetsadest leitavate

elupaikade hulk on langustrendis ning ligi ¾ hävimisjuhtudest asub väljaspool kaitsealasid.

2) Inventeerimisjuhendile vastavalt kaardistatud LD metsaelupaigatüüpide veerežiim ja

struktuur on looduslikud. Määratud madala esinduslikkuse põhjuseks on enamasti

ajaloolised inimmõjud (20. saj. esimene pool ja vanem): suhteliselt madal puistu

vanus/järjepidevus, kuivenduse kaugmõju. Kuivendusmõju lähedalasuvatest kraavidest

(kuni 40 m) esineb pigem harva. Elupaigatüübi kirjeldusele vastavad metsad reeglina ei

vaja kohapealseid aktiivseid taastamistegevusi, nende puistu koosseis ja substraatide valik

ning ohtrus taastuvad pikkamööda puistu vananedes ja puistut ümbritsevate

kuivendusmõjude lakates.

3) Tugeva kuivendusmõjuga ja oluliselt muutunud struktuuriga metsad, mis ei sisalda elustiku

jaoks väärtuslikke puitsubstraate, on inventeeritud 0-elupaikadeks. Neil metsadel on kõrge

taastamisväärtus, kui nad asuvad metsa- või sooelupaikade naabruses.

4.5.3. MÄRGADE METSADE TAASTAMISE TULEMUSLIKKUSE SEIRE

Ökosüsteemi taastamine on suuremahuline ja pikaajaline eksperiment, mille täpne kulg pole

prognoositav. Taastumisprotsesside seire tulemuste põhjalik analüüs võimaldab arendada

taastamisökoloogiat, mis on alles noor teadusharu, ja olla seeläbi edasiste taastamistegevuste

puhul efektiivsem.

Taastumisprotsess võib kesta aastakümneid. Sellest lähtuvalt tuleb koostada ka seireprogramm,

mis arvestaks sekkumise vajadusega taastumisprotsessis, kui taastumine kas ei toimu

eesmärgipärases suunas või ebaõnnestub väliste häiringute tõttu. Kogutud seireandmestiku

analüüsi abil peab olema võimalik kiiresti määrata kõrvalekallete põhjused ja kõrvaldada

taastumisprotsessile ebasoodsalt mõjuvad tegurid. Pikaajaline seire tähendab ka programmi

arendamist, sest ajaga saadakse objekti kohta uut teavet, täienevad seirevahendid

(nt mõõteseadmed), võivad tekkida uued vastuseid vajavad küsimused. Lindenmayer ja Likens

(2009) esitasid adaptatiivse seire printsiibi, kus küsimus(t)e püstitus, katse ülesehitus, andmete

kogumine, analüüs ja interpretatsioon on iteratiivselt järgnevad ja toimub põhimõttel „tehes

õpitakse” (International principles 2019).

Esmane märgade metsade seisundit mõjutav abiootiline tegur on hüdroloogia, st antud tüüpi

märjale metsale omane veetase, selle sesoonne varieerumine ja fluktueerumise amplituud.

Teine oluline tegur on taimedele kättesaadavate toitainete (N, P, K) ja mineraalsete elementide

(eeskätt Ca, Mg, Fe, S) sisaldus juurestiku leviku kihis, samuti vee pH ja erielektrijuhtivus.

Soometsade taastamisega võib kaasneda lahustunud süsiniku, fosfori ja lämmastiku väljakanne

(Koskinen jt 2017). Ala sisse- ja väljavooludes tuleb nii enne kui pärast taastamistegevusi

seirata lahustunud ja üldsüsiniku, lämmastiku ning fosfori sisaldust ja hulka.

33

Seirega tuleb alustada enne taastamistöid, et dokumenteerida taastamisala algne seisund

(taimkate, hüdroloogia, kemism, kasvusubstraadi omadused). Kindlasti on vaja valida

võrdlusalana vähemalt kaks looduslähedases seisundis märga metsa (referentsala), seda soo-

lehtmetsade ja siirdesoometsade hulgast, mille talitluse kohta praktiliselt puuduvad andmed

erialases kirjanduses.

Ala eelhinnang. Välitöödel kogutava ja kameraalse info põhjal piiritletakse taastamistööde

sihtmärgiks olevad kuivenduse või muu inimtegevuse tõttu degradeerunud alad. Aluseks võib

võtta TLÜs kasutatava „Soometsade inventeerimise ankeedi” (Soometsade inventuur 2010),

mida tuleb täiendada rohu- ja samblarinde osas, st tuua välja dominantsed liigid.

Detailne seire. Vähemalt esimesed taastamisalad vajavad põhjalikku, detailset seisundi

uuringut ja taastumise protsessi seiret. Tegemist on suuremahulise ja pikaajalise

eksperimendiga, mille käigus kogutud mitmekülgse andmestiku analüüs võimaldab anda

praktilisi soovitusi seoses edasiste märgade metsade taastamistegevustega. Taastumise edukuse

hindamise aluseks on muutused ala hüdroloogilises seisundis, taimkatte rindelises struktuuris

ja floristilises koosseisus ning liikidevahelistes suhetes. Üldjuhul eelistatakse transektidena

kraavidega risti paigutatud püsiruutusid juhusliku ruutude paigutuse asemel. Kõigil

püsiruutudel analüüsitakse taimkatet rinnete kaupa puudest kuni samblarindeni.

Analüüsiruutude arv peab olema piisavalt suur, võimaldamaks anda statistiliselt usaldusväärset

hinnangut nii ajaliste kui ruumiliste muutuste kohta ja seostada muutusi

kasvukohatingimustega. Viimaste puhul tuleb arvestada hüdroloogilisi parameetreid,

substraadi (nt turvas) füüsikalisi ja keemilisi parameetreid ning turba poorivee kemismi. Samuti

tuleb määrata vee keemilist koostist nii sissevoolus kui väljavoolus (kraavid, ojad). Metoodika

kohta vt ka Ilomets jt 2022.

Kiire seire. Detailse seirega ei ole võimalik hõlmata kogu taastamisala ja jälgida alal tervikuna

toimuvaid muutuseid. Kiire seire rakendamisel ei saa piirduda vaid puurindes kui muutuste

suhtes kõige inertsemas taimerühmas toimuvate muutuste jälgimisega. Analüüsida tuleb

taastatava soometsa kõiki rindeid. Seepärast pole mõistlik kasutada vaid kaugseire võimalusi.

Juba enam kui paarkümmend aastat kasutatakse Põhja-Ameerikas kiire floristilise kvaliteedi

hindamise (KFKH, Rapid Floristic Quality Assessment) metoodikat (Herman jt 1997,

Bourdaghs 2014). See suhteliselt lihtne ja väikese välitööde mahuga metoodika võimaldab

hinnata kvantitatiivselt (anda numbriline hinnang) näiteks märgala ökoloogilist seisundit ja

toimuvaid muutuseid. Suhteliselt suurte alade puhul, nagu seda on märjad metsad, sh

soometsad, võib KFKH olla tõhus ja kuluefektiivne vahend ökosüsteemi seisundi hindamiseks.

Kiire seire käigus saab jälgida ka paisude seisundit. Võimalik, et esimestel aastatel tuleb

paisude seisundit eraldi kontrollida.

Ülalnimetatud info kogutakse taastamistööde kavatsuse koostamise raames ja edastatakse

hiljem kaitseala valitsejale. Info peab võimaldama hinnata taastamistööde alal algavate

ökoloogiliste protsesside tulemusel toimuvaid kõige olulisemaid muutusi hüdroloogias, aga ka

puistus ja alustaimestikus.

Taastamistööde raames kogutakse infot, mida pole võimalik saada erinevate kaugseire

meetoditega või mida ei kata piisavalt teised inventuurid, nagu näiteks LD elupaigatüüpide

inventuur. Taastamistööde kavandamisel on mõistlik anda hinnang ka olemasoleva LD

elupaigatüüpide andmestiku kvaliteedile. Taastamistööde tulemuslikkuse seire on

mitmetasandiline ja iga taastamisala jaoks valitakse sobiv tasand, lähtuvalt eesmärgist ja

34

kasutatavatest ressurssidest. Kõrgema tasandi seire kasutamine eeldab, et konkreetsel alal

toimuvad ka madalama tasandi seired.

I tasand. Visuaalne seire kombineerituna veetaseme mõõtmistega

1) Tööde käigus tehtav visuaalne seire, mille käigus tuvastatakse, kas kavandatud tööd on

ellu viidud kvaliteetselt ja kas on loodud eeldused elupaikade taastumiseks.

2) Üks aasta pärast tööde lõpetamist kontrollitakse, kas kraavide sulgemine toimib

eesmärgipäraselt, kas paisud on jätkusuutlikud ning vee liikumine vastab planeeritule.

3) Kaks-kolm aastat pärast esimest seiret vaadatakse paisud uuesti üle ja kontrollitakse,

kas alal tekkinud hüdroloogilised protsessid vastavad ootustele.

4) Edasi kontrollitakse ala kord 10 aasta jooksul kaitsekorralduskavade uuendamise

raames.

Automatiseeritud veetaseme seiret kasutatakse spetsiifilistes kohtades, kus peetakse vajalikuks

kontrollida veetaseme sesoonse kõikumise ulatust. Enamikul taastamisaladel piisab visuaalsest

vaatlusest.

II tasand. Kaugseire. Keskkonnaamet või KAUR

Kaugseire abil on tänapäeval võimalik tagasiulatuvalt katta suures mõõtkavas ühtlase aegreaga

kõik taastamisalad. Eelkõige on kasutatavad LIDAR-andmestikud puistu struktuuri muutuste

jälgimiseks ja satelliitpildid, jälgimaks taimestiku katvuse ja koosseisu muutusi ning maapinna

ja taimestiku niiskustingimuste muutusi. Kaugseire võimaluste üle-eestiline rakendamine ja

selle kasutamise rakenduslike piirangute (erinevad looduslikud tingimused taastamisaladel)

väljaselgitamine on kindlasti hädavajalik. Kaugseire peaks andma hinnangu eelkõige kõige

suuremaskaalaliste muutuste kohta.

III tasand. LD elupaigatüüpide seisundimuutuste kirjeldamine. Keskkonnaamet

Kaitsekorralduskavade tulemuslikkuse hindamise käigus peab kaitsealadel hindama

taastamistööde objektiks olnud aladel toimunud muutuste sihipärasust ülepinnaliselt.

Kvaliteetse alusandmestiku puhul võib piisata LD elupaigatüüpide seisundihinnangute

uuendamisest. Selle puudumisel saab lähtuda taastamistööde planeerimisel registreeritud

elupaigatüübi määratlustest ja parameetritest ning hinnata, kas need on muutunud soovitud

sihtkoosluse suunas. Sellisel tasandil seireskeem peab katma kõiki taastamisalasid ja

kombineerituna kaugseirega peab see andma meile kindluse, et muutused toimuvad soovitud

suunas.

IV tasand. Teaduslik seire. KAUR/ülikoolid

Teaduslik ressursimahukas seire peab olema seotud teaduslike küsimustega elupaikade

keskkonnatingimuste ja koosluste taastumise kohta. See peab olema probleemikeskne ja

eksperimentaalne, sest ilmselt suudetakse jätkusuutlikult rahastada väikest arvu väga

põhjalikult uuritud seirealasid. Teadusliku seire ulatust ja seiratavate alade arvu ei saa

määratleda enne, kui on kokku lepitud prioriteetsetes uurimisküsimustes, mille töögrupp peab

sõnastama enne seireskeemide välja töötamist. Soovitav on need sõnastada ja prioriseerida

olemasoleva tegevuskava raames.

35

5. OHUTEGURID

Märgade metsade seisundi halvenemine on enamasti seotud mitme ohuteguri koosmõjuga.

Neist kõige suurema mõjuga on metsakuivendus ja raied, mis on ökoloogiliste mehhanismide

alusel jagatud vastavalt viieks üldisemaks ja kaheks täpsemaks ohuteguriks. Lisaks on välja

toodud kolm väiksema mõjuga ohutegurit. Ajalooliselt on palju madalsooturbal paiknevaid

soometsi hävinud ka põllumajandusliku kasutuse tõttu, kuid tänapäeval avaldab

põllumajanduslik kasutus ja kuivendus üksnes kaudset mõju.

Metsakuivenduse tagajärjel toimuvad kuivendusalal järkjärgulised ja osaliselt üksteist tingivad

muutused, mis protsessi edenedes muutuvad üha raskemini tagasi pööratavaks (Lõhmus jt

2015). Mõjude ulatus ja kiirus suurenevad mulla toitelisuse kasvades, olles väikseimad rabades.

Kui LD metsaelupaigatüüpides ja nende lähikonnas on kraave, siis minevikus tehtud

kuivendamise mõjud jätkuvad. Kuigi nende muutuste esmaseks põhjuseks on kuivendus,

sisaldab see kolme iseseisva ökoloogilise mõjuga ohutegurit: taimestiku (sh puistu)

teisenemine, kõdusoostumine (turba hävimine) ja looduslike veekogude asendumine

kraavidega.

LD metsaelupaigatüüpideks saab määrata vaid neid metsi, kus ajaloolise poolloodusliku

maakasutusviisi, kuivenduse või raie otsene mõju puudub ning loodusmetsa elustiku jaoks

vajalik metsa struktuur ja substraadid on vähemalt osaliselt olemas ja looduslikus protsessis

jätkuvalt kujunemas. See tähendab, et õigesti määratud märjad metsaelupaigatüübid ei saa

praegu olla tugeva kuivendusmõjuga. Küll aga on need alad sageli kunagiste suuremate

märgade metsade säilinud jäänukid. Seetõttu võib tugevalt kuivendatud aladel olla LD

elupaigatüüpide seisundit mõjutav või puhverdav funktsioon või on need elupaigatüüpidena

arvele võetud koosluse taastumispotentsiaali arvestades. Näiteks keskealine kuivendusmõjuga

ja metsanduslikult hooldamata puistu endisel puissoo-alal on praegu madala esinduslikkusega

metsaelupaik (Palo 2018).

Enamikus looduskaitse alla võetud märgades metsades on kraavitamine toimunud väga ammu

(eelmise sajandi 50-60-ndail aastatel) või vähesel määral. Tugevamalt mõjutatud metsi on

tsoneeritud piiranguvööndisse. Maastikus tervikuna on märgade metsade puhul esmatähtis ala

hüdroloogiline terviklikkus (valgala) ning nende ohustatus oleneb kehtestatud kaitsekorrast.

• Rangelt kaitstavatele metsadele võivad mõju avaldada naabruses tehtav, sh metsaraie,

kuivendus või teedeehitus, kaasa arvatud juhul, kui tegemist on teiste elupaigatüüpide

taastamistöödeks vajalike tegevuste või taristuga. Nende mõju on lokaalne, kuid liitudes

piiranguvööndites või väljapool kaitseala toimuva tegevusega, võib oluliselt väheneda

tervikmassiivi pindala, suureneda loomastiku häirimine ja ägeneda võõrliikide sissetung.

Pikaajaline ohutegur on enne kaitse alla võtmist rajatud kuivenduse mõju jätkumine ja

sellest tulenev taimestiku muutus ja turba lagunemine.

• Piiranguvööndis või sellega võrdsustatud kaitsekorraga aladel on ohutegureid rohkem.

Need olenevad sellest, kui ohualtid on kaitse-eeskirjadega kehtestatud kaitseväärtused.

Piiranguvööndis on kuivendussüsteemide hooldamine lubatud. Selle reaalne mõju oleneb

hooldustööde läbiviimisest.

• Kõige enam on ohustatud kaitsekorrata alad või väga väikese pindalaga kaitstavad alad

majandatavas maastikus, näiteks metsa vääriselupaigad ja väikesed püsielupaigad.

Ümbritsevas maastikus toimuv maakasutuse intensiivistumine mõjutab nende

kaitseväärtusi isegi siis, kui otsesed mõjud on välistatud. Samasugune mõju avaldub ka

suurte kaitsealade servaaladel, mis on ümbritsevaga hüdroloogiliselt seotud.

36

Ohutegurite koondkokkuvõte, eristades ka kaitsevööndeid, on esitatud tabelis 8. Pea kõik seal

nimetatud ohutegurid on olulised nii lühikeses kui pikas perspektiivis. Kliimamuutusega

kaasnevad ohud on praegu veel üksnes potentsiaalsed.

5.1. TURBALASUNDI HÄVIMINE PIKAAJALISTEL KUIVENDUSALADEL

Mõju: kriitiline. Seos kaitsekorraga: esineb kõikjal, sh range kaitsega aladel.

Turbalasundi hävimise oht kaasneb aastakümnete pikkuse kuivendusmõjuga turba aladel

(metsaelupaigatüüpidest esmajoones *91D0 ja osaliselt *9080), kus kuivendamise tagajärjel

langenud veetase on põhjustanud turba osalise lagunemise ning turvast tekitava alustaimestiku

(turbasammalde, tarnade) katvuse olulise vähenemise (nt Laine jt 1995, Lõhmus jt 2015).

Soometsad muutuvad selle protsessi tulemusel uudiskooslusteks – kõdusoometsadeks.

Toitainerikkad õhukeseturbalised lodumetsad (osa tüübist *9080) muutuvad sekundaarseteks

sooviku- või salumetsadeks. Peamised muutused on järgmised:

• Pöördumatult muutuvad turba vett hoidvad ja läbilaskvad omadused (Huth jt 2018,

Jurasinski jt 2020), mistõttu ajapikku teiseneb kogu ökosüsteemi veeringlus ja niiskusrežiim

ning ala lakkab toimimast soona.

• Suureneb mineraalainete kontsentratsioon mullas, mille tagajärjel sootaimestik kaob

(Aggenbach jt 2013, Emsens jt 2016).

• Rabastumine. Kui toitaineterikka soometsa (ka kõrvalasuva) kuivendamisega on läbi

lõigatud mineraaliderikka pinnavee pealevool, võib ala hakata ümber kujunema

vähetoitelisemaks sootüübiks (nt Tahvanainen 2011, Truus jt 2018, Sallinen jt 2019).

Kõdusoometsade (häviva turbalasundiga metsade) taastamine lähtetüübiks on keeruline, kuid

kõdustumise protsessi saab kraavide sulgemisega pidurdada. Turbalasundi hävimine vähendab

otseselt soode (sh soometsade) pindala, mille kompenseerimine LD kaitse-eesmärkide

saavutamiseks riigi tasemel eeldab uute elupaigatüüpide määratlemist kuivendusest vähem

mõjutatud aladel. Kuivendatud soometsades vabanevad turba lagunemisel kliimamuutusi

võimendavad kasvuhoonegaasid, kõdusoostumise pidurdamine aitab neid emissioone

vähendada. Kõdusoostumine on väiksema mõjuga üleujutusalade soovikumetsades (*91E0) ja

see ei mõjuta laialehiseid lammimetsi ehk jõgede uhtvallimetsi (91F0).

Turbalasundi hävimist mõjutavad ka väljaspool kaitstavaid alasid teostatavad kuivendustööd.

Maaparandustööde planeerimisel tuleb arvestada mõjuga naabruses asuvatele Natura

võrgustiku aladele. Võimalusel tuleb leida alternatiive (sh tööde piiramine või algse koosluse

taastamine) ning pakkuda välja leevendavaid meetmeid.

Meetmed

1. Loodusliku veerežiimi taastamine.

2. Loodusala veerežiimi mõjutavate tööde planeerimisel mõju leevendavate meetmete

rakendamine või alternatiivide pakkumine.

3. Väljaspool kaitsealasid asuvate vähese või puuduva kuivenduse mõjuga säilinud

märgade metsade kaitse alla võtmine.

37

5.2. PUISTU STRUKTUURI JA ALUSTAIMESTIKU TEISENEMINE KUIVENDUSE MÕJUL

Mõju: suur. Seos kaitsekorraga: esineb kõikjal, sh range kaitsega aladel.

Taimestiku (sh puistu struktuuri) teisenemine kuivenduse mõjul ei ole piiratud turba-aladega

ning selle tagajärjed on palju varieeruvamad. Näiteks võib taimestiku liigirikkus

kuivendusjärgselt lokaalselt suureneda, samas kui tundlikud sooliigid kaovad kogu maastikust

(nt Laine jt 1995). Puu- ja puhmarinde tihenemine ohustab eeskätt valgusnõudlikku

sootaimestikku, eriti toitainerikkamatel aladel (Kull jt 2011, Emsens jt 2019).

Puistu struktuur ja alustaimestik on LD elupaigatüüpide seisundi hindamisel olulised

kriteeriumid ning vastavad ametlikud hindamisprotseduurid võimaldavad neid muutusi

küllaltki täpselt jälgida. Samas võivad konkreetse ala kaitse eesmärgid olla seotud taimestiku

teisenemisega kaudselt, nt kaitstavate loomaliikide puhul, kes olenevad taimestiku struktuurist.

Teatud juhtudel võib taimestiku teisenemise järel olla ala liigikaitseline väärtus ikkagi suur

(nt Kraut jt 2016, Rosenvald jt 2011). Samuti võib kiireneda kõdupuidu teke, mis kujundab

metsas looduslähedast struktuuri.

Nende asjaolude tõttu vajab puistu struktuuri ja taimestiku teisenemine ohutegurina kohapõhist

hindamist, mis arvestaks elupaigatüübile omaste liikide asurkondade elujõulisust ning selle

säilitamise erinevaid võimalusi (piisav elupaiga pindala, välismõjude vähendamine,

levikuteede säilitamine ja kujundamine). Eestis puudub sellest dünaamikast riigi tasemel täpne

kaitsekorralduslik ülevaade, kuid märgadele metsadele omaste liikide ohuhinnangute põhjal on

selle koondmõju suur.

