JÄÄKSOODE KORRASTAMISE ERINEVAD …...JÄÄKSOODE KORRASTAMISE ERINEVAD MEETODID JA NENDE...
Transcript of JÄÄKSOODE KORRASTAMISE ERINEVAD …...JÄÄKSOODE KORRASTAMISE ERINEVAD MEETODID JA NENDE...
Tartu Ülikool
Loodus- ja tehnoloogiateaduskond
Ökoloogia ja Maateaduste Instituut
Botaanika õppetool
Triin Anier
JÄÄKSOODE KORRASTAMISE ERINEVAD MEETODID JA
NENDE KESKKONNAKAITSELINE ANALÜÜS
Bakalaureusetöö
Juhendajad: vanemteadur Edgar Karofeld
doktorant Triin Triisberg
Tartu 2012
2
Sisukord
Sissejuhatus ..................................................................................................................................... 3
1. Jääksoode teke ja levik ................................................................................................................ 5
2. Jääksoodega kaasnevad keskkonnaprobleemid ja sellest tulenev korrastamise vajadus ................. 7
2.1. Loodusliku soo hävimine .......................................................................................................... 7
2.2. Jääksoo tuleohtlikkus ................................................................................................................ 9
2.3. Muutus kasvuhoonegaaside ja süsiniku bilansis ........................................................................ 9
2.4. Hüdroloogilised muutused piirkonnas ..................................................................................... 11
3. Jääksoode korrastamise erinevad meetodid ja nende analüüs...................................................... 12
3.1. Jääksoode kasutamine põllumajanduses .................................................................................. 12
3.2. Jääksoode metsastamine ......................................................................................................... 16
3.3. Jääksoode kasutamine marjakasvatuses ................................................................................... 20
3.4. Veekogude rajamine jääksoodesse ........................................................................................... 24
3.5. Jääksoo taassoostumise tingimuste loomine ............................................................................ 27
4. Keskkonnakaitseline analüüs jääksoo korrastamise meetoditest ................................................. 31
4.1. Bioloogiline mitmekesisus ja ala fragmenteeritus .................................................................... 31
4.2. Jääksoo tuleohtlikkus .............................................................................................................. 32
4.3. Kasvuhoonegaasid .................................................................................................................. 32
4.4. Erosioon ................................................................................................................................. 33
4.5. Kaevandamiseelse veetaseme taastamine ................................................................................ 33
4.6. Korrastamise metoodi valik .................................................................................................... 34
Kokkuvõte ..................................................................................................................................... 36
Summary ....................................................................................................................................... 38
Tänuavaldused............................................................................................................................... 39
Kasutatud kirjandus ....................................................................................................................... 40
LISAD........................................................................................................................................... 48
3
Sissejuhatus
Sood on liigniisked ökosüsteemid, kus domineerivad turbasamblad, mis akumuleerivad
taimejäänuste mittetäielikul lagunemisel soodes turvast. Turbasse akumuleeritkakse
tuhandeteks aastateks atmosfäärist fotosünteesil seotud süsihappegaasi, samas jääb
mittetäielikul lagunemisel osa eraldunud hapnikust kasutamata. Tekkival turbal on head
energeetilised, kasvusubstraadi ja raviomadused, mistõttu on turvas hinnatud maavara. Turba
kaevandamine on toimunud Eestis umbes neli sajandit. Eelmisel sajandil algas mehaniseeritud
freesturba kaevandamine, mille tulemusena tekivad suure pindalaga jääksood. Neid alasid
iseloomustab tihe kuivenduskraavivõrgustik, mitmekümne kuni sadade hektarite suurused
lagedad alad ja jääkturbalasundi erinev paksus. Sellest tingituna ei toimu taimestiku
taastumist ka pika aja möödudes (Triisberg jt 2011).
Soode kuivendamine ja turba kaevandamine on viinud olukorrani, kus maailmas on
viimasel kahel sajandil ligikaudu 50 % looduslikest soodest hävinud (IUCN 2000). Eestis on
näiteks soode osatähtsus maismaa pindalast vähenenud varem arvatud ca 22 %-lt vaid veidi
üle 5%-ni (Paal, Leibak 2011) ning frees-jääksoode pindala 9371 ha ja see suureneb jätkuvalt
(Ramst, Orru 2009). Seega kaotavad mitmed taime-, looma- ja linnuliigid oma elupaiga ning
soode ökosüsteemide poolt pakutavad teenused pole enam tarbitavad. Samuti muutuvad
sellised alad tuleohtlikuks, kuna veetase ei ole enam pinna lähedal ning läbikuivanud turvas
võib kergesti süttida. Põlemise käigus lendub suur kogus süsinikku, kuid kasvuhoonegaaside
emissioon toimub pidevalt ka aereeritud turba lagunemisel (Paavilainen ja Päivanen 1995).
Kui looduslikud sood on ühed olulisemaid süsihappegaasi (CO2) sidujaid ja süsiniku
akumuleerijaid, siis jääksoos toimub vastupidine protsess – turba mineraliseerumine ja
kasvuhoonegaaside eraldumine.
Eesti on suheliselt vähese tööstusega, kuid sooderikkas riik, ning seetõttu on kuivendatud
ja jääksoost pärit kasvuhoonegaaside emissioonil eriti suur osatähtsus. Eesti on maailmaas
Indoneesia järel teine riik oma süsinikdioksiidi (CO2) emissiooni poolest degradeeruvatest
jääksoodest riigi pindlalaühiku kohta (Joosten 2009). CO2-te lendub Eestis 2,11 t/ha, Rootsis
näiteks on sama näitaja 0,32 t/ha. Ent aastane emissioon on Eesti jääksoodes 10 Mt CO2,
jagades Suurbritanniaga 18.-19. kohta maailmas (Joosten 2009). See ületab 9-kordselt Eestis
liiklusest eralduva süsihappegaasi koguse. Ammendunud turbaväljad on Eestis teisel kohal
peale põlevkivielektrijaamade süsinikdioksiidi emissioonis (Ilomets 2001). Soovides oluliselt
vähendada ökoloogilist jalajälge ja mõju keskkonnale, tuleb midagi ette võtta ka Eesti
kuivendatud alade ja jääksoodega.
4
Mitmel pool maailmas on tunnistatud jääksoode mõju keskkonnale, kuid Eestis senini
vaid vähesel määral. Seoses turbakaevandamise erinevate keskkonnaprobleemide ja nende
uurimisega on loodud ülemaailmseid töögruppe nt International Mire Conservation Group
(IMCG) ja International Peat Society (IPS). Üks põhieesmärk ongi neil organisatsioonidel
selgitada jääksoode korrastamise tähtsust. Hetkel on maailmas jääksoode korrastamises
esirinnas Kanada, kus on eesmärgiks võetud korrastada sama suur jääksoo ala kui alustatav
uus turbakaevandamise ala. Eeskuju võttes on selleks võimalik kasutada mitmeid erinevaid
jääksoo korrastamise viise: metsastamine, põllu- ja karjamaa, palukultuur, energiaheinamaa ja
-võsa, marjakasvatus, veekogu, soo ja muudel viisidel. Erinevatel meetoditel on nii
majanduslikult kui ka keskkonnamõjult erineva kasuteguriga ning oluline on mõista, millal
millist meetodit rakendada.
Eestis peaks alustama ulatuslike korrastamise töödega ja selleks on tehtud mõningad
sammud. Jääksoode korrastamise kohustus on Eestis pandud kaevandajale või maaomanikule.
Nõukogude Liidu lagunemisel ja firmade pankroti tõttu on tekkinud suur hulk korrastamata
alasid. Enamiku alade omanikuks on RMK. Hetkel käivad ettevalmistused Viru ja Hara
jääksoode korrastamiseks Lahemaal. AS Tootsi Turvas on Eesti suurimaid turbakaevandamise
firmasid ja 2010. - 2011. aastal toimus Niibi lõunapoolse turbatootmisest väljajäänud alade
korrastamine. Selle käigus 113,06 ha suurune jääksoo korrastati metsa-, marjakasvatusmaana
või taassoostuvaks alaks. Esimene Eestis suurim korrastatud 24 ha ala jõhvikakultuuri rajati
Pärnumaal Mätta ammendatud freesturbaväljakul 1976. a. 1980ndate lõpuks ulatus
marjaistandustena korrastatud alade hulk 275 ha (Paal 2011). Tunduvalt varem alustati
jääksoode korrastamisega metsamaaks. Käsu korras 1970ndatel rajati jääksoodele sadades
hektarites metsakultuure (Pikk 2010). Siiski on Eestis veel pikk maa käia, et vähendada
oluliselt jääksooga seotud keskkonnaprobleeme.
Käesoleva lõputöö eesmärgiks on erialase kirjandus põhjal koostada ülevaade
jääksoodega seonduvate keskkonnaprobleemide olemust ja sellest tulenevalt jääksoode
korrastamise vajadusest. Antakse ülevaate jääksoode korrastamiseks kasutatavatest
meetoditest ning analüüsitakse nende tõhusust keskkonnakaitselisest seisukohast.
5
1. Jääksoode teke ja levik
Jääksoode korrastamise käsiraamatus (Paal jt 2011) on defineeritud jääksoid kahel viisil.
Laiemas tähenduses on jääksood kõik endised turbakaevandamisalad, samuti
põllumajanduslikus kasutuses olnud varasemad sooalad, mille majandamine on lõpetatud.
Kitsamalt loetakse jääksooks (Joonis 1) selliseid alasid, kus turba jääklasundi paksus ei ületa
turba kaevandamise järgselt enam 0,1-0,5 meetrit ning see on edasiseks masinaga
kaevandamiseks ammendatud (Paal jt 2011). Soost kaevandatavat turvast kasutatakse
põhiliselt järgmistes valdkondades: aiandus, põllumajandus, kütteenergeetikas ja meditsiinis.
Eesti on aiandusturba ekspordi mahu poolest 3.-4. kohal maailmas, enamus toodangust läheb
Hollandisse, Saksamaale, Suurbritanniasse, Rootsi ning Soome (Orru 2003).
Joonis 1. Kungjärve jääksoo, Madise külas, Võrumaal.
Üheks põhjuseks on just turba kaevandamine, miks maailmas viimasel kahel sajandil
ligikaudu 50 % looduslikest soodest on hävinud (IUCN 2000). Turba kaevandamisel kõrval
on soode hävimine põhjustatud sageli põllumajanduse intensiivistumisest, saastest ning
energiatööstuse, metsamajanduse ja linnastumise laienemisest (Rochefort, Lode 2006). Selle
tõestuseks on Eestis hetkel 98 frees-jääksoo ala üldpindalaga 9371 ha (Lisa 1) (Ramst, Orru
2009), millest suurima pindalaga jääksoo asub Pärnumaal, endisel Pööravere sool, mille
pindala on 3012,1 ha (Ramst jt 2007). Kuid paljud jääksoodest on Nõukogude Liidu aegsed
pärandid ja neil pole otsest õigusjärgset omanikku, kes peaks hoolitsema alade korrastamise
eest. Hinnanguliselt lisandub lähiajal umbes sama suur hulk ammendunud turbaalasid (Ramst,
Orru 2009).
6
Eesti on sooderikas riik. Siiani oli märgitud, et Eesti territooriumist moodustab soode
osakaal 22,3% ehk 1 009 101 hektarit (Orru jt 1992), kuid sinna hulka olid arvestatud kõik
turbakihiga alad, sõltumata nende seisundist ja turbakihi paksusest. 2010. a märgalade
inventuuri andmete põhjal selgus, et tegelik looduslähedases seisundis soode osakaal Eestis
on ainult 5,5% pindalast ehk 240 000 hektarit (Paal, Leibak jt 2011). Osalt on see tingitud
soode pindala vähenemisest, mis on sajandi jooksul vähenenud umbes 2,7 korda kui võrrelda
märgala inventeerimise andmeid 1935.-1955. aasta Eesti taimkatte kaardistamise andmetega.
Enam on hävinud madalsoid, mis on vähenenud 7,1 korda. Rabade hävingu osakaal on
väiksem (1,7 korda) (Kohv, Salm 2012). Seetõttu on enamus Eestis looduslähedasena säilinud
soodest rabalaamad, mis on siiski kuivenduskraavidega ümbritsetud. Eesti on rabade rikkuse
poolest Rootsi ja Läti järel Euroopas kolmas riik. Selle võlgneme 1970. aastatel toimunud nn.
soodesõjale, mil paremini säilinud sood võeti kaitse alla. Säilinud soodest on 72,5 % Eestis
looduskaitse all (Paal jt 2011). Eestit iseloomustab soode mitmekesisus, seda teavet on
kasutatud ka mitmetes riiki tutvustavates brošüürides ja mainekujundusreklaamides.
Turvas on oluline toore ja selle tarbimine on pika ajalooga. Turba põlemise omadusele
juhtis tähelepanu juba rooma loodusteadlane Pliniuse vanem (elas 79 – 23 eKr)
entsüklopeedias „Naturalis historia“ (Valk 1988). Soode kasutamine põletusturba
hankimiseks ja põllumajanduslikuks otstarbeks algas Eestis 17. sajandil (Sepp 1995). Algselt
toimus Eestis turba kaevandamine pätsimeetodil: kaevandamiseks ei alandatud veetaset ja
turbaaukude kõrval säilinud taimestik aitas kaasa turba kaevandamisel tekkinud aukude
kinnikasvamisele (Karofeld 2006). 1920. aastatel oli turvas põhiline elektrijaamade kütteaine
(Ilolomets, Kallas 1995). Freesturba kaevandamist alustati Eestis 1938. a. Pärast 1947. a, kui
võeti kasutusele võimsamad masinad, hakkas kiiresti laienema soode kuivendamine.
Kaevandamise maht oli maksimaalne (kuni 2,8 miljonit tonni) 1980. aastatel (Luberg 1995),
mil asuti kaevandama ka väetusturvast. Peale erinevate tehnoloogiate kasutuselevõtmist
hakati turvast intensiivsemalt kaevandama (Paal jt 2011).
Eestis on tekkinud palju jääksoid ehk ammendunud turbaalasid. 2010. aastal kaevandati
63 maardlast kokku 923,4 tuhat tonni turvast ehk 10% enam kui 2009. aastal (Roosalu 2011).
Praegu peamiseteks turba kaevandamise viisideks on frees- (Lisa 2), tükk- ja plokkturba (Lisa
3) tootmine (Õnnis 2008), mille käigus toimub soode kuivendamine (Lisa 4), taimestiku
eemaldamine (Lisa 5) ja pinnase tasandatamine. See tingib olukorra, et sood ei olnud enam
võimelised ise taastuma.
7
2. Jääksoodega kaasnevad keskkonnaprobleemid ja sellest tulenev
korrastamise vajadus
Jääksoo põhilised mõjud keskkonnale on loodusliku soo ökosüsteemi elupaikade
hävimine. Jääksoo fragmenteerib maastikku, ala muutub tuleohtlikus, kasvuhoonegaaside
emissioon turba mineraalisatsioonil, hapniku bilansi muutumine, olulise magevee reservuaari
hävimine, turba erosioon.
Järgnevalt vaadeldakse jääksooga seonduvaid probleeme põhjalikumalt.
2.1. Loodusliku soo hävimine
Soodel on omane iseloomulik taimestik. Erilised kasvutingimused soodes (sh kõrge
veetase, pH, toitainete vähesus, turba akumulatsioon jne) võimaldavad seal kasvada vaid
nende tingimustega kohastunud taimeliikidele. Näiteks on Eesti rabades putuktoidulised
taimed: laia-, ümaralehine ning vahelmine huulhein. Turvast moodustavad peamiselt
turbasamblad Sphagnum, mille eri liike on meil kokku loendatud 38 (Valk 1988). Soid
loetakse liigivaeseks ökosüsteemiks, see kehtib rabade ehk kõrgsoode kohta, kus taimed
toituvad sademetest. Eesti soode floorasse kuulub kokku 280 liiki soontaimi, millest 230 liiki
kasvab madalsoodes, 130 liiki siirdesoodes ja 45 liiki rabades (Trass 1994). Seega on
looduslike soode floora väga mitmekesine ja soode kuivendamine ning turba kaevandamisel
kaotame selle (Joonis 2).
Joonis 2. Looduslik raba oma laugastega - Kuresoo Soomaa rahvuspargis.
Peale turba kaevandamist, jäävad alles lagedad alad. Jääksood, mis tekivad, on sageli
mitmekümne kuni sadade hektarite suurused. Seetõttu võtab taime seemnete levik sinna kaua
8
aega, sest idanemisvõimeline seemnepank on eemaldatud (Price 1996). Taimestumine on
sõltuvuses lisaks veel kliimatingimustest, pinnamoest ja mikrotopograafiast, jääkturba
paksusest, veetasemest ning keemilistest ja hüdrofüüsikalistest omadustest (Lode 1998).
Samuti takistavad taimestiku kasvu ekstreemsed temperatuuri kõikumised. Nt Keressaare
rabas mõõdeti 1990. a maapinnal juuni keskel -6,0 oC öösel, aga 37,5
oC päeval.
Maksimumtemperatuur tõusis suvel 48,4 oC (Valk 2005). Varakevadel ja sügisel külmub
turvas läbi moodustades jääkristalle ja seeläbi külmakohrusid (Quinty ja Rochefort 2000).
Samuti toimub jääksoos erosioon, tuul kannab lahtist turvast teistele aladele, seegi on
turbasambla ja teiste taimede kasvu takistavaks teguriks (McNeil jt 2000). Leitud on ka, et
taime kasvu limiteerib peamiselt turvasmuldades P- ja K-vaegus (Andersen jt 2006) ning
happelisuse tõttu toimub jääklasundis mitmete toksiliste ioonde ühendeid, näiteks Al liikumist
taimele.
Faktorite koosmõjust tingituna tekib uus ja väga liigivaene kooslus (Lisa 6). Sellise
koosluse moodustavad peale 30 aasta möödumist põhiliselt soontaimed nagu harilik mänd
(Pinus sylvestris), erinevad kaseliigid (Betula spp.), kanarbik (Calluna vulgaris) ja tupp-
villpea (Eriophorum vaginatum) ning samblikest palu-karusamblik (Polytrichum strictum) ja
porosamblik (Cladonia spp). On leitud, et jääkturbalasundi läbikuivamine kestval kuivendusel
ja toitainete puudus põhjustavad nende liikide kadumist 10-20 aasta mööduses (Triisberg jt
2011). Enamikul aladel on 10-20% ulatuses hõre taimestik (Ramst, Orru 2009).
Looduslikud sood on oluliseks elupaigaks loomadele. Eesti soodest loendasid V.
Maavara (1955) umbes 800 ja U. Valk (1988) 1200 putukaliiki, millest 49 liiki elab ainult
siinsetes soodes. Eesti soodes võib esineda üle 80 linnuliigi, neist 30 on paiksed. Rabades
pesitsevad näiteks väikekoovitaja, hallõgija ja teder. Siirde- ja madalsoodes pesitsevaist
lindudest kohtame sookurge, mudatilderit, kiivitajat ja suurkoovitajat (Valk 2005). Liivastel
kõrgematel rabasaartel pesitsevad mägrad ja rebased. Pisinärilistest elab siirde- ja madalsoos
uruhiir. Laugaste kaldail võivad elutseda mügrid. Kalu on rabajärvedes vähe, peamiselt leidub
haugi ja ahvenat (Valk 1988). Sarnaselt floorale on soode fauna mitmekesine.
Turba kaevandamine põhjustab organismide elukohtade kadumist soos. Kaevandamisel
on loomastikule ka teinegi oluline elukvaliteeti vähendav mõju, soode hävimisel maastik
fragmenteerub. Fragmenteerumine seisneb elupaiga killustumises ehk ühtne elupaik laguneb
mitmeteks väikesemateks osadeks ja osaliselt hävib üldse. Seeläbi jääksoo vähendab ja
takistab organismide levikut, sest imetajad ei armasta liikuda lagedatel aladel. Avatud tasane
maastik kujutab endast ohtu, see annab hea võimaluse jahipidamiseks. Näiteks Antsla vallas
Kungjärve väike jääksoo ala on hinnatud jahipidamise koht kohalike jahimeeste poolt.
9
2.2. Jääksoo tuleohtlikkus
Muret tekitab jääksoo tuleohtlikkus. Kui kuivendusel alandatakse veetaset soos, muutub
ala tuleohtlikuks turba läbikuivamisel. See tingib korrastamise olulisuse jääksoo alal. Eestis
olid viimased suured põlengud 2006. aastal, kui põles 200 ha Sangla turbavälja, ja 2008.
aastal, kui põles Lavassaare turbaväli. Põlengu käigus eraldub kiiresti turbalasundisse
akumuleerunud süsinik ja lämmastik kasvuhoonegaasidena atmosfääri. Põlengu suits võib
põhjustada astmat ja muid terviseprobleeme. Samuti võib põleng levida ligidal olevatele
aladele ja hävitada elupaiku, kahjustades kooslusi ning organisme. Süttimine toimub inimese
hooletusest või muudel põhjustel. Jääksoodel puudub sageli vajalik monitooring ja see
põhjustab laiaulatuslikke põlenguid. Kustutustööd on sageli nii eraldatud kohas rasked ja
kulukad, siis korrastamine oleks oluline rahaline võit.
2.3. Muutus kasvuhoonegaaside ja süsiniku bilansis
Järgmiseks oluliseks keskkonnaprobleemiks on kasvuhoonegaaside suurenenud
eraldumine jääksoost. Erinevad uuringud näitavad, et jääksoos tõuseb oluliselt süsinikdioksiid
(Joonis 3) ja lämmastikdioksiidi lendumine. Samuti muutuvad metaani emissioon ja lahustuva
orgaanilise süsiniku (DOC) väljaleostumine alalt.
Joonis 3. Süsinikgaaside muutus looduslikus, kuivendataval, kaevandataval ja veerežiimi
taastamisel soos (Strack 2008).
Looduslikus soos on turbas talletatud kuni 20 % globaalsetest maismaal leiduvatest
süsinikuvarudest, mis on maapealses biomassis ja maa-aluses orgaanilises materjalis (Janzen
2004). Turba ehk orgaanilise süsiniku ladestumine on tingitud anaeroobsetest tingimustest –
kõrgest veetasemest põhjustatuna. Peale jääaega on põhja pool asuvates soodes
10
akumuleerinud umbes 200 kuni 450 x 1015
g C (Gorham 1991). Loodusliku soo ökosüsteem
on seega väga suur ja oluline süsiniku siduja ja süsteemil nähakse võimet siduda tööstuslikult
tekkinud CO2.
Vastupidiselt looduslikule soole toimub jääksoos CO2 eraldumine. See on põhjustatud
peamiselt organismide elutegevusest - hingamisest, orgaanilise materjali mineraalisatsioonist,
surnud mikroorganismide ja taimestiku lagunemisest. Protsess on veetaseme langetamise tõttu
kiirenenud, sest suurendatakse aereeritud kihti. Soomes on jääksoodes CO2 emissioon
olenevalt kuivenduse intensiivsusest ja soo tüübist tõusnud 6-190 % (Silvola jt 1996). Seda
näitas ka Eestis tehtud 2009. aastal mõõtmised suletud kambri meetodil. Tulemused olid
erinevatel mõõtmisaladel järgmised: looduslikel 1509, kuivendatud 1921, mahajäetud
jääksood 2845 ja hetkel kaevandatavat ala 1741 kg CO2-C ha-1
aastas-1
(Salm jt 2011). Seega
on jääksool oluline mõju süsinikdioksiidi emissioonile, tõustes peaaegu 2 korda, võrreldes
looduslike soodega.
Teine oluline süsinikuringest tekkiv ühend on metaan. Looduslikes soodes toimub
süsiniku mittetäielik anaeroobne lagunemine, mille käigus metaani (CH4) atmosfääri
emiteeritakse (Whiting ja Chanton 1993). CH4 eraldumine toimub difusioonil, gaasimullide
ning taime õhukoe ehk aerenhüümi kaudu. Parasvöötme sood võivad eraldada 10-65 x 1012
g
CH4 a-1
(Mikaloff Feltcher jt 2004), mis moodustab umbes 25 % kogu CH4 emissioonist
atmosfääri (Lelieveld jt 1998). Seega on sood suurimad looduslikud metaani allikad, millel on
21 korda suurem kasvuhoonepotentsiaal kui CO2.
Vastupidiselt süsihappegaasile algab peale kuivendust metaani emissiooni vähenemine
kaevandatavalt alalt. See on tingitud veetase muutusest, mis põhjustab metanogeensete
mikroobide elukeskkonna kadumise, mis on anaeroobne. Metaani tootmine võib jätkuda ka
jääksoos, aga selle liikumisega ülemistesse aeroobsetesse kihtidesse enamus metaanist
oksüdeeritakse. Metaani oksüdeerumist turbas kontrollivad pinnases temperatuur, pH,
lämmastiku tase ja niiskus. Samas aga on kraavid endiselt CH4 emissiooni allikaks, metaani
lendumine võib kuivenduskraavides tõusta looduslike soodega samale tasemele (Minkkinen jt
1997). Kraavide taimestikust puhtana hoidmine võib piirata CH4 eraldumist (Sundh jt 2000).
Kolmas oluline vorm süsinikuringes on lahustunud orgaaniline süsinik (DOC).
Looduslikus soos toimub DOC väljakanne põhiliset vee hulga suurenedes vihma- ja
lumesulamisvetega. Jääksoos tõuseb samuti DOC sisaldus veetaseme tõustes ja sisaldus
tõuseb oluliselt turba lagunemise arvelt aeratsioonivööndis. DOC väljauhtumine suureneb
peale kaevadamise algust (Ahtiainen 1988). Kuna pinnavee läbivool on jääksoos turbas
takistatud, siis pikaajaline lahustunud orgaanilise materjali väljakanne väheneb 10 % võrra
11
(Sallandaus 1994). Vihmavee abil võidakse DOC uhtuda allapoole, sellega suureneb
kontsentratsioon jääkturba alumistes kihtides. Seal toimub kuhjumine või omakorda ainete
ümberpaigutamine (Domisch jt 2000) ja kuivenduskraavide kaudu väljakanne.
Sarnaselt süsinikuringele toimub looduslikus soos lämmastiku sidumine ja jääksoos
selle eraldumine. Probleemseks ühendiks lämmastikuringes on lämmastikdioksiid N2O, mis
lõhub osoonikihti, põhjustab troposfääris fotokeemilist sudu ning on väga pika elueaga
kasvuhoonegaas. Looduslikus soos seotakse aastas 0.05 kg ha-1
N2O-N, aga jääksoos eraldub
0.19 kg ha-1
N2O-N (Salm jt 2011). Seega eraldub peaaegu 4 korda rohkem N2O, kui
looduslikus soos seotakse.
2.4. Hüdroloogilised muutused piirkonnas
Oluline faktor on veetaseme muutus, et kaevandada suurtes mahtudes turvast, tuleb soos
veetaset alandada. Turvas sisaldab ligikaudu 90-95 % ulatuses vett (Valk 2005). Maailma
soodes on ligikaudu 12 070 km3 vett, kui võttes aluseks, et soode keskmine turba paksus on
4,5 m (Shiklomanov ja Rodda 2003). Soodes olevat vett peetakse kõige puhtamaks ja
mineraalainetevaesemaks. Seega kaob soode kuivendamisel oluline magevee reservuaar.
Eesti mahajäetud freesturbaalade inventeerimise käigus leiti, et enamikul aladel on
pinnasevee tase 0,5–1,0 m maapinnast, suurte kraavide ja turbakihi väljaveoteede läheduses
veelgi rohkem (Ramst, Orru 2009). Selline veetase ei võimalda märgalaliikidele kasvama
hakata. Sekundaarse koosluse kujunemist takistavad jääksoos kevadine üleujutus (Lisa 7), mis
põhjustavad ka teistele organismidele probleeme. Kõrgvee perioodil alustavad mitmed linnud
ja kahepaiksed jääksoos pesitsemist või kudemist. Peale veetaseme langust jäävad
konnakullesed kuivale, kes pole moonet läbinud ja kaitsetud linnupojad süüakse erinevate
kiskjate poolt ära. Sellised tingimused põhjustavad jääksoo loomastikule ökoloogilise lõksu.
12
3. Jääksoode korrastamise erinevad meetodid ja nende analüüs
Turba kaevandusest põhjustatud keskkonnamõjusid ja nende korrastamist tuleks sätestada
seadusandluse kaudu. Eesti Vabariigi Põhiseadus § 5 ütleb, et Eesti loodusvarad ja
looduslikud ressursid on rahvuslik rikkus, mida tuleb kasutada säästlikult. Samuti § 53
kohaselt on igaühel kohustus säästa elu- ja looduskeskkonda ning hüvitada tekitatud kahju.
Kuna turvas on loodusvara, siis peaks Põhiseadusest tulenevalt jääksood korrastatama. Eraldi
reguleerivad turba kaevandamist, nõutavate uuringute tegemist ja korrastamist Säästva arengu
seadus, Maapõueseadus ja sellel põhinevad rakendusaktid ning Kaevandamisseadus. Need
õigusaktid reguleerivad turba jätkusuutliku kaevandamise tagamist, soo kui ökosüsteemi
säilimist, peale kaevanduse lõppu korrastamistöid ja järelvalvet. Jääksoode looduslik
taastumine on väga aeglane protsess ja kuigi seadustes on sätestatud ammendatud turba
kaevandusalade korrastamine, pole seda praktikas enamasti tehtud.
Korrastamise meetodi rakendamine algab jääksoos kava või plaani koostamisega. Selleks
tuleks teha jääksoo alal uuringuid. Korrastamise edukust mõjutab jääklasund ning
turbalasundi kaevandamise meetodika valik, ala keemilised omadused, taimestumise aste,
topograafia, veetase, ümbritsevad alad ja nii edasi. Teisena tuleb analüüsida protsesse ja
planeerida ressursse, aega ning lõpuks vaadata, kui suur oleks tööde rahaline maksumus
(Roceford ja Lode 2006). Kava koostamine võimaldab saada ülevaate alast, kuidas on
võimalik kõige efektiivsemalt ja süstemaatilisemalt vastav koht korrastada.
Jääksoid on võimalik korrastada traditsioonilise põllu- ja karjamaana, marjaistandusena,
metsamaana, energiaheinamaana ja -võserikuks, veekoguna, soona jne. Järgmisena vaatleks
põhilisi korrastamise tüüpe.
3.1. Jääksoode kasutamine põllumajanduses
Jääksoode, eelkõige aga kuivendatud soode, kasutamine põllumajanduses on tõusnud
paljudes riikides viimasel kahel sajandil, olles seega olulisemaid majandusharusid soode
kasutamisel (Oleszczuk jt 2008). Põhilised piirkonnad, kus Euroopas on rajatud jääksoodele
põllu- ja karjamaad, on Holland, Taani, Venemaa, Saksamaa, Iirimaa, Valgevene ja Poola.
Neis piirkondades on põllu- ja karjamaa puudus, sest inimkonna kasv on tekitanud suurema
vajaduse toidu tootmisele. Suurenenud on ka energiavajadus, selle katmiseks on võimalik
kasvatada põllumajanduses biomassi. Selle töötlemisel saadakse biokütust, millest omakorda
toodetakse kombijaamades elektrit.
Eestis alustati oluliselt hiljem jääksoode kasutamist põllumajanduses, kui maaparanduse
13
abil rajatavate põllumaadega. Selleks loodi Eestis 1908. aastal Balti Sooparanduse Selts, mille
eesmärgiks oli organiseerida teaduslikel alustel põhinev soode kasutamine ja kultiveerimine.
Selts rajas Tooma Sookatsejaama, mis asub Endla soostiku idapoolses osas (Raidla 1960).
Eestis on hinnanguliselt soodele rajatud 1300 ha põllumaad, mis moodustab 13% kunagistest
soodest (Oleszczuk jt 2008), neist nii mõnedki on praeguseks kasutusest väljas ja sellist ala
võib lugeda jääksooks.
Hetkel on Eestis jääksool põllu- ja karjamaana kasutamise potentsiaal kasutamata
jäänud. Traditsioonilise põllumajanduse eeskujul võiks jääksool viljeleda erinevaid kultuure ja
rajada rohumaa. Eestis on hetkel põllumajanduses kasutusest väljas nii mõnedki endised
mineraalmaad, mille harimine on odavam ja sellel valmiva saagi kvaliteet kõrgem. Võimalik,
et tulevikus olukord muutub põllumajandussaaduste nõudluse suurenemisel. Praegu käivad
katsed 2006. aastast Tootsi Turba AS-s Lavassaare turbaväljale päideroo külvamiseks ja
kasvatamiseks. Päiderooga hakatakse kütma Lavassaare katlamaja, mis asub
energiapõldudest kuni 10 km kaugusel. Korrastamisprojekt hõlmab 230 ha ammenduvat
kaevandusala, millest enamik on ette nähtud energiaheina kasvatamiseks. Kuna Eesti
energiamajanduse riiklikus arengukavas 2020. aastaks on ette nähtud tõsta elektri tootmises
20% taastuvenergia kasutamise osakaal (Energiamajanduse.... 2011). Miks mitte teha seda
biokütuse tootmisel? Kuid tasuvuse puuduse tõttu on Lavassaarel päideroog jäetud siiski
koristamata.
Viimastel aastatel on ökotehnoloogia abil hakatud rohkem kasvatama ka laialehist
hundinuia ja pilliroogu, see aga nõuab jääksoos kõrgemat veetaset. