Tartu Ülikool

Bioloogia-geograafiateaduskond

Botaanika ja ökoloogia instituut

Kristel Turja

METSATAIMKATTE MITMEKESISUS JA SEDA

MÕJUTAVAD TEGURID

Lõputöö

Juhendaja: Martin Zobel

Tartu 2006

Sisukord

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

1. Metsade levik maailmas ......................................................................................................... 4

1.1. Okasmetsad ..................................................................................................................... 4

1.2. Parasvöötme lehtmetsad.................................................................................................. 5

1.3. Troopilised metsad .......................................................................................................... 7

2. Metsad Eestis.......................................................................................................................... 9

2.1. Metsataimkatte kujunemine ............................................................................................ 9

2.1.1. Metsataimkatte areng jääaja lõppedes (hilispleistotseeni ajastul)............................ 9

2.1.2. Varaholotseeni metsataimkate................................................................................ 10

2.1.3. Keskholotseeni metsataimkate ............................................................................... 12

2.1.4. Hilisholotseeni metsataimkate................................................................................ 13

2.2. Metsakooslused ja metsatüübid..................................................................................... 14

2.3. Metsade liigirikkuse varieerumine E. Lõhmuse (1984) andmete põhjal ...................... 20

3. Metsade bioloogiline mitmekesisus ja inimmõju................................................................. 23

3.1. Kasutusajalugu – põlised metsaalad erinevad endistele põllualadele kasvanud

metsadest .............................................................................................................................. 23

3.2. Raie mõju metsadele ..................................................................................................... 26

3.3. Inimmõju kompleksne uurimine ................................................................................... 28

3.4. Säästlik metsamajandus................................................................................................. 31

Kokkuvõte ................................................................................................................................ 34

Summary .................................................................................................................................. 35

Tänuavaldused.......................................................................................................................... 36

Kasutatud kirjandus.................................................................................................................. 37

LISAD ...................................................................................................................................... 39

Lisa 1.........................................................................................................................................40

2

Sissejuhatus

Mets on maailma kõige laiaulatuslikum vegetatsioonitüüp, mis esineb peaaegu kõikides

kliimavööndites. Metsaökosüsteemide iseloomulikud keskkonnatingimused pakuvad elupaika

paljudele spetsiifilistele elusorganismidele. Laias laastus on maailmas kolme tüüpi metsasid:

okasmetsad, parasvöötme lehtmetsad ja troopilised metsad (Smith, 1996).

Eesti metsad on suhteliselt noored, nad said tekkida alles jää taandudes ligikaudu 10 000

aastat tagasi (Paal, 1997). Samas on meie metsad küllaltki varieeruvad eelkõige seoses

aluspõhja kivimite erinevusega Põhja- ja Lõuna-Eestis (Masing, 1969). Eesti metsad

jaotatakse üldtunnustatud Lõhmuse (1984) süsteemi järgi 10 tüübirühmaks ja 22

kasvukohatüübiks.

Viimasel ajal võib sageli kuulda uudistest, lugeda ajalehtedest või populaarteaduslikest

ajakirjadest, et metsasid raiutakse liiga palju, eriti vihmametsasid. Raiejärgselt maha jäetud

alad on aga hakanud taasmetsastuma, need aga on erinevad aastasadu häirimatult kasvanud

põlismetsadest (Ramovs, Roberts, 2003). Raieprobleem on aktuaalseks muutunud ka Eestis

ning seetõttu tekkiski töö autoril huvi teha teoreetiline ülevaade metsadest ning heita pilk

nende mitmekesisust mõjutavatesse teguritesse. Sellise töö peaeesmärgiks oli tutvuda metsade

kohta käiva erialakirjandusega, saamaks teada, mis maailmas selles vallas tehakse. Taolised

teadmised võiks edaspidi kujuneda aluseks edaspidistele magistriõppe raames toimuvatele

iseseisvatele uuringutele metsas.

Käesoleva töö konkreetsed eesmärgid olid järgmised:

1. saada ülevaade maailmas ja Eestis levivatest metsadest;

2. tutvuda Eesti metsade kohta käivate tüpoloogiatega ;

3. uurida pH ja produktiivsuse mõju Eesti metsade liigirikkusele;

4. kirjeldada, kuidas erinevad põlised metsad istandikest;

5. koostada ülevaade raie mõjust metsadele;

6. tutvuda inimmõju komplekssete uuringutega metsades;

7. saada ülevaade säästliku metsamajanduse olemusest.

3

1. Metsade levik maailmas

Mets on maailma kõikidest vegetatsioonitüüpidest kõige laiaulatuslikum. Metsad esinevad

globaalses skaalas nendes piirkondades, kus sademete hulk on suhteliselt suur ning kus ei

esine ulatuslikke põuaperioode. Kõik metsad omavad suurt maapealset biomassi, tänu millele

tekivad taimkattes erinevad rinded. Metsade elustik avaldavab mõju keskkonnatingimustele:

valgusele, niiskusele, temperatuurile, tuulele ja atmosfääri süsihappegaasi sisaldusele (Smith,

1996). Smith (1996) jaotab metsad kolme rühma: okasmetsad, parasvöötme lehtmetsad ja

troopilised metsad.

1.1. Okasmetsad

Okasmetsi iseloomustab jahe ja niiske kliima. Auramine on aga mõõdukas, mis tähendab, et

vett jätkub puudele aastaringselt ning põuaperioode ei esine. Sademevaestes mandrilistes

piirkondades hoolitseb piisava niiskuse eest aga igikelts (Masing, 1979).

Okasmetsad jagunevad omakorda erinevateks tüüpideks. Boreaalne mets ehk taiga esineb

pideva vööndina kogu põhjapoolkeral. Põhja poolt on piiriks juuli 130C isoterm ning lõuna

poolt piirab levikut juuli 180C isoterm (Smith, 1996). See on maismaavöönditest pindala

poolest suurim (Masing, 1979). Euroopas saab see vöönd alguse Skandinaaviast ning ulatub

üle Venemaa Põhja-Jaapanini välja. Samadel laiuskraadidel esineb taiga ka Põhja-Ameerikas.

Boreaalsele metsale on iseloomulik temperatuuri suur aastaajaline kõikumine ning suur

sademete määr. Seal esinevad tüüpiliselt pinnalähedaselt juurdunud puud ja toitainetevaesed

leetmullad. Mõningates regioonides esineb ka igikelts (Smith, 1996). Taigametsad jaotatakse

kahte tähtsamasse rühma: tumetaiga, milleks on varjukad kuuse- ja nulumetsad, ning

heletaiga, mille moodustavad valgusrohked männi- ja lehisemetsad. Viimased esinevad

vaesematel muldadel ja kontinentaalsemas kliimas. Laiemalt on levinud aga üherindelise

puistuga tumetaiga metsad. Sellistele metsadele on väga iseloomulik taimede mükotrofism,

mis aitab puudel happelisest mullast kergemini toitaineid omastada (Masing, 1979).

Parasvöötme vihmametsad (sademeid rohkem kui 2000 mm aastas) esinevad näiteks Lõuna-

Alaskal Vaikse ookeani kaldal ning erinevad eelmisest tüübist nii floristiliselt kui

ökoloogiliselt. Selle põhjused on nii klimaatilised kui ka topograafilised. Vaikselt ookeanilt

tulevad niisked õhumassid sajavad vihma või lumena maha. Suvel on sademeid vähem, kuid

seevastu on palju udu. Seega on sellised metsad väga liigirikkad, domineerivateks on aga

suure niiskusega kohastunud erinevad okaspuuliigid (Smith, 1996).

4

Niinimetatud mägede okasmetsad (Montane Coniferous Forests) esinevad mägede neil

külgedel, kus domineerivad kuivad laskuvad õhuvoolud (Põhja-Ameerikas Kaljumäestik ja

Coast Range ning Euroopas Spanish Sierra Nevada) (Smith, 1996).

Hõrendikud (Woodlands) levivad seal, kus kliima on liiga kuiv mägede okasmetsade jaoks.

Neile metsadele on iseloomulikud väikesed puud ning rohke alustaimestik. Puud asuvad

hõredalt, nende võrad ei ole liitunud (Smith, 1996).

Lõuna männimetsasid (Southern Pine Forests) peetakse sageli üleminekutüübiks parasvöötme

lehtmetsade ja okasmetsade vahel. Sealsed männid on domineerivad, sest taluvad lehtpuudest

paremini toitainetevaest, liivast ja kuiva mulda. Esinevad USA lõuna- ja kaguosariikides.

(Smith, 1996). Analoogiline okas- ja lehtmetsade üleminekuvöönd esineb ka Euraasias. Eesti

jääb selle ala põhjaservale. Ida-Aasias on see vöönd piiratud, sest reljeef on mägine ja kliima

kontinentaalne (Masing, 1979). Nende metsade mullastik ja taimkate on suhteliselt

mosaiiksed, kuna tegemist on varieeruva pinnamoega. Nimetatud mosaiiksust on omakorda

suurendanud arvestatav inimmõju nendel aladel. Ida-Aasia ja Euroopa metsade liigilises

koosseisus on suur erinevus. Idas on metsad ajalooliselt vanad ja seetõttu väga liigirikkad.

Euroopa osas on neid aga mõjutanud korduvad jääajad, mistõttu metsad on ajalooliselt

suhteliselt noored ja seetõttu tunduvalt liigivaesemad (Masing, 1979).

Struktuurilt jaotatakse okasmetsad sõltuvalt kasvuvormide esinemisele ja puistu kasvukäigule

kolme klassi: (1) sirgete silindriliste tüvedega ja keerduvate ning haraliste okstega puudest

(näiteks mändidest) koosnevad metsad; (2) teravatipuliste igihaljaste okaspuude (kuused,

seedrid) metsad; ja (3) heitlehiste okaspuude, nagu lehis, metsad (Smith, 1996)

Vertikaalne struktuur ei ole okasmetsades hästi välja arenenud. Kuuskede võrad on üldjuhul

tihedalt liitunud ja takistavad niimoodi valguse pääsemist metsa alla. Seega on alumised

rinded sellistes metsades nõrgalt arenenud, peamiselt esineb metsa all puhmas-, roht- ja

sammaltaimi. Männimetsades on olukord veidi parem, vanemates võib areneda koguni kolm

rinnet. Varise hulk okasmetsades on tavaliselt märkimisväärne, see võib takistada

alustaimestiku kasvu. Alumistele rinnetele on omane vegetatiivne uuenemine (Masing, 1979).

1.2. Parasvöötme lehtmetsad

Parasvöötme metsad paiknevad okasmetsade vööndist lõuna pool, kus talv on mõõdukalt

külm (minimaalne temperatuur ei lange alla -200C) ja see ei kesta üle kolme kuu (Masing,

1979). Sageli tuleb neil taluda väga kõikuvaid keskkonnatingimusi, mis häirib taimede ja

loomade füüsilist aktiivsust. Vahel tuleb taluda põuda, mõnes kohas üleujutusi, kuid sellised

5

metsad omavad reeglina kõrget produktiivsust (Smith, 1996). Parasvöötme lehtmetsad on

tugevasti mõjutatud inimese poolt. Meie näeme üldjuhul sekundaarseid parasvöötme

lehtmetsi, kuna esmased on maha raiutud põllumajanduse, kaevandamise, inimasustuse

laienemise jm. tõttu. Samas leidub ka majandamata metsi, kus domineerivad looduslikud

protsessid (Smith, 1996).

Ka parasvöötme lehtmetsad jaotatakse omakorda erinevateks tüüpideks. Parasvöötme

heitlehised metsad katsid kunagi väga suuri alasid nii Euroopas, Ameerikas kui Hiinas.

Tänapäevaks on suur osa neist maha raiutud, eriti Euroopas ja Aasias. Jääaegade tõttu on

Ameerika ja Aasia metsad Euroopa omadest liigiliselt koosseisult erinevad (Smith, 1996).

Euroopa lehtmetsad on enamasti monodominantsed tammikud või pöögimetsad, kuid on

võimalik kohata ka polüdominantseid vahtra-jalakametsi ja ka teisi, kuid neid vaid heades

toitumistingimustes. Sellistes metsades on rohurinne liigirikas ning samblarinne vastupidiselt

liigivaene (Masing, 1979). Kagu-Aasia lehtmetsad on tunduvalt liigirikkamad, kus esineb

palju vahtra-, jalaka-, pärna- ja saareliike ning nendele lisaks ka mandžuuria pähklipuud

(Juglans mandshurica), amuuri korgipuud (Phellodendron amurense), samuti mitmeid

tammeliike ning papleid (Masing, 1979).

Parasvöötme hõrendikud levivad peamiselt Põhja-Ameerikas. USA edelaosas, Mehhikos ja

Kalifornias on need üleminekualad okasmetsadelt puisniiduks ja kõrbeks(Smith, 1996).

Parasvöötme igihaljaste metsade all tuntakse Austraalia eukalüptimetsi, galeriimetsi Lõuna-

Ameerikas ja Uus-Kaledoonias ning lõunapöögi (Nothofagus spp.) metsi Patagoonias ja

Austraalias. Need esinevad ka Kariibi mere piirkonnas, samuti piiratult Põhja-Ameerikas.

Häirimatult arenenud ja mitmekesise puude vanusega heitlehised metsad koosnevad tavaliselt

neljast rindest. Tulekahjude, lageraiete ja teiste suureskaalaliste muutuste tagajärjel on osade

metsade puude vanus ühtlustunud ja nende puhul on puurinde alla jäävad rinded tugeva varju

tõttu vähe arenenud (Smith, 1996). Põõsarinne on siiski teatud juhtudel hästi arenenud.

Rohurindes võib pika suve tõttu näha koos kasvamas taimerühmi, mis erinevad üksteisest

aastaajalise rütmi, maapealsete võsude elukestuse ja puhkestaadiumi iseloomu poolest

(Masing, 1979)

Metsa rindelisus mõjutab tema mikrokliimat. Suurim temperatuur on üldjuhul üleval võras,

kuna sealt edasi on päikesekiirguse levik takistatud. Temperatuur langebki puu rinnetes

allapoole liikudes, suurim hüpe leiab aset metsa all lebavate lehtede ja mulla vahel. Öösel on

temperatuurid suhteliselt ühetaolised nii võras kui mullal (Smith, 1996). Samuti oleneb

6

temperatuur aastaajast. Sügisel lehtede langemise ajal kõiguvad temperatuurid erinevatel

tasemetel suhteliselt palju. Sel ajal on lehevarises temperatuur kõrgem. Talvel aga ei ole muld

kaetud lehtede ega puude varjuga ning saab rohkem päikesekiirgust ning seetõttu soojeneb

muld kiiremini, seda just hilistalvel ja varakevadel. See kiirendab taimkatte kevadist arengut

(Smith, 1996).

Õhuniiskus on sellistes metsades suur suvel, kuna siis toimub intensiivne transpiratsioon ja

õhutsirkulatsioon on vähese tähtsusega. Päeva jooksul õhuniiskus metsas väheneb, kuna õhk

soojeneb. Ööseks saavutab õhu niiskusesisaldus aga maksimumi. Niiskust on enim metsa

aluses osas ning vähim paar meetrit võrast allpool, kuna seal on õhu ringlus suurim (Smith,

1996).

Sarnaselt temperatuurierinevustele, langeb päikesekiirguse hulk metsa ülemistest rinnetest

alumistesse liikudes. Seega on valguserikkaim osa võrades. Metsapinnani jõuab valgusest

väga väike hulk, mis varieerub aastaajati. Suurim on see varakevadel, enne kui lehed ilmuvad.

Pimedaim aeg alustaimestiku tasapinnal on kesksuvi (Smith, 1996).

1.3. Troopilised metsad

Lisaks vihmametsadele hõlmavad troopilised metsad veel nn. pilvemetsi, sesoonseid ja kuivi

troopilisi metsi. Troopiliste metsade suur mitmekesisus muudab väga raskeks nende

võrdlemise teiste metsadega (Smith, 1996).

Kunagi hõlmasid troopilised vihmametsad laia vööndi ekvaatorist mõlemal pool. Praegu on

suurimad troopilise vihmametsa alad Amazonase vesikonnas Lõuna-Ameerikas, samuti

Lääne- ja Kesk-Aafrikas ning Indo-Malaisia regioonis. Väiksemad alad paiknevad Austraalia

idarannikul, Havai saarte tuulepealsel küljel ning Madagaskari idarannikul (Smith, 1996).

Troopilised vihmametsad kasvavad seal, kus sesoonsed kliimamuutused on minimaalsed.

Aasta keskmine temperatuur on ~260C, keskmine minimaalne temperatuur langeb harva alla

250C ning aasta sees olev temperatuuride erinevus ei ole suurem kui 40C. Kogu aasta jooksul

esinevad ka tugevad vihmasajud (Smith, 1996). Sademeid on aastas üle 2000 mm, kuu

keskmine sademete hulk võib aga olla sama suur kui aasta keskmine Eestis. Enamasti sajab

pärastlõunati. Kui ilm on pilves, on õhuniiskus 100%. Kui aga päike paistab, suureneb kiiresti

õhutemperatuur ja õhuniiskus langeb 50%-ni, mis põhjustab puulehtede pinna

ülekuumenemise ja niiskusvajaku. See on põhjuseks, miks taimelehed troopilistes

vihmametsades on nahkjad (Masing, 1979). Puuliike on seal tuhandeid ja üleüldse on seal

liigiline mitmekesisus väga suur (Smith, 1996). Troopilises vihmametsas kasvavad puud on

7

saleda tüvega, väheste okstega, kõrge ja väikese võraga. Koor on õhuke, korbata, sageli

roheline. Aastarõngaid seal ei kujune. Juurestik on madal, kõrgete tüvede toetamiseks on

kujunenud plank- ja õhujuured. Osad puud kinnituvad ka liaanide abil. Lehed on

vihmametsapuudel enamasti suured, kuid kuna esinevad suured erinevused valgutingimustes,

sõltub sellest ka lehtede suurus. Õitsemine ja viljumine toimub aasta ringi (Masing, 1979).

Troopilistes sesoonsetes metsades sajab vihma vähem, temperatuurid on varieeruvamad ning

neis esineb kuiv aastaaeg, kui ligi 30% kõrgemate võradega puudest langetavad oma lehed

(Smith, 1996), alumistes rinnetes säilib veel igihaljus. Tekib aastarütm ka õitsemises (Masing,

1979). Indo-Malaisia metsades arenevad uued lehed kuu pärast mussoonvihmade algust.

Mujal piirkondades tulevad need kuu aega enne vihmaperioodi algust. Troopilised sesoonsed

metsad on levinud Kagu-Aasias, Indias, Lõuna-Ameerikas ja Aafrikas ning Kesk-Ameerika

Vaikse ookeani poolsel küljel (Smith, 1996).

Kuivad troopilised metsad hõlmavad ~42% kogu troopilistest metsadest. Aafrikas ja

troopilistel saartel on sellise metsa osakaal suurim, Lõuna-Ameerika metsamaadest hõlmavad

nad 22%, Kesk-Ameerika omadest 55%. Paljud troopilised kuivad metsad on hävinud

inimtegevuse tagajärjel (Smith, 1996). Nende metsade levikualade eripäraks on kuivaperioodi

esinemine, mille pikkus on seda suurem, mida kaugemal asub mets ekvaatorist. See võib olla

koguni kaheksa kuu pikkune. Kuival perioodil langetavad puud oma lehed ning lehtivad taas

enne vihmaperioodi algust, mis võib olla isegi sademeterohkem kui troopiliste vihmametsade

vöönd (Smith, 1996).

Troopilistes vihmametsades on võimalik eristada kuni viis rinnet, kuid rinneteks jaotumine ei

ole väga selgepiiriline. Paremini on see nähtav häirimata metsas. Kõige ülemise rinde

moodustavad 60-80 m kõrgused puud (Smith, 1996). See koosneb väga paljudest puuliikidest

ja raske on leida kõrvuti kahte ühte liiki kuuluvat puud (Masing, 1979). Teise rindesse

kuuluvad puud kõrgusega umbes 50 m. Need kaks ülemist rinnet on katkendlikud, kuid koos

moodustavad peaaegu katkematu võra. Kolmas rinne on aga katkematu ning koosneb ka

puudest. Neljas rinne on suhteliselt vaene, kuna valgust jõuab temani vähe. Sinna kuuluvad

noored puud, kõrgemad taimed, põõsad ja sõnajalgtaimed. Viienda rinde moodustuvad

maapinna ligi olevad taimed. Olulisel kohal on taimed, mis kasutavad puid toetava

elemendina: epifüüdid, ronitaimed ja kägistajad taimed (Smith, 1996).

Taimkatte rindelisus omab ka siin suurt tähtsust metsa lokaalse mikrokliima jaoks.

Esilekerkivate puude võrad kahes ülemises rindes omavad samu tingimusi nagu avamaal

8

kasvavad taimed. Võrast allapoole liikudes kasvavad CO2 tase ja õhuniiskus, evaporatsioon,

valguse hulk ja temperatuur aga kahanevad (Smith, 1996).

Eri mandrite troopilised metsad on floristiliselt väga erinevad. Sarnased on vaid laialt levinud

üldtroopilised rühmad. Igal mandril on vastav liigliine koosseis tekkinud varakult, kriidiajastu

lõpus ja kuna kliima on püsinud suhteliselt muutumatuna, sisaldavad need metsad ka rohkesti

primitiivseid rühmi (Masing, 1979).

Troopiliste metsade puhul on kerkinud esile väga tõsine probleem. 1900-ndatel on Lõuna-

Ameerika ja teiste troopiliste piirkondade metsade raiumise määr tugevasti suurenenud

(Smith, 1996). Probleem on aga selles, et kui selline mets on korra hävitatud, siis kasvab uus

asemele väga väikese tõenäosusega (Smith, 1996). Põhjus on selles, et mullad sellistes

metsades on horisontideks liigestumata, orgaanika- ja mineraalainevaesed. Vajalik toitainete

varu on tervenisti talletatud elusasse fütomassi (Masing, 1979). Kui metsad maha raiutakse,

eemaldatakse ökosüsteemist suur osa toitainete varust ning tingimustes, kus reljeef on

liigendatud ning sademeid palju, uhutakse järelejäänud toitained vihmaveega mullast ära.

Sellistel aladel võib tekkida paakunud substraat, mis sisaldab valdavalt raud- ja

alumiiniumoksiide, kuid väga vähe taimedele vajalikke toitaineid. Samas on troopilised

metsad ühed maailma liigirikkaimad taimekooslused ning koos metsadega kaob suur osa

elustikust. Kuna enamus neist on endeemsed liigid, tähendab see nende väljasuremist (Smith,

1996).

2. Metsad Eestis

2.1. Metsataimkatte kujunemine

2.1.1. Metsataimkatte areng jääaja lõppedes (hilispleistotseeni ajastul)

Viimase jääaja taandumine ehk hilisjääaeg algas umbes 13 500 aastat tagasi ning seejärel

hakkas taastuma ka siinne maismaataimestik, eelkõige Kagu-Eestis (Laasimer, 1965). Järgnes

2000 aasta pikkune arktiline kliimastaadium, mis on jaotatud veel kolmeks perioodiks:

varadrüüas, bølling ja keskdrüüas. Arktilisele kliimaperioodile järgnes subarktiline

ajavahemik, mis omakorda jaotatakse kaheks: allerødi ja hilisdrüüase ajajärguks.

Kokkuleppeliselt loetakse hilisjääaega lõppenuks 10 000 aastat tagasi, kui lõppes pleistotseen

ja algas holotseen (Paal, 1997).

Esmalt, arktilisel kliimaperioodil, hakkas Eestis arenema tundrataimestik, kuna tingimused

olid veel suhteliselt karmid (Laasimer, 1965). Selle ajalõigu vanemates setetes leidub rohkesti

ka puittaimede õietolmu. Sealjuures väärivad märkimist kask (Betula – 34-80% puuliikide

9

õietolmu koguhulgast), lepp (Alnus – kuni 42%), mänd (Pinus – 6-40%), kuusk (Picea – 2-

17%) ja sarapuu (Corylus – 2-11%). Taoline puuliikide vahekord muutub aga setete nooremas

osas. Nüüd on kõige rohkem männi (70%) ja kaskede (10-47%) tolmuteri (Paal, 1997). Tol

ajal esinesid ka juba hõredad sookasemetsad, kus põõsarinde moodustasid eelkõige pajud

(Salix phylicifolia, S. myrtilloides, S. lapponum jt.), ning kidurad männikud arukaskedega

(Betula pendula), mis esinesid Otepää, Pandivere ja Sakala kõrgustike aladel (Paal, 1997).

Eesti ala metsastumine aga algas subarktilises kliimaperioodis, allerødis (Paal, 1997). Tol ajal

pidi olema juba suhteliselt soe arvestades, millise temperatuurinõudlusega taimed sel

perioodil kasvasid. Näiteks kuuse kui soojalembese taime esinemine viitab, et juuli keskmine

temperatuur pidi olema vähemalt +12°. Samal ajal oli aga suur osa Eestist veel Balti jääjärve

ja teiste kohalike jääjärvedega kaetud ning maismaana esines vaid Eesti reljeefi kõrgem osa

(Laasimer, 1965). Esmalt suurenes vastavates setetes kaskede, seejärel ka männi õietolmu

hulk. Ka kuuse levila laienes nüüd kuni Soome laheni, olles varem piirdunud Eesti kaguosaga,

kus tema arvukus allerødi perioodil oli nii suur, et pidi seal kindlasti moodustama juba kuuse-

segametsi. Lääne-Eesti maismaa osas kuusk aga siiski puudus (Laasimer, 1965). Männi

rohkus jäi küll kase omale alla, kuid ta jõudis allerødi teisel poolel oma jääajajärgse

maksimumini (Paal, 1997). Seega võib öelda, et allerødi teises pooles olid metsad juba

piisavalt levinud, kuid nad olid siiski hõredad ja väga suur osatähtsus oli rohttaimestikul

(Laasimer, 1965).

Hilisdrüüase perioodil puude tolmuterade hulk langeb järsult. Põhjuseks võib pidada kliima

jahenemist ja kuivenemist ning ülekaalu saavutasid tundra- ja külmstepi-ilmelised

avamaakooslused ning hõredad metsatundrad, mis olid levinud ka keskdrüüases, kuid nüüd

olid nad tunduvalt liigirikkamad ja tihedamad. Puittaimedest oli Lõuna-Eestis ülekaalus kask,

Põhja-Eestis aga mänd. Sagedasti esines ka kadaka (Juniperus spp.) ja haava õietolmu.

Kuuske leidus enim kliimavahemiku alguses ja lõpus (Paal, 1997).

Subarktilise kliimaperioodi lõpust on pärit ka esimesed arheoloogilised leiud endise Kunda

järve äärest (Eesti põhjaranniku lähedalt). Siinsete alade esimesed asukad olid aga

primitiivsed kalastajad ja küttijad, kellel koduloomi veel ei olnud ja põllukultuuri ei

harrastanud. Seega oli mõju loodusliku taimkatte arengule minimaalne (Laasimer, 1965).

2.1.2. Varaholotseeni metsataimkate

Varaholotseeni alguses (8000-7000 e. m. a.) valitses Eesti aladel senisest soojem,

preboreaalne kliima, mis järgnenud boreaalsel kliimaperioodil muutus veelgi soojemaks ja

kuivemaks. Nimetatud ajavahemik langeb kokku Joldia- ja Echineismere ning Antsülüsjärve

10

levimise ajaga (Paal, 1997), kusjuures läänesaared, välja arvatud Saaremaa kõrgustiku osa, ei

olnud veel üle merepinna kerkinud. Vee all oli ka suur osa Lääne- ja Loode-Eestist (Laasimer

1965).

Preboreaalses kliimastaadiumis hakkasid Eestis kiiresti levima eelkõige kaasikud, aga ka

männikud, kuid kliima oli veel suhteliselt jahe (juuli keskmine õhutemperatuur 10-12°) ja

seetõttu jäi taimkate veel suhteliselt kesiseks. Kasvavad männid ja kased olid kidurad, kuid

nendega koos võis kasvada vähesel määral haabasid, sarapuid (Corylus avellana) ja jalakaid

(Ulmus glabra). Kuuske esines tollastes metsades aga vähe (Paal, 1997).

Järgnenud boreaalse kliimastaadiumi (7000-6000 e. m. a.) alguses oli aasta keskmine

õhutemperatuur enam-vähem sama kõrge kui praegu, perioodi lõpus aga koguni 1-2° soojem

(Paal, 1997). Nimetatud perioodil hakkas kiiresti laienema männikute leviala, mis omasid

suuremat tähtsust just Lääne-Eesti osas, ning tõenäoliselt kujunesid välja männimetsade

peamised tüübid (Paal, 1997). Lisaks männikutele omasid väga suurt tähtsust ka kasemetsad,

mis levisid eeskätt madalamatel ja niiskematel aladel. See tähendab, et nad moodustasid

peamise taimkattetüübi jõgede ja järvede madalikel, eriti Ida-Eestis. Boreaalse perioodi

iseloomulikuks jooneks on kuuse peaaegu täielik puudumine metsade koosseisus, tema

tolmuteri kohtab taas nimetatud kliimastaadiumi lõpuosa turbalasundites (Paal, 1997).

Staadiumi teisel poolel muutus kliima niiskemaks ja oli väga soe. Taolise kliima mõjul algas

ulatuslik madalaveeliste järvede soostumine. Aegamööda hõivasid madalsood laialdased alad,

milles hõreda põõsarinde moodustas sookask. Boreaalse perioodi lõpuks kujunes välja ka

lammimetsa tüüp, kus peamist olulisust omasid sanglepp (Alnus glutinosa), osaliselt ka hall

lepp (Alnus incana) ja künnapuu (Ulmus laevis) (Paal, 1997). Arvatavasti esines vaadeldava

kliimastaadiumi lõpu poole ka siirdesookaasikuid ning üsna vähesel määral männi-kase

segametsi. Seega võib öelda, et varaholotseenis olid peamiseks taimkattetüübiks juba

tihedama liitusega metsad (Laasimer, 1965).

Nimetatud ajalõigust pärinevad ka esimesed jäljed inimestest Eesti mandriosas: Pärnu jõe

kallastelt, Kunda järve ümbrusest ja Emajõe basseinist. Tollased inimesed aga tegelesid veel

küttimise ja kalastamisega ning ei harinud põldu. Seega nende mõju taimkattele oli suhteliselt

väike, piirdudes vaid asulate ümbrusega, kus võisid tekkida esimesed puisniidu tüüpi alad

(Laasimer, 1965).

11

2.1.3. Keskholotseeni metsataimkate

Keskholotseen hõlmab ajavahemikku 6000-500 a. e. m. a., mis jaguneb omakorda kaheks

staadiumiks: atlantiliseks ja subboreaalseks. Ta langeb ühte Litoriinamere transgressiooni

ajaga, mis tähendab, et osa Lääne-Eestist ja läänesaared olid veel mere all (Laasimer, 1965).

Atlantilise kliimaperioodi (6000-3000 e. m. a.) kliima oli tunduvalt soojem ja niiskem kui

praegune. Soo-aladel algas intensiivne rabade teke, tuntavalt suurenes lepa, eriti sanglepa,

Ulmus’e liikide ja sarapuu levik, mis saavutasid oma leviku maksimumi, männikute pindala

vähenes, samal ajal laienesid kuusikud (Paal, 1997). Kõrgema reljeefiga aladel muutusid

peamiseks laialehiste puude ülekaaluga metsad, kus jalaka, pärna (Tilia spp.), tamme

(Quercus robur), saare (Fraxinus excelsior), vahtra (Acer platanoides), raagremmelga (Salix

caprea) ja paiguti ka valgepöögi (Carpinus betulus) kõrval kasvas ka kuuske. Laialehised

puud saavutasidki Eestis sel perioodil oma leviku maksimumi. Madalamates paikades

(jõeorgudes, järve kallastel jm.) levisid tihedad lammimetsad, kus peale künnapuu, jalaka,

tamme ja pärna esines arvukalt nii halli- kui sangleppa, vähem saart, kaske, vahtrat jt. (Paal,

1997). Jõesängist kaugemates jõeoru osades, kõrge põhjaveetasemega aladel, kus üleujutus oli

pikem ja tekkis soostumine, kasvasid lodumetsad sanglepa ja kasega. Need metsad olid

liigivaesemad kui lammimetsad (Laasimer, 1965).

Teistest erinesid Loode- ja Põhja-Eesti lubjakiviplatoode õhukese muldkattega aladel

esinevad metsad. Need koosnesid küll laialehistest puuliikidest, eelkõige tammest, aga üldiselt

olid need metsad hõredad ja valgusrikkad, sest kasvasid kehvemates tingimustes. Taolistes

metsades jalakat eriti ei esinenud, rohkem oli aga mändi. Loode-Eesti paeala männi-tamme

segametsadest ongi hiljem kujunenud praegused liigirikkad puisniidud ja loopealsed (Paal,

1997). Kuna nendel aladel inimmõju praktiliselt puudus, siis võib oletada, et mullakiht oli seal

tunduvalt paksem kui praegu ja see võimaldas küllaltki lopsaka metsa esinemist. Männikud

esinesid atlantilise kliimastaadiumi ajal eeskätt Ida- ja Kagu-Eestis (Laasimer, 1965).

Atlantilise kliimaperioodi lõpus muutus kliima kuivemaks ning asendus peagi suhteliselt

sooja lähisboreaalse (subboreaalse) kliimastaadiumiga, mille kestuseks loetakse 3000-500 e.

Kr. (Paal, 1997). Selle ajalõigu algust iseloomustab intensiivne kuuskede levikuala

suurenemine alates Kagu-Eestist ning laialdane kuusest ja laialehistest puudest, eriti tammest,

segametsade esinemine. Kuuse levik saavutas keskholotseeni lõpuks maksimumi. Varjutaluva

liigina oli ta seni domineerivast tammest tunduvalt konkurentsivõimelisem ning tõrjus

viimase paljudest kasvukohtadest välja, kuuse ees taandus ka lodumetsades kasvav sanglepp.

12

Sel ajal hakkasid laialdasemalt levima ka rabamännikud. Tänu kuivale kliimale esinesid

liivaluidetel ja loometsades mitmed stepipäritoluga taimed (Paal, 1997).

Inimasustus keskholotseeni ajal suurenes ja tihenes, kuid ei tegeletud veel ei koduloomade

pidamise ega põldude harimisega, mis tähendab, et ikkagi oli inimmõjul metsataimkatte

arengule minimaalne roll, seisnedes vaid tarbepuidu raiumisega asulate vahetus läheduses

(Laasimer, 1965).

2.1.4. Hilisholotseeni metsataimkate

Hilisholotseeni ajajärk algas 2500 aastat tagasi (500 e. m. a.) ja kestab tänaseni ning langeb

kokku eelnevast niiskema ja jahedama subatlantilise kliimastaadiumiga (Paal, 1997). Taoline

kliima muutus põhjustas turba juurdekasvu kiirenemise, suurenes rabade arv rabamännikute

pindala arvelt. Rabastunud metsade osatähtsus kasvas tänu arumetsade soostumisele. Tänu

järvede kinnikasvamisele suurenes ka madalsoode pindala, mida kattis enamasti kasemets

(Paal, 1997).

Hilisholotseeni alguses kuusikud mõningal määral taandusid, suurenes lepikute osakaal, kuid

veidi aega hiljem, meie ajaarvamise alguses, saavutas kuusk Eesti aladel oma teise

maksimumi (Paal, 1997). Kuusemetsad levisid eelkõige Ida-Eestis ning Lõuna- ja Kagu-Eesti

kõrgustikualadel. Ka Lääne-Eestis ja Saaremaal saavutas kuusk tol ajal oma leviku

maksimumi (Laasimer, 1965).

Kuusikute kõrval olid suuremal määral esindatud ka männikud, mis tol ajal kasvasid juba

samades kohtades, kus esinevad ka praegu meie peamised männimetsad – liivase

lähtekivimiga muldadel, eriti Kagu-, Põhja- ja Lääne-Eestis, samuti õhukese muldkattega

looaladel (Paal, 1997). Lammimetsad, mis keskholotseeni ajal olid laialt levinud,

hilisholotseeni ajal kahanesid märgatavalt, mitte aga kuuse sissetungi vaid inimtegevuse mõju

suurenemise tõttu (Laasimer, 1965).

Veel hilisholotseeni algusaegadel oli inimmõju Eesti metsade kujunemisele minimaalne, veel

tegeldi küttimise ja kalastamisega. Põlluharimine ja koduloomade pidamine sai aga laiemalt

alguse viimase aastatuhande algul e. m. a., kusjuures peamiseid asulaid võis leida eeskätt

suuremate jõgikondade aladel, aga ka Põhja-Eesti rannikul. Põldusid rajati aletamise (metsa

põletamise) teel. Sel viisil saadud põldude viljakus aga alanes varsti, endine põld jäeti sööti

15-20 aastaks ning põletati uus metsaosa põllumaaks. Niimoodi vähenes metsade pindala ning

tekkisid esimesed Eesti puisniidud, niidud ja sekundaarsed väikeselehised metsad (Laasimer,

1965).

13

Inimtegevuse tõttu on viimase aastatuhande teisel poolel märgatav kuuse osakaalu

vähenemine, sest inimasulad on koondunud peamiselt kuuse levikualadele. Samas on

kasvanud männi ja väikeselehiste puude osatähtsus (Laasimer, 1965)

Metsade areng Eestis on sõltuvalt veerežiimist, reljeefist, mullastikust ja teistest teguritest

olnud küllaltki eriilmeline. Selgelt võib näha erinevusi Kõrg-Eesti ja vee alt hiljem vabanenud

Madal-Eesti vahel. Näiteks on männi osatähtsus olnud alati mere pealetungialadel Lääne- ja

Loode-Eestis suurem kui Ida- või Kagu-Eestis – seal leidus männikuid palju isegi atlantilisel

kliimaperioodil, kui üldiselt toimus männi arvukuse märgatav langus. Kuuse maksimum

subboreaalsel kliimaperioodil oli Madal-Eestis tunduvalt teravam, subatlantilisel ajalõigul aga

väiksem kui Kõrg-Eestis. Saaremaale, mis suures osas vabanes vee alt suhteliselt hiljuti,

jõudis kuusk alles subboreaalse kliimastaadiumi algul ning kuuse kahekordset maksimumi

seal ei ole seega täheldatud (Paal, 1997).

2.2. Metsakooslused ja metsatüübid

Igasugune tüpoloogia põhineb teataval moel üldistatud nähtuste – tüüpide - eristamisel.

Sellise võtte abil on võimalik liigestada ja eristada looduses esinevat mitmekesisust.

Tüüpideks jaotamine saab toimuda kahel viisil: tüüpiliste nähtuste väljatoomisel kõikide

nähtuste seast või kõikide nähtuste gruppidesse jaotamise teel. Esimene moodus leiab mingi

tüübi tuuma ning ümber jäävad üleminekualad, mida tüüpi ei kaasata, teine moodus aga jagab

kogu objektihulga, kaasates ka üleminekunähtused (Masing, 1969).

Tüpiseerimise puhul tuleb arvestada ka geograafilist ja ajalist varieeruvust, sest et kooslused

võivad ka väga väikesel territooriumil sõltuvalt mitmetest tingimustest varieeruda ning nad

läbivad ka ajaliselt suhteliselt suuri muutusi, sest keskkond muutub (kuivendustööd, lageraie

jt.) (Masing, 1969).

Väljatoodud tüüpide arv sõltub mitmetest teguritest. Oluline on metsa mitmekesisus,

kusjuures see oleneb omakorda varieeruvatest kliima, aluskivimi ja reljeefi tingimustest. Eesti

puhul teeb tüüpide arvu suuremaks asjaolu, et meie aluspõhjakivimid on Põhja- ja Lõuna-

Eestis erinevad. Tüüpide arv oleneb ka liigitamise eesmärkidest, looduslike erinevuste

leidmise oskusest ning millisel määral ja kuidas on otstarbekas metsa jaotada. Loomulikult on

oma roll ka tüpoloogil endal, tema kogemustel ja kriteeriumidel, mida rakendab (Masing,

1969). Metsakasvukohatüüpi defineeritakse kui ühesuguse metsakasvatusliku efektiga, s.o.

ühesuguste looduslike (klimaatiliste, mullastikuliste ja hüdroloogiliste) taimestikku

mõjutavate tegurite kompleksiga territooriumide kogumit (Lõhmus, 1984). Kuna aga alati

14

pole võimalik iseloomustada metsi kasvukohatüübi täpsusega, tuleb kasutada ka üldisemaid,

suuremahulisemaid klassifikatsiooniüksusi (Lõhmus, 1984).

Tüübirühma mõiste on ajalooliselt vanem kui tüübi oma, kuna varasematel aegadel jaotatigi

metsasid suuremahulisteks rühmadeks. Näiteks Cajander on 1909. aastal Eesti metsad

jaotanud viide klassi (Masing, 1969):

1) Heidewälder – nõmmemetsad

2) frische moosreiche Wälder – laanemetsad

3) Hainwälder – salumetsad

4) Bruchmoorwälder – lodumetsad (osalt ka soometsad)

5) Reisermoorwälder – rabametsad (ka rabastunud metsad)

Pärast Eesti metsadega tutvumist lisas K. Linkola 1929. aastal ka

6) Halbhainwälder – loometsad (Masing, 1969).

A. Rühl aga ühendas need tüübid 1932. aastal veel omakorda kolmeks: kanarbikurikkad

metsad (Cajanderi jaotuse 1. ja 5. rühm), mustikarikkad metsad (2 ja osaliselt ka 4) ning

rohurikkad metsad (3, 6 ja osalt 4) (Masing, 1969).

Ka pärast sõjaperioodi on kõik Eesti metsatüpoloogid käsitlenud suuremahulisi tüübirühmi.

A. Ilves eristab 1953. aastal avaldatud arumetsade tüpoloogias nõmme-, loo-, hiis-, salu- ja

laanemetsi. Neid nimetusi kasutati juba varem, kuid nüüd said nad teadusliku sisu ja muutusid

laialdaselt kasutatavateks. Ilves jagas rühmadeks ka soometsad: lodu- padu- ja rabametsad,

kuid mõistet padu ei tahetud käsitlusse võtta. Ka A. Karu, peamine metsatüpoloog Eestis

nõukogude perioodil, kes alguses suhtus tüübirühmade eristamisse skeptiliselt, esitas lõpuks

kõik metsatüübid tüübirühmade kaupa (Masing, 1969).

Vastavate tüübirühmade nimed olid juba 1960-ndate aastate lõpus väga levinud, kuid

vaieldavaks olid siiski jäänud rühmade mahu piirid, samuti olid mõned haruldased rühmad

olid üldse tüpoloogiatest välja jäänud. Seda arvesse võttes avaldas oma süsteemi V. Masing

(1969).

Laias laastus jagas ta metsad kaheks: arumetsad mineraalmuldadel, kus toimub põhiliselt

mulla leetumine või kamardumine, ja soometsad, kus on toimunud või toimumas mulla

soostumine (esineb turvas).

15

Arumetsad saab esmalt jaotada lähtekivimi karbonaatsuse alusel. Lubjavaesest

lähtematerjalist kujunenud muldadel eristatakse nõmme-, palu- ja laanemetsade tüübirühma.

Karbonaatsel lähtekivimil on metsade kasvu pidurdavaks teguriks õhuke mullakiht, mis põua

ajal kergesti läbi kuivab. Sellistel muldadel esinevad loometsad. Samas on olemas ka väike

rühm metsi samal paesel aluskivimil, kuid mis on veega pidevalt hästi varustatud ja asuvad

klindi jalamil. A. Ilves on neid nimetanud hiismetsadeks, kuid kuna nad hiied pole

tõenäoliselt ikkagi kunagi olnud, oleks sobivam nimetus pangametsad (Masing, 1969).

Kolmas rühm metsi, mis kasvavad karbonaatsel lähtekivimil, kuid sügavail viljakail muldadel,

nimetatakse salumetsadeks, millest tuleks aga eristada ajutiselt või kestvalt läbikuivavatel,

õhukestel erodeeritud muldadel, peaaegu lausa moreenil kasvavaid metsi, mida nimetatakse

sürjametsadeks (Masing, 1969).

Soostuvad ja soometsad jaotas Masing (1969) tüübirühmadeks soostumisprotsesside iseloomu

alusel. Esiteks eristab rabastuvad ja rabametsad, mis on tekkinud rabastumise tulemusena

(vaeste happeliste, enamjaolt väheliikuvate või seiskuvate vete mõjul). Teiseks rühmaks on

lodumetsad, mis tekivad lodustumise tagajärjel (toitainerikaste läbivooluliste vete mõjul).

Kolmandaks toob V. Masing (1969) välja madalsoometsad, mille tekkimise tingib

üleujutustoitumus ajutiste tulvavetega või kõrge pinnavete seis sooaladel. Siia rühma

kuuluvad ka lammimetsad, mille primaarseid vorme on aga nii vähe, et praktilist huvi see

rühm enam ei pakugi. Neljas rühm on siirdesoometsad, mis tekivad kui lodud ja madalsood

vaesuvad. Vastavat rühma on A. Ilves nimetanud padumetsadeks, kuid too nimetus

millegipärast ei levinud. Seepärast ongi praegu kasutusel pikk ja kohmakas nimetus. Edasisel

vaesumisel arenevad neist rabametsad (Masing, 1969). Viienda rühma moodustavad

kõdusoometsad, mis tekivad lodu-, madalsoo- ja siirdemetsade kuivendamise tagajärjel.

Kuivendatud soometsi tuleks laias laastus jagada kaheks: õhukeseturbalised (lodudest ja

soostunud metsadest kujunenud) ja sügavaturbalised (madal- ja siirdesoometsadest kujunenud

(Masing, 1969). Seega on tavalisemaid tüübirühmi Eesti metsades kokku 14, neist seitse aru-

ja seitse soometsades.

Väga põhjaliku ülevaate Eesti metsataimkatte tüüpidest andis 1984. aastal aga E. Lõhmus. Ta

võttis küll kasutusele tolleagese Karu & Muiste (1957) (viidatud Masing, 1969 järgi)

kasvukohatüüpide süsteemid, kuid ordineeris kasvukohatüüpe reaalsete empiiriliste andmete

põhjal. Ta eristas oma tüpoloogias 10 tüübirühma ja sealhulgas 22 kasvukohatüüpi. Siinkohal

esitatud süsteem E. Lõhmus (1984) järgi:

16

1. Arumetsade klassi paigutas ta metsamaad, kus turbahorisont puudub või selle paksus

ei ületa 30cm (kuivendatult 25 cm).

1.1. Loometsade rühma kuuluvad maapinnalähedasel, vähem kui 30 cm paksuse

peeneselise mullakihiga pael, samuti õhukesel rähk-, veeriselisel või klibumullal

kasvavad, enamasti madala tootlikkusega omapärase kseromesofiilse

alustaimestikuga metsad. Hõlmab kolm kasvukohatüüpi: leesikaloo, kastikuloo ja

lubikaloo. Selliste metsade levik Eestis on üsna selgepiiriline, hõlmates Saaremaad

ning Loode- ja Põhja-Eesti paealasid.

1.2. Nõmmemetsad paiknevad kuivadel toitainevaestel liivmuldadel, on madala

tootlikkusega männikud, kus iseloomulikuks on rohke põdrasamblike (Cladina sp.)

ja kanarbiku (Calluna vulgaris) esinemine ning rohttaimede vähesus või puudumine.

Siia kuuluvad sambliku ja kanarbiku kasvukohatüübid. Levinud on vastav tüüp

Põhja-, Loode- ja Kagu-Eestis, läänesaartel ja Peipsi põhjarannikul.

1.3. Palumetsad esinevad liivastel, kuivadel kuni ajutiselt liigniisketel muldadel. Esineb

metsakõdu (A0), mille paksuseks on 3...10 cm, huumushorisonti ei esine või on

õhuke. Sagedased on männikud (Pinus sylvestris), milles hästi välja arenenud

samblarinne ja puhmarindes kasvab palju mustikat (Vaccinium myrtillus) ja pohla

(Vaccinium vitis-idaea) (millest tuleb ka rühma nimetus), rohttaimi leidub vähe. Siia

kuuluvad pohla ja mustika kasvukohatüübid. Palumetsad on levinud peamiselt Kagu-

ja Lõuna-Eestis, vähem Kirde-, Põhja- ja Lääne-Eestis ning saartel.

1.4. Laanemetsad kasvavad hästi dreenitud, viljakatel muldadel, mis on enamasti

kujunenud liivsavimoreenidel. A0 horisont puudub või on kuni 5 cm paksune,

huumushorisent (A1) on 5...25 cm tüsedune. Laanemetsades on looduslikes oludes

valdavaks kuusk (Picea abies), raiete järgselt ka kased (Betula pendula) ja haavad

(Populus tremula), kultiveerituna ka männid. Alustaimestikus esineb rohkelt

jänesekapsast (Oxalis acetosella) jt. rohttaimi. Rühma kuuluvad jänesekapsa ja

sinilille kasvukohatüübid. Levinud on laanemetsad kogu Eestis.

1.5. Salumetsad on levinud kõige viljakamatel, peamiselt karbonaatsel lähtekivimil

kujunenud soodsa veerežiimiga muldadel. A1 või A0A1 on tüse ja huumusrikas.

Peamiselt on nad lehtpuu enamusega metsad või kuusikud. Iseloomulikuks on

puhmarinde puudumine ja mullaviljakuse suhtes väga nõudlike, kitsa ökoloogilise

amplituudiga, nn. salutaimede esinemine. Siia kuuluvad naadi ja sõnajala

17

kasvukohatüübid. Salumetsad kasvavad Ida-, Kesk- ja Edela-Eestis, Pandivere

kõrgustikul ja selle ümbruses.

1.6. Soovikumetsad on perioodiliselt liigniisketel, karbonaatsete vete mõjul kujunenud

turvastunud huumushorisondiga (A0A1) muldadel kasvavad rohttaimede rikkad

lehtpuu enamusega või segametsad. Tüübirühma kuuluvad osja, tarna ja angervaksa

kasvukohatüübid. Levinud on soovikumetsad Lääne- ja Loode-Eestis ning saartel,

angervaksa kasvukohatüüp Kirde- ja Edela-Eestis.

1.7. Rabastuvaid metsi iseloomustab happeline liigniiske muld, hästi väljakujunenud

puhmarinne ja tüse samblarinne, milles on rohkesti turba- (Sphangum sp.) ja

karusammalt (Polytrichum sp.). Valdavaks on männikud. Siia kuuluvad sinika ja

karusambla kasvukohatüübid, mis on levinud Põhja-, Lääne-, Kirde- ja Edela-Eestis

ning Peipsi põhjakaldal.

2. Soometsade klassi paigutab E. Lõhmus (1984) kuivendamata üle 30 cm, kuivendatult

üle 25 cm tüsedusega turbalasundiga metsamaad.

2.1. Samblasoometsadele on iseloomulik vähelagunenud sfagnumiturbakihi esinemine

vähemalt lasundi ülaosas. Eluskattes on valdavaks turbasamblad ja puhmad,

puurindes mänd. Tüübirühma kuuluvad raba ja siirdesoo kasvukohatüübid. Levinud

peamiselt Kesk-, Kirde- ja Lääne-Eestis.

2.2. Rohusoometsade turbalasund on moodustunud enamalt jaolt rohttaimede ja

puujäänustest, mis on keskmiselt kuni hästi lagunenud. Eluskattes on rohkesti

tarnasid (Carex sp.), sookastikut (Calamagrostis canescens), laialehelisi soo-

rohttaimi. Sfagnumiliigid puuduvad või on neid vähe. Puurindes karakteersed

sookask (Betula pubescens) ja sanglepp (Alnus glutinosa). Kasvukohatüüpideks on

madalsoo ja lodu, mis levinud Kesk-, Kirde- ja Ida-Eestis.

2.3. Kõdusoometsade rühma iseloomustab intensiivselt kuivendatud soomuld metsakõdu-

(A0) ja hästilagunenud kõduturbahorisondiga ning arumetsailmeline eluskate.

Puurindes on enamasti kuusk ja mänd. Kasvukohatüüpideks on mustika-kõdusoo ja

jänesekapsa-kõdusoo.

Jaanus Paal (1997) on aga E. Lõhmuse süsteemi kokku võtnud ja täiendanud teistega. Seega

erineb tema klassifikatsioon mõningal määral Lõhmuse omast.

18

Esiteks on ta kahe klassi asemel välja toonud 5 klassi. Lisaks aru- ja soometsade klassile ka

lammimetsade ja –põõsastike, soostunud metsade ja kõdusoometsade klassi.

Arumetsade klassis on tema eristanud 6 tüübirühma, jättes välja sooviku- ja rabastuvate

metsade rühmad ning lisades V. Masingu (1969) andmete põhjal sürjametsad. Need kasvavad

positiivsete pinnavormide lagedel ja nõlvadel karbonaadirikkal, aga suvel läbikuivaval mullal,

on suhteliselt liigirohked okas- või lehtmetsad ja autor nimetab neid loometsade analoogiks

Lõuna- ja Kesk-Eestis. Eristatakse kolme kasvukohatüüpi: kassikäpa, maasika ja sarapuu.

Lammimetsade klassi all peab Paal silmas üleujutusalade metsasid, mis kasvavad kihilistel,

tulvavete poolt kohale kantud ainese setetel jõeorgudes, samuti madalatel järveäärsetel aladel.

Sealjuures eristab ta kahte tüübirühma:

1. Lammimetsade tüübirühm, mille ta jaotab veel humala ja pika tarna

kasvukohatüübiks.

2. Lammipajustike tüübirühm, millel on üks – paju kasvukohatüüp. Nende teke on

üldjuhul sekundaarne, kujunenud lamminiitudel pärast niitmise lakkamist .

J. Paali (1997) klassifikatsioonis järgneb soostunud metsade klass, mis hõlmab

mitmesuguseid tasasel või nõgusal reljeefil kasvavaid metsi, kus mulla ülemise horisondi

moodustab vähem kui 30 cm paksune turvas. Siin eristab ta rabastunud metsade tüübirühma,

mis vastab samanimelisele Lõhmuse süsteemis, kuid Lõhmus oli ta paigutanud arumetsade

klassi, ning soostunud metsade tüübirühma, milles esineb kolm kasvukohatüüpi: sõnajala,

angervaksa ja sinihelmika.

Soometsade klassi süsteem erineb samuti Lõhmuse omast. J. Paal (1997) on eristanud samuti

3 tüübirühma, kuid need erinevad Lõhmuse omadest. Paal nimelt on jaganud selle klassi nii:

1. Madalsoometsade tüübirühm, mis kasvavad keskmiselt või hästi lagunenud

turbakihiga aladel, mille toiterikkus on kõrge. Iseloomulik on kestev kõrge veeseis.

Neid metsi leidub kõikjal, kuid rohkem Kesk- ja Loode-Eestis. Siia kuuluvad

madalsoometsa ja lodumetsa kasvukohatüübid.

2. Siirdesoometsade tüübirühm. Need metsad on üleminekulise loomuga. Madalamates

lohkudes säilivad veel kaua toiterikkamale madalsoole omased taimed, samas on

kõrval kujunenud mättad turbasamblaist. Puurindes hakkab sookask asenduma

männiga. Siia kuulub siirdesoometsa kasvukohatüüp.

19

3. Rabametsade tüübirühm. Rabametsad kasvavad sademeveest küllastunud oligotroofsel

sügaval või väga sügaval, eelkõige turbasammalde poolt moodustatud rabaturbal.

Puude rinne väga hõre ja madal. Siia kuulub rabametsa kasvukohatüüp.

Eraldi on J. Paal (1997) välja toonud kõdusoometsade klassi. Siia kuuluv kõdusoometsade

tüübirühm vastab aga E. Lõhmuse samanimelisele rühmale, kes oli seda käsitlenud

soometsade klassis.

2.3. Metsade liigirikkuse varieerumine E. Lõhmuse (1984) andmete põhjal

Eesti metsade liigilise koosseisu üldist varieeruvust kirjeldab üldistatult Lõhmus (1984).

Käesolevas peatükis seati eesmärgiks uurida erinevate metsatüüpide liigirikkuse sõltuvust

olulisematest keskkonnateguritest.

Andmeanalüüsi aluseks võeti E. Lõhmuse (1984) andmed erinevate metsatüüpide liikide arvu,

pH ja boniteedi kohta (lisa 1). Liigirikkuse andmed saadi E. Lõhmuse (1984) raamatu lõpus

olevatest tabelitest ning arvutati kokku, mitu liiki esineb mingis kasvukohatüübis. pH jaoks

leiti andmed iga metsakasvukohatüübi kohta antud keskkonnakirjeldusest. Kuna tekstis olid

antud pH vahemik, siis võeti aritmeetiline keskmine maksimumist ja miinimumist. Kui oli

antud pH mitme horisondi kohta, siis võeti arvesse mulla ülemise horisondi pH. Ka boniteedi

andmed leiti tekstist ning toimiti samamoodi, võttes aritmeetilise keskmise väärtuste

vahemikust. Boniteet näitab puistu tootlikkust puude kasvukiiruse kaudu. Eristatakse viit

peamist boniteediklassi (I...V) ja kahte abiklassi (Ia, Va). Kõrgeim klass on Ia ja madalaim Va

(Masing, 1979). Boniteedi kohta puudusid andmed kanarbiku kasvukohatüübi kohta, kuid

kuna tegemist on siiski nõmmemetsaga, mis on suhteliselt sarnane sambliku

kasvukohatüübiga, siis sai ka kanarbiku metsa boniteediks määratud sama arv. Boniteet on

produktiivsuse iseloomustaja, mida võib defineerida kui ressursside biomassiks muundamise

kiirust pinna- ja ajaühiku kohta (Gjerde jt., 2005). Seega iseloomustab produktiivsus puistu

tootlikkust nagu boniteetki, kuid skaalad on neil vastupidised – mida suurem on boniteet, seda

väiksem on tootlikkus (produktiivsus).

Andmeanalüüsiks kasutati lineaarset mitmest regressiooni Statistica programmi abil, mille

juures aitas töö autorit vanemteadur Mari Moora. Uuriti nii pH kui boniteedi mõju

liigirikkusele. Mõlema teguri mõju liigirikkusele on oluline. Regressioonimudel kirjeldas 42%

kogu andmete varieeruvusest (R2=0,422).

pH mõju liigirikkusele oli oluline (p=0,003). Liikide arv kasvas piki mulla pH kasvamise

gradienti (joon. 1). Väikeste pH väärtuste (2,95-3,75) juures oli liigirikkus väga madal ning

20

see suurenes pH kasvamisega: liikide arv oli suurem pH keskmiste väärtuste juures (5,0-6,0),.

Erandiks olid suuremad pH väärtused, eriti lubikaloo mets, mille mulla pH oli kõrge (6,25-

7,0), kuid liikide arv väike (lubikaloo metsas vaid 18) (lisa 1).

Ka boniteedi mõju liigirikkusele oli oluline (p=0,030). Liigirikkus vähenes boniteedi kasvuga

(joon. 2), kusjuures parima boniteediga metsas oli liigirikkus kaks korda suurem kui kehvima

boniteediga metsas. Liikide arv oli suurem salu-, laane-, soovikumetsades ning osades

soometsade kasvukohatüüpides (lodu- ja jänesekapsa-kõdusoomets). Väga väike oli liikide

arv nõmme- ja palumetsades ning sinika ja raba kasvukohatüübis (lisa 1).

2.95 3.50 4.25 4.75 5.25 5.60 6.00 6.65 7.00

mulla pH

11

18

25

31

37

48

55

70

Liig

irikk

us (l

iike

met

satü

übi k

ohta

)

Joonis 1. Eesti metsakasvukohatüüpide liigirikkus sõltuvalt mulla pH-st.

Mulla pH on määratud eelkõige lähtematerjali poolt. Eesti puhul on enamasti tegemist kas

kaltsiumirikaste lubjakivide või devoni liivakivide avamusalaga. Esimesel juhul on tegemist

kõrge pH-ga muldadega ning teisel juhul madala pH-ga (Pärtel, 2002).

pH mõju liigirikkusele on uuritud mitmetes töödes. Pärtel (2002) näitas oma ülevaates, et

liigirikkuse ja pH vahel esineb positiivne seos, kui liikide hulk, mis on kohastunud kõrge pH-

ga muldadele, on suurem, kui liikide hulk, mis on kohastunud madala pH-ga muldadele. Ja

21

vastupidi: negatiivsed suhted esinevad juhul, kui madala pH-ga kohastunud liikide arv on

suurem kui kõrge pH-ga kohastunud liikide hulk. Seega pH ja liigirikkuse seose suund oleneb

sellest, millisele mullale on vastavad liigid evolutsiooni jooksul kohastunud. Käesolevas töös

kasutatud andmete puhul oli seos positiivne (joon. 1), millest võib järeldada, et antud alal

domineerivad kõrge pH-ga kohastunud liigid. Pärtel (2002) leidis ka, et pH ja liigirikkuse

vaheline seos oli positiivne kõrgetel laiuskraadidel ning negatiivne madalatel laiuskraadidel.

Ka see väide kehtib käesoleva töö andmete puhul, kuna andmed on pärit Eesti metsadest, mis

asuvad kõrgetel laiuskraadidel.

Euroopa metsades on liigirikkuse ja pH suhe sageli positiivne, kuna siin on tänu muutuvale ja

tugevasti häiritud semiariidsele keskkonnale evolutsioonikiirused suuremad. Samas

aurustumine ületab sademeid ja kaltsiumkarbonaat ei ole muldadest välja uhutud. See annabki

tulemuseks kõrge pH-ga mullad (Pärtel, 2002). Euroopa kaltsiumirikkad mullad olid

kvaternaari ajastul pikka aega laialt levinud ja seega avatud taimedele kohastumiseks ning

seega on evolutsioonis olnud kaltsiumilembesed taimed eelistatud (Pärtel, 2002).

pH ja liigirikkuse seos sõltub ka füsioloogilisest tolerantsist. Liikide ellujäämus on väike

ekstreemsetes tingimustes (pH<3 ja pH>9). Seega on vastav suhe positiivne madalate

väärtuste juures ning negatiivne kõrge ekstreemväärtuse läheduses (Pärtel 2002). Käesolevas

töös oli üks punkt regressioonisirgest väga kaugel (joon. 1), s.t. pH oli kõrge, kuid liikide arv

väike, mis võibki olla mõjutatud sellest, et pH väärtus 7,0 on juba suhteliselt lähedal

ekstreemväärtusele ning antud piirkonnas võib näha negatiivset seost.

Produktiivsuse ja liigirikkuse suhte graafik on tavaliselt unimodaalne liigirikkuse

maksimumiga produktiivsuse keskmistel väärtustel. Selle tulemuseni jõudsid esmakordselt

Al-Mufti jt. (1977). Nad leidsid, et produktiivsuse keskmistel väärtustel on liigirikkus

maksimaalne, sellest suuremate ja madalamate väärtuste juures hakkab liigirikkus aga

langema. Samas on hilisemates uuringutes leitud, et see seos võib olla väga erinev: positiivne,

negatiivne, unimodaalne kõver, U-kujuline ja ka ’sile’ (st. mitteoluline) (Gjerde jt., 2005).

Seose kuju on skaalast sõltuv, muutes näiteks ala suurust, võib saada hoopis teise graafiku.

Seose kuju võib erineda ka ökosüsteemide, taksonoomiliste gruppide ja bioomide tasemel.

Liigirikkuse-produktiivsuse suhet võivad mõjutada lisaks juhuslikud faktorid, eriti väiksemate

skaalade puhul, näiteks liikide saabumise ajalugu (Gjerde jt., 2005). See, et käesolevas töös

kasutatud andmete põhjal saadi lineaarne seos (joon. 2), võib olla põhjendatud asjaoluga, et

22

on vaadeldud vaid osa produktiivsusgradiendist (Gjerde jt., 2005).

1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.5 5.0

Boniteet

11

18

25

31

37

48

55

70

Liig

irikk

us (l

iike

met

satü

übi k

ohta

)

Joonis 2. Eesti metsakasvukohatüüpide liigirikkuse sõltuvus metsa boniteedist.

Nagu leidsid Gjerde jt. (2005) oma uurimuses, võib ka käesolevas töös kasutatud andmete

puhul väita, et liigirikkus erines tugevasti erinevates metsatüüpides, kusjuures liigirikkus oli

suurem leht- ja kuusemetsades, väiksem männimetsades (lisa 1).

Kokkuvõtteks saab öelda, et Eesti metsade metsakasvukohatüüpide liigirikkus oli pH-ga

seotud positiivselt (joon. 1) ning boniteediga negatiivselt (joon. 2). Seega võib nii ühte kui

teist muutujat pidada oluliseks metsatüübi liigirikkuse ennustamisel.

3. Metsade bioloogiline mitmekesisus ja inimmõju

3.1. Kasutusajalugu – põlised metsaalad erinevad endistele põllualadele kasvanud

metsadest

Maade kasutuselevõtt põllumajanduslikel eesmärkidel on põhjustanud ülemaailmse looduslike

ökosüsteemide pindala vähenemise. Viimaste sajandite jooksul on kogu maailmas, aga eriti

Euroopas ja Põhja-Ameerika idaosas, toimunud ulatuslik metsade asendamine põllumaadega.

Seejärel on aga endised põllualad maha jäetud ning on järgnenud metsade taaslaienemine

23

nendele aladele. Nii kaua kui põlised looduslikud metsad on seemneallikaks

põllumajandusjärgsete alade rekoloniseerimisel, mõjutab vanade metsade kadumine uute

alade asustamise kiirust. See tähendab, et kahe protsessi – elupaikade kadumine ja nende

taastumine – vahel on tugev side. Tänapäevaks on maailmas taastunud metsamaad küllaltki

palju ning viimastel on oluline osa biodiversiteedi säilitamises. (Vellend, 2003).

Metsasid saab nende tekkeloo alusel klassifitseerida kahte kategooriasse: 1) põlised metsad –

jäänukalad, mis on olnud metsa all vähemalt juba kõige varasemate ajalooliste ürikute või

kaartide koostamise ajal; 2) rajatud või spontaanselt arenenud metsad – näiteks istandikud või

taastunud metsaalad paikades, mis on varem olnud põllumajanduslikult kasutuses. Euroopas

võivad põlised metsad olla nii sellised, mida tõesti ei ole kunagi haritud, kui ka need, mis on

olnud kasutuses enne varasemate ürikute ja kaartide koostamist. Põhja-Ameerikas samas on

põlised metsad ainult need, kus kunagi ei ole toimunud mitte mingit harimist (Vellend, 2003).

Istandike pindala laieneb pidevalt, paljudes riikides hõlmavad nad aga väga suuri alasid:

Suurbritannias moodustavad istandikud 90% kogu metsa pindalast, Jaapanis 44% ja Uus-

Meremaal 20%. Põhja-Ameerikas on istandike osakaal suhteliselt väike (Ramovs, Roberts,

2003).

Istandikes on üldjuhul väiksem lamapuidu osakaal, seal on ka vähem lehtpuid ning sellest

tulenevalt ka lehtedest tekkivat kõdu. Seal on märgatavalt rohkem okaspuid ning kõdu

lähtematerjaliks seega okkad, oksad ja samblad. Mikrotopograafia on sellistes metsades sageli

ebaühtane, mille põhjuseks on seal kunagi toimunud kündmine. Tekkinud künkad on aga

olulisteks mikroelupaikadeks taimedele. Istutamine muudab varasema mitmeliigilise

taimestikuga metsa üheliigiliseks okaspuumetsaks, muutes nii võra liituvust kui ka metsa

mullaparameetreid. Taolises liigivaeses metsas on valgustingimused homogeensed, samas kui

põlistes segametsades on need vägagi heterogeenne. Istutamisele eelneb vanade uude

eemaldamine, mis vähendab oluliselt võimalusi lamapuidu tekkeks. Lamapuidu olemasolu

vähendab ka liiga tihe raiumine, see tähendab, et puud ei jõua üldse sellise vanuseni, et surnud

puit võiks tekkida (Ramovs, Roberts, 2003).

Põllualadel ei esine tavaliselt põliseid metsataimi, põllumajanduslik maakasutus on

elimineerinud sealsed metsataimede seemnepangad, mille tulemusena domineerivad seal

mitmed umbrohuliigid (Ramovs, Roberts, 2003). Seega on vanemates rajatud metsades liikide

mitmekesisus tunduvalt suurem kui nooremates. Osade taimeliikide jõudmiseks rajatud

metsadesse läheb sajandeid ja see põllumajandusjärgne kolonisatsioon sõltub tugevasti algsest

elupaiga kadumise määrast. Isegi sellistel maastikel, kus põlise metsa osakaal on küllalt suur

24

(~20%) nagu paljud Põhja-Ameerika idaosa metsad, on kolonisatsioon siiski aeglane protsess

(Vellend, 2003). Kui metsaraie on olnud väga laialdane, võtab taastumisprotsess aega

sajandeid, ka kiirete koloniseerijate puhul. Ühesõnaga, laialdane elupaikade kadumine

vähendab tunduvalt loodusliku taastumise protsessi (Vellend, 2003).

Põlistes metsades on väga suur osakaal mahalangenud surnud puidul. Lisaks okaspuudele

esineb parasöötmes mitmesuguseid lehtpuid, mis mõjutab tugevalt varise koosseisu. Puistu

vananemisega kaasneb mikrotopograafilise varieeruvuse kasv (puud langevad ning tekitavad

künkaid ja auke) (Ramovs, Roberts, 2003). Põlistes metsades kasvavate taimeliikide

tunnuseks on tüüpilisel juhul vähene levimisvõime (nt. suured seemned, madal viljakus jm.),

mistõttu nad on üsna aeglased koloniseerijad. Levimisvõime on mõningate metsataimede

kolonisatsioonivõime puhul võtmefaktoriks (Verheyen jt., 2003). Madal koloniseerimisvõime

on iseloomulik ka liikidele, mis annavad esimesed järglased suhteliselt hilja. Samas ei saa

koloniseerimisvõimet iseloomustada vaid ühe tunnuse järgi, näiteks levimisstrateegia või

viljakus. Tuleb arvestada erinevate tunnuste koosmõju ja ka maastiku iseärasusi. Lisaks on

oluline märkida, et mõned liigid, mis koloniseerivad üldiselt niiskeid paikasid, on palju

aeglasemad koloniseerimaks kuivi kohti, jne. Seega ei ole ekstreemsemate

keskkonnatingimustega alade koloniseerimiseks piisav produtseerida lihtsalt suur hulk

seemneid (Verheyen jt., 2003).

Erinev varise koostis seletab põliste ja rajatud metsade vahelisi mullaerinevusi. Nimelt

segametsade varis, mis koosneb nii okastest kui ka lehtedest, on niiskus- ja toitumistingimuste

poolest varieeruvam kui ainult okastest koosnev varis. Viimatinimetatud varis on sobivam

liikidele, millel on rohkearvulised ja väikesed seemned, lehevaris aga suurte ja väheste

seemnete arvudega taimedele. See võib viia selleni, et okastega kaetud alal domineerivad

vähesed liigid ja segavarisel on mitmekesisus palju suurem (Ramovs, Roberts, 2003).

Istandikes saabub võrade liitumine varem ja seega jõuavad nad ka hõrenemise staadiumisse

varem kui looduslikud metsad. Hõrenemise staadiumis alustaimestikus esinevate soontaimede

hulk väheneb või kaovad need hoopiski, sest valgust on vähe ja toimub äge võitlus tiheda

puurindega (Ramovs, Roberts, 2003).

Põlistes metsades esinevad üldjuhul liigid, millel on rasked seemned, väike seemnepank,

varane ja lühike õitseaeg, nad on kasvult lühikesed ja sellevõrra suurem on lateraalne kasv.

Samas rajatud metsades kasvavad liigid on väikeste ja pikaealiste seemnetega, kasvavad

peamiselt pikkusesse ning nende õitsemisperiood on pikem (Verheyen jt., 2003).

25

Võrreldes liikide arvu nooremates ja vanemates metsades, näeme, et see on suurem vanemates

metsades. Kõrvutades aga põliste metsade ja istandike liikide arvu, saame suurema numbri

põlistes metsades. Istandikes kasvavad peamiselt häirimist hästi taluvad liigid. Ramovs &

Roberts (2003) näitasid, et mõningad taime- ja põõsaliigid (varjutaluvad), mis on

iseloomulikud suletud metsadele, olid seotud eelkõige mahalangenud surnud puidu ja

lehtpuudega, mis esinevad just põlistes looduslikes metsades. Samas avatud kohtade

taimeliigid olid seotud okaspuudega, mida leidub eelkõige istandikes.

Mida rohkem põlismetsa alasid on säilinud ja mida rohkem on üleüldse metsafragmente

maastikel, seda suurem on noorte metsaökosüsteemide koloniseerimine metsaliikide poolt ja

seda kiiremini jõuab taimekooslus tasakaaluseisundisse. Vellend (2003) hindas taastunud

metsaökosüsteemi tasakaaluasendisse jõudmise perioodiks >450 aastat. Hea

koloniseerimisvõime on lühiealistel ja väikeseseemnelistel mitmeaastastel taimedel.

3.2. Raie mõju metsadele

Andmed raie mõjust metsaökosüsteemide struktuurile ja funktsioonile on vastuolulised.

Raiumine kaubanduslikel eesmärkidel omab olulist mõju metsa liigilisele koosseisule ja

struktuurile, olles samal ajal ülitähtis majandusharu mõningates piirkondades. See aga, et

raiumine omab metsade bioloogilisele mitmekesisusele ja funktsioonile ka negatiivset mõju,

on alarmeerinud looduskaitse- ja keskkonnaorganisatsioone ning see kajastub ka erinevates

metsamajandamisega seotud otsustes, poliitilistes debattides ja metsakasvanduse süsteemide

arendamises. Kolmandik maailma metsadest on boreaalsed ning seetõttu on eriti oluline

uurida raie mõju just nendes metsades (Reich jt., 2001).

Metsaraie võib otseselt mõjutada taimede mitmekesisust ja koostist või metsa produktiivsuse

jätkusuutlikkust läbi mulla või häirida metsaalust elustikku, põhjustada seemneallikatete kadu,

muuta biotoobi struktuuri, välja viia toitained, muuta mikrokliimat. Füüsikalised ja keemilised

mõjud muldadele (toitainete kadumine, erosioon jm.) võivad kahandada ka nende viljakust ja

potentsiaalset produktiivsust (Reich jt., 2001). Taimestiku liigilist koostist ja ressursside

kättesaadavust taimedele võivad mõjutada ka looduslikud häireprotsessid, nagu näiteks tuli ja

tuuleheide, kuna nad mõjutavad ökosüsteemi füüsikaliselt ja keemiliselt ning selle tagajärjel

muutuvad ka metsa vanuseline struktuur, liigiline, mitmekesisus ja ökosüsteemi produktiivsus

(Reich jt., 2001).

Kui enne raiet sõltuvad elustiku olelustingimused paljuski puurindest, siis pärast lageraiet

omab rohu-ja samblarinne olulist rolli keskkonda kujundava faktorina. Raie mõjub mulla

26

füüsikalistele omadustele, toiteelementide ja kiirguse bilansile ning mikrokliimale, seega

avaldab ta hiljem olulist mõju metsauuenemisprotsessile ning sealtkaudu ka uuele

metsapõlvkonnale, mille kujunemises on määrav osa ökoloogilistel tingimustel. Nendest

kõige tähtsamad on mikrokliima, valgus- ja soojusrežiim (Lõhmus, 1970).

Raiejärgne sekundaarne suktsessioon väljendub eelkõige liikide sageduste muutustes, mitte

niivõrd liikide juurdetulekus ja kadumises. Erandiks on vaid suktsessiooni esimene raiejärgne

staadium, kui hakkavad kasvama varju mittetaluvad, palju niiskust nõudvad ja vahel ka

nitrofiilsemad taimeliigid, mida hilisemates staadiumites enam ei leia. Sel ajal on mulla

huumushorisont väga toitaineterikas. Üldjuhul aga elavad taimed üle nii raie kui ka muud

häired ning taastavad hiljem oma leviku ja sageduse. Seejuures võib küpse metsa liike leida

ka juba varajastes suktsessioonistaadiumites (Zobel, 1989).

Suktsessiooni käigus toimuvad protsessid saab jaotada kahte suurde kategooriasse. Esiteks

sellised, mis on oletatavasti ühised kõigile suktsessioonidele, mis toimuvad parasvöötme

metsades. Need on seotud areneva puurinde all varju suurenemisega suktsessiooni käigus ja

spetsiaalsete liikide omadustega, mis on seotud häirimistega (kiire kolonisatsioon,

seemnepanga esinemine mullas jne.). Kui esimesed protsessid näitavad üldisi seaduspärasid,

siis teised on sõltuvad iga konkreetse ökosüsteemi lokaalsetest eripäradest (nt. esineb

liigniiskust, mistõttu võib puurinde kadumisel hakata mõnes kohas arenema niiskuslembene

taimestik (Zobel, 1989).

Zobel (1989) uuris oma töös suktsessiooni Järvselja metsades ning leidis, et seal esineb kindel

hulk varastele suktsessioonistaadiumitele omaseid liike, mis suudavad võistelda looduslike

liikidega muutunud keskkonnatingimustes, mida pakub neile näiteks lageraie ala. See

tähendab, et raiejärgselt on liike rohkem kui näiteks vanas metsas, milledest aga osad kaovad

suktsessiooniprotsessi jätkudes. Sarnast trendi on kirjeldatud ka mujal. Lisaks leidis Zobel

(1989), et Järvselja metsades toimusid pärast raiet muutused kasvukohatingimustes. Esiteks

täheldati toitainete kasvu mullas. Teiseks arenes lageraiealadel suhteliselt hüdrofiilne

taimestik, mis viitab suhteliselt suuremale mullaniiskusele. Puurinde eemaldamine vähendab

tugevalt kogutranspiratsiooni ja seda ei kompenseeri ka suurenenud evaporatsiooni

mullapinnalt. Niigi niisketes paikades võib see viia koguni soostumiseni.

Reich jt. (2001) võrdlesid oma töös loodusliku häiritusega küpseid metsi (metsatulekahju

järgsed) ja raie järel uuesti üles kasvanud metsi ning leidsid, et soontaimede liigirikkus oli

suurem teisel juhul. Võra moodustavate puude liigirikkus aga nende kahe puhul oluliselt ei

erinenud, ehkki oli mõnevõrra suurem vanemates metsades. Ka ei erinenud märgatavalt

27

sammaltaimede liigirikkus, mis oli vähesel määral suurem metsatulekahjujärgses metsas, ega

ka taimede üldine liigirikkus. Haruldaste või tavaliste liikide arvus, ohtruses või tüüpides need

kaks metsatüüpi ei erinenud. Sama mustrit näitasid ka sammaltaimed. Samuti oli biomass

mõlemas tüübis sarnane. Metsa päritolu ega vanus ei mänginud varise, kõdu ega maapealse

produktiivsuse juures rolli. Erinevusi ei täheldatud ka kesksuvise mulla lämmastiku

mineralisatsiooni netoväärtustes. Samas leiti, et mulla süsinikusisaldus oli suurem

tulejärgsetes haavametsades, kuusemetsades aga oli tendents vastupidine. Kokkuvõttes väitsid

Reich jt. (2001), et 20. sajandi metsaraie ei ole mõjutanud mitmekesisuse, viljakuse ja

produktiivsuse taset ebasoodsalt, sest selle läbi teinud metsad ei erine oluliselt nimetatud

näitajate poolest metsatulekahju läbi elanud metsadest. Mõlemaid häireliigid – tuli ja

metsaraie – jätavad alles mitmeid mikropaiku, kus elu säilib ning mis aitavad kaasa koosluse

taastumisele.

Kuigi Reich jt. (2001) jõudsid järeldusele, et metsaraiel ei ole olulist mõju alustaimestiku

mitmekesisusele ja koosseisule, leidsid nad siiski, et raie on oluliselt muutnud puude liigilist

koosseisu. Okaspuude asemel on kasvama hakanud haavad. Kui raiet või muud häiret ei ole

esinenud, toimub vastupidine muutus – domineerima hakkavad okaspuud. Üleminek haavale

aga tähendab ka seda, et suureneb soontaimede mitmekesisus, produktiivsus ja kiireneb

toitaineteringe metsas, kuid kahaneb mitmekesisus maastiku-skaalal.

3.3. Inimmõju kompleksne uurimine

Looduslikus seisundis metsa iseloomustavate joontena on kirjeldatud mitmeid omadusi, nagu

näiteks surnud puude rohkus, eri vanusega (s.h. väga vanade) ning eri liigist puude olemasolu,

puurinde häiluline struktuur, jne. Need on ka parameetrid, mis esmalt muutuvad, kui metsa

hakatakse majandama. Nimetatud tunnuste järgi on võimalik hinnata metsade ja selle

elupaikade mitmekesisust. Lisaks on enamus neist omadustest universaalsed – esinevad pea

kõikides metsatüüpides. Samas on aga ka neid, mis sõltuvad metsatüübist – iga metsatüüp

omab kindlat mulla produktiivsust, häirimiste režiimi ja majanduslikku tegevust (Kohv, Liira,

2005).

Paljud programmid ja projektid, mis viivad läbi metsade seiret või hindavad nende

looduslikkust, kasutavad piiratud arvu olulisi tunnuseid, arvestamata siiski, et igaüks neist

kirjeldab vaid väheseid looduse mitmekesisuse aspekte. Metsa struktuuri määravate tunnuste

puhul on oluline arvestada nende staatuse ja olemasolu inertsust koosluses. Metsa struktuur

nimelt on määratud seal juba varem toimunud ja hetkel aset leidvate tegevuste poolt ning

sõltub seejuures nende tegevuste eesmärgist - kas jätkusuutlik areng või kaubanduslik

28

eesmärk. Tunnused üksi ei näita aga metsa tegelikku majandamise ajalugu. Seega tuleb

kasutada terviklikku tunnuste komplekti, et määrata metsa tegelik seisund (Kohv, Liira,

2005).

Kohv ja Liira (2005) töötasid välja spetsiaalse majandusintensiivsuse indeksi (MI). See on

erinevate metsanduslike tegevuste esinemiste või nende puudumiste summa 60 meetri

raadiusega proovialal. Indeks võtab arvesse metsa istutamise, sanitaarraied ja hõrendamise,

lageraied ja lagedate alade ning muude inimtegevuse jälgede olemasolu (väikesed teed,

pinnase häiringud jm.). MI väärtused jäävad vahemikku 0-4. Miinimumhinnang antakse juhul,

kui 60 meetri raadiuses ei ole jälgi mitte ühtestki eelpool nimetatud tegevustest.

Maksimumväärtus 4 antakse siis, kui kogu sellel alal on toimunud lageraie.

Majandusintensiivsuse määramine on otsustava tähtsusega olukorras, kus on tarvis valida

tugevat kaitset vajavaid alasid. Sageli võib aga nende piirkondade eristamisega olla raskusi

ning võttes arvesse väheolulisi tunnuseid ei pruugi lõpptulemus olla optimaalne. Et seda

vältida, arendatigi välja vastav majandusintensiivsuse indeks (MI), kasutades hästi

kättesaadavat riigimetsa majandamise andmebaasi (Kohv, Liira, 2005). Eesmärgiks oli viia

indeks sellisesse vormi, et ta oleks kergesti rakendatav erinevatele metsatüüpidele ja

võimaldaks seejuures kasutada suurt hulka metsade majandamise andmebaase. Seega

arvestatakse inimmõju olemasolu või puudumist viimase 20 aasta jooksul igas metsa

väiksemas eraldises, kusjuures välja jäeti iga konkreetse häirimise intensiivsus, aeg alates

häirimisest ning väiksemad mõjud (nt. marjakorjamine). Samas on MI ka edasiarendatav,

sõltuvalt konkreetsetest vajadustest (Kohv, Liira, 2005).

Kohv’i ja Liira (2005) pohla kasvukohatüübi männimetsades tehtud uurimuses arvutati

väikseim keskmine MI väärtus (0,3) Hiiumaal, Kõpu prooviala metsa puhul, kus asub

võrreldes teistega väga suur hulk kaitstud metsa. Samuti leiti selles töös, et keskmine metsa

vanus omab majandusintensiivsusega tugevat negatiivset korrelatsiooni. See pole ka üllatav,

sest Eesti männimetsade puhul on tüüpiline, et need satuvad lageraie alla hiljemalt 110-120

aasta vanuses. Need metsad, mis on üle 120 aasta vanad, on enamasti kaitse all või sel viisil

majandatud, et kaitsta seal olevaid loodusressursse (veekaitse, erosioon jne.). Eestis

praktiliselt puuduvad noored männimetsad madala MI-ga (Kohv, Liira, 2005).

Metsa struktuuri ja liigilise koosseisu uurimisel tuvastati kasvava majandusintensiivsuse

negatiivset mõju kuuse järelkasvule, samas kui männi järelkasvule tundus inimmõju olevat

pigem soodne (Kohv, Liira, 2005). Liigiline koosseis uurimise all olnud kuivades boreaalsetes

metsades ei sõltunud majandamise intensiivsusest, kuna nii või teisiti on domineerivateks

29

liikideks mänd ja pohl. See ei ole ka üllatav, kuna mänd on kuivadel leetmuldadel nii Eestis

kui ka Skandinaavia maades valitsev liik, kuna ta on vähenõudlik. Võib uskuda, et kui männik

jätta pikaks ajaks inimmõjust puutumata, muutub ta kuuseenamusega metsaks. Põhjus, miks

Kohv’i ja Liira (2005) töö raames Eestis selliseid metsi ei leitud, võib olla selles, et nad ei ole

saanud piisavalt kaua ilma häirimata areneda. Kaskede vähene arv uuritud metsades võis ühelt

poolt tuleneda sellest, et ta on metsamajanduslikult väheväärtuslik puu ning aegade jooksul on

eelistatud talle väärtuslikumaid okaspuid. Harvendusraiete puhul kiputakse sageli kasvama

jätma okaspuid, mis põhjustab ka nende suurema osakaalu majandusmetsas (Sepp, 2005).

Teine võimalik põhjus on see, et puuduvad boreaalsete metsade alad loodusliku järelkasvuga,

kus kask oleks varastes suktsessioonistaadiumites domineeriv pioneerliik (Kohv, Liira, 2005).

Puude diameeter oli suure majandusintensiivsusega metsades ühtlasem, surnud puidu hulk oli

väiksem (Kohv, Liira, 2005). Need on tõenäoliselt põhjendatud harvendus-, hooldus- ja

valikraietest, kus eemaldatakse surnud puud ning kasvama jäetakse eeldatavalt samasuguse

diameetriga puud (Sepp, 2005).

Alustaimestikus leiti pohla kasvukohatüübi männikutes 6 liiki, mille puudumine või

esinemine võivad olla metsamajandusrežiimi indikaatoriteks. Neli liiki (Linnaea borealis,

vaccinium myrtillus, Maianthemum bifolium ja Luzula pilosa) on iseloomulikud pigem

looduslikele metsadele ning kaks liiki (Epilobium angustifolium ja Festuca ovina) on pigem

tugevat inimmõju omavatele metsadele omased. Vahepealse majandusintensiivsuse puhul

spetsiaalseid indikaatorliike ei täheldatud (Kohv, Liira, 2005).

Looduslikule lähedaseks metsaks võib nimetada sellist metsa, kus MI indeks <0,75 ja

metsapuude vanus üle 100 aasta. Kohv ja Liira (2005) leidsid, et parimad omadused, mida

tuleks vaadelda hindamaks metsa looduslikkust, olid: alustaimestik, rähni tegevusjälgede

esinemine või puudumine, surnud lamapuidu hulk ja puu diameetriklasside arv vastavas

metsas. Ükskõik millise eelnimetatud tunnuse suurenemine suurendab tõenäosust, et mets on

looduslähedane. On olemas pikk nimekiri alternatiivsetest indikaatoritest, mida ei ole

vaadeldud Kohv’i ja Liira (2005) töös, kuid võivad omada olulist tähtsust, kuid nende

kindlakstegemine vajaks liialt aega ja väga spetsiifilisi uurimusi. Nimelt lähtuti nimetatud

töös põhimõttest, et valitud indikaatorite kogum peaks olema võimalikult kergesti järgitav ja

kiiresti kasutatav ning see peaks olema käsitletav suure ulatuse majandamise intensiivsuse ja

metsa vanuse puhul. Ka ei ole Kohv’i ja Liira (2005) töös esitatud tunnuste komplekt täiuslik

selles suhtes, et ta ei ole rakendatav ükskõik millisele metsatüübile, kuna erinevates metsades

on näiteks erinev alustaimestik.

30

Sama indeksit kasutades uuris Sepp (2005) sinilille kasvukohatüübi metsade struktuuri. Ka

tema leidis, et MI oli pöördvõrdeliselt seotud metsa vanusega. Puurinde koosseisule

majandusintensiivsus suurt mõju ei avaldanud. Negatiivselt oli korreleeritud MI-ga surnud

puidu osakaal, samuti põõsaste üldkatvus, mis on tõenäoliselt põhjendatud nende

eemaldamisega harvendus-, hooldus- ja valikraiete käigus (Sepp, 2005).

3.4. Säästlik metsamajandus

Viimasel ajal on maailma rahvaarv kiiresti tõusma hakanud ning praeguseks on ta jõudnud

juba seitsme miljardini. Arvatakse, et see kasv jätkub ning 21. sajandi lõpuks on maakeral

inimesi üheksa miljardit. Seega peavad inimesed õppima elama nii, et metsakeskkonda

kasutataks säästlikult. Järjest enam on vaja tarvitusele võtta taastuvaid materjale ja

energiaressursse (Kimmins, 2004). Praeguse ja endise inimmõju tugevus tsirkumboreaalsete

metsade tsoonis varieerub oluliselt. Kanadas ja Venemaal on kohati veel säilinud peaaegu

looduslähedased metsad, samas kui Skandinaavia maade lõunapoolsetes osades on

metsaökosüsteemid juba minevikus tugevalt inimese poolt muudetud ning ka praegu on nende

majandamine täielikult reguleeritud. Selliste metsade puhul on looduslähedase bioloogilise

mitmekesisuse taastamiseks vajalik aktiivne tegevus (Kuuluvainen jt., 2002).

Traditsiooniliselt peetakse taastuvaks loodusvaraks elavat, taastumatuks elutut materjali.

Seega metsasid peetakse taastuvaks loodusvaraks. Inimese seisukohast on oluline see, et

loodusvara oleks võimalik taastuma mingi perioodi jooksul, mis mahub tema majandusliku

või ühiskondliku ajaskaala raamesse, või mille uuenemise kiirus on piisav, et temasse

investeerimise majanduslikult kasulikuks muudab (Kimmins, 2004).

Mets uueneb läbi primaarproduktsiooni piisava kiirusega selleks, et saaksime sellest

majanduslikku kasu oma kaasaegse ajaskaala järgi. Kui aga metsade uuenemiskiirus on

suurem kui 1000 aastat või, mõningatel andmetel, 300 aastat, siis peetakse teda taastumatuks

ressursiks (Kimmins, 2004). Traditsiooniliselt võttes on aga ka sel puhul tegemist taastuva

varaga, kuid selle uuenemiseks tuleb oodata väga kaua. Samuti on vale majandamisega väga

lihtne muuta taastuv mets taastumatuks (Kimmins, 2004).

Metsandus on muutunud aegade jooksul ja piirkonniti, kuid tema eesmärgiks on alati olnud

ühtaegu nii kasutada kui säästa metsast saadavaid produkte (Kimmins, 2004). Sellest

tulenebki säästev metsamajandus – metsade majandamine ja kasutamine sellisel viisil, määral

ja kiirusel, et on tagatud nende bioloogiline mitmekesisus, produktiivsus, taastumisvõime ja

elujõulisus ning ühtlasi nende potentsiaal täita praegu ja tulevikus ökoloogilisi, majanduslikke

31

ja sotsiaalseid funktsioone kohalikul, üleriigilisel ja globaalsel tasandil kahjustamata

sealjuures teisi ökosüsteeme. Esitatud mõiste seletati eelkirjeldatud viisil lahti 1993. aastal

„Ministrite Konverents Euroopa Metsade Kaitseks“ raames (Sepp, 2005). Säästev

metsamajandus tuleb aga kõne alla vaid siis, kui tegemist on taastuva metsaga. Raiudes

potentsiaalselt mittetaastuvat metsa võib seda võrrelda piltlikult „puude kaevandamisega“ ja

seega vajab taoline majandamine väga kriitilise analüüse (Kimmins, 2004).

See, kas mingi mets on säästlikult kasutatud oleneb paljuski säästlikkuse definitsioonist ja

tasakaalust raiumise intensiivsuse, sageduse ja ruumilise ulatuse ning ökosüsteemi taastumise

vahel. Säästva metsamajanduse puhul on oluline välja arvutada periood, mille möödudes võib

metsa raiuda. Seda saab teha mitmeti. Üks võimalus on leida periood, mis on vajalik mingi

kindla saaduse produtseerimiseks (nt kindel raielangi suurus). Teiseks võib arvestada

ajavahemiku, mille jooksul keskmine aastane investeering on suurem. Ökoloogilisest

seisukohast vaadatuna on selleks perioodiks aeg, mis on vajalik, et majandatud metsa

ökosüsteem jõuaks tagasi samasse seisu, kus ta oli enne häirimist või mõnda siis planeeritud

uude seisundisse (Kimmins, 2004). Võimalusi taolise ajavahemiku leidmiseks on veelgi.

Kui vaadelda säästlikku metsamajandust, siis peaks toimima nii, et metsa häirimine oleks

piisavalt väike, et tal on võimalus taastada mingi aja jooksul oma eelnev seisund. Algse seisu

taastamine on võimalik, kuna väikese häirimise puhul ei kao metsas toimiv energiavoog, mis

suure häirimisega katkeb. Samas ei tohi häirimist korrata enne, kui see algne seis on taastatud,

kuna vastupidine käitumine võib viia samade tulemusteni, mis väga suur häirimine. Mets ei

pruugi enam uuesti taastuda (Kimmins, 2004). Sama tuleb arvestada ka metsa toitainete

puhul. Enne uut häirimist on oluline, et endine varu oleks taastunud. Selle taastusperioodi

pikkus on kahe komponendi – raiumisega kaasneva toitainete hulga kadumise määra ning

nende varude uuenemise kiiruse – funktsioon (Kimmins, 2004).

Täitmaks eelpool nimetatud tingimusi, on säästvas metsamajanduses võimalus kasutada

erinevaid raiemeetodeid, metsakasvatuse süsteeme, metsakasutuse tasemeid ja/või paiga

ettevalmistamise ning puude majandamise tehnikaid. Metsaökosüsteemi potentsiaalne

uuenemise kiirus on määratud kliima, topograafia, geoloogia, füüsikalistest ja toitainete

omaduste ning autogeensete protsesside kiirusega (Kimmins, 2004).

Lisaks metsa taastuvatele osadele on seal ka taastumatud komponendid, millest tähtsaim on

lokaalne geenifond. Seal elavate organismide genotüübid on kujunenud miljonite aastate

jooksul loodusliku valiku tulemusena, mis on andnud neile suure varieeruvuse, mis laseb neil

asustada väga erinevaid biotoope. Kui aga mingid erilised genotüübid geenifondist kaovad, on

32

see asendamatu nähtus. Osaliselt taastumatuks aspektiks võib pidada ka mulda, mille

uuenemine võib võtta tuhandeid aastaid. Seega, kui muld on korra, rikutud, läheb väga palju

aega, enne kui teda uuesti kasutama saab hakata (Kimmins, 2004).

Kui Kimmins (2004) pöörab säästlikust metsamajandusest rääkides tähelepanu peamiselt

inimesele huvi pakkuvate ressursside, eelkõige biomassi, taastumisele, mis on ka

klassikaliseks metsamajanduse vaatenurgaks, siis tänapäeval on järjest olulisemaks saanud

bioloogilise mitmekesisuse säästlik kasutamine ja kaitse.

Kuuluvainen jt. (2002) peavadki oluliseks metsa kui terviku säilitamist ning selle taastamist,

kui ta on inimtegevuse tagajärjel muudetud. Seega tuleb aru saada, milline peaks välja

nägema loodusliku metsa bioloogiline mitmekesisus ning püüdma häiritud metsa muuta

võimalikult looduslähedaseks. Selle saavutamiseks tuleks võtta kaitse alla metsasid, mis ei ole

piisavalt kaitstud, taastada nii majandatud kui ka kaitstavaid metsi, luua kaitstava ala ümber

suurem säilitamisvõrgustik, edendada bioloogilise mitmekesisuse suurendamisele

orienteeritud metsamajandamise viise juba häiritud metsades (Kuuluvainen jt. 2002).

Majandatud ja kaitse all olevate metsade taastamine tähendab antud juhul ökosüsteemi kui

terviku taastamist. Seejuures on oluline taastada looduslik häirerežiim nagu näiteks

metsatulekahjud, mis suurendavad kasvutingimuste mitmekesisust ja seeläbi liigirikkust.

Sama roll on ka looduslike tuulemurdude tagajärjel tekkivatel häiludel. Looduslike häirete

puudumisel kujuneb puistu homogeenseks ja liigirikkus hakkab paratamatult vähenema.

Seetõttu on bioloogilise mitmekesisuse taastamisel intensiivse metsamajandusega aladel

vajalik korraldada kontrollitud põlenguid, samuti säilitada või kunstlikult juurde tekitada

surnud puitu. Veel kuulub metsade taastamise juurde väikeste häilude tekitamine võradesse,

eriti üheealistes puistutes. Nimetatud tegevused imiteerivad looduslike protsesside tagajärjel

tekkivaid häiringuid (Kuuluvainen jt 2002).

Ökoloogilised taastamistegevused on alati konkreetse eesmärgiga ning on suunatud valdavalt

kas liigirikkuse, struktuuri või dünaamika taastamisele, kuid kuna kõik kolm on omavahel

tihedasti seotud, ei ole mõeldav keskenduda vaid ühele nendest (Kuuluvainen jt. 2002).

Ökosüsteemi struktuuri ja funktsiooni mõistmine on kõige alus. Selle põhjal saab otsustada,

mida oleks vaja metsaga ette võtta ning seada eesmärgid. See ei ole aga lihtne ülesanne ning

sageli võib ette tulla ootamatusi, kuna loodus ise on muutuv süsteem, kuid see võib tuleneda

ka sellest, et inimesed ise ei ole piisava põhjalikkusega tundma õppinud vastavat ökosüsteemi

(Kuuluvainen jt 2002).

33

Kokkuvõte

Käesoleva töö eesmärgiks oli saada ülevaade metsade mitmekesisusest ja teguritest, mis seda

mõjutavad, tutvudes vastava erialakirjandusega nii Eestist kui välismaalt.

Maailma kõigist vegetatsioonitüüpidest levib mets kõige laiaulatuslikumalt. Metsad esinevad

globaalses skaalas nendes piirkondades, kus sademete hulk on suhteliselt suur ning kus ei

esine ulatuslikke põuaperioode. Suures skaalas eristatakse okasmetsi, parasvöötme lehtmetsi

ja troopilisi metsi. Eesti metsad on suhteliselt eriilmelised, kuna meie aluspõhjas paljanduvad

nii liiva- kui ka lubjakivid ning nad tekkisid ka küllaltki hilja, kuna jää taandus Eesti aladelt

alles ~10 000 aastat tagasi. Eesti metsad jaotatakse kümneks tüübirühmaks: loo-, nõmme-,

palu-, laane-, salu-, sooviku-, rabastuvad, samblasoo- ja rohusoometsad. Need omakorda

jagunevad 22-ks kasvukohatüübiks.

Üheks töö eesmärgiks oli uurida ka pH ja produktiivsuse mõju Eesti metsade liigirikkusele.

Liikide arv kasvas piki pH tõusu gradienti, olles suurem karbonaatsetel aluspõhjakivimitel

kasvavates metsades. Liigirikkuse ja pH positiivne seos võib olla tingitud nii sellest, et Eesti

asub kõrgetel laiuskraadidel, kus domineerivad kõrge pH-ga kohastunud liigid. Ka

produktiivsuse ja liigirikkuse vaheline seos oli positiivne. Üldjuhul on selline seos

unimodaalne liigirikkuse maksimumiga produktiivsuse keskmistel väärtustel. See, et

käesolevas töös kasutatud andmete põhjal saadi lineaarne graafik, võib olla põhjendatud

sellega, et on vaadeldud vaid osa produktiivsuse gradiendist.

Metsad on juba sajandeid allutatud inimmõjule. Kõige olulisem mõjutegur on raie. Metsaraie

võib otseselt mõjutada taimekoosluste mitmekesisust ja liigilist koosseisu, samuti metsa

produktiivsuse jätkusuutlikkust läbi mullatingimuste muutuse, või põhjustada seemneallikate

hävimist, muuta biotoobi struktuuri, välja viia toitained, muuta mikrokliimat. Samas ei ole

metsaraie mõjud vaid negatiivsed. Raiet võib vaadelda kui tule asendajat – mõlemad jätavad

alles mitmeid mikropaiku, kus elu säilib ning mis aitavad kaasa mitmete taime- ja

putukaliikide paljunemisele. Taastunud metsakooslused aga erinevad põlistest metsaaladest.

Liikide arv on suurem põlismetsades. Inimmõju kvantitatiivseks määramiseks on välja

kujundatud spetsiaalne majanduse intensiivsuse indeks, mis on metsanduslike tegevuste

esinemiste või nende puudumiste summa 60 meetri raadiusega proovialal.

Inimmõju on ajaga saanud järjest olulisemaks faktoriks metsade elukäigus. See on viinud nii

kaugele, et inimesed ise on hakanud huvi tundma, kuidas oleks metsi võimalik majandada

säästlikult, et neid jätkuks ka edaspidiseks.

34

Summary

A purpose of this work was to get a review of the biodiversity of forests and the factors that

are influencing this, analyzing several literature sources from Estonia and all over the world.

Forest is the most widespread vegetation type in the world. In a global scale, forests occur in

those areas, where the rainfall is relatively high and where no long-lasting droughts appear. In

a broad scale, forests are divided into three classes: coniferous forests, temperate broadleaf

forests and tropical forests. The forests in Estonia are rather varied because the parent rock in

Estonia is represented by two very different rocks: limestones and sandstones. Estonian

forests are young because the ice withdrew from the area only ~10 000 years ago. Forest

vegetation is divided into ten type groups: alvar, boreal heath, dry boreal, fresh boreal, fresh

boreo-nemoral, rich paludified, poor paludified, minerotrophic swamp, bog and drained

peatland forests. Within these types, 22 subtypes are distinguished.

One of the purposes of this work was also to examine the influence of pH and productivity on

the richness of Estonian forests. The species richness increases along the gradient of pH. It

was higher in the forests which are growing on limestones. The positive relationship between

pH and richness could be explained by the fact that Estonia is located on high latitudes and

here are dominating species which are adapted to live where pH is higher. Also, the

relationship between productivity and richness was positive. Generally this kind of

relationship is uni-modal and the maximum richness appears on the mean values of

productivity. A fact that in this work the graph was linear can be caused by the lack of data –

only one part of the productivity gradient may have been analyzed.

Forests have been subject to human influence for centuries. The most severe factor is cutting

which can influence directly the biodiversity and species composition of plant communities

or, through soil, the sustainability of wood’s productivity or it can disturb the understory

biota, cause the death of seed sources, alter the structure of biotope or alter the microclimate.

But the influence of cutting is not only negative. It can be viewed as the substitution of fire -

both create microsites where particular species may regenerate. Those reanimated forests are

different from primeval forests where the richness is much higher. To evaluate the human

influence quantitatively a management intensity index (MI) has been constructed. The index

shows the presence or absence of several anthropogenic disturbances in a 60 m radius.

The human influence on forests has become in time more severe factor. Thus, humans himself

have started to be interested how would it be possible to manage forests in a sustainable way.

35

Tänuavaldused

Töö autor avaldab tänu juhendajale professor Martin Zobelile, kes on töö juures olnud selle

algusest lõpuni, andnud häid nõuandeid, olnud abiks kirjanduse leidmisel ning aidanud aru

saada inglisekeelsest terminoloogiast.

Lisaks tänab töö autor teadur Mari Moorat, kes aitas teha andmeanalüüsi osa

arvutiprogrammiga „Statistica“.

36

Kasutatud kirjandus

1. Al-Mufti, M., Sydes C., Furness S., Grime J. & Band, S. 1977. A quantitative analysis

of shoot phenology and dominance in herbaceous vegetation. – Journal of Ecology 65:

759-792

2. Gjerde, I., Sætersdal, M., Rolstad, J., Storaunet, K. O., Blom, H. H., Gundersen, V.

and Heegaard, E. 2005. Productivity-diversity relationships for plants, bryophytes,

lichens and polyplore fungi in six northern forest landscapes. – Ecography 28: 705-

720

3. Kimmins, J. P. 2004. Forest Ecology. – Prentice Hall., New Jersey

4. Kohv, K. ja Liira. J. 2005. Anthropogenic effects on vegetation structure of the boreal

forest in Estonia. – Scandinavian Journal of Forest Research, 20

5. Kuuluvainen, T., Aapala K., Ahlroth A., Kuusinen M., Lindholm T., Sallantaus T.,

Siitonen J. ja Tukia H. 2002. Principles of Ecological Restoration of Boreal Forested

Ecosystems: Finland as an Example. – Silva Fennica 36 (1): 409-419

6. Laasimer, L. 1965. Eesti NSV taimkate. – Valgus, Tallinn

7. Lõhmus, E. 1970. Eesti arumetsaraiestike klassifitseerimisest. - Metsanduslikud

Uurimused 8: 190-245.

8. Lõhmus, E. 1984. Eesti metsakasvukohatüübid. – Eesti NSV Metsamajanduse ja

Looduskaitse Ministeerium, Tallinn

9. Masing, V. (toimetaja). 1979. Botaanika 3. – Valgus, Tallinn, lk. 340-375

10. Masing, V. 1969. Metsatüpoloogia probleeme. Eesti NSV Teaduste Akadeemia juures

asuva Loodusuurijate Seltsi aastaraamat. 59. köide, lk. 150-163

11. Paal, J. 1997. Eesti taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsioon. –

Keskkonnaministeeriumi Info- ja Tehnokeskus, Tallinn

12. Pärtel M. 2002. Local plant diversity patterns and evolutionary history at the regional

scale. – Ecology 83: 2361-2366

13. Ramovs, B. V. and Roberts, M. R. 2003. Understory vegetation and environment

responses to tillage, forest harvesting, and conifer plantation development. -

Ecological Applications 13: 1682-1700.

37

14. Reich, P. B., Bakken, P., Carlson, D., Frelich, L. E., Friedman, S. K. and Grigal, D. F.

2001. Influence of logging, fire, and forest type on biodiversity and productivity in

southern boreal forests. - Ecology 82: 2731-2748.

15. Sepp, T. 2005. Sinilille kasvukohatüübi metsade struktuur majandusintensiivsuse

gradiendil – Tartu Ülikool, Tartu

16. Smith, R. L. 1996. Ecology and Field Biology. – HarperCollinsCollegePublishers,

New York

17. Vellend, M. 2003. Habitat loss inhibits recovery of plant diversity as forests regrow. -

Ecology 84: 1158-1164.

18. Verheyen, K., Honnay, O., Motzkin, G., Hermy, M. and Foster, D. R. 2003. Response

of forest plant species to land-use change: a life-history trait-based approach. - J

Ecology 91: 563-577.

19. Zobel, M. 1989. Secondary forest succession in Järvselja, southeastern Estonia:

changes in field layer vegetation. - Annales Botanici Fennici 26: 171-182

38

LISAD

39

Lisa 1. Eesti metsakasvukohatüüpide liigirikkus, pH ja boniteet (Lõhmus, 1984 järgi)

Metsakasvukohatüüp pH Liigirikkus Boniteet Produktsioon

1 Leesikaloo 6,65 28 5 1 2 Kastikuloo 6,75 31 3,5 2,5 3 Lubikaloo 7 18 4,5 1,5 4 Sambliku 3,75 11 4,5 1,5 5 Kanarbiku 3,25 15 4,5 1,5 6 Jänesekapsa-pohla 4,75 19 1,5 4,5 7 Pohla 4,25 19 2,5 3,5 8 Karusambla-mustika 2,95 14 3 3 9 Mustika 3,15 22 2,5 3,5

10 Jänesekapsa-mustika 3,5 19 1,5 4,5 11 Jänesekapsa 3,7 39 1 5 12 Sinilille 6,25 48 1,5 4,5 13 Naadi 5,6 55 1 5 14 Sõnajala 6 58 1,5 4,5 15 Angervaksa 5,65 70 2,5 3,5 16 Tarna-angervaksa 5,65 41 3 3 17 Osja 5 60 4,5 1,5 18 Tarna 5,6 30 4,5 1,5 19 Sinika 3 15 4,5 1,5 20 Karusambla 3,1 25 3,5 2,5 21 Raba 2,95 12 5 1 22 Siirdesoo 4,25 37 5 1 23 Madalsoo 5,65 34 4,5 1,5 24 Lodu 5,75 57 2,5 3,5 25 Mustika-kõdusoo 3,2 26 2,5 3,5 26 Jänesekapsa-kõdusoo 5,25 58 2 4

40