Erilist tähelepanu vajavad haruldased soostunud ja soometsakooslused: sõnajala

kasvukohatüübi laialehised puistud ja sanglepikud või vastavad segametsad; lodu

kasvukohatüübi laialehised puistud, kaasikud ja sanglepikud või vastavad segametsad;

madalsoosanglepikud ja saarikud või vastavad segametsad; laialehiste puude osalusega ja

laialehised puistud jõe- ja ojakallastel; lisaks allikasoometsad ja allikalise vee mõjuga metsad

(Paal 1997). Vastavad puistud võivad olla kopra tegevuse või mõne muu loodusliku häiringu

tõttu kujunenud harvikuks. Haruldaste metsakoosluste säilimiseks on vajalik veerežiimi

mõjutavate tööde piiramine ka nende lähiümbruses, et vältida metsafragmentide edasist

kahjustumist.

Meetmed

1. Loodusliku veerežiimi taastamine.

2. Põhjalikult kaalutletud erijuhtumitel kujundusraiega puistu kujundamine.

3. Veerežiimi mõjutavate tööde piiramine haruldastes soostunud ja soometsa kooslustes ja

nende läheduses.

4. Kaitstavate märgade metsade ja soode võrgustiku sidususe ning veerežiimi muutvatest

töödest tuleneva kahjustatuse analüüsimise abil välja selgitada võrgustiku toimimiseks

vajalikud alad ja sellega eelisjärjekord taastamistegevusteks.

5. Väljaspool kaitsealasid asuvate vähese või puuduva kuivendusmõjuga metsade

kaardistamine, sobiva kaitsekorra väljatöötamine ja kaitse alla võtmine.

38

5.3. LOODUSLIKE VEEKOGUDE KADUMINE JA VEEREŽIIMI MUUTUMINE

Mõju: suur Seos kaitsekorraga: esineb kõikjal, sh range kaitsega aladel.

Mõjutab kõiki kaitstavaid märgi metsaelupaigatüüpe ja nende veekogudest või veerežiimist

sõltuvat elustikku. Pikaajalise kuivenduse tõttu on metsaelupaigatüüpides hea

elupaigakvaliteediga looduslike vooluveekogude hulk väga väike ja spetsiaalsete taastamise

meetmeteta need ise ei taastu (Lõhmus jt 2020). Eripäraks on kaugmõjude ulatuslikkus, eriti

alamjooksudel ja aladel, mis on kuivendussüsteemidest ümbritsetud. Seepärast on oluline

hinnata kuivendamise mõju maastike (valgalade) mastaabis. Põhimõjudeks on:

• ajutiste väikeveekogude hävimine või kvaliteedi langus (Suislepp jt 2011; Remm jt 2015);

• perioodiliste üleujutuste kadumine või teisenemine (Kowalska jt 2021; Remm jt 2015);

• vooluvete võrgustiku ümberkujunemine kuivendussüsteemide rajamise käigus. Näiteks on

väikeste looduslike ojade pikkus pinnaühiku kohta pärast mehhaniseeritud

kuivendusvõrgustike rajamise algust viiekordselt vähenenud (Nurmla 2010). Praegu

moodustavad looduslikud ojad umbes 5% vooluveekogudest. Kunstlikult rajatud

vooluveekogudes on elupaikade mitmekesisus väike ja need ei sobi paljudele spetsiifiliste

vajadustega liikidele (Rosenvald jt 2014).

Looduslike vooluveekogude taastamisel on otstarbekas taastada looduslik veerežiim kogu

valgala ulatuses. Metsaelupaigatüüpide seisundi parandamise seisukohalt on oluline just

vooluveekogude valgaladel olevad üleujutusalad ning üleujutuse kestus ja korduvus.

Vooluveekogude looduslikkuse taastamise eesmärgiks on pikendada kõrge veetasemega

perioode. Sealjuures tuleb arvestada ka mõju teistele kaitseväärtustele.

Eestis puudub ülevaade, millistel loodusaladel on metsaelupaigatüüpide seisund halvenenud

seoses looduslike veekogude veerežiimi muutustega. Üldjuhul tuleb koos märgade metsade

loodusliku veerežiimi taastamisega hinnata ka võimalusi taastamispiirkonda jäävate looduslike

veekogude veerežiimi taastamiseks. Väga sageli on metsaelupaikade veerežiimi taastamine

seotud ka antud piirkonna looduslike veekogude veerežiimi taastamisega.

Veerežiimi mõjutavate tööde planeerimisel tuleb arvestada mõjudega naabruses asuvatele

Natura võrgustiku aladele. Võimalusel tuleb leida alternatiive ning pakkuda välja leevendavaid

meetmeid.

Veekogude, eriti vooluveekogude veerežiimi puhul on oluline mõju kopra tegevusel.

Kopratammid tõstavad veetaset metsadesse rajatud kuivendussüsteemides ning inimese poolt

alandatud veetasemega looduslikes veekogudes. On teada piirkondi, kus kopratammid on

tõstnud veetaseme nii kõrgeks, et eelnevalt kuivendusest mõjutatud metsakooslused omandasid

uuesti loodusliku lodu- või lammimetsa ilme. Seepärast tuleb igati soosida kopra elamist

väikestel looduslikel veekogudel ning loodusalade amortiseerunud metsa

kuivendussüsteemidel. Enne veekogude loodusliku veerežiimi taastamistööde kavandamist

tuleb hinnata, kas taastamisalal elab kopraid ning kuidas nende elutegevus mõjutab veerežiimi.

Asustatud kobraste territooriumitel tuleb arvestada kobrastega veerežiimi taastamistöödel.

39

Meetmed

1. Veekogude loodusliku veerežiimi taastamine, soovitatavalt kogu valgala ulatuses.

Veerežiimi taastamise eel tuleb läbi kaaluda kõikidele olemasolevatele kaitseväärtustele

avaldatav mõju.

2. Loodusala veerežiimi mõjutavate tööde planeerimisel mõju leevendavate meetmete

rakendamine või alternatiivide pakkumine.

3. Kopra tegevuse hindamine veerežiimi mõjutajana ning sobivates kohtades

kopratammide lõhkumise ja kobraste küttimise piiramine.

4. Piirata looduslike veekogude õgvendamist ja veetaseme alandamist vastava õigusakti

abil.

5. Kaardistada looduslike veekogude (nii vooluveekogud kui väikejärved)

taastamisvõimalused Eestis ning koostada nende taastamise plaan.

6. Koostada juhend loodusväärtusi arvestavaks eesvoolude hoiutööde planeerimiseks.

5.4. KUIVENDUSSÜSTEEMIDE EHITAMISE, MAAPARANDUSHOIUTÖÖDE JA TARISTU

RAJAMISEGA SEOTUD KUIVENDUSE MÕJU

Mõju: suur. Seos kaitsekorraga: range kaitsega aladel esineb kaugmõjuna, piiranguvööndites

ja hoiualadel on mõju suur, väljaspool kaitstavaid alasid on mõju väga suur.

Ehitamise ja maaparandushoiutööde eesmärk on taastada mittetoimiv kuivendussüsteem, kuid

see tegevus võimendab varasemat kuivendusmõju. Lisaks looduskaitse all mitte olevate

märgade metsade kahjustamisele on need ohuteguriks ka kaitsealade metsaelupaigatüüpe

ümbritsevates majandusmetsades või põllumajanduslikes kraavivõrgustikes ja

drenaažisüsteemides, sest vähendavad taastamistööde tulemuslikkust. Soomes on üle 80%

kuivendamata märgalade veerežiimist mõjutatud lähedal asuvatest kuivendussüsteemidest ehk

kuivenduse kaugmõjust (Sallinen jt 2019). Kraavivõrgustiku rekonstrueerimise kahjulikud

mõjud hõlmavad järgmisi aspekte:

• Tugevnevad pikaajalise kuivenduse mõjud.

• Ehitamise käigus raadatud trasside tõttu metsamaastik fragmenteerub.

• Hävivad veel säilinud vee-elupaigad (Vaikre jt 2020).

• Suuremate maaparandussüsteemide sees võib olla säilinud väiksemaid vähese

kuivendusmõjuga fragmente, mille väärtus elupaigana kraavide uuendamise käigus

väheneb või kaob.

• Tüsedad turvasmullad (> 1 m) on kõige suuremad süsiniku talletuskohad maismaal ja

nende kuivendamine toob kaasa pöördumatu kasvuhoonegaaside emissiooni. Tüsedad

turvasmullad on kõige suuremad süsiniku talletuskohad maismaal ja nende kuivendamine

toob kaasa kasvuhoonegaaside emissiooni.

• Kuivendussüsteemide uuendustööde ja hooldamise käigus tekkivad setted kanduvad

allavoolu, kahjustades sealseid vee-elupaiku (Nieminen jt 2010).

• Suureneb lämmastiku, fosfori ja summaarse orgaanilise süsiniku (TOC) väljakanne

väljavoolus (Finer jt 2021).

• Kuivendussüsteemide uuendamisega koos rajatakse sageli ka uusi teid ja remonditakse

vanu. Märgades metsades rajatakse teede äärde üldjuhul kraavid, mis paratamatult mingis

ulatuses kuivendavad ka ümbritsevat ala.

Maaparandustööde planeerimisel tuleb arvestada mõjudega naabruses asuvatele Natura

võrgustiku aladele. Kaugmõju ulatust (mõju kaugust) ei saa tegevuskavaga hinnata, kuna

40

veerežiimi muutuse mõju sõltub konkreetse ala pinnareljeefist, mullastikust, kavandatavate

tööde iseloomust ja muudest teguritest. Planeeritavate tööde mõju tuleb hinnata

juhtumipõhiselt. Võimalusel tuleb leida alternatiive ning pakkuda välja leevendavaid

meetmeid. Veerežiimi taastamise eel tuleb läbi kaaluda kõikidele olemasolevatele

kaitseväärtustele avaldatav mõju.

Meetmed

1. Veekogude loodusliku veerežiimi taastamine, soovitatavalt kogu valgala ulatuses.

2. Loodusala veerežiimi mõjutavate tööde planeerimisel mõju leevendavate meetmete

rakendamine või alternatiivide pakkumine.

3. Piirata looduslike veekogude õgvendamist ja veetaseme alandamist vastava õigusakti

abil.

4. Vältida uute teede rajamisel teeäärsete kraavide ja voolunõvade kuivendavat mõju

märgadele metsadele.

5. Vältida maaparandustöid (sh kuivendussüsteemide ehitamist ja hoiutööde teostamist)

soostunud ja soolehtmetsades, siirdesoo- ning rabametsades ja lodumetsades ning nende

läheduses.

6. Koostada juhend loodusväärtusi arvestavaks eesvoolude hoiutööde planeerimiseks.

5.5. UUTE KUIVENDUSSÜSTEEMIDE RAJAMINE

Mõju: keskmine. Seos kaitsekorraga: range kaitsega aladel esineb kaugmõjuna,

piiranguvööndites ja hoiualadel on lubatud erandkorral, väljaspool kaitstavaid alasid on mõju

suur.

Uute kuivendussüsteemide rajamine metsamaale Eestis ei ole seadustega piiratud, üksnes

vabatahtlikud metsasertifitseerimise süsteemid piiravad nende rajamist. Kuna märjad metsad

on Eestis nii ulatuslikult kuivendatud, siis väheste säilinud loodusliku veerežiimiga alade

kuivendamine ohustab märgade metsadega seotud elustikku. Lisaks hakkab kuivendussüsteemi

rajamise järgselt vabanema maapinnast süsinikku, mis süsinikukaubanduse reeglite tõttu

tähendab ka rahalist kulu riigile.

Meetmed

1. Mitte rajada uusi metsanduslike maaparandussüsteeme.

5.6. UUENDUSRAIED JA METSAKULTUURIDE RAJAMINE

Mõju: suur. Seos kaitsekorraga: range kaitsega aladel puudub; piiranguvööndites ja hoiualadel

tegevus, millel võib olla suur mõju; väljaspool kaitstavaid alasid on mõju väga suur.

Märgade metsaelupaigatüüpide seas on kõige suurem surve uuendusraieteks soo-lehtmetsades

(*9080) ning siirdesoo- ja rabametsades (*91D0). Näiteks elupaigatüübist soo-lehtmetsad on

perioodil 2013–2018 hävinud metsakadude satelliitseire põhjal 1,1% ning metsateatiste järgi

4% (Keskkonnaagentuur 2019). Pikas perspektiivis võib praeguste uuendusraiete negatiivne

mõju olla kõige suurem potentsiaalselt taastuvates (vähe kuivendatud) metsaelupaigatüüpides,

kus raiet ei piirata. See ei võimalda kompenseerida nt kõdusoostuvaid alasid.

41

Uuendusraie peamised mõjud:

• LD elupaigatüübile iseloomulikud puistu tunnused uuendusraie tagajärjel kas hävivad või

kahjustuvad pikaks ajaks. Märgades metsades on looduslikud puistuvahetushäiringud

harvad (Lõhmus jt 2004) ning sealne elustik ei ole järskude muutustega kohastunud.

• Lageraie võib võimendada kuivenduse negatiivseid mõjusid elustikule (Rajakallio jt 2021),

kuigi ajutiselt võib välja kujuneda ka elupaik avatud soiseid alasid asustavale elustikule

(Remm jt 2013, Remm ja Lõhmus 2016).

• Uuendusraietega kaasneb sageli ka puistu koosseisu muutus, mis erineb tavapärasest

looduslikust dünaamikast (valdavalt häiludünaamika). Looduslikul uuenemisel

domineerivad pioneerpuuliigid ning sobivates kohtades lisanduvad varjutaluvad puuliigid

(kuusk ja kõvalehtpuud) hiljem. Ala uuendamisel istutamise teel (nt väljaspool kaitstavat

ala) kujuneb puuliikide koosseis vastavalt istutusmaterjali kasutamisele ja hilisemale

hooldusele.

• Uuendusraied tekitavad kaitstavate alade sees (piiranguvööndis), eriti aga kaitstavate alade

vahel liikidele levikutõkkeid. Praegu olemasolev rohevõrgustik ei toeta piisavalt

kaitstavate alade vahelist liikide levimist.

• Metsa uuendamisel võib maapinna ettevalmistamise käigus rajada liigniisketel aladel kuni

40 cm sügavusi vesivagusid, mis võimendavad kuivenduse mõju.

Märgade metsaelupaigatüüpide seisundi parandamiseks (levikupindala säilitamiseks) ning

hävinud pindala kompenseerimiseks tuleb väljaspool kaitstavaid alasid asuvad vähese või

puuduva kuivendusmõjuga märjad metsad (sh metsaelupaigad) kaardistada. Kaardistatud

metsaelupaigatüüpidele tuleb kehtestada sobiv kaitsekord, mis kindlustaks nende säilimise. LD

metsaelupaigatüübid tuleb tsoneerida sihtkaitsevööndisse. Kaitsealade moodustamisel ja

tsoneerimisel tuleb arvestada, et kaitsealused metsakooslused moodustaksid ökoloogilise

võrgustiku.

Meetmed

1. LD metsaelupaigatüüpide tsoneerimine sihtkaitsevööndisse.

2. Piiranguvööndi märgades metsades ja kõdusoometsades mitte lubada uuendusraiet.

3. Väljaspool kaitstavaid alasid asuvate LD metsaelupaigatüüpide kaardistamine ja sobiva

kaitsekorra kehtestamine.

5.7. HOOLDUS- JA VALIKRAIE

Mõju: keskmine. Seos kaitsekorraga: range kaitsega aladel puudub; piiranguvööndites ja

hoiualadel on mõju vastuoluline ja võib olla suur; väljaspool kaitstavaid alasid on mõju väga

suur.

Metsaelupaigatüübi esinduslikkuse definitsioonist tulenevalt kahjustab igasugune hooldus- ja

valikraie metsaelupaika, põhjustades vastava metsaelupaigatüübi looduskaitselise seisundi

halvenemist. Püsimetsana majandades on võimalik säilitada madala esinduslikkusega

metsaelupaikade senist seisundit ja leevendada metsa majandamisest tulenevaid negatiivseid

mõjusid. See on oluline kaitsealade piiranguvööndis ja hoiualadel, kui metsa põhifunktsiooniks

on looduslähedane puhverala väärtuslikumatele, kõrgesse esinduslikkusklassi kuuluvatele

metsaelupaikadele.

Tavaliselt hooldusraie ja valikraie ühtlustab puistu struktuuri ja vähendab puude liigilist

mitmekesisust. Sanitaarraiega eemaldatakse surnud ja surevad puud, millega on seotud oluline

42

osa metsaelustikust. Sarnaselt uuendusraietega (vt jaotis 4.6) vähendavad ka hooldusraied

märgade metsade taastumisvõimalusi. Kaitsealade piiranguvööndis on hooldusraie lubatud.

Hooldusraiete ja valikraiete negatiivse mõju välistamiseks on soovitav esinduslikud

metsaelupaigad tsoneerida sihtkaitsevööndisse.

Hooldusraiete mõjud

• Kõik metsakasvatuslikul eesmärgil läbi viidud hooldusraie tüübid (valgustus-, harvendus-

ja sanitaarraie) kahjustavad märgade Natura elupaigatüüpide struktuurilist mitmekesisust.

• Ka elupaigatüübi mõttes madala esinduslikkusega (noores), alles taastuvas puistus

hooldusraie läbiviimise korral väheneb või lükkub selle potentsiaal kujuneda väärtuslikuks

elupaigaks mitu aastakümmet edasi. Eriti problemaatiline on see kuivendusest mõjutamata

metsades, kus looduslikkuse taastumise potentsiaal on kõrge.

• Hooldusraied vähendavad surnud puidu hulka ja selle teket tulevikus (Tikkanan jt 2012).

• Tavapäraselt on hooldusraied suunatud majanduslikult soodsamatest puuliikidest koosneva

puistu kujundamisele, mis võib oluliselt erineda pikaajalise loodusliku arenguga metsast.

• Hooldusraied vähendavad ökoloogiliselt väärtuslike mikroelupaikadega puude arvu

(Lombardi jt 2018) ja nende tekke võimalust.

• Kuivendatud puistute tihedus ja varjulisus võib olla probleem märgade metsade

iseloomulikele liikidele (Lanno ja Sammul 2014, Delin 2015) ning puistu hõrendamine võib

isegi parandada nende elutingimusi. Sellistes puistutes võib rakendada eesmärgipärast

kujundusraiet, seejuures ei tohi eemaldada surnud jämedaid puid ja jämedat lamapuitu.

Metsaelupaikade seisundi parandamiseks on võimalik optimeerida kaitserežiimi. Kaitse-

eeskirjaga võib piiranguvööndis seada tingimusi maastikuilme ning koosluse loodusliku

tasakaalu, liikide ja vanuselise mitmekesisuse säilitamiseks ning keelata puidu kokku- ja

väljavedu külmumata pinnaselt. Samuti võib piiranguvööndis kaitse-eeskirjaga seada raielangi

suurusele ja kujule ning metsa vanuselisele koosseisule metsaseaduses sätestatust erinevaid

piiranguid ning raie tegemise ajapiiranguid, mis on vajalikud koosluse või sellesse kuuluva

kaitsealuse liigi säilimiseks ja elutingimuste parandamiseks.

Märgade metsade seisundi parandamiseks on soovitav seada juba kaitse-eeskirjas

piiranguvööndi metsade majandamispiirangud, mis leevendaksid metsade majandamisest

tingitud negatiivseid mõjusid piiranguvööndis. Millised konkreetsed piirangud seada, see sõltub

konkreetsest kaitsealast. Soovitav on piirata puistu vanuselist ja struktuurilist ühtlustamist ning

kehtestada nõue, et metsa majandamise tulemusena ei tohi metsa täius langeda alla 0,4.

Piiranguvööndis märgade metsade seisundi parandamiseks on kaitseala valitsejal võimalik anda

hooldus- ja valikraiete tegemise soovitusi. Peamised soovitused märgade metsade

looduslähedaseks majandamiseks koondatakse vastavasse juhendisse ning on osaliselt välja

toodud ka jaotises 7.2.4.1.

Soovitused tuleb koondada metsaomanikele ja –majandajatele mõeldud juhendiks, kuidas

võimalikult loodussõbralikult piiranguvööndi märgasid metsasid majandada. Juhendis on

võimalik anda ülevaade hooldusraie- ja valikraiejärgse metsa struktuurist, puistu liigilisest

koosseisust, soovitavast surnud puidu kogusest jne. Juhend sisaldaks püsimetsandusele

ülemineku ettevalmistamise ja selle rakendamise soovitusi.

Meetmed

1. Esinduslike LD metsaelupaikade tsoneerimine sihtkaitsevööndisse.

43

2. Optimaalse kaitsekorra kehtestamine inimmõjustele märgadele metsadele, sh madala

esinduslikkusega metsaelupaikade elurikkust säästev majandamine.

3. Märgade metsade looduslähedase majandamise juhendi koostamine.

5.8. ÜMBRITSEVA MAAKASUTUSE (VA KUIVENDUSSÜSTEEMID) MÕJU

Mõju: keskmine. Seos kaitsekorraga: range kaitsega aladel lokaalne, piiranguvööndites ja

hoiualadel lokaalne, väljaspool kaitstavaid alasid on mõju väga suur.

LD metsaelupaigatüübid asuvad maastikus sageli üsna väikeste fragmentidena, mida ümbritseb

tavapäraselt majandatud maastik. Väljaspool Natura 2000 ala toimuvad tegevused mõjutavad

sageli ka ala elupaikade seisundit. Lisaks kuivendussüsteemide kaugmõjudele (vt jaotis 5.4) on

maakasutusega seotud järgmised olulisemad tegurid:

• Põllumajandusmaastikelt, tööstus- ja elamualadelt, teedelt lähtuv toitainete koormus ning

reostus. Väetatud põllumajandusmaadelt tulevad veed on kõrgema toitainete ja orgaanilise

aine sisaldusega ning võivad sisaldada taimekaitsevahendeid ja muid ohtlikke ühendeid. Kui

selline vesi valgub reljeefi madalamatel osadel paiknevatesse soometsadesse, võib see

põhjustada eutrofeerumist ning tuua kaasa negatiivseid muutusi taimekooslustes. Kui

soomets on kraavitatud, võib mõju avalduda kraavide sulgemise järel, mil halva kvaliteediga

vesi valgub kraavidest metsa laiali. Nimetatud oht on tugev eelkõige madalsoo- ja

lodumetsades (*9080 ja *91E0 elupaigatüüpidesse kuuluvatel aladel), vähemal määral

siirdesoometsades (*91D0 segametsad).

• Turba ja muude maavarade kaevandamine. Kaevandusalad võivad asuda LD märgadesse

metsaelupaigatüüpidesse kuuluvate alade naabruses ning kaevandamisega alandatav veetase

võib avaldada neile kuivendavat mõju. Kuna turbakaevandusalad võivad lõpuks asuda

piirnevatest sooaladest mitme meetri võrra madalamal ja veetase neid ümbritsevates

kraavides on veel madalam, siis võrreldes metsakuivendussüsteemidest lähtuvate

kaugmõjudega on kaevandusalade mõjud tugevamad ja suurema ulatusega. Kaevandusalade

rajamine võib ära lõigata või ka kaotada madalsoometsade ja lodumetsade veerežiimi

tagavad looduslikud toitealad. Põlevkivi ja lubjakivi ning ka muude mineraalsete maavarade

kaevandamisel võib põhjaveetaseme alanemise mõju ulatuda mitmete kilomeetrite

kaugusele. Põhjaveetaseme alandamise mõju on suurem madalsoo ja lodumetsade puhul

ning vähim sademetoiteliste rabametsade puhul. Elupaiku võib mõjutada ka kaevandusega

seotud teede ja muu taristu ehitus ning sellega kaasnev kuivendus (tee külgkraavid).

Kaevandusaladelt lähtuv tolm (eelkõige karbonaatne lubjakivitolm) võib muuta elupaikade

arenguteed ja elustiku koosseisu, samuti mõjutavad elustikku kaevandamise ja transpordiga

kaasnev müra ning muud häiringud.

• Uued ehitised killustavad ümbritsevat metsamaastikku ja piiravad sellega liikide

levimisvõimalusi. Uute teede rajamisel ning olemasolevate rekonstrueerimisel kaasneb

reeglina teemulde mõlemal küljel paiknevate nn külgkraavide rajamine või süvendamine,

mis kuivendab teede naabruses paiknevaid märgi metsi. Teemullete rajamine võib takistada

vee liikumist, lõigates ära märgade metsade looduslikud toitealad. Samuti võivad teemulded

muuta üleujutuste režiimi. Taristu rajamise negatiivsed mõjud on suurimad madalsoo- ja

lodumetsades.

Ümbritseva maakasutuse mõju saab leevendada, rakendades eelnevates punktides pakutud

meetmeid. Märgade metsaelupaigatüüpide seisundi parandamiseks kaitsealadel ja ka väljaspool

kaitsealasid tuleb uute arenduste rajamisel ning planeeringute koostamisel arvestada

loodusväärtustega.

44

Meetmed

1. Väljaspool kaitstavaid alasid asuvate esinduslike metsaelupaikade kaardistamine ja

sobiva kaitsekorra kehtestamine.

2. Märgade metsade ökoloogilise võrgustiku säilitamine rohevõrgustiku koosseisus.

3. Planeeringutes, arenduste ja maakasutuse kavandamisel võtta arvesse mõjusid Natura

aladele ja nende eesmärkidele, samuti arvestada väljaspool kaitstavaid alasid paiknevate

metsaelupaigatüüpidega.

5.9. KLIIMAMUUTUSED

Mõju: teadmata. Seos kaitsekorraga: puudub.

Märgade metsade säilenõtkuse kohta seoses võimalike kliimamuutustega saab anda vaid

üldhinnanguid. Võimalikest kliimamuutustest mõjutavad märgade metsade seisundit enim

kõrgemad talvised temperatuurid, talviste sademete hulk ja suviste põuaperioodide pikenemine.

Kõrgemate talviste temperatuuridega lüheneb pinnase külmumise aeg või pinnas ei külmugi.

Nii pikeneb vegetatsiooniperiood, mis võib soodustada surnud orgaanilise aine (varis)

lagunemist (pikeneb mikroobse aktiivsuse periood), intensiivistada süsihappegaasi emissiooni

ja orgaaniliste ühendite mineraliseerumist ning suurendada taimedele kättesaadava lämmastiku

ja fosfori sisaldust substraadis. Kevadise kõrgvee kestus lüheneb ja suvised põuaperioodid

pikenevad. Veega küllastatuse vähenemine soodustab soometsades puittaimede kasvu, mistõttu

jõuab metsa alla vähem valgust ning valgusnõudlikud sootaimeliigid vahetuvad varjulembeste

metsaliikidega. See puudutab nii õis- kui sammaltaimede liike.

Suure tõenäosusega toimuvad muutused ka puuliikide koosseisus. Eeskätt aeglustub pehmete

talvedega hariliku kuuse kevadine kasv, mis koos veetaseme alanemisega nõrgestab kuuse

vastupanu ning toob kaasa üraski kahjustuste laienemise. Samuti võib suureneda okaspuude

seenhaiguste levik. Süsihappegaasi sisalduse tõus atmosfääris võib tähendada kaskede

kasvuperioodi varasemat algust. Nii võib märgades metsades, eriti madalsoo- ja

siirdesoometsades, kuusk ja mänd taanduda ning domineerivaks liigiks saada sookask.

Valdavaks saaksid kõdusoo(stuvad) kaasikud. Looduslikes rabamännikutes võib mõju

väljenduda nõrgemalt. Samas võib kliima soojenemisega mänd laieneda puis- ja lagerabale ehk

suureneda rabamännikute levik ning toitainerikkamatel aladel võib lühem veega küllastatus

soodustada kuuse kasvu. Kuigi kuusk ei ela kuigi vanaks, moodustab ta tiheda alusmetsa

sarnaselt kõdusoometsadele. Lodumetsade asemele võivad kujuneda soostuvad kaasikud.

Üleujutuste sageduse vähenemise ja kestuse lühenemisega asenduvad lammimetsad arvatavasti

kaseenamusega metsadega, kuid võib tõusta ka laialehiste puude ja kuuskede esinemissagedus.

Kliimamuutustest tingitud erinevate metsatüüpide vaheldumine/asendumine on looduslik

protsess ja selles osas ei ole võimalik midagi ette võtta. Kliimamuutuste leevendamiseks on

oluline CO2 salvestamine turbapinnasesse. Loodusliku veerežiimi taastamine aitab säilitada

turba akumuleerumiseks vajalikke tingimusi.

Meetmed

1. Loodusliku veerežiimi taastamine ja säilitamine.

45

5.10. KÜLASTUSKOORMUS

Mõju: väike. Seos kaitsekorraga: vähene, mõjud on lokaalsed ja sõltuvad ligipääsetavusest ja

atraktiivsusest (jõematkad, kalapüük, laudteed soodes ja rabades).

Külastuskoormus (nt marjuliste, kalastajate ja matkajate poolt) võib avalduda nii tallamise,

elustiku häirimise kui prahistamisena. Suuremaid pinnasekahjustusi võib tekitada

maastikumasinatega sõitmine. Probleem külastuskoormusega ei ole laialdane, kuid avaldub

eelkõige hästi ligipääsetavates kohtades (nt jõe äärsed metsad) ja populaarsetes puhkekohtades,

nagu seente ja marjade korjamiseks kasutatavad rabaservad (eriti *91D0) (Sikorski jt 2013).

Viimasel ajal on täheldatav külastuskoormuse mõju suurenemine.

Aastatel 2020–2022 viidi KIK projekti rahastusega läbi laiaulatuslik harrastustegevusi kajastav

uuring „Rekreatiivsete, sportlike ja turismitegevuste mõju kaitsealadele – tegevuste,

huvigruppide ja tegevuspaikade kaardistamine ning külastuskorralduslike soovituste

väljatöötamine“ (Erit, jt 2022). Alljärgnev külastuskoormuse ohuteguri mõjuhinnang ja

soovitused on koostatud ülalnimetatud töö põhjal.

Looduses liikumist saadab praegu ruumipuudus, eri alade harrastajad soovivad kasutada

väheseid olemasolevaid sobilikke alasid, mis põhjustab nii sotsiaalseid kui ka ökoloogilisi

konflikte. Olemasoleval taristul ja radadel on külastuse ja ürituste jalajälg oluliselt väiksem kui

selleks ette valmistamata kohas ja pinnasel. Hoolikalt planeeritud radade korral võib looduses

ja looduskaitsealadel korraldada ka suuremaid võistlusi ja üritusi. Jalajälje koormusega seoses

on oluline rakendada vaheaastaid, sellisel juhul saab hea korralduse puhul lubada ka radadeta

maastikul liikumist.

Väikeste gruppidena ja hajutatult kaitsealadel liikumine mõõdetavat mõju

metsaelupaigatüüpidele ei avalda. Mõju on mõõdetav suuremate ürituste (palju osalaejaid)

korral. Enamasti avaldub mõju pinnase kahjustamises.

Peamiselt avaldavad mõju jooksu- ja jalgrattaüritused. Mootorsõidukitega liiklemine väljaspool

teid ja radu on üldjuhul keelatud. Jooksuürituste korraldamisel ja igapäevase harrastamise

tingimustes kasutatakse valdavalt olemasolevaid radu (tervise-, matka-, metsa-, kergliiklusrada

jms) ning enamjaolt joostakse seal, kus toimub ka igapäevane tavarekreatsioon (sh koertega

jalutamine, lapsekärudega liikumine, transiitliikumine). Spordivõistlusel joostakse üldjuhul

ühes reas ja/või kindlal kitsal rajal ja/või laiema raja korral ka mitmekesi koos/kõrvuti sõltuvalt

sellest, kui palju inimesi vastavas rajalõigus ühes tempos suudab koos püsida. Mida enam on

kitsad rajalõigud stardi läheduses ja/või raja distants lühem, seda suurema tõenäosusega

üritavad osalejad üksteisest mööda pääseda, tallates sellega loodust. Palju sõltub osalejate

koguarvust ja distantsi pikkusest. Kui on tegemist looduslikult kitsa rajaga ja/või väga märja

lõiguga (turbane, soine, oja ületus või lihtsalt märg ilm), siis valitakse pigem eri

liikumistrajektoore, et vältida märjale ja mudasele pinnasele kinnijäämist, libastumist ja

kukkumist. Selline käitumine laiendab radu märgades kohtades. Samad seaduspärasused

kehtivad ka jalgrattaürituste korral.

Märgade lõikude puhul võiks kaaluda raja asukoha muutmist. Kui see ei ole otstarbekas, siis

tuleb kaaluda pinnase täitmist ja tugevdamist materjaliga (nt puiduhake), mille sobivust tuleks

arutada kaitseala valitseja ja raja regulaarsete kasutajate esindajatega (nt spordiklubide või

organiseeritud rühmade eestvedajad).

46

Prahistamisena ei ole praegu enam nii suur murekoht, kuna jätkusuutlikkuse ja rohelise

mõtteviisi teemat on juba pikka aega käsitletud. Suurem probleem on radade võrgustik ja

taristu. Suurematel rahvaspordiürituste korraldajatel on nii prügi kui ka pandipakendi kogumine

hästi korraldatud.

Külastuskoormusest tingitud probleemid ja nende leevendusmeetmed on väga

kohaspetsiifilised. Kõige mõistlikum on probleeme analüüsida ja lahendusi pakkuda konkreetse

kaitseala kaitsekorralduskavas.

Meetmed

1. Külastuskorralduse planeerimine kaitsealade kaitsekorralduskavades.

2. Järelevalve tõhustamine ja ulatuslikum piirangutest teavitamine.

Tabel 8. Ohutegurid ja nende mõju märgadele metsaelupaigatüüpidele.

Ohutegur

Mõju Eestis EL

aruandluses

kasutatava

mõjuteguri

kood

Üldine Sihtkaitse-

vööndis

Piirangu-

vööndis

Väljaspool

kaitseala

1. Turba lasundi

hävimine pikaajalistel

kuivendusaladel

Kriitiline Kriitiline Kriitiline Kriitiline K02; B27

2. Puistu struktuuri ja

alustaimestiku

teisenemine kuivenduse

mõjul

Suur Suur Suur Suur B27

3. Looduslike veekogude

kadumine ja veerežiimi

muutumine

Suur Suur Suur Suur B27

4. Kuivendussüsteemide

ehitamine,

maaparandushoiutööde ja

taristu rajamisega seotud

kuivenduse mõju

Suur Väike Suur Väga suur B27

5. Uute

kuivendussüsteemide

rajamine

Keskmine Kaugmõju Lokaalne Suur B27

6. Uuendusraied ja

metsakultuuride rajamine Keskmine Puudub Suur Väga suur B09; B02

7. Hooldus- ja valikraie Keskmine Puudub Suur Väga suur B12; B15

8. Ümbritseva

maakasutuse (v.a

kuivendussüsteemid)

mõju

Keskmine Lokaalne Lokaalne Suur B27

47

Ohutegur

Mõju Eestis EL

aruandluses

kasutatava

mõjuteguri

kood

Üldine Sihtkaitse-

vööndis

Piirangu-

vööndis

Väljaspool

kaitseala

9. Kliimamuutused Väike/

Teadmata Teadmata Teadmata Teadmata

N01; N02;

N03; N05;

N09

10. Külastuskoormus Väike Lokaalne Lokaalne Lokaalne F07

48

6. TEGEVUSKAVAGA SEATUD EESMÄRGID

Elupaigatüüpide seisundi pikaajalise halvenemise vältimiseks käsitleb käesolev tegevuskava nii

teadaolevaid, olemasolevaid (registreerimata) kui ka elupaiga tekkimise potentsiaaliga märgi

metsaelupaiku. See lähtub märgade metsaelupaigatüüpide taastamise ja kaitsmise põhialusest:

metsakooslused ja –liigid säilivad soodsas seisundis ainult piisava suuruse, sidususe ja

terviklikkusega territooriumil, kusjuures metsakooslused on pidevas aeglases muutumises.

Kuna eri elupaigatüüpidel on erinevad lähteseisundid (praegune pindala, sidusus ja toimivus)

ning ökoloogilised eeldused, siis nõuab nende elustiku ja muude väärtuste säilimine teataval

määral erisuguseid lahendusi. Elupaigatüüpide kujunemispotentsiaali säilitamine on eriti

oluline nende elupaigatüüpide puhul, mis on säilinud üksnes väikeses osas kunagisest levilast

(sh killustatuna) või mille degradeerumine jätkub juba toimunud keskkonnamuutuste (eeskätt

kuivenduse) tõttu ega pruugi olla kuluefektiivselt taastatav. Noored, alles kujuneva struktuuriga

metsad ei ole praegu veel LD elupaigatüüpide kriteeriumitele vastavad, kuid loodusliku

veerežiimi säilimisel jääb võimalus nende arvel LD metsaelupaigatüüpide ökoloogilist

toimivust tulevikus parandada ja hävivat pindala kompenseerida. Samal põhjusel tuleks

lammimuldadel asuvates puistutes, millel on suur potentsiaal kujuneda lähiajal elupaigatüübiks

91F0, vältida pärandkoosluste taastamist.

Lühiajaline eesmärk aastaks 2030

1) Märgade metsaelupaigatüüpide levik ja seisund on kaardistatud.

2) Märgade metsaelupaigatüüpide seisundi halvenemine on Eestis peatatud üleriigiline

seisund on paranemas.

3) On loodud eeldused pikaajalise kaitse eesmärgi saavutamiseks.

Märgade metsaelupaigatüüpide üldpindala ja kvaliteet riigis on vähemalt samal tasemel

nagu 2004. aastal, kusjuures Natura aladel on iga märja metsaelupaigatüübi üldpindala

ja heas seisundis olev pindala kasvanud nii loodusliku isetaastumise kui ka sihipärase

taastamise abil. See tähendab, et kokku vähemalt 30% halvas seisundis olevast märgade

metsaelupaigatüüpide pindalast on saavutanud hea seisundi, mis on hinnanguliselt

12 000 ha.

4) Taastamismeetmed (nii aktiivsed kui passiivsed) on aastaks 2030 ellu viidud

elupaigatüübis:

• soostuvad ja soo-lehtmetsad (*9080), vähemalt 6000 ha;

• siirdesoo- ja rabametsad (*91D0), vähemalt 4500 ha;

• lammi-lodumetsad (*91E0), vähemalt 1500 ha;

• laialehiste lammimetsade (91F0), mille puhul on taastumispotentsiaaliga alad

piiritletud (nii elupaigatüüp kui taastumispotentsiaaliga alad kokku 1000 ha) ja

kaitse tagatud.

Pikaajaline kaitse-eesmärk aastaks 2050

1) Märgade metsade elupaigatüübid on Eestis soodsas seisundis (st, et vähemalt 90%

elupaigatüübi pindalast on soodsas seisundis).

2) Märgadele metsaelupaigatüüpidele omaste liikide ohustatus on vähenenud.

49

3) Turvast akumuleeriv üldpindala metsades ei ole võrreldes 2004. aastaga vähenenud ning

kaitstavates metsades on see pindala suurenenud.

Need eesmärgid on saavutatud märgade metsade kaitse, leevendus- ja taastamismeetmetega

piisaval pindalal ning sidusa ökoloogilise võrgustikuna, millest esinduslikeimat osa kaitstakse

tulemuslikult kaitse- ja hoiualadel. Kaitsealadel olevad kõdusoometsad täidavad eelkõige nende

kaitsealade terviklikkuse toetamise funktsiooni ning nende üldpindala kaitsealadel on

vähenenud LD metsaelupaigatüüpideks kujunemise ja taastamise kaudu vähemalt 10% võrra.

Käesolev tegevuskava sätestab ülalmainitud esinduslikeimale osale praeguse teadmise kohaselt

järgmised vajatavad pindalad (aastaks 2050), mis vaadatakse üle tegevuskava täitmise jooksul,

lähtudes tegevuskava rakendamise käigus läbi viidud analüüsidest ja inventuuritulemustest.

Pindalaliste kaitse-eesmärkide määratlemise metoodika on toodud lisas 6.

• Elupaigatüübi soostuvad ja soo-lehtmetsad (*9080) määratlusele vastab Eestis

vähemalt 55 000 ha, range kaitse all on vähemalt 35 000 ha ja võrreldes 2019. aastaga

on soodsas seisundis täiendavalt vähemalt 20 000 ha.

• Elupaigatüübi siirdesoo- ja rabametsad (*91D0) määratlusele vastab

vähemalt 63 000 ha, range kaitse all on vähemalt 50 000 ha ja võrreldes 2019. aastaga

on soodsas seisundis täiendavalt vähemalt 15 000 ha.

• Elupaigatüübi lammi-lodumetsad (*91E0) määratlusele vastab vähemalt 6000 ha, range

kaitse all on vähemalt 4000 ha ja võrreldes 2019. aastaga on soodsas seisundis

täiendavalt vähemalt 100 ha.

• Elupaigatüübi laialehised lammimetsad (91F0) pindala koos elupaigatüübiks taastuvate

aladega on vähemalt 2000 ha, range kaitse all on vähemalt 800 ha ja võrreldes 2019.

aastaga on heas seisundis täiendavalt vähemalt 100 ha.

50

7. KAITSEKORRALDUSLIKUD TEGEVUSED JA EELARVE

7.1. TAASTAMISALADE VALIK

Märgade metsaelupaigatüüpide taastamisalade valikul arvestati järgmiste kriteeriumidega.

BIOLOOGILISED PÕHIKRITEERIUMID

• Taastamise peaeesmärk on Eestis kõige halvemas seisus oleva LD elupaigatüübi

soostuvad ja soo-lehtmetsad (*9080) taastamine või seisundi parandamine. Taastatavate

koosluste hulka arvestatakse ka elupaigatüübi siirdesoo- ja rabametsad (*91D0)

kaseenamusega metsad ning lammi-lodumetsad (*91E0) ja laialehised lammimetsad

(91F0).

• Hüdroloogiline terviklikkus. Veerežiimi taastamine taastamisalal aitab parandada ala

(kaitstava ala või suurema piirkonna) hüdroloogilist terviklikkust. Valikus võiks olla

erinevat tüüpi veerežiimiga märgalad, kus taastamine on võimalik.

• Olemasolevad kooslused on taastatavad sihtkooslusteks (soostunud ja soo-

lehtmetsadeks ning kaseenamusega siirdesoometsadeks) mõistliku töömahuga.

• Taastamise lähtekoosluseks on kuivendusest mõjutatud degradeerunud soostunud ja

soo-lehtmetsad.

TÄIENDAVAD KRITEERIUMID

• Ala on eelistatult osa suuremast sooalast (piirneb näiteks suurema rabalaamaga), mis

moodustab olulise osa taastamisala valgalast.

• Eelistatud on valdavas osas madalsooturbal või lisaks turvastunud gleimullal või

lammimullal paiknevad alad.

• Eelistatud on „esmased“ soometsad, mis pole kujunenud lagesoole kuivenduse

tagajärjel.

• Välditakse põllumajanduslikelt maadelt lähtuvatest vetest toituvaid alasid (suur ja

kontrollimatu toitainete sissevool).

• Taastamisala valgala moodustavad valdavas osas soo- ja metsamaastikud.

• Taastamisala asub teiste taastamisaladega võrreldes erineva hüdroloogilise režiimiga

piirkonnas.

ADMINISTRATIIVSED KRITEERIUMID

• Paikneb Natura 2000 alal.

• Paikneb kaitseala sihtkaitsevööndis.

• Paikneb riigimaal või on olemas perspektiiv eramaa omandamiseks riigile.

Taastamisalade eelvaliku etapid ja põhimõtted on toodud lisas 2. Valitud alad jagati omakorda

gruppideks vastavalt prioriteetsusele. Taastamisalade prioriteetsusgruppideks jagunemine koos

selgitustega on toodud lisas 3. Alad, mille taastamine on esmane prioriteet, on toodud tabelis 9.

Esmaste taastamisalade ülevaatekaardid on toodud lisas 5. Taastatav pindala on eeldatavalt

kokku 5248 ha.

Tabel 9. Esmased märgade metsaelupaigatüüpide taastamisalad

Taastamisala Kaitseala Loodusala Pindala (ha)

Meleski Alam-Pedja

looduskaitseala

Alam-Pedja linnu- ja

loodusala 440

Soomaa 2 Soomaa

rahvuspark Soomaa linnu- ja loodusala 370

51

Taastamisala Kaitseala Loodusala Pindala (ha)

Peterna-Laashoone Alam-Pedja

looduskaitseala

Alam-Pedja linnu- ja

loodusala 1440

Laulaste Laulaste

looduskaitseala

Põhja-Liivimaa linnuala

Laulaste loodusala 452

Tudusoo Tudusoo

looduskaitseala Tudusoo linnu- ja loodusala 593

Mustassaare Alutaguse

rahvuspark Muraka linnu- ja loodusala 236

Ohepalu 2 Ohepalu

looduskaitseala Ohepalu linnu- ja loodusala 468

Soomaa 3 Soomaa

rahvuspark Soomaa linnu- ja loodusala 279

Pihla-Kaibaldi Pihla-Kaibaldi

looduskaitseala Pihla-Kaibaldi loodusala 529

Luusika Luusika

looduskaitseala Luusika loodusala 441

7.2 KAITSEKORRALDUSLIKUD TEGEVUSED

Kaitsekorralduslikud tegevused tulenevad peatükis 5 kirjeldatud ohuteguritest ja neile

vastavatest meetmetest. Jaotises 4.4 on esitatud uuringuvajadusest lähtuvad täiendavad

uuringud. Paljud tegevused aitavad vähendada samaaegselt mitmest ohutegurist tulenevaid

riske. Tegevused ei ole esitatud tähtsuse järjekorras.

7.2.1. OPTIMAALSE KAITSEKORRA KEHTESTAMINE

LD metsaelupaigatüüpide tsoneerimine kaitsealade sihtkaitsevööndisse võimaldab neid kaitsta

raiete ning kuivendusvõrkude hooldus- ja taastamistööde negatiivsete mõjude eest.

Kui on vajadus kaitsta väljaspool kaitstavaid alasid olevaid märgasid metsaelupaigatüüpe, siis

tuleb nende kaitseks moodustada uus kaitseala ning märjad metsaelupaigatüübid tsoneerida

sihtkaitsevööndisse. Lisaks tuleb uue kaitseala moodustamisel arvestada, et moodustatav

kaitseala oleks seotud olemasolevate kaitsealadega ökoloogilise võrgustikku.

Kavandatavad administratiivsed meetmed ja praktilised soovitused LD metsaelupaigatüüpide

ja -liikide kaitsmiseks on kirjeldatud koostatavas kavas „Metsaelupaikade ja -liikide

kaitsepõhimõtete rakendamise kava Natura 2000 võrgustiku aladel“. Nimetatud kava

koostamise eesmärk on tagada, et metsade majandamine ei seaks ohtu Natura 2000 alade kaitse-

eesmärgiks olevate metsaelupaikade ja -liikide seisundit ja säilimist. Tegemist on

administratiivsete meetmete rakendamist planeeriva kavaga. Kavas kirjeldatakse

metsaelupaikade ja metsaliikide kaitsepõhimõtete õiguslikke aluseid, tuuakse välja ohutegurid

ning kavandatakse administratiivsed meetmed ja üldised praktilised suunised metsaelupaikade

ja -liikide kaitseks. Kava loob kaitsepõhimõtete rakendamiseks raamistiku, mille alusel saab

hinnata metsa majandamise mõjusid Natura 2000 ala kaitse-eesmärkidele. Tegemist on

koondkavaga, mis võtab kokku senised Natura alade kaitsekorralduskavades seatud kaitse-

eesmärgid ning täpsustab alapõhiseid kaitse-eesmärke, kui see on väärtuste soodsa seisundi

52

saavutamiseks vajalik. Kava rakendamiseks viiakse eelnevalt läbi keskkonnamõju strateegiline

hindamine.

7.2.2. MÄRGADE METSAELUPAIGATÜÜPIDE LOODUSLIKKUSE TAASTAMINE

Märgade metsaelupaigatüüpide looduslikkuse taastamine on vajalik elupaiga seisundi

parandamiseks ja praegu metsaelupaigatüübiks mitte kvalifitseeruvatel aladel

metsaelupaigatüüpide kujunemiseks või kujunemise kiirendamiseks. Ülevaatetabel

taastamisvõtete rakendamise kohta erinevas seisundis olevate metsakoosluse looduslikkuse

taastamiseks on toodud lisas 5. Taastamistegevused on jagatud kolmeks suuremaks grupiks.

7.2.2.1. LOODUSLIKU VEEREŽIIMI TAASTAMINE

Märgade metsaelupaigatüüpide loodusliku veerežiimi taastamine aitab peatada kuivenduse

mõjul alanud turbalasundi hävimist ning puistu struktuuri ja alustaimestiku teisenemist, samuti

pidurdada kliimamuutustest põhjustatud elupaikade degradeerumist. Veerežiimi taastamist on

oluline planeerida suures maastiku mastaabis. Selleks tuleb analüüsida kaitstavate märgade

metsade ja soode võrgustiku sidusust ja veerežiimi muutvate tööde tagajärjel tekkinud

kahjustatust. See võimaldab välja selgitada võrgustiku toimimiseks vajalikud alad ja eelistatud

taastamistegevused.

Kraavide täitmine pinnasega

Eelistatuim taastamisvõte on kraavide täielik tagasitäitmine. Selle teostatavus sõltub

täitematerjali kättesaadavusest ja kaasneva keskkonnahäiringu ulatusest. Seda meetodit

eelistatakse eelkõige paksu turbalasundiga aladel ja seal, kus kraavide kallastel on ulatuslikud

pinnasvallid. Kõigepealt tuleb kraavitäiteks kasutada kraavi kallastel asuvate vallide materjali

ja alles siis, kui sellest ei piisa, võib kaevata turbalasundist materjali juurde, tekitades paari

ekskavaatorikopa suurusi auke.

Probleemseks võib osutuda vanade kraavide täitmine, mille ümbrusesse on aastate jooksul

tekkinud turba lagunemise tagajärjel ulatuslik depressiooniala. Sellisel juhul tuleb

kombineerida erinevaid taastamismeetmeid, et saavutada piirkonnale iseloomulik looduslik

veerežiim.

Kraavivallide likvideerimine

Kraavivallid on sarnaselt kraavidele veetõkked. Parimal juhul tuleks kraavivallid täielikult

likvideerida. Peamiseks mulde likvideerimise viisiks on selle kasutamine kraavitäiteks. Kuid

esineb ka olukordi, kus kraavimuldele kasvanud metsakooslus on väärtuslik või on

kraavimuldest saanud kasvkoht mõnele ohustatud liigile. Sellisel erandjuhul tuleb valli

täielikust likvideerimisest loobuda. Selle asemel peab kaaluma võimalust rajada valli sisse

piisavalt läbijookse, et vall ei toimiks veetõkkena. Kraavivallidega sarnaselt tuleb käsitleda ka

teede muldeid, kui need paiknevad risti reljeefi üldise languga.

Mõnel üksikul juhul võib kraavivall veetõkkena olla ka kasulik. Näiteks, kui on vaja takistada

pinnavee valgumist piirnevalt alalt teekraavi. Sellised erijuhtumid lahendatakse igal

konkreetsel alal kohaspetsiifikast lähtudes.

53

Kraavidele pinnaspaisude ehitamine

Pinnaspaisude rajamine on hädavajalik, kuna nende toimel valgub kraavi sekundaarses

depressioonis liikuv vesi kogu alale laiali ja ühtlasi takistavad need vee liikumist suletud kraavi

vähem tihendatud osas. Paisud rajatakse enamasti ekskavaatoriga, kuna see on kõige

kuluefektiivsem ja kvaliteetsem viis. Vaid looduskaitseliselt väga tundlikes kohtades (nt

allikate lähedus, kaitstavate liikide vahetu kasvukoht) ja väikeste kraavide korral on mõistlik

rajada paisud käsitsi.

Põhjapaisude rajamine

Põhjapaisude ehitamine on taastamisvõtetest kõige kallim ja keerulisem. See võte on õigustatud

eelkõige kohtades, kus sotsiaalsete asjaolude või loodusväärtuste tõttu saab veetaset tõsta ainult

piiratud ulatuses. Sellised juhud on seotud näiteks järvede veetaseme tõstmisega või

maatulundusmaad mõjutavate kraavide veetaseme reguleerimisega.

7.2.2.2. VEEKOGUDE LOODUSLIKKUSE TAASTAMINE

Märjad metsaelupaigatüübid on seotud looduslike veekogude veerežiimiga ning nende kallastel

toimuvate üleujutustega. Looduslike veekogude veerežiimi taastamine aitab parandada

märgade metsaelupaigatüüpide seisundit. Looduslike veekogude (looduslikud järved ja

vooluveekogud) taastamist tuleb planeerida maastiku mastaabis. Tegevust rakendatakse esmalt

kõigi taastamistegevuste piirkondades ning pikemas perspektiivis planeeritakse seda koos

jaotises 7.2.4. kirjeldatud tegevusega. Tulevaste taastamistegevuste efektiivsuse

suurendamiseks tuleb esmajärjekorras kaardistada looduslike veekogude (nii vooluveekogude

kui ka väikejärvede) taastamisvõimalused Eestis ning seejärel koostada veekogude taastamise

plaan.

Põhjapaisude rajamine

Vaata jaotis 7.2.2.1.

Vooluveekogude geomorfoloogiliste protsesside taastamine

Vooluveekogudes tuleb luua veesuunajad ja avada vanad sängid, et taastada veekogude

looklevus ja sidusus lammikooslustega. Vooluveekogude lammikooslusi ja funktsionaalset

sidusust saab taastada eelkõige vanade jõeloogete avamisega, milleks tuleb õgvendatud

lõikudesse rajada põhjapaisud või veesuunajad. Mõnel juhul on vaja vanad täissettinud

sängiosad avada kaevetööde abil ning likvideerida sirgeks kaevatud lõikudest kaldavallid või

need madalamaks kujundada.

Ala hüdroloogiline isoleerimine

Teatud juhtudel, kui märgala piir kulgeb piki eesvoolu või inimtekkelist langatust (nt

kaevanduse serv), võib kaaluda ala hüdroloogilise isoleerimise võimalusi, et vältida suurest

kõrguste vahest tingitud põhjaveetaseme alanemist. Lisaks maapinna vajumisele ja pinnavee

äravalgumisele võivad sellisel juhul probleeme tekitada ka lasundisisesed veeväljavoolud.

Eestis puudub tehismaterjalist paisude kasutamise edukas kogemus. Sookoosluse

isoleerimiseks on küll kasutatud plastist sulundseinu koosmõjus maapealse pinnasvalliga, kuid

hetkel ei olda kindlad selle meetodi kuluefektiivsuses ja toimimises.

54

7.2.2.3. METSAKOOSLUSTE LIIKIDE KOOSSEISU JA STRUKTUURI KUJUNDAMINE

Märgade metsaelupaigatüüpide veerežiimi taastamisega kaasnev kujundusraie on vajalik

üksnes erandjuhtudel. Tegevuse vajalikkus selgitatakse välja taastamisse minevate alade

täpsema analüüsimisega.

Trassiraie

Trasside raiumine on vajalik selleks, et tagada kraavide sulgemisel kasutatavate ekskavaatorite

liikumis- ja töötamisruum. Trassiraiete käigus tekitatakse sageli loodusmaastikku sobimatud

suured puudeta joonelemendid laiusega ca 10 m. Trasside raiumisel peab lähtuma põhimõttest

– nii vähe kui võimalik ja nii palju kui hädavajalik. Kindlasti tuleb trasside raiumisel jätta

paisude vahelisel alal kasvama kõik need kraavikalda puud, mis ei sega kraavi täitmist või

mulde likvideerimist või masinate liikumist. Võimalusel peab trassile jätma puudegrupid,

millest ekskavaator saab lihtsalt mööda manööverdada. See on vajalik selleks, et liigendada

muidu ühetaolisi joonelemente, mis võivad teoreetiliselt suurendada kisklust ja rikuvad

loodusmaastike terviklikkust. Suuremate kraavide puhul võib vajadusel jätta lühikesed

kraavilõigud ka täitmata, kui see võimaldab puistut säilitada ja kui need lõigud ei ole

hüdroloogiliste tingimuste parandamise seisukohast määrava tähtsusega. Kindlasti tuleb

säilitada üksikud väga vanad puud ja samuti kraavide sisenõlvadele kasvama hakanud puud.

Trasse tuleb vajadusel hiljem mitmekesisemaks kujundada, lükates ekskavaatoriga puid ümber,

et imiteerida tuuleheidet, ja tõstes mättaga koos väiksemaid puid trassile.

Kujundusraie

Kujundusraiet kavandatakse eelkõige selleks, et kõrvaldada kraavituse tagajärjel kasvama

hakanud puude mõju taastatava elupaiga struktuurile ja liikide koosseisule. Raiete kavandamine

taastamistööde osana peab olema väga põhjendatud ja kavandajad peavad olema veendunud, et

raietega saavutatav kasu ületab raietest tingitud kiire keskkonnamuutusega seotud kahju.

Raie kavandatakse planeerimisprotsessis pärast hüdroloogilise režiimi parendamise tööde

kavandamist. Raie eelduseks on, et kraavide sulgemise järel kujuneb alal stabiilselt kõrge

veetase, mis tagab puistu soovitud struktuuri püsimise. Veetase peab olema piisavalt kõrge, et

takistada juure- ja kännuvõsudest tiheda sekundaarse puistu teket.

Raie kavandamise eelduseks on üheselt määratletud sihtkooslus, mille kujunemist raie peab

toetama. Sihtkooslus on kooslus, mis areneb taastamistööde tulemusel kujunevate ökoloogiste

protsesside tagajärjel. Sihtkoosluse kujunemine on aeganõudev protsess, mis sõltub

olemasoleva koosluse vaesumise määrast ja taastumist takistavate keskkonnatingimuste

iseloomust.

Eestis on kujundusraiet kasutatud ainult siirdesoometsade (sihtkooslus) struktuuri

kujundamiseks. Teiste metsaelupaikade puhul ei ole raiet kavandatud. Raie kasutamisega

siirdesoometsa kui sihtkoosluse taastamisel suurendatakse metsakoosluse avatust. Seda on

peetud oluliseks, kuna tiheda metsa võrastik takistab olulisel määral sademete jõudmist

maapinnani, suur puistu biomass kasutab kuival kasvuperioodil vett ning halvendab ka

valgustingimusi. Valgus- ja niiskustingimused on aga peamised keskkonnategurid, millest

sõltub siirde- ja madalsoometsadele omaste alustaimestiku liikide (eelkõige turbasammalde)

seisund. Nii siirde- kui madalsoometsade puhul on sihtkoosluse kirjeldamisel oluline mõista, et

looduslikult võib nii madalsoo- kui siirdesoomets olla äärmiselt varieeruva struktuuriga,

sõltudes lähiajaloos (50–200 aasta jooksul) toimunud häiringutest, nagu põlengud, tormid,

põuaperioodid ja bioloogilised häiringud. Nii võib looduslikult esineda väga hõredaid vanu

55

metsi kui ka tihedaid noorepoolseid siirdesoometsi. Seega alati ei saa kujundusraie vajadust

põhjendada keskmisest tihedama ja suurema tagavaraga. Kui kooslus on loodusliku variatsiooni

piirides või sellele väga lähedal, siis on õige raiest loobuda. Raiuma peab nii vähe kui võimalik,

kuid piisavalt, et aidata kooslusel saavutada struktuur, mis on vähemalt lähedane ühele paljudest

võimalikest looduslikest seisunditest.

Metsakoosluste taastamisel on raie õigustatud ainult siis, kui kuivenduse mõjul on toimunud

üheselt mõistetav puistu tihenemine ja tagavara suurenemine. Siirdesoometsade puhul tähendab

see üldjuhul seda, et puistu rinnaspindala on selgelt üle 21 m2/ha. Näiteks Öördi raba vanades

siirdesoometsades tehtud mõõtmised näitasid, et puistu rinnaspindala on 13–21 m2/ha, kuid

esines ka märjemaid kohti, kus rinnaspindala ei küündinud üle 10 m2/ha. Puistule oli

iseloomulik tiheduse ruumiline varieeruvus, lama- ja surnud puidu olemasolu. Domineerivaks

puuliigiks oli mänd, kuid esines ka sookaske, kuuske ja põõsarindes erinevaid pajuliike ning

paakspuud. Raie kirjeldamisel peab siirdesoometsade referentskoosluste üldkirjeldusse

suhtuma ettevaatusega ja seda muutma lähtuvalt välitöödel konkreetse ala kohta saadud

andmetest. Oluline on seejuures hinnata säilinud turbalasundi paksust ja olemasoleva puistu

koosseisu. Kui turbakiht on juba õhukeseks jäänud (alla 50 cm) ja metsakoosluses esineb

alusmetsas paakspuud ja kaske, tasub raiega olla eriti ettevaatlik, sest vähemalt lühikeses

perspektiivis võib kännu- ja juurevõsudest lähtuv uuenemine kujundada alusmetsa väga

tihedaks. Sellistel juhtudel on mõistlik raiest loobuda. Eriti kase puhul tuleks raiet üldiselt

vältida ja eelistada vajadusel puude vigastamist.

Raie kavandamisel on oluline silmas pidada maastikulist aspekti. Raie planeerimisel peavad

kavandajad hindama, kas piirkonnas on sarnaseid elupaiku, kuhu raiest vähemalt lühiajaliselt

häiritud ohustatud loomad saavad liikuda. Näiteks, kujundades raiega siirdesoometsa elupaiga

struktuuri metsise võimalikus elupaigas, peab kavandaja veenduma, et väljaspool raieala on

piisavalt metsisele sobilikke elupaiku, kuhu linnud saavad häiringu ajal liikuda.

Raie kavandamine on Eestis toimunud üldiselt kahes etapis. Esimeses etapis käib kogenud

ekspert kohapeal ja kirjeldab igal konkreetsel juhul lähtekoosluse ja võimaliku sihtkoosluse.

Samuti paneb ekspert kirja olemasolevad loodusväärtused, hindab taastamistööde edukuse

tõenäosust ja mõttekust ning kirjeldab detailselt vajalikke raietöid. Teises etapis vaatab

ekspertide rühm raied maastikulisest aspektist üle, hindab raiega seotud riske loodusväärtuste

suhtes ning analüüsib väärtustevahelisi konflikte. Selline lähenemine on pea alati tähendanud

raiete pindala vähendamist, võrreldes välitööde järgsete ettepanekutega, mistõttu võib seda

pidada sobilikuks ja soovitavaks lähenemiseks ka tulevikus.

Raie tegemisel tuleb alati järgida järgmisi põhimõtteid:

1) säilitada eelmise metsapõlve elus ja surnud puud; kui on risk neid kahjustada, siis tuleb

kasvama jätta ka neid ümbritsevad puud;

2) säilitada ja tööde käigus võimalikult vähe kahjustada lamatüvesid ja tüükaid ning

vajadusel jätta alale täiendavalt surnud puitu;

3) säilitada eritunnustega puud (tüveaugud, jämedad külgoksad, jändrikud tüved);

4) kujundades puistut osalise raiega, on oluline tagada raie ruumiline ebaühtlus: raiuda

ebaühtlaste laikudena puistu hõredamaks, säilitades ka tihedamaid puistuosasid;

5) männienamusega aladel (enamik taastatavatest aladest) jätta kuused ja kased ning nende

vahetus naabruses kasvavad männid kasvama, kuna see loob puistus mosaiiksust;

6) kohtades, kus puidu väljavedu on keeruline või võimatu, tuleb eelistada puude

vigastamist (rõngastamise või koorimise teel). Sellega muutub puistu struktuur

ebaühtlasemaks ning puud surevad pikema perioodi jooksul;

56

7) raiealale jäävad raidmed tuleb võimalusel võimalikult suures ulatuses alalt ära viia,

suruda turbasse või muul moel likvideerida. See on vajalik, kuna võib juhtuda, et maha

jäänud raidmed halvendavad maaspesitsevate lindude jaoks elupaiga seisundit.

Raie negatiivne mõju

Raie kavandamisel tuleb alati tõsiselt kaaluda võimalikke negatiivseid mõjusid. Peamised

negatiivsed mõjud võivad olla järgmised:

1) olemasolevas metsakoosluses esineb erinevaid kaitsealuseid liike ja sooelupaikade

taastamistööd halvendavad nende seisundit vähemalt lühikeses perspektiivis;

2) puistus esinevate seisvate surnud puude, tüügaste ja lamapuiduga seotud elustiku

kahjustamine raiete käigus;

3) kännu ja juurevõsust lähtuva ebasoovitava kase ja paakspuu uuenduse tekkimine;

4) raiealale jäävate raidmete häiriv mõju maaspesitsevatele lindudele;

5) raie tulemusel tekkivate joonelementide ja servakoosluste mõjul suurenev kisklussurve

maaspesitsevatele liikidele.

Istutamine

Metsakoosluse looduslikumaks kujundamisel pole istutamist (või külvi) Eestis veel katsetatud.

Teoreetiliselt võib seda märgade metsaelupaikade seisundi parandamisel kasutada järgmistes

situatsioonides:

1. kraavitrasside ja likvideeritud teetrasside metsastamine;

2. kasvukohale mitteomaste puuliikidega puistute likvideerimise järel sobiliku põhipuuliigi

istutamine. Näiteks rannikulodusse männikultuuri asemel sanglepiku rajamine.

Üldiselt peab istutamisel silmas pidama, et istutusejärgne puistu kujuneks mitmekesiseks nii

struktuurilt kui ka liikide koosseisult. Võimalusel peab eelistama kindlasti alade looduslikku

uuenemist ja jälgima, et taastamistöödel tekiksid selleks soodsad tingimused.

7.2.3. MÄRGADE METSAELUPAIGATÜÜPIDE KAARDISTAMINE

Osa LD metsaelupaigatüübiks kvalifitseeruvaid alasid on kaardistamata või ebapiisavalt

inventeeritud ja seega piisava kaitseta. Kaardistatakse kaitsealadel ja väljaspool kaitsealasid

asuvad vähese või puuduva inimmõjuga säilinud märjad metsad. Hinnanguliselt on

tegevuskavas 2050 aastaks seatud eesmärkide täitmiseks vaja täiendavalt inventeerida või

olemasolevad inventuurid üle kontrollida kokku ca 75 000 ha suurusel alal.

Hinnangu andmisel on lähtutud asjaolust, et elupaigatüüpide soostuvad ja soo-lehtmetsad,

siirdesoo- ja rabametsad, lammi-lodumetsad ja laialehised lammimetsad puhul ei ole teada (ei

ole kaardistatud) nii palju elupaiku, kui on seatud tegevuskava eesmärgiks. Samal ajal on aga

2019 aasta aruande „Ülevaade loodusdirektiivi metsaelupaikade seisundist (2013–2018)

elupaigainventuuride ja seireandmete põhjal“ (Leivits 2019) kohaselt 41% soostuvate ja soo-

lehtmetsade, 22% siirdesoo- ja rabametsade, 26% lammi-lodumetsade ja 18% laialehiste

lammimetsade elupaigatüüpidest valesti inventeeritud. Suuremalt jaolt on tegemist

valemäärangutega ning teiste metsaelupaigatüüpidega. Seetõttu vajab nimetatud osa

olemasolevatest andmetest uuendamist (ülekontrollimist). Hinnanguliselt 13% ulatuses on

tegemist teiste kooslustega, mis ei vasta metsaelupaigatüübi kriteeriumitele (ca 16 000 ha) ning

15% ulatuses on tegemist nn kuivade metsaelupaigatüüpidega (ca 18 000 ha). Nimetatud

pindalade osas tuleb leida täiendavaid alasid, mis vastavad märgade metsaelupaigatüüpide

tunnustele.

57

7.2.4. JUHENDITE KOOSTAMINE

Kaitsealade eri vööndites saab majandustegevust reguleerida kaitse-eeskirjades sõnastatud

piirangutega. Senised piirangute määramise praktikad pole olnud alati piisavad elustiku

kaitsmiseks. Ohutegurite peatükis on sõnastatud vajadus töötada välja juhendid, mis võtaks

kokku senised teadmised ja tegevuskavas planeeritud uuringud seoses loodussõbraliku

majandustegevusega.

7.2.4.1. PIIRANGUVÖÖNDI MÄRGADE METSADE LOODUSSÕBRALIKU MAJANDAMISE

JUHENDI KOOSTAMINE

Märgade metsade seisundi parandamiseks on soovitav seada kaitse-eeskirjaga piiranguvööndi

metsade majandamisele piirangud, mis leevendaks metsade majandamise tagajärjel tekkivaid

negatiivseid mõjusid piiranguvööndis. Millised piirangud seada, see sõltub konkreetsest

kaitsealast. Soovitused optimaalse kaitsekorra kehtestamiseks antakse jaotises 6.2.6 nimetatud

uuringu tulemuste põhjal.

Selleks, et parandada piiranguvööndis märgade metsade seisundit, on kaitseala valitsejal

võimalik anda soovitusi hooldus- ja valikraiete tegemiseks. Peamised märgade metsade

looduslähedase majandamise soovitused on järgmised.

• Ei ole soovitav teha raieid EELISes piiritletud metsise elupaigas 1. veebruarist 30. juunini

(LKS § 55 lg 6).

• Metsise elupaikades säilitada suuri haralisi mände, hoida võimalikult palju puhmastikuga

maapinda raidmetest puhas.

• Kuni 3 km raadiuses metsise mängupaiga servast säilitada suuri haralisi mände ja hoida

võimalikult palju puhmastikuga maapinda raiejäätmetest puhas.

• Linnustiku pesitsusrahu tagamiseks ei tehta raietöid perioodil 1. aprillist 30. juunini.

• Raiete käigus säilitada üle 24 cm jämedusega, erinevate puuliikide järkamata surnud

lamapuitu vähemalt 20 tm/ha kohta.

• Jätta säilikpuudena kasvama elustiku mitmekesisuse tagamiseks erinevate puuliikide

esimese rinde suurima läbimõõduga puid, eelistades kõvalehtpuid, mände ja haabasid, pärni

ja eelmise metsapõlve üksikuid puid, samuti eritunnustega, nt põlemisjälgede, õõnsuste,

tuuleluudade või suurte okstega puid. Lisaks säilikpuudele säilitada suuri kadakaid,

remmelgaid, pihlakaid, toomingaid ja sarapuid.

• Vältida tervikuna mingi puuliigi või vanuserühma väljaraiet.

• Metsa majandamisel tuleb vältida metsa struktuuri väga monotoonseks raiumist.

Raielangile tuleb jätta tihedamaid puudegruppe koos alusmetsaga.

• Vältida alumetsa ja kohaliku juurdekasvu hävimist raietööde käigus (st vältida enne

raietööde algust lausalist alusmetsa raiet).

• Harvendusraietel ei ole soovitav raiuda puistust välja maksimaalset lubatud puidukogust,

vaid jätta eeskirja järgi lubatud minimaalne rinnaspindala 10% suuremaks.

• Vääriselupaikades raieid ei tehta, v.a erakorralistel juhtudel (oht inimese tervisele või

varale).

• Jätta raiumata suuremate ja vahelduva reljeefiga eraldiste koosseisu arvatud

väikesepinnalised soo- ja lodulaigud ning laialehiste (kõvaleht-) puude grupid.

• Kokkuveoteed kavandada maksimaalselt eraldise kuju ja reljeefi jälgivalt ning võimalusel

looklevatena, kasutades maksimaalselt ära looduslikke häilusid ja puistu hõredamaid kohti.

58

• Vältida metsalagendike ja niidualade risustamist raidmetega (niidualadelt ja

metsalagendikelt tuleb raiejäätmed koristada).

• Kasutada metsanduslikke võtteid ja tehnikat, mis tagavad maksimaalselt pinnase, alusmetsa

ja järelkasvu säilimise. Teha raieid kuiva või külmunud pinnasega.

• Kaitsta vooluveekogusid ja allikaid metsa majandamise käigus mistahes võimalike

kahjustuste eest.

• Mitte raiuda selguseta või lagedaid alasid metsamaal, mille täius on alla 0,3 ja kus on

säilinud üksikpuude rinne, vaid säilitada kõik puud elustikupuudena.

Eelpool nimetatud uuringu tulemuste ja ka ülal loetletud soovituste alusel koostatakse juhend,

kuidas võimalikult loodussõbralikult piiranguvööndi märgasid metsasid majandada. Juhendis

antakse soovitused ka püsimetsanduse ettevalmistamiseks ja rakendamiseks.

7.2.4.2. LOODUSVÄÄRTUSI ARVESTAVA EESVOOLUDE HOIUTÖÖDE JUHENDI

KOOSTAMINE

Maaparandussüsteemide eesvoolusid hooldatakse valdavalt maaparanduse eesmärkidest

lähtudes. Samal ajal on looduslikud eesvoolud väärtuslikud elupaigad ning eesvooludes toimuv

mõjutab elustikku kogu seotud vooluvete võrgustikus ja nendega seotud märgades metsades.

Tartu Ülikoolis valmistatakse ette juhendit, mis käsitleb vooluveekogude (eesvoolude)

loodussõbralikuma hooldamise võimalusi.

7.2.4.3. VEEREŽIIMI MÕJUTAVATE TÖÖDE MÕJUDE HINDAMISE JUHENDI

KOOSTAMINE

Tartu Ülikool koostab juhendit veerežiimi mõjutavate tööde mõjude hindamiseks. Juhendi

koostamisel on vajalik koostöö märgalade ja veekogude elustiku ekspertidega ning

metsamajandajatega. Ohutegurite peatükist tulenevalt peavad juhendis kajastuma ka soovitused

kobraste tegevuse hindamiseks veerežiimi mõjutajana ning soovitused, millistes kohtades

piirata kopratammide lõhkumist ja kobraste küttimist.

7.2.5. PLANEERINGUTE TÄIENDAMINE

Erinevates planeeringutes, arenduste ja maakasutuse planeerimisel ei arvestata piisavalt ei

kaitsealuste ega hetkel kaitseta LD metsaelupaigatüüpide säilitamise ja kaitsega. Kuna

kaitsealad saavad pikemas perspektiivis efektiivselt toimida ainult ruumiliselt seotud

võrgustikus, siis tuleb seda erinevate tegevuste juures senisest palju rohkem arvesse võtta.

Maakasutuse või infrastruktuuri planeerimisel võetakse ühe kriteeriumina arvesse õigusaktiga

kaitsmata loodusväärtusi. Kaitsmata loodusväärtustega (st näiteks väljaspool kaitsealasid

asuvad metsaelupaigatüübid) tuleb arvestada rohevõrgustiku planeerimisel.

Keskkonnaamet peab jälgima, et planeeringu koostamisel arvestataks nii kaitstud kui kaitsmata

loodusväärtustega.

59

Senisest enam peab planeerimistel hindama Natura 2000 võrgustiku alade veerežiimi

mõjutavate tööde lähi- ja kaugmõjusid ning rakendama leevendusmeetmeid või pakkuma

alternatiive, samuti arvestama väljaspool kaitstavaid alasid paiknevate elupaigatüüpidega.

7.2.6. TÄIENDAVAD UURINGUD

Tegevuskavas on koos üldmetoodikaga esitatud kuus teemat, mida on vaja uurida ohutegurite

negatiivsete mõjude vähendamiseks.

1) Ülevaade märgade metsaelupaigatüüpide levikust Eesti metsamaastikus.

2) Looduslike referentsalade valimine, nende seisundit iseloomustavate tunnuste

(taimkate, hüdroloogia, substraadi omadused, veekeemia) analüüs inimmõjuga märgade

metsaelupaigatüüpide taastumise ja taastamise hindamiseks.

3) Märgade metsaelupaigatüüpide kvaliteeti näitavate tunnus- ja suunisliikide komplekt.

4) Erinevate raieviiside mõju märgade metsaelupaigatüüpide elustikule piiranguvööndis.

5) Kraavivõrgustiku hooldamise ja uuendamise mõju märgadele metsaelupaigatüüpidele,

selle mõju jälgimine ja mõju leevendamise võimalused.

6) Inimmõjuga märgade metsaelupaigatüüpide looduslik taastumine ja vajadused

taastamistegevusteks.

7.2.7. ÕIGUSAKTIDE MUUTMINE

Ohutegureid käsitlevas peatükis on välja toodud mitu teemat, kus praegune õigusruum ei

võimalda efektiivset märgade LD metsaelupaigatüüpide kaitset ja arengut ning seetõttu oleks

vaja teha vastavates õigusaktides muudatusi, mis hõlmaksid järgnevat.

1) Piirata looduslike veekogude õgvendamist ja veetaseme alandamist.

2) Piirata maaparandustöid tüseda turbaga aladel.

3) Soovitav on vältida uute metsanduslike maaparandussüsteemide rajamist.

4) Keelata uuendusraie piiranguvööndi märgades metsades ja kõdusoometsades.

5) Vältida uute teede rajamisel teeäärsete kraavide ja voolunõvade kuivendavat mõju

märgadele metsadele.

6) Vältida maaparandustöid soostunud ja soolehtmetsades, siirdesoo- ning rabametsades ja

lodumetsades ning nende läheduses.

7.2.8. KAITSTAVATE ALADE KÜLASTUSTE KORRALDAMINE

Kaitsealade külastuskoormus võib teatud kaitsealadel mõjutada negatiivselt LD

metsaelupaigatüüpide seisundit. Probleemi saab leevendada külastuskorralduse planeerimisega

kaitsealade ja hoiualade kaitsekorralduskavades. Samuti on oluline tõhustada järelevalvet ja

suurendada piirangutest teavitamist.

60

7.3. EELARVE

Tegevuskavas esitatud tegevused on planeeritud ellu viia perioodil 2023–2031 nii, et aastaks 2026 oleks saavutatud LIPE-IP „Loodusrikas Eesti“

projektis seatud eesmärk taastada 3500 ha metsaelupaigatüüpide looduslik veerežiim. Tegevuskavas on planeeritud parandada aastaks 2030 kokku

13000 ha märgade metsaelupaigatüüpide seisundit. Eelarvetabeli koostamisel on lähtutud 2022. aasta hindadest. Maa riigile ostmise puhul on

hinnatud, et riigile tuleb omandada 500 ha taastatavatest aladest. Metsaelupaigatüüpide kaitseks ja taastamiseks vajalike tegevuste eelarve aastate

kaupa on toodud tabelis 10. Märgade metsaelupaigatüüpide tegevuskava tegevusi rahastatakse riigieelarvest ja LIFE-IP projektist „Loodusrikas

Eesti“.

Tabel 10. Märgade metsaelupaigatüüpide tegevuskava meetmed, ajakava ja maksumus (tuhandetes eurodes).

Tegevus Vastutav

asutus1 2023 2024 2025 2026 2027 2028 2029 2030 2031 Kokku

Optimaalse kaitsekorra

kehtestamine KliM, KeA X2 X X X X X X X X X

Märgade metsaelupaigatüüpide

looduslikkuse taastamine

RMK, KeA,

KliM 2205 2205 2205 2258 2258 2258 2258 2258 17905

Märgade metsaelupaigatüüpide

kaardistamine KeA, KAUR 30 275 300 300 905

Märgade metsaelupaigatüüpide

loodsusõbraliku majandamise

juhendi koostamine

KeA 7 7 14

Maaparandussüsteemide

eesvoolude hooldustööde juhendi

koostamine

KeA 7 7 14

Veerežiimi mõjutavate tööde

mõjude hindamise juhendi

koostamine

KeA 7 7 14

Planeeringute täiendamine KeA X X X X X X X X X X

Täiendavad uuringud RMK, KeA,

KliM, TÜ,TLÜ 177 225 190 100 115 40 847

61

Tegevus Vastutav

asutus1 2023 2024 2025 2026 2027 2028 2029 2030 2031 Kokku

Õigusaktide muutmine KliM, KeA 78 78 78 234

Kaitstavate alade külastuste

korraldamine KeA, RMK X X X X X X X X X X

Maaomandiküsimuste

lahendamine (maade riigile

ostmine)

RMK 1075 1075 1075 3225

Taastamise tulemuslikkuse seire

RMK, KeA,

KliM, TÜ,TLÜ,

KAUR

20 20 20 20 20 20 20 20 20 180

KOKKU 2432 2739 2736 2763 3546 3471 3353 2278 20 23338

1) KeA – Keskkonnaamet, KliM – Kliimaministeerium, RMK – Riigimetsa Majandamise Keskus, TÜ – Tartu Ülikool, TLÜ – Tallinna Ülikool,

KAUR – Keskkonnaagentuur). 2) X – Keskkonnaameti või Keskkonnaagentuuri poolt täidetavad plaanipärased tööülesanded

8. KASUTATUD KIRJANDUS

Aggenbach, C.J.S., Backx, H., Emsens, W.J., (...), Wolejko, L., Van Diggelen, R. 2013. Do high iron

concentrations in rewetted rich fens hamper restoration? Preslia 85(3), 405-420.

Alberdi, I., Nunes, L., Kovac, M., Bonheme, I., Cañellas, I., Rego, F.C., Dias, S., Duarte, I., Notarangelo,

M., Rizzo, M., Gasparini, P. 2019. The conservation status assessment of Natura 2000 forest

habitats in Europe: capabilities, potentials and challenges of national forest inventories data. Annals

of Forest Science, 76 (2), art. no. 34.

Angelstam, P., Roberge, J.-M., Lõhmus, A., Bergmanis, M., Brazaitis, G., Dönz-Breuss, M., Edenius, L.,

Kosinski, Z., Kurlavičius, P., Larmanis, V., Lukins, M., Mikusinski, G., Račinskis, E., Stradzs, M.

& Tryjanowski, P. 2004. Habitat modelling as a tool for landscape-scale conservation – a review

of parameters for focal forest birds. Ecological Bulletins 51: 427–453.

Anonüümne 1. http://cdr.eionet.europa.eu/Converters/run_conversion?file=ee/eu/art17/envxtxasa/

EE_habitats_reports-0190725-083848.xml&conv=589&source=remote#9080

Anonüümne 2. https://helda.helsinki.fi/handle/10138/308426

Anonüümne 3. https://www.riigiteataja.ee/akt/116122010003

Asi, E. 2021. Metsamullast metsakasvukohatüübini. Keskkonnaagentuur.

https://keskkonnaportaal.ee/sites/default/files/2021-

12/Metsamullast%20metsakasvukohat%C3%BC%C3%BCbini.pdf

Bujoczek, L., Ziçba, S., Bujoczek, M. 2020. Variation in deadwood microsites in areas designated under

the habitats directive (Natura 2000). Forests, 11 (5), art. nr 486.

Delin A. 2015. Cinna latifolia does not endure clear-cutting. Svensk Botanisk Tidskrift, 109(1), 18-27.

DG Environment. 2017. Reporting under Article 17 of the Habitats Directive: Explanatory notes and

guidelines for the period 2013-2018. Brussels. 188 lk

https://circabc.europa.eu/d/a/workspace/SpacesStore/d0eb5cef-216-4cad-8e77-

6e4839a5471d/Reporting%20guidelines%20Article%2017%20final%20May%202017.pdf

ELi elurikkuse strateegia aastani 2030. https://ec.europa.eu/info/strategy/priorities-2019-2024/european-

green-deal/actions-being-taken-eu/eu-biodiversity-strategy-2030_et#documents

Emsens, W.-J., Aggenbach, C.J.S., Rydin, H., Smolders, A.J.P., van Diggelen, R. 2018- Competition for

light as a bottleneck for endangered fen species: An introduction experiment. Biological

Conservation 220, 76-83.

Emsens, W.-J., Aggenbach, C.J.S., Schoutens, K., (...), Zak, D., Van Diggelen, R. 2016. Soil iron content

as a predictor of carbon and nutrient mobilization in rewetted fens. PLoS ONE 11(4),e0153166

Erit, K., Tuula-Fjodorav, R., Kose. M, Pilving, T. 2022. Rekreatiivsete, sportlike ja turismitegevuste mõju

kaitsealadele – tegevuste, huvigruppide ja tegevuspaikade kaardistamine ning

külastuskorralduslike soovituste väljatöötamine. Tartu. KIK projekti lõpparuanne..

Finér, L., Lepistö, A. ,Karlsson, K. et al (2021). Drainage for forestry increases N, P and TOC export to

boreal surface waters. Science of the Total Environment, 762, 2021, 144098,

https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2020.144098.

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. https://doi.

org/10.1029/2021JG006478.

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).

63

Huth, V., Hoffmann, M., Bereswill, S., Popova, Y., Zak, D. & Augustin, J. (2018) The climate warming

effect of a fen peat meadow with fluctuating water table is reduced by young alder trees. Mires and

Peat, 21(4), 1-18.

Jakobson, L. 2015. Turbatootmise negatiivse hüdroloogilise mõju vähendamine. Magistritöö

keskkonnatehnoloogias. Tartu Ülikool, loodus- ja tehnoloogiateaduskond, ökoloogia ja

maateaduste instituut, geoloogia osakond

Jantke, K., Schleupner, C., Schneider, U.A. 2011. Gap analysis of European wetland species: Priority

regions for expanding the Natura 2000 network. Biodiversity and Conservation, 20 (3), 581-605.

Jurasinski, G., Ahmad, S., Anadon-Rosell, A., Berendt, J., Beyer, F., Bill, R., Blume-Werry, G.,

Couwenberg, J., Günther, A., Joosten, H., Koebsch, F., Köhn, D., Koldrack, N., Kreyling, J.,

Leinweber, P., Lennartz, B., Liu, H., Michaelis, D., Mrotzek, A., Negassa, W., Schenk, S.,

Schmacka, F., Schwieger, S., Smiljanic, M., Tanneberger, F., Teuber, L., Urich, T., Wang, H.,

Weil, M., Wilmking, M., Zak, D., Wrage-Mönnig, N. 2020. From Understanding to Sustainable

Use of Peatlands: The WETSCAPES Approach. Soil Syst. 2020: 4, 14.

Jarašius L. et al. 2022. Handbook for assessment of greenhouse gas emissions from peatlands.

Applications of direct and indirect methods by LIFE Peat Restore. Lithuanian Fund for Nature,

Vilnius, 202 pp.

Jüriado, I., Liira, J., Paal, J., Suija, A., 2009. Tree and stand level variables influencing diversity of lichens

on temperate broad-leaved trees in boreo-nemoral floodplain forests. Biodiversity and

Conservation, 18, 105-125.

Kaitstavate soode tegevuskava 2015. Kaitstavate soode tegevuskava.

https://www.envir.ee/sites/default/files/soode_tegevuskava.pdf

Karus, M. 2017. Rail Balticu trassi loodus- ja kultuuriväärtused. Magistritöö. Maastikukorralduse ja

loodushoiu osakond, Põllumajandus- ja keskkonnainstituut, Eesti Maaülikool.

Keskkonnaagentuur. 2019. Ülevaade loodusdirektiivi metsaelupaikade seisundist (2013-2018)

elupaigainventuuride ja seireandmete põhjal. Eluslooduse osakond.

Keskkonnaministeerium, koostaja. 2021. Looduskaitse arengukava aastani 2020 täitmise aruanne.

https://www.envir.ee/sites/default/files/lak2020_aruanne_2.pdf

Kowalska, A., Affek, A., Wolski, J., Regulska, E., Kruczkowska, B., Zawiska, I., Kołaczkowska, E.,

Baranowski, J. 2021. Assessment of regulating ES potential of lowland riparian hardwood forests

in Poland. Ecological Indicators, 120, art. no. 106834.

Kraut, A., Liira, J., Lõhmus, A. 2013. Beyond a minimum substrate supply: Sustaining saproxylic beetles

in semi-natural forest management. Forest Ecology and Management, 360, 9-19.

Kukumägi, K. 2020. Otepää looduspargi Natura 2000 alade ajalooline kujunemine. Bakalaureusetöö.

Keskkonnakaitse ja maastikukorralduse õppetool, Eesti Maaülikool.

Kull, T., Kull, T., Sammul, M. 2011. Reduced light availability and increased competition diminish the

reproductive success of wet forest sedge Carex loliacea L. Plant Species Biology, 26 (1), 84-92.

Küttim, M., Hofsommer, M.L., Robroek, B.J.M., Signarbieux, C., Jassey, V.E.J., Laine, A.M.,

Lamentowicz, M., Buttler, A., Ilomets, M., Mills, R.T.E. 2017. Freeze-thaw cycles simultaneously

decrease peatland photosynthetic carbon uptake and ecosystem respiration. Boreal Environment

Research, 22, 267-276.

Kuuba, R. 2004. Aitame loodusel taastuda. Eesti Loodus 3.

Laine., J., Vasander., H., Sallantaus, T. 1995. Ecological effects of peatland drainage for forestry.

Environmental Reviews, 3 (3-4), 286-303.

Lanno, K., Sammul, M. 2014. The Survival of Transplants of Rare Ligularia sibirica is Enhanced by

Neighbouring Plants. Folia Geobotanica, 49 (2), 163-173.

Leivits, M. 2019. Ülevaade Loodusdirektiivi metsaelupaikade seisundist (2013-2018)

elupaigainventuuride ja seireandmete põhjal. Aruanne. Keskkonnaagentuur.

64

Liira, J. 2009. Olemasolevate koosluste seiremetoodikate hindamine ning soovitusi Natura2000

elupaikade seisundi seiremetoodika edendamiseks. Aruanne. Ökoloogia ja Maateaduste Instituut,

Tartu Ülikool.

Liira, J. 2020. Bioloogilise mitmekesisuse indikaatorite analüüs erinevate metsaseireskeemide põhjal (SMI

ja Natura2000-metsaelupaigad). Raport, Keskkonnaagentuur.

Lõhmus, A., Fridolin, H., Leivits., A., Tõnisson, K., Rannap., R. 2019. Prioritizing research gaps for

national conservation management and policy: the managers’ perspective in Estonia. Biodiversity

and Conservation 28:2565–2579.

Lõhmus, A., Kohv, K., Palo, A., Viilma, K. 2004. Loss of old-growth, and the minimum need for strictly

protected forests in Estonia. Ecological Bulletins, 401-411.

Lõhmus, A., Kont, R., Runnel, K., Vaikre, M., Remm, L. 2020. Habitat models of focal species can link

ecology and decision-making in sustainable forest management. Forests, 11 (11), 721.

Lõhmus, A., Kraut, A. 2010. Stand structure of hemiboreal old-growth forests: Characteristic features,

variation among site types, and a comparison with FSC-certified mature stands in Estonia. Forest

Ecology and Management, 260 (1), 155-165.

Lõhmus, A., Leivits, M., Pēterhofs, E., Zizas, R., Hofmanis, H., Ojaste, I., Kurlavičius, P. 2017. The

Capercaillie (Tetrao urogallus) ‒ an iconic focal species for knowledge-based integrative

management and conservation of Baltic forests. Biodiversity and Conservation 26: 1–21.

Lõhmus, A., Remm, L., Rannap, R. 2015. Just a Ditch in Forest? Reconsidering Draining in the Context

of Sustainable Forest Management. BioScience, 65(11), 1066–1076.

Lõhmus, A., Runnel, K. 2019. Kõdusoometsade looduskaitseperspektiiv (2017–2019): sisuaruanne.

Käsikiri.

Lõhmus, A., Lõhmus, P., Runnel, K. 2018. A simple survey protocol for assessing terrestrial biodiversity

in a broad range of ecosystems. PLoS ONE, 13(12), e0208535.

Lombardi, F., Di Lella, S., Altieri, V., Di Benedetto, S., Giancola, C., Lasserre, B., Kutnar, L., Tognetti,

R., Marchetti, M. 2018. Early responses of biodiversity indicators to various thinning treatments in

mountain beech forests. IForest, 11 (5), pp. 609-618.

Loodusdirektiivi aruanne 2018. Article 17 web tool on biogeographical assessments of conservation status

of species and habitats under Article 17 of the Habitats Directive.

https://nature-art17.eionet.europa.eu/article17/

Maanavilja, L., Aapala, K., Haapalehto, T., Kotiaho, J.S., Tuittila, E.-S. 2014. Impact of drainage and

hydrological restoration on vegetation structure in boreal spruce swamp forests. Forest Ecology

and Management, 330, 115-125.

Mairota, P., Buckley, P., Suchomel, C., Heinsoo, K., Verheyen, K., Hédl, R., Terzuolo, P.G., Sindaco, R.,

Carpanelli, A. 2016. Integrating conservation objectives into forest management: coppice

management and forest habitats in Natura 2000 sites. iForest 9: 560-568.

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 (8), 353-357.

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(1): 39–49.

Nurmla M. 2010. Must toonekure (Ciconia nigra) pesitsuspiirkondade vooluveekogud ja nende

ajaloolised muutused. Magistritöö, Eesti Maaülikool.

Orlikowska, E.H., Roberge, J.-M., Blicharska, M., Mikusiński, G. 2016. Gaps in ecological research on

the world's largest internationally coordinated network of protected areas: A review of Natura 2000.

Biological Conservation, 200, 216-227.

Paal, J. 2004. Euroopas väärtustatud elupaigad Eestis. Eesti Keskkonnaministeerium. Ilo Print. 111 lk.

Paal, J. 2007. Loodusdirektiivi elupaigatüüpide käsiraamat. Auratrükk, Tallinn. 308 lk.

65

Paal, J., Jürjendal, I. 2020. Diversity of old-drained forests in Estonia. Baltic Forestry, 26 (1), art. nr 434,

1-14.

Paal, J., Jürjendal, I., Suija, A., Kull, A. 2016. Impact of drainage on vegetation of transitional mires in

Estonia. Mires and Peat, 18, art. nr 02.

Palo, A. 2015. Loodusdiretiivi metsaelupaikade seire välitöö juhend. Eksperttöö, Keskkonnaagentuur

Palo, A. 2018. Loodusdirektiivi metsaelupaikade inventeerimise juhend, Tartu

Palo, A. 2018a. Loodusdirektiivi metsaelupaikade seisund Eestis (2013-2018). Eksperttöö. Tellija

Keskkonnaagentuur. Täitja: OÜ Metsamutt.

Palo, A., Hoder, D., Liira, J. 2011. Re-evaluation of stand indicators for the assessment of the

representativity status of the Natura 2000 habitat type forests [Loodusdirektiivi metsaelupaikade

esinduslikkusklasse eristavate tunnuste määratlemisest]. Estonian Journal of Ecology, 60 (3), 209-

224.

Perzanowska, J., Korzeniak, J. 2020. Red list of Natura 2000 habitat types of Poland. Journal for Nature

Conservation, 56, 125834.

Punttila P., Autio O., Kotiaho J.S., Kotze D.J., Loukola O.J., Noreika N., Vuori A., Vepsäläinen K. 2016.

The effects of drainage and restoration of pine mires on habitat structure, vegetation and ants. Silva

Fennica 50 (2), id 1462. 31 lk.

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 (7) 1523-1532.

Remm, L., Lõhmus, A., Leibak, E., Kohv, M., Salm, J.-O., Lõhmus, P., Rosenvald, R., Runnel, K., Vellak,

K., Rannap, R. 2019. Restoration dilemmas between future ecosystem and current species values:

The concept and a practical approach in Estonian mires. Journal of Environmental Management,

250, art nr 109439.

Remm, L., Lõhmus, A., Rannap, R. 2015. Temporary and small waterbodies in human-impacted forests:

An assessment in Estonia. Boreal Environment Research, 20 (5), 603-619.

Remm, L., Lõhmus, P., Leis, M., Lõhmus, A. 2013. Long-Term Impacts of Forest Ditching on Non-

Aquatic Biodiversity: Conservation Perspectives for a Novel Ecosystem. PLoS ONE, 8 (4), art. nr.

e63086.

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., Lõhmus, A. 2016. Semi-naturally managed forests support diverse land snail assemblages in

Estonia. Forest Ecology and Management, 363, 159-168.

Riigikontroll 2008. Väärtuslike metsa-elupaikade kaitse Natura 2000 võrgustiku aladel. Riigikontrolli

aruanne Riigikogule, Tallinn, 28.05.2008

Rosenvald, R, Järvekülg, R., Lõhmus, A. 2014. Fish assemblages in forest drainage ditches: degraded

small streams or novel habitats? Limnologica - Ecology and Management of Inland Waters, 46, 37

- 44.

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 (8), 1541-1550.

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, art. nr. 38, 1-22.

Sikorski, P., Szumacher, I., Sikorska, D., Kozak, M., Wierzba, M. 2013. Effects of visitor pressure on

understory vegetation in Warsaw forested parks (Poland). Environmental Monitoring and

Assessment, 185 (7), 5823-5836.

Sims, A., Raudsaar, M., Tamm, U., Timmusk, T. 2017. Aastaraamat Mets 2017.

https://www.keskkonnaagentuur.ee/sites/default/files/09_keskkond.pdf

66

Sims, A., Raudsaar, M., Tamm, U., Timmusk, T. 2018. Aastaraamat Mets 2018.

https://www.keskkonnaagentuur.ee/sites/default/files/09_keskkond_26.08.pdf

Soomets, E. 2020. Focal species in wetland restoration. Dissertationes Biologicae Universitatis Tartuensis

374. 137 lk. University of Tartu Press.

Steinacker, C., Beierkuhnlein, C., Jaeschke, A. 2019. Assessing the exposure of forest habitat types to

projected climate change—Implications for Bavarian protected areas. Ecology and Evolution, 9

(24), 14417-14429.

Suislepp, K., Rannap, R., Lõhmus, A. 2011. Impacts of artificial drainage on amphibian breeding sites in

hemiboreal forests. Forest Ecology and Management, 262 (6), 1078-1083.

Tahvanainen, T. 2011. Abrupt ombrotrophication of a boreal aapa mire triggered by hydrological

disturbance in the catchment. Journal of Ecology, 99 (2), 404-415.

Tamm, K. 2017. Raietest Natura elupaikades. Bakalaureusetöö. Ökoloogia ja maateaduse instituut,

Geograafia osakond, Tartu Ülikool.

Tikkanen, O.-P., Matero, J., Mönkkönen, M., Juutinen, A., Kouki, J. 2012. To thin or not to thin: Bio-

economic analysis of two alternative practices to increase amount of coarse woody debris in

managed forests. European Journal of Forest Research, 131 (5), 1411-1422.

Vaikre, M., Remm, L., Rannap, R. 2020. Forest ditch maintenance impoverishes the fauna of aquatic

invertebrates: Opportunities for mitigation. Journal of Environmental Management, 2020, 274,

111188

Vaikre, M., Remm, L., Rannap, R., Voode, M. 2018. Functional Assemblages of Macroinvertebrates in

Pools and Ditches in Drained Forest Landscape. Wetlands, 38 (5), 957-964.

Viilma, K. 2002.Metsade looduslikkuse taastamine aitab kaitsta metsakooslusi. Eesti Mets 4.

Viljasoo, V. 2015. Lahemaa rahvuspargi metsaelupaikade inventuur. Metsandus- ja maaehitusinstituut,

Metsakorralduse osakond, Eesti Maaülikool.

67

LISAD

LISA 1. MÄRGADE METSAELUPAIGATÜÜPIDE FOTOD

Fotoleht 1. *91D0 tüüpilised heas seisundis elupaigad

68

Fotoleht 2. Kuivenduse mõjuga elupaigatüüp *91D0, millel on praegu kõrge loodusväärtus

69

Fotoleht 3. *9080 tüüpilised heas seisundis elupaigad

70

Fotoleht 4. *9080 degradeeruva turbaga halvas seisundis elupaigad, millel on salumetsadele

omaste epifüütide jaoks kõrge loodusväärtus

71

Fotoleht 5. *91E0 tüüpilised heas seisundis elupaigad

72

Fotoleht 6. *91E0 degradeeruva turbaga halvas seisundis elupaigad, millel võib olla väärtus

soodele mitteomaste liikide elupaigana

73

Fotoleht 7. 91F0 tüüpilised heas seisundis elupaigad

74

Fotoleht 8. 91F0 kahjustatud elupaigad, millel on praegu kõrge loodusväärtus

75

LISA 2. TAASTAMISALADE EELVALIKU ETAPID JA PÕHIMÕTTED

I etapp: soo-lehtmetsi hõlmavate „tuumalade“ eelvalik geoinfopäringuna

I etapis loodi geoinfokiht „SooLeht_loodusala“, mis saadi järgmiste järjestikuste

põhiprotseduuride järel Natura alade piires:

• mullakaardilt päriti kogu madalsoo- ja lammimuldade ala ning tekitati neile 25 m

välispuhver;

• lisati eelnevat puutuvad metsaalad (eraldised), mis 2019. aasta seisuga olid järgmistest

kasvukohatüüpidest: LD, MD, AN, TA, TR, SJ;

• eemaldati eelnevalt saadust 2018. aasta CORINE-kihi alusel kõik muud maakattetüübid

peale 311 (lehtmetsad) ja 313 (segametsad); algselt prooviti sisse jätta ka 324

(üleminekulised metsaalad), kuid need osutusid peamiselt puissoodeks ja tekitasid

lihtsalt müra;

• polügoonid lahutati isoleeritud laikudeks ja kustutati ära <1 ha suurused laigud.

Etapi tulemuseks oli kokku 2316 polügooni ja 72 522 ha üldpindala hõlmav kaardikiht, mis

eeldatavasti näitab ära piirkonnad, kust võiks Eestis soo-lehtmetsadele keskenduvaid

taastamisalasid otsida (joonis 1).

Joonis 1. Taastamisvaliku soo-lehtmetsa „tuumalade“ (punasega) paiknemine Natura aladel

(helesinine)

II etapp: suurema kuivendusmõjuga alade visuaalne valimine

Kaardilt leiti kõigi I etapi alade seast visuaalselt sellised kuivendussüsteemidega alad, kus

kuivenduskraavide sulgemise abil taastamine võiks parandada märgade lehtmetsade kvaliteeti.

Jälgiti, et kuivendussüsteemi muutmine oleks hüdroloogiliselt võimalik või ei oleks väga

keeruline. Alade valimisel jälgiti ka II ja III seisundiklassi kuuluvate loodusdirektiivi märgade

metsaelupaigatüüpide olemasolu ja kas nende kirjelduse juures oli rõhutatud kuivenduse

76

negatiivset mõju. Eraldi asuvad alla mõnekümne ha suurused alad eemaldati selles etapis

valikust.

Kokku jäi valikusse 64 ala (joonis 2), sh neli varasemat eelvalikuala (kogupindala u 20 000 ha;

hinnangulised pindalad 50–1000 ha).

Joonis 2. Natura 2000 võrgustiku aladel paiknevad olulise kuivendusmõjuga soo-lehtmetsa

enamusega alade asukohad (n=64)

III etapp: taastamisaladega seotud tegurite hindamine

Iga ala kohta arvutati kokku 12 tunnust, mis pärinesid seitsmest kategooriast. Tunnuste

väärtused võisid anda nii positiivseid punkte (võiksid soodustada taastamise edukust) kui ka

negatiivseid punkte (taastamise edukust vähendavad asjaolud või juba olemasolevate väärtuste

potentsiaalne hävimine).

1) Puistutega seotud tunnused:

• puistute osakaal kogu pinnast (positiivne; +) (<50% -1; ≥50% 0)

• lehtmetsa pindala (+) (10-29 ha 0; 30–99 ha +1, ≥100ha +2)

• üle 50-aastase lehtmetsa osakaal kogu lehtmetsast (negatiivne; -) (<50% 0; 50-66% -1;

67–82% -2; 83–100% -3)

• männikute osakaal (-) (<20% 0; 20–39% -1; 40-59% -2, 60–80% -3, ≥80% -4)

• (istutatud) kuusikute osakaal (-) (<20% 0; 20–39% -1; 40–59% -2).

2) Kõdusoometsade osakaal: kõdusoometsad on juba looduslikust soometsast nii palju

eemaldunud, et taastamise edukus on küsitav (-) (<20% 0; 20–39% -1; 40–59% -2, 60–

80% -3, ≥80% -4).

77

3) Olemasolevate märgade metsaelupaigatüüpide osakaal:

• heas seisundis elupaigatüüpide osakaal metsapinnast; kui vähe, siis positiivne

(levikuallikas lähedal); kui palju, siis negatiivne (taastamine pole vajalik) (+-) (0% 0, 1-

32% +1, ≥33% -1)

• kehvas seisundis (seisund II-III) elupaikade pindala (+) (0 ha 0; 1–29 ha +1; 30–99 ha

+2; 100–199 ha +3; ≥200 ha +4).

4) Suletava kuivendussüsteemi kompaktsus (tervikuna suletav +1, olulised osad ei ole

suletavad -1, ebaselged juhtumid 0).

5) Olemasolevate metsaelupaigatüüpide ohutegurite hulgas on nimetatud kuivenduse

negatiivset mõju (nimetatud 1, pole nimetatud 0).

6) Maaomandi ja kaitsekorra arvesse võtmine. Eramaal on taastamistegevuste tegemine

ilmselt keeruline, kuid sihtkaitsevööndis võib see siiski olla võimalik ning seal on ka

suurema tõenäosusega võimalik eramaa riigiomandisse ostmine. Eraldi tunnusena arvutati

piiranguvööndis asuva eramaa osakaal (<20% 0; 20–39% -1; 40–59% -2, 60–80% -3,

≥80% -4).

7) Kattuvus varasemate sootaastamise alade kihtidega. Eemaldati need alad, kus veerežiim on

olulises osas juba taastatud - sellega eemaldati valikust 9 ala. Osalist väikesepinnalist

kattumist varasemate taastamisaladega ja poollooduslike alade taastamistega ignoreeriti,

kuna hilisemates etappides saab need taastamisalast välja lõigata.

Kõikide tunnuste põhjal saadud punktisumma annab küll hinnangu taastamistegevuste

potentsiaali kohta, kuid iga võimalikku ala peab teda ümbritsevat maastikku arvestades eraldi

vaatama. Lisaks võivad siin etapis kasutatud andmebaasid olla puudulikud.

Antud (aga ka kahes eelmises) etapis on arvesse võetud eeskätt bioloogilisi aspekte, mis võiksid

mõjutada taastamistegevuse efektiivsust. Maa omandivormi ja kaitsestaatust võeti teadlikult

arvesse ainult väikese kaaluga. Järgmistes etappides võivad need ilmselt mitmetel juhtudel

välistada ala kasutamise taastamisalana. Näiteks võib olla võimalik küll eramaad riigile osta,

kuid see selgub alles konkreetsete alade juures. Kokku jäi siin etapis valikusse 55 ala

(kogupindalaga 15 500 ha).

IV etapp: prioriteetsete taastamisalade esmase valiku ja peamiste probleemide

kaardistamine

Eesmärk oli: 1) saada valik aladest, mille piire tuleks veel täpsustada, enne kui need antakse

KeA-le ja RMK-le edasiseks menetlemiseks; 2) täiendada eelmiste etappide alade infot, eriti

võimalikke täiendavaid kriteeriume silmas pidades; 3) anda taastamistegevusi täpsustav sisend

märgade metsaelupaigatüüpide tegevuskavasse.

Selles etapis võeti arvesse ka alade minevikku, kasutades Maa-ameti ajaloolisi kaarte.

Eelistatud olid põlisel metsamaal asuvad alad ning välditi lähiajaloos lageda ala metsastumisel

tekkinud soometsasid. Vaadati ka potentsiaalselt häiringutundlike kaitstavate linnuliikide

(eeskätt röövlinnud ja metsis) leiukohti EELISe andmetele tuginedes. Alade kaalumisel võeti

selles etapis arvesse konkreetse koha taastamistegevusi mõjutavate teguritena ka omandivormi

ja kaitsestaatust. Kui varasemad etapid olid keskendunud soo-lehtmetsadele, siis selles etapis

vaadati ka laiemat ümbrust, käsitledes ümbritsevat märgala kui tervikut. Konkreetsete alade

väljavalimise järel saab suurendada kogupindala ka teistele sootüüpidele ja (võib-olla) ka

väljapoole Natura alasid.

78

LISA 3. TAASTATAVATE ALADE PRIORITEETSUSKLASSID

Prioriteetsus A (2 ala). Taastamistöödeks sobivad, suhteliselt probleemivabad alad.

1) Meleski (eelvalikuala nr 3, joonis 1). Kaalumist vajavad majandusmetsaga piirialad ja

merikotka hoidmine. Taastamise võiks laiendada ka kõrvalasuvale rabaosale.

2) Soomaa 2 (nr 32) on Soomaa tuumikala, järjepidev metsaala. Soomaa valikute seas

ilmselt parim. Lisaks tasub vaadata ka muid ümbruskonna võimalikke taastamisalasid,

võimalikku ühendamist nendega, sh Karuskose.

Prioriteetsus B. Taastamistöödeks sobivad alad, aga mõne selge probleemiga, mida on vaja

käsitleda. Tüüpiliselt nt seoses kaitstavate liikide elupaikadega, mis vajavad taastamisvõtete

hoolikat planeerimist ja võib-olla neist ka kohati loobumist. Eristati kaks prioriteetsusgruppi:

B1 (3 ala)

3) Peterna-Laashoone (nr 64). Argument: taotluses juba näidatud ala; terviklik ja

suhteliselt heas seisundis ala; põhiküsimus on leida sobivad taastamisvõtted, mis ei

kahjustaks juba toimuvat (ise)taastumist. Ala keskele on rajatud tee, kuid see asub

veelahkmel.

4) Laulaste (nr 44). Argument: parim järjepideva soo-lehtmetsa ala; järjepidev, suur ala,

kuid täpsustamist vajab, kuivõrd vähendaks taastamise efektiivsust kohapealsest

kuivendusvõrgust ainult osa hõlmamine. Kaaluda ka teest itta jäävat osa. Kaalumist

vajav probleem RMKle on piiranguvööndi hõlmamine.

5) Tudusoo (nr 13). Argument: sünergia varasemate sootaastamisaladega. Põhjapoolne osa

on taastatud, aga lõunapoolne 600 ha on suur loodusmassiiv, põline soometsamaastik.

Arutelu: lääneosa on suurema potentsiaaliga, omaette tervik ja vähem konfliktne.

B2 (4 ala)

6) Mustassaare (nr 2) ala on seotud Muraka kompleksiga ja RMKs oli kunagi selle

taastamine juba jutuks. Väljakutseks on lendorava elupaiga terviklikkuse tagamine

sihtidel. Võib laiendada ka lõunapoole, kus Sildla soos on küll valdavalt *91D0.Ei

kuulu valdavalt SKVsse ja keskne kraav on seotud teega. Lõunasse jäävas väiksemas

rabas on metsisemäng: seal saaks seisundit ilmselt paremaks teha, aga ettevaatlikult.

Arutelu: teega seotud kuivendus jääb, selle tähtsus kogu ala seisukohalt vajab

hindamist; metsisemängu silmas pidades võiks kaaluda järkjärgulist taastamist.

7) Ohepalu 2 (nr 11) on looduslikult väga väärtuslik ala, kus on oluline soojärvede

väljavoolu kinnipanek. Võib-olla õnnestub väheste kraavide sulgemisega suur pindala

looduslikumaks muuta. Taastamisala metsad on väärtuslikud ja taastamistööde

läbiviimisel ning veerežiimi taastumisel tuleb vältida olemasolevate metsaelupaikade

hävimist. Arutelu: põhiküsimus on, mil määral nende juba 19. saj tehtud kraavide-

väljavoolude sulgemine parandaks ala metsade seisundit.

8) Soomaa 3 (nr 33) oli minevikus osaliselt lammiala; kaks konnakotkast. Kindlasti vaja

ümber piiritleda – lamminiite ja eramaid välja arvata/vähemaks jätta. Praegu piiritletud

maa-alast lõunasse jäävad ulatuslikud, valdavalt riigimaal paiknevad soo-lehtmetsad

sihtkaitsevööndis.

9) Pihla-Kaibaldi (nr 25) ala on ka lagedate soode taastamisalade nimekirjas, aga oleks

mõistlik taastada koos metsadega. Kuivendussüsteemid on väga vanad. Arutelu:

kõrvaloleval Määvli alal on taastamistööd juba tehtud; alal palju vanu puistuid, mida

ei tohiks kahjustada.

Prioriteetsus C. Head taastamispotentsiaaliga alad, mis aga vajavad üldisemat

taastamisperspektiivi analüüsi ja võimalikku taastamisalade piiride täpsustamist.

Taastamisperspektiivi terviklikkuse alusel eristati kaks prioriteetsusgruppi:

79

C1 (2 ala)

10) Luusika (nr 12) on erviklik süsteem, mille sulgemine mõjutab kogu ala. Kõik on SKV

ja riigimaa. Võiks isegi laiendada kogu kaitsealale ja ka Oti LKAle. Arutelu keskendus

asjaolule, et Natura andmebaasis on valdav osa alast määratud kõrgekvaliteediliseks

läänetaigaks (*9010), samas kui kaitsekorralduskavas (2015) väidetakse, et kogu ala

keskosal kaitstav elupaigakvaliteet puudub. Vajab täpsemat inventuuri, sh Natura

arvestuse korrigeerimist, ja taastamispotentsiaali selgitamist. Alal on säilinud

väikesearvuline metsisemäng kunagise suure asemel, võiks olla ka metsise elupaiga

pikaajaline taastamispotentsiaal.

11) Endla W-osa (nr 52) on meie klassikaline märgala ja vajab taastamist. Arutelus leiti, et

ala on maastikuliselt väga perspektiivne taastamisala, kuid on erinevaid kohapeal

lahendamist vajavaid teemasid (tee ala keskel, eramaad põhjaosas, purskav allikas,

laiendusvõimalused läände üle jõe). Alal on säilinud väikesearvuline metsisemäng

kunagise suure asemel, võiks olla ka metsise elupaiga pikaajaline taastamispotentsiaal.

C2 (2 ala)

12) Parika 2 (nr 21) alal pesitseb must toonekurg ja metsis ning esmastesse piiridesse ala

jääda ei saa. Teisalt on Parika raba enda taastamine juba projekteerimisfaasis. Küsimus

on, kas tasub sellele lisada laiendus, nt idaossa (samas, seal on metsis).

13) Käntu-Kastja (nr 41) on hoiuala, kus on väga palju eramaad ja mille kaitsestaatus

lähiajal muutub (projekteeritav kaitseala). Võrreldes algselt pakutuga on vaja piire

muuta, nt võiks olla põhjendatud keskendumine taastamisele soo ümber, et suurendada

soo pindala (eriti siis, kui see tsoneeritakse sihtkaitsevööndisse).

Prioriteetsus D (1 ala).

14) Kärevere (nr 22) on varasem luhaala, mille kraavid on kohati üsna sulgunud, kuid mille

taastamine luhana ei ole päevakorras. Põhimõtteliselt on võimalik väikese tööga (mõne

kraavi sulgemisega) niiskusrežiimi oluliselt parandada. Ala on valdavalt

piiranguvööndis.

Prioriteetsus E (3 ala). Hüdroloogiliselt probleemsed alad (lisaks muid probleeme), vajavad

täpset kaalumist erinevate piirivariantide korral.

15) Endla S-osa (nr 4) on pingereas madalal kohal, kuid kaalumine võib põhineda

puudulikel andmetel. RMK on juba varem seda kaalunud taastamisalana, kuid

probleemiks on nii ida- kui ka lääneosa läbiv eesvool, mis ei ole suletav. Samas lääneosa

taastub juba kopra tegevuse tagajärjel. Probleem on ka metsisega, kelle kaitses on

Endla LKA tähtis piirkond. Piirid tuleb üle vaadata. Alal on palju miinuseid, aga ka

plusse.

16) Lindi (nr 8) probleemid: karjäär, kotkapesad. RMK esindaja sõnul võiks sobida

taastamisalaks.

17) Soomaa 1 (nr 31) on oluline taastada – Soomaa südame metsad. Arutelus leiti, et kuigi

maastikuliselt on ala igati perspektiivne, on probleemiks ala läbiv Mulgi oja. Seda ei

saa sulgeda ja seda on väga keeruline ka ümber suunata. Ala asub piiranguvööndis, kus

on lubatud metsasid majandada.

Mõne ala puhul täpsustati piire vastavalt ekspertgrupi soovitustele. Selles etapis välja valitud

17 ala kogupindala oli 7700 ha, kuid see võib konkreetse planeerimise käigus oluliselt muutuda.

Lisaks, nagu märkis RMK esindaja, peab taastamisala pindala-hinnangu määramise

kooskõlastama varasema praktikaga.

80

Joonis 1. Ekspertgrupi valitud võimalikud taastamisalad (tähistatud punasega ja nummerdatud;

N=17) ja valikust kõrvale jäänud alad (tähistatud halliga; N=38)

81

LISA 4. ESMASTE TAASTATAVATE ALADE ÜLEVAATEKAARDID

Meleski taastamisala

82

Soomaa 2 taastamisala

83

Peterna-Laashoone taastamisala

84

Laulaste taastamisala

85

Tudusoo taastamisala

86

Mustassaare taastamisala

87

Ohepalu 2 taastamisala

88

Soomaa 3 taastamisala

89

Pihla-Kaibaldi taastamisala

90

Luusika taastamisala

91

LISA 5. TAASTAMISVÕTETE RAKENDAMINE ERINEVAS SEISUNDIS

METSAKOOSLUSTE LOODUSLIKKUSE TAASTAMISEKS

Lähtekooslus

Sihtkooslus (LD kood)

Siirdesoo- ja rabametsad

(*91D0)

Soostuvad ja soo-

lehtmetsad (*9080)

Lammi-lodumetsad

(*91E0)

Kraavitatud rabamets

sekundaarse puurindeta Kraavid sulgeda X X

Kraavitatud rabamets

sekundaarse puurindega.

Kraavid sulgeda. Kaaluda

võib sekundaarse puurinde

kujundamist. Säilitama peab

seisva ja lamava surnud

puidu.

X X

Kraavitatud tihenenud

puurindega rabamets

metsise elupaigana

määratletud alal

Kraavid sulgeda. Erilist

tähelepanu pöörata

trassiraiel puude

säilitamisele.

X X

Kraavitatud sekundaarse

puurindega siirdesoo.

Kraavid sulgeda. Kuid

kaaluma peab ka avatud

siirdesoo taastamise

võimalust.

X X

Kraavitatud tihenenud

puurindega siirdesoo

metsise elupaigana

määratletud alal.

Kraavid sulgeda. Erilist

tähelepanu pöörata

trassiraiel puude

säilitamisele.

X X

Kraavitatud siirdesoomets

elupaik *91D0 üldise LK

väärtusega A,B.

Kraavid sulgeda. X X

Kraavitatud siirdesoomets

sekundaarse puurindega,

*91D0 üldise LK väärtusega

C,D.

Kraavid sulgeda. Võib

kaaluda puurinde

kujundamist liituseni 0,4-

0,5, rinnaspindala 13-

21m2/ha. Raietel tuleb

tähelepanu pöörata surnud

puiduga seotud

struktuurielementide

säilitamisele.

X X

Kraavitatud siirdesoomets

metsise jäetava elupaigana

määratletud aladel

Kraavid sulgeda. Erilist

tähelepanu pöörata

trassiraiel puude

säilitamisele

X X

Kraavitatud madalsoomets

(madalsoomets ja lodumets) X Kraavid sulgeda. Kraavid sulgeda.

Kraavitatud tihenenud

puurindega madalsoomets

(madalsoomets ja lodumets)

X Kraavid sulgeda. Kraavid sulgeda.

Kraavitatud madalsoomets,

kuhu on rajatud

istutusvagudele männi- või

kuusekultuur, mis on alla 50

aasta vana (madalsoomets ja

lodumets)

X

Kraavid sulgeda. Kaaluda

istutatud puistu osalist või

täielikku eemaldamist ja

asendada kasvukohale

iseloomulike puuliikidega

nagu kask, sanglepp.

Taastada varieeruv

mikroreljeef, mis tagab vee

püsimise ühtlaselt kogu alal.

Kraavid sulgeda. Kaaluda

istutatud puistu osalist või

täielikku eemaldamist ja

asendada kasvukohale

iseloomulike puuliikidega

nagu kask, sanglepp.

Taastada varieeruv

mikroreljeef, mis tagab vee

püsimise ühtlaselt kogu alal.

92

Lähtekooslus

Sihtkooslus (LD kood)

Siirdesoo- ja rabametsad

(*91D0)

Soostuvad ja soo-

lehtmetsad (*9080)

Lammi-lodumetsad

(*91E0)

Kraavitatud soostunud

metsad (sõnajala,

angervaksa, sinihelmika)

X Kraavid sulgeda. Kraavid sulgeda.

Kraavitatud soostunud

metsad (sõnajala,

angervaksa, sinihelmika),

kuhu on rajatud

kuusekultuur

X

Kraavid sulgeda. Kuni 60

aastases puistus võib

kaaluda puistu kujundamist

kasvukohale omase

puuliigilise koosseisu

suunas. Raiet mitte teha, kui

kultuurid maastikus ei ole

domineerivad.

Kraavid sulgeda. Kuni 60

aastases puistus võib

kaaluda puistu kujundamist

kasvukohale omase

puuliigilise koosseisu

suunas. Raiet mitte teha, kui

kultuurid maastikus ei ole

domineerivad.

Kraavitatud soostunud

metsad (sõnajala,

angervaksa, sinihelmika)

kuhu on rajatud vagudele

kuusekultuur

X

Kraavid sulgeda. Kaaluda

istutatud puistu osalist või

täielikku eemaldamist ja

asendada kasvukohale

iseloomulike puuliikidega

nagu kask, sanglepp.

Taastada varieeruv

mikroreljeef, mis tagab vee

püsimise ühtlaselt kogu alal.

Kraavid sulgeda. Kaaluda

istutatud puistu osalist või

täielikku eemaldamist ja

asendada kasvukohale

iseloomulike puuliikidega

nagu kask, sanglepp.

Taastada varieeruv

mikroreljeef, mis tagab vee

püsimise ühtlaselt kogu alal.

Jänesekapsa kõdusoomets

Kraavid sulgeda. Kuni 60-

aastastes puistutes võib

kaaluda puistu kujundamist

liituseni 0,4–0,5,

rinnaspindala 13–21m2/ha.

Kuuske säilitada kuni 10%.

X X

Kraavitatud mustika

kõdusoomets.

Kraavid sulgeda. Kuni 60-

aastastes puistutes võib

kaaluda puurinde

kujundamist liituseni 0,4–

0,5, rinnaspindala 13–

21m2/ha. Kuuske säilitada

kuni 10%.

X X

Kõdusoomets metsisele

säilitatava elupaigana

määratletud aladel, mis

kattuvad metsise

elupaigamudeli hinnanguga

Kraavid sulgeda. Erilist

tähelepanu pöörata

trassiraiel puude

säilitamisele.

Kraavid sulgeda. Erilist

tähelepanu pöörata

trassiraiel puude

säilitamisele. X

93

LISA 6. PINDALALISTE KAITSE-EESMÄRKIDE MÄÄRATLEMISE METOODIKA

Märgade metsaelupaigatüüpide pindalalised kaitse-eesmärgid tuletati nende ökosüsteemide

soodsa seisundi saavutamiseks püstitatud kolmest põhieesmärgist aastani 2050: 1) soodne

seisund LD tähenduses; 2) neile elupaigatüüpidele omaste liikide seisundi paranemine IUCN

ohuhinnangu tähenduses; 3) turvast akumuleeriva metsapindala säilitamine vähemalt 2004.

aasta tasemel. Ekspertgrupp (R. Rosenvald (TÜ), A. Lõhmus (TÜ), A. Palo (TÜ), L. Truus

(TLÜ), R. Pajula (TLÜ), M. Ilomets (TLÜ), K. Kohv (RMK), M. Küttim, L. Kuresoo (ELF),

H. Fridolin (KeM), V. Rannap (KeM), M. Suurkask (KeA)) arutas 23.09.2022 ja 29.09.2022

toimunud veebikoosolekutel põhieesmärkide põhjendusi ja seda, kuidas tuletada neist

pindalalised sihttasemed. Peamised pindalade kaalutlemise asjaolud olid metsaelupaigatüübile

praegu Eestis vastav pindala, selle eeldatav dünaamika (sh praegu LD kriteeriumidele vastava

ala mittepööratav degradeerumine) ja potentsiaal vähedegradeerunud alade tõhusama kaitse,

isetaastumise ja aktiivse taastamise korral. Ekspertgrupi arutelu täiendati märgade

metsaelupaigatüüpide *9080, *91D0 ja 91E0 potentsiaalsete levikualade kaardipäringute

analüüsiga. Kaardipäringu koostasid: A. Lõhmus, R. Rosenvald (TÜ), M. Suurkask (KeA) ja

kaardipäringud teostas R. Kont (TÜ).

Arvestati, et praeguse metsamaa looduslik seisund oleks üle 0,9 mln ha märgadesse

kasvukohatüüpidesse kuuluvaid metsi, kogu maastikus hinnanguliselt 1-1,5 mln ha (hinnang

on saadud mullakaardi ja reljeefi põhjal potentsiaalset mulda ja puiskasvu hinnates (A.

Lõhmus)). LD märgadeks metsaelupaigatüüpideks klassifitseeruvaid alasid (st ökoloogiliselt

kvaliteetseid märgi metsi) oli 2019. aasta seisuga säilinud 90 000 ha (LD seireraport14) kuni

135 000 ha (keskkonnaregister15; SMI16; sellest range kaitse all 77 000 ha), st umbes 10%

looduslikust seisust. Degradeerumisprotsessi ulatust ja suunda arvestades ei piisa nendest

aladest 2050. aasta põhieesmärkide saavutamiseks. Eesmärkide saavutamine eeldab

degradeeruvate alade kompenseerimist, liikide seisundi pööramist paranemise teele (liikide

elupaikade seisundi paranemine) ja (vähemalt kaitstavatel aladel) turvast akumuleerivate

metsade pindala suurenemist. Seega on olulised ka LD elupaigatüübi, eriomase elustiku ja

turbaakumulatsiooni potentsiaaliga märgade metsade majandamisrežiimid nii kaitsealadel kui

ka (olenevalt tüübist) neist väljaspool. Protsessi mõjutab laiemalt ELi metsastrateegia

kasutuselevõtt, mis praeguse tegevuskava koostamise ajal oli alles läbirääkimisjärgus. Kõigi

märgade metsade elupaigatüüpide puhul on oluline tagada, et ei kahjustataks juba arvel

olevaid elupaiku.

MÄRGADE METSAELUPAIGATÜÜPIDE *9080, *91D0 JA *91E0 POTENTSIAALSED

PINDALAD

1. Uurimisküsimused

Päringu eesmärk oli selgitada välja pindala, mis praegu ei ole Natura märja metsa

elupaigatüübina arvel, kuid millel on pikemas perspektiivis potentsiaal selleks määratud saada.

Sellel on kaks lähtepunkti.

14 https://nature-art17.eionet.europa.eu/article17/ 15 Tegevuskava tabelid 3 ja 4. 16 https://keskkonnaportaal.ee/sites/default/files/Teemad/Mets/Mets2020.pdf

94

1.1. Eeldati, et praegu elupaigatüübile mittevastava ala areng kriteeriumidele vastavaks on seda

tõenäolisem, mida rangema kaitserežiimiga on ala. Seega on vaja hinnata potentsiaali juba

praegu kaitstavatel aladel.

1.2. Eeldati, et riigi tasemel säilitavad Natura metsaelupaigatüüpide ökoloogilise seisundi

(sh elustiku) kõik praegu sellele vastavad alad, millest osa (eriti väljaspool kaitsealasid) on

teadmata. Järelikult on pikemas perspektiivis oluline teada, mil määral niisugused alad võivad

hävida, et kompenseerida selles ulatuses hävimist vähemalt praeguse üldseisundi säilitamiseks.

2. Metoodiline alus

Päringu aluseks on 500 000 juhupunkti Eesti maismaapindalal (esindavad 4 346 619 ha suurust

ala). Igale juhupunktile on leitud vasteid asjakohastelt kaardikihtidelt ning tulemus on punktide

osakaalu korrutis esindatava pindalaga. Sellele saab leida ka usalduspiirid, nt 1000 punkti korral

on 95% usalduspiiridega hinnanguvahemik 8259–9128 ha, st täpsus 869 ha. Suhteline täpsus

suureneb sedamööda, mida tavalisem on meid huvitav maakatteklass.

Meetodi täpsust iseloomustab näiteks see, kuivõrd punkthinnang uuritavate elupaigatüüpide

üldpindalale Natura andmebaasis langeb kokku selle andmebaasi polügoonide tegeliku

pindalaga17 . Need punkthinnangud olid: *9080 – 53516 ha (tegelik: 50243 ha), *91D0 –

66529 ha (tegelik: 63491 ha), 91E0 – 4894 ha (tegelik 4157 ha) ning 91F0 – 791 ha (tegelik

717 ha).

Käesolevas päringus kasutati järgmisi geoinfoallikaid:

• kaitsestaatus (sh projekteeritavad kaitsealad) – EELIS, 02.02.2023;

• mullatüüp - Kmoch, A., Kanal, A., Astover, A., Kull, A., Virro, H., Helm, A., Pärtel,

M., Ostonen, I. and Uuemaa, E., 2021. EstSoil-EH: a high-resolution eco-hydrological

modelling parameters dataset for Estonia. Earth System Science Data, 13, 83–97.

https://doi.org/10.5194/essd-13-83-2021;

• CORINE maakate - CLC 2018 version is v.2020_20u1 (https://land.copernicus.eu/pan-

european/corine-land-cover/clc2018);

• metsaregister – Eesti metsaregister (KAUR, 10.01.2022), mida on TÜ

looduskaitsebioloogia töörühm 2022. aasta seisuga kaasajastatud nende erametsades

asuvate raiesmike osas, kus ametlikus metsaregistris olid uuendamata andmed;

raiesmikud tuvastati LiDARi taimkatte kõrguskaartide põhjal;

• määratud Natura elupaigatüüp (riiklik register) – EELIS, 02.02.2023.

3. Potentsiaalsete elupaigatüüpide päringud

3.1. Esmased kaardipäringud

Kaitsekord jagati kolmeks teineteist välistavaks grupiks (neljas on kõik ülejäänu):

• range kaitse – reservaat, sihtkaitsevöönd, püsielupaiga sihtkaitsevöönd;

• projekteeritav range kaitse – nagu eelmine, kuid sellega mitte kattuv ja

projekteerimisfaasis;

• piiranguvöönd – kummagi eelnevaga mittekattuv kaitseala või püsielupaiga

piiranguvöönd või hoiuala.

*9080 – soostuvad ja soo-lehtmetsad. Päring tehti kahes mittekattuvas osas: 1) CORINE tüüp

311 (lehtmetsad; broad-leaved forest) ja kas kasvukohatüüp metsaregistris (MD, SS, LD, AN,

OS, TA või TR) või, kui kasvukohatüüp on registris määramata, siis madalsoo (M*) või

17 tegevuskava tabel 3

95

siirdesoomuld (S*); 2) nagu eelmine, aga CORINE tüüp 324 (üleminekulised alad; transitional

woodland-shrub).

*91D0 – siirdesoo- ja raba(okas)metsad. CORINE tüüp 312 (okasmetsad; coniferous forest)

või 313 (segametsad; mixed forest) ja kas kasvukohatüüp metsaregistris (SS, RB) või, kui

kasvukohatüüp on registris määramata, siis siirdesoomuld (S*) või rabamuld (R*).

*91E0 – lammi-lodumetsad. Päringu eeltingimus oli, et tegu ei ole *9080-ks loetud alaga,

mille piires tehti kaks mittekattuvat päringut: 1) CORINE tüüp 311 (lehtmetsad; broad-leaved

forest) ja muld lammi-madalsoomuld (AM); 2) nagu eelmine, aga CORINE tüüp 324

(üleminekulised alad; transitional woodland-shrub).

Puistu vanuse kriteerium. Olemasolevate, ent väljaspool praegusi Natura elupaiku asuvate,

märgade metsade elupaigatüüpidele vastavate võimalike alade pindala hindamiseks kohaldati

metsaregistri (korrigeeritud) andmestikule järgmisi vanusekriteeriume: *9080 ja *91E0 –

vähemalt 60 a; *91D0 – vähemalt 80 a.

3.2. Täiendavad päringud ja tõlgendamine

Päringu tegemisl selgus, et tulemus ei ole üheselt tõlgendatav kahel põhjusel: 1) praegu Natura

andmebaasis määratud elupaikadest hõlmas alla poole pindalast: nii *9080 kui ka *91D0 puhul

43%, 2) 91E0 puhul oli hõlmatus koguni ainult 1%, lisaks jäi 14% *9080 päringu pindalale.

Peamine põhjus *9080 ja *91E0 puhul oli see, et nende seas oli CORINE resolutsioonis palju

segametsi (CORINE tüüp 313): 34% praegu *9080 ja koguni 70% *91E0 arvel olevatest

metsadest. Peamine põhjus *91D0 puhul oli samuti maakatte- või kasvukohatüüp: 32% olid

CORINE järgi üleminekulised alad ja 9% sood ning 19% vastas küll päringule okas- ja

segametsade osas, kuid olid takseeritud muuks kui RB või SS kasvukohatüübiks. Seega

annavad päringute tulemused konservatiivseid vahemikhinnanguid (tegelikud pindalad on

suuremad), mille tõlgendamisel tuleb arvestada päringu ebamäärasusega.

Oluliseks ebamäärasusallikaks on elupaigatüüpide üleminekud, mida teatud määral näitab

päringule vastavate ja ühtlasi ametlikult Natura elupaikadeks määratud alade ühisjaotus. Need

vastavused näitavad ootuspäraselt, et 1) igas päringus leidub lisaks otsitavale elupaigatüübile

ka teisi märgade metsade tüüpe; 2) üleminekualade seas on palju sooelupaiku ja *91E0

päringutes domineerivad lamminiidud (6450), mille areng võib liikuda ka märja metsa suunas;

3) metsapäringutest eristub *9010, milleks võib kujuneda osa praegusi märgi

metsaelupaigatüüpe. Täpsemalt olid vastavused järgmised:

• *9080 päringust 1 Natura andmebaasis kokku 30974 ha, sh *9080 - 60%, *91D0 – 6%

ja *91E0 – 2%; teistest elupaigatüüpidest sagedasemad *6530 ja *9010 (kumbki 6%)

ning *9020 ja 7230 (kumbki 5%).

• *9080 päringust 2 Natura andmebaasis kokku 52081 ha, sh *9080 - 11%, *91D0 – 29%

ja *91E0 – 0,6%; teistest elupaigatüüpidest sagedasemad *7110 – 17%, 7140 – 16% ja

7230 – 11% (st sooelupaigad).

• *91D0 päringust Natura andmebaasis kokku 39337 ha, sh *91D0 – 55%, *9080 - 5% ja

*91E0 – 0,3%; teistest elupaigatüüpidest sagedasemad *7110 – 16%, *9010 – 15% ja

7140 – 5%.

• *91E0 päringust 1 Natura andmebaasis kokku 461 ha, sh *91E0 – 4%; *9080 - 47% ja

*91D0 – 4%; teistest elupaigatüüpidest peamine 6450 – 38%.

96

• *91E0 päringust 2 Natura andmebaasis kokku 461 ha, sh *91E0 – 1,2%; *9080 - 3% ja

*91D0 – 1%; teistest elupaigatüüpidest peamine 6450 – 66%, vähem 7230 – 12%.

4. Tulemused: potentsiaalsed pindalad kaitstavatel aladel

Tabelis 1 on näidatud päringutele vastavad üldpindalade hinnangud ning nende jaotus

kaitserežiimi ja LD elupaigatüübina arvelevõtu järgi. Üldpindalad on esitatud arvutuslikult

hektari täpsusega, kuid nende tegelik pindalatäpsus on kümnete (<1000 ha) kuni sadade (>10

000 ha) hektarite tasemel.

Tabel 1. Märgade metsaelupaigatüüpide *9080, *91D0 ja 91E0 juhupunktipäringule vastavad

pindalad (ha) Eestis kaitserežiimide kaupa. („Natura andmebaas“ tähistab mistahes

elupaigatüübile vastavaid alasid, mitte üksnes päringu sihttüüpi.)

Elupaigatüüp

Kaitserežiim

Kaits-

mata KOKKU

sh. EELIS

Kaits-

mata

R an

g e

P ro

j. r

an g

e

P ii

ra n

g

R an

g e

P ro

j. r

an g

e

P ii

ra n

g

*9080 päring 1 27445 7728 10806 195928 241907 17995 4512 7163 2086

*9080 päring 2 31782 5120 9997 99155 146055 24176 3521 7520 4121

*91D0 49847 10023 12058 87863 159790 30400 5833 8485 7363

*91E0 päring 1 417 26 217 1034 1695 339 0 43 43

*91E0 päring 2 791 17 443 1973 3225 565 9 226 600

*9080 – soostuvad ja soo-lehtmetsad. Päringule 1 vastab rangetel kaitsealadel 9450 ha seni

Natura elupaigatüübina mitte arvel olevat ala, projekteeritud rangetelt kaitsealadelt lisandub

sellele 3216 ha ning piiranguvöönditest 3642 ha. Vastavad arvud päringu 2 (üleminekualade)

puhul on 7607 ha, 1600 ha ja 2478 ha. Neid arve tõlgendati nii, et päringu 1 tulemusele vastav

potentsiaalse *9080 pindala on pisut suurem, sest teisi elupaigatüüpe oli selles päringus küll

40%, aga samas hõlmas päring ainult 43% praegu arvel olevast pindalast. Päringu 2 tulemusest

võiks potentsiaalseks *9080-ks vastavalt lugeda vähemalt 5%, kui eeldada, et pool sellest

kujuneb mingiks elupaigatüübiks ja teisi elupaigatüüpe on selles praegu 89%. *9080

täiendavaks potentsiaaliks kaitstavatel aladel hinnati vähemalt 15 000 ha, millest vähemalt

10 000 ha asub praegustel ja projekteeritud rangetel kaitsealadel.

*91D0 – siirdesoo- ja raba(okas)metsad. Päringule vastab rangetel kaitsealadel 19 447 ha

seni Natura elupaigatüübina mitte arvel olevat ala, projekteeritud rangetelt kaitsealadelt

lisandub sellele 4190 ha ning piiranguvöönditest 3573 ha. Potentsiaalse *91D0 pindala on

eeldatavasti vähemalt kolmandiku võrra suurem, sest teisi elupaigatüüpe oli selles päringus

35%, aga päring hõlmas ainult 43% praegu arvel olevast *91D0 pindalast. Näiteks *9080

päringust 2 võiks arvestada potentsiaalseks *91D0-ks kaitstavatel aladel u 2000 ha (eeldades,

et pool kujuneb seal mingiks elupaigatüübiks ja sellest u 30% saab olema *91D0). *91D0

täiendavaks potentsiaaliks kaitstavatel aladel hinnati vähemalt 30 000 ha, millest vähemalt

25 000 ha asub praegustel ja projekteeritud rangetel kaitsealadel.

*91E0 – lammi-lodumetsad. Päringud kinnitavad, et elupaigatüübi täiendav potentsiaal on

kaitsealadel olemas, kuid pindalade hindamiseks tehtud päringud ei sobi. Seda näitab asjaolu,

et *91E0 ametlik pindala jaotub eri päringute vahel (jaotis 3.2) ja valdavas osas (78%) jääb

neist üldse välja. Praegusest pindalast on ligi pool madalsoomuldadel, kus selle eristamine

elupaigatüübist *9080 ei paista olevat geoinfopäringuga võimalik, ja alla 10% on

97

lammimuldadel. Väärib märkimist, et kui Natura andmebaasi järgi on lammi-lodumetsade

pindala üle kümne korra väiksem kui soo-lehtmetsadel, siis SMI järgi ainult umbes neli korda

väiksem. See näitab, et nende kahe tüübi vaheline üleminek ei ole piisavalt selgesti defineeritud

ja osa probleemist tuleb elupaigatüübi tõlgendamisest. Praeguse teadmise põhjal võiks

konservatiivse lähenemisena võtta aluseks, et *91E0 pindalad on kuni 10 korda väiksemad kui

*9080 omad. Suurusjärguna võiks sel juhul oletada kaitstavate alade täiendavaks potentsiaaliks

vähemalt 1500 ha, sellest vähemalt 1000 ha praegustel ja projekteeritud rangetel kaitsealadel.

Kõigi eeltoodud koondjärelduste puhul tuleks arvestada, et nende lisandumine tulevase

üldpindalana (netomuutus elupaigatüübi praeguses pindalas) oleneb veel sellest, 1) kui palju

iga praegu kaitstud elupaigatüübi pindalast degradeerub või muutub mõneks teiseks

elupaigatüübiks; 2) mil määral täpsustuvad üleinventeerimisel seniste elupaigatüüpide

pindalad; 3) kui palju muutub kaitsealade olem.

5. Potentsiaalselt ohustatud pindalad väljaspool kaitstavaid alasid

Päringutele vastavatest pindaladest 70% jääb väljapoole käsitletud kaitserežiimidega alasid

(tabel 1): *9080 päring 1 – 81%, *9080 päring 2 – 68%; *91D0 – 55%; *91E0 päringud 1 ja 2

– mõlemad 61%. Piirates selle ala praegu vähemalt 60-aastaste (*9080) või vähemalt

80-aastaste puistutega (91D0) on võimalik saada suurusjärk sellele pindalale, mis toetab praegu

nimetatud elupaigatüüpide elustikku ja sidusust väljaspool kaitsealasid: *9080 – 12 562 ha (sh

5005 ha riigimaa) ja *91D0 – 5877 ha (sh 4353 ha riigimaa). Lammi-lodumetsade (*91E0)

puhul võiks kohalduda eespool hinnatud 10% soo-lehtmetsade pindaladest, st suurusjärk

1200 ha.

Sellisest tõlgendusest nähtub, et praegu kaitsmata pindalade hävimist on võimalik

olemasolevate kaitsealade piires asuva potentsiaalse elupaiga hulgaga küll tasakaalustada, kuid

elupaikade üldseisundi paranemist Eesti piires saab niimoodi oodata üksnes *91D0 puhul. Kui

praegused soo-lehtmetsad ja lammi-lodumetsad kaitsealadel ka edaspidi degradeeruvad, ei ole

uute kaitsealadeta või leevendusmeetmeteta majandusmetsades (nagu kuivendusmõjude

leevendamine ja pikemad raieringid) võimalik hoida ka nende elupaigatüüpide praegust

tervikseisundit.

KESKKONNAAGENTUURI (2019) ELUPAIGATÜÜPIDE PINDALA HINNANG

Keskkonnaagentuur analüüsis elupaigatüüpide seirest ja inventuurides kogutud andmeid

(Keskkonnaagentuur 2019) ning koostas EELISes registreeritud elupaigatüüpide korrigeeritud

pindalade hinnangu 2018. aasta seisuga. Elupaigatüüpide pindalade hindamisel arvestati

kaasnevate elupaigatüüpidega, valemäärangutest tulenevate pindalade vähenemise ja

suurenemisega.

98

Tabel 2. Elupaigatüüpide üldpinnad (hektarites) ja valemäärangute mahaarvamiste ja

juurdearvamiste tõttu saadud pindala hinnang.

Tüüp Nimetus

Pindala

põhitüüpi

arvestades

Pindala

kaasnevaid

tüüpe

arvestades

Valemääran-

gute tõttu

kahanemine

Valemääran-

gute tõttu

suurenemine

Tegelik pindala

hinnang

(põhitüüp + kaasnev +

kahanemine +

suurenemine)

*9080 soo-lehtmetsad 51903 52807 -21554 3933 35186

*91D0 Siirdesoo- ja

rabametsad 62001 64292 -14287 1402 51407

91E0 Lammi-

lodumetsad 3841 3877 -999 592 3470

91F0 Laialehised

lammimetsad 739 742 -132 1320 1930

SOOVITUS SEOSES 2050. AASTA PINDALALISTE EESMÄRKIDEGA

*9080 – soostuvad ja soo-lehtmetsad

Elupaigatüübi soostuvad ja soo-lehtmetsad (*9080 ) pindala on LD seireraporti järgi 35 000-

40 000 ha, SMI (2020) järgi 42 300 ha, aga EELISe Natura elupaikade kihil (2022) 50 243 ha.

Kaardianalüüsi põhjal on tõenäoline, et LD seireraporti ja elupaikade kihi erinevuse ulatuses

on kaitsealadel 2050. aasta perspektiivis see elupaigatüüp olemas või tekkimas (ptk 4). Samas

ei pruugi see parandada elupaigatüübi tervikseisundit, kui praegu väljaspool kaitsealasid asuv

pindala väheneb (pkt 5). Põhieesmärkide saavutamiseks parandatakse teadaolevate alade

seisundit (eeskätt taastatakse veerežiim), kuid tervikuna on elupaigatüüp kuivenduse või

majandamise tõttu tugevasti degradeerunud (muldadele vastav madalsoo-lodu metsade

looduslik pindala on suurusjärgus 500 000 ha). Lühikeses perspektiivis ei tohi kahjustada arvel

olevaid elupaiku ja pikas perspektiivis võiks neid juurde tekkida vähemalt 10 000 ha (noorte

soo-lehtmetsade suktsessioonist ja taastamistegevustest kuivendusmõjuga aladel). Arvestades

kui tavaline oleks see elupaigatüüp Eestis ala loodusliku seisundi puhul (muldadele vastav

madalsoo-lodu metsade looduslik pindala on suurusjärgus 500 000 ha), oleks soovitav seada

2050. aasta eesmärk 60 000 ha tasemele, kuid kindlasti ei peaks see olema väiksem kui 55 000

ha.

*91D0 – siirdesoo- ja rabametsad

Elupaigatüübi siirdesoo- ja rabametsad (*91D0) pindala on LD seireraporti järgi

44 000-50 000 ha, SMI järgi 81 200 ha ja EELISe järgi (2022) 63 491 ha. Turvast akumuleeriva

pindala säilitamiseks on olulised kõik vähedegradeerunud siirdesoo- ja rabamuldadel asuvad

metsad, mida on Eestis säilinud vähemalt 120 000 ha. Seal tuleb vältida veerežiimi edasist

halvenemist, piirates kuivendussüsteemide hooldust ja rekonstrueerimist, ning taastada

veerežiim (eeskätt kaitsealadel). Ainuüksi rangelt kaitstavate alade täiendav hetkepotentsiaal

elupaigatüübi pindala suurendamiseks on suurusjärgus 25 000 ha (ptk 4), kuid tuleb arvestada,

et nii nende kui ka praegu arvel olevate alade seas on arvestataval määral varasema kuivenduse

tõttu degradeeruvaid alasid. Kokkuvõttes on soovitav seada 2050. aasta eesmärk 70 000 ha

99

tasemele ning kindlasti ei peaks see olema väiksem kui praegu ametlikult EELISes kirjas olev

pindala (63 491 ha18).

*91E0 – lammi-lodumetsad

Elupaigatüübi lammi-lodumetsad (*91E0) pindala on LD seireraporti järgi 3800 ha, SMI järgi

10 300 ha ja EELISe järgi (2022) 4157 ha. Analüüs näitas, et selle elupaigatüübi eristamine

*9080-st ei ole üheselt selge ja pindalaline prognoos ei olnud seega geoinfopäringu alusel

võimalik. Samas on ainuüksi selle tüübi kõige iseloomulikumaid muldi, alluviaalmuldi, Eestis

u 22 400 ha, millest 7000 hektaril on Corine (2018) järgi maakattetüübiks mets ja 4000 hektaril

üleminekuline metsaala (potentsiaalne lehtmets). Praegu moodustavad alluviaalmullad üksnes

10% elupaigatüübi arvelolevast pindalast. Arvestades, et selle elupaigatüübi metsadest on

tõenäoliselt >60% kaitsealadest väljas (ptk 5), on ka nende hävimisega kaasnev tervikseisundi

halvenemine väga tõenäoline. Seega ei tohiks 2050. aasta eesmärk kindlasti olla alla 6000 ha

(milleni jõudmiseks on potentsiaalne pindala tõenäoliselt juba praegu kaitstavatel aladel

olemas, ptk 6) ning võiks soovitavalt olla sellest suurem, hinnanguliselt 7000 ha.

Selle elupaigatüübi pindala ja seisundi parandamisel peaks pikaajaline fookus olema

vooluveekogude kaitsel ja taastamisel, seda ka väljaspool kaitsealasid (nt veekogude äärsete

kaitsepuhvrite ehk kaldakaitsemetsade abil). Olulisemates elupaigatüübi levikupiirkondades

peaksid need abinõud suurendama elupaigatüübi pindala vähemalt 20%, st 1200 ha võrra.

91F0 – laialehised lammimetsad

Elupaigatüübi laialehised lammimetsad (91F0) pindala on LD seireraporti järgi 700 ha, SMI

järgi 1500 ha ja EELISe järgi (2022) 717 ha. Keskkonnaagentuuri koostatud hinnangu alusel

on elupaigatüüpi 1930 ha. Lammide raadamise tõttu on lammimetsi säilinud alla 10%

ajaloolisest pindalast, sh eriti vähe laialehiseid lammimetsi (Laasimer 196519), kus aga elab

hulgaliselt ohustatud spetsiifilisi liike. Killustumise ja väikese pindalaga seotud

väljasuremisvõla vältimiseks on oluline 91F0 pindala suurendada, eksperthinnanguna 1300 ha

võrra, mis on eeldatavasti saavutatav olemasolevatel kaitsealadel metsade suktsessioonilise

arengu käigus. Lisaks on vaja 1) vältida laialehise lammimetsa potentsiaaliga alade taastamist

puisniitudeks; 2) uurida, kas taasmetsastuvatel aladel saab teises rindes olevaid laialehiseid

puuliike kujundusraietega soosida.

Eksperdid soovitavad seada 2050. aasta eesmärgiks laialehise lammimetsa (91F0)

elupaigatüübi olemasolu vähemalt 2000 hektaril.

Tabel 3. Erinevates andmekogudes toodud elupaigatüüpide pindalade (ha) võrdlus.

Elupaik

SDF

üles

antud1

Aruande

eesmärk

(2019) 2

Eesmärk

tegevuskavas

EELIS

kaitstav

alal3

KAUR

pindala-

hinnang

(2019)4

TÜ pindala-

hinnang

kaitsealadel5

Erinevus

SDF ja

tegevuskava

eesmärkide

vahel

Erinevus

EELIS ja

tegevuskava

eesmärkide

vahel

Erinevus TÜ

hinnangu ja

tegevuskava

eesmärkide

vahel

*9080 36578 35000-40000 55000 43229 35186 46899 -18422 -11771 -8101

*91D0 39244 44000-50000 63000 51050 51407 71928 -23756 -11950 8928

*91E0 3278 3800 6000 3854 3470 1251 -2722 -2146 -4749

91F0 715 700 2000 684 1930 x -1285 -1316 x

kokku -46185 -27183 -3922

18 EELIS seisuga detsember 2022 19 L. Laasimer (1965). Eesti NSV taimkate. Tallinn, Valgus. 398 lk.

100

____________________________________________________ 1) Natura 2000 standardandmebaasis kirjas olev kõikide Eesti loodusalade eesmärkide kogupindala.

2) Pindala Loodusdirektiivi aruandes (2013-2018).

3) Kaitstav ala on kaitseala, hoiuala, püsielupaik, vääriselupaik. 4) KAUR aruanne 2019 „Ülevaade Loodusdirektiivi metsaelupaikade seisundist (2013-2018) elupaigainventuuride ja seireandmete põhjal“,

jaotis 4.2 Elupaigatüüpide pindala.

5) Tartu Ülikooli juhupunktipäringu analüüs (võimalike) märgade metsaelupaigatüüpide pindalad kaitsealadel, hinnatud on 2023 aasta seisu. Vanusekriteerium: *9080 ja *91E0 – vähemalt 60 a; *91D0 – vähemalt 80 a.

Saatja: Kaupo Kohv <[email protected]> Saatmisaeg: 01.12.2023 09:43:45 Adressaat: [email protected] Teema: Ajapikenduse palumine Manused:

Teie 16.11.2023

Meie 01.12.2023 nr 3-6.1/2023/6610

Sander Laherand Keskkonnaamet

Ajapikenduse palumine

Austatud Sander Laherand

Palume pikendada seisukoha andmise tähtaega 12. detsembrini.

Lugupidamisega

Kaupo Kohv juhataja looduskaitseosakond Riigimetsa Majandamise Keskus 53497924 [email protected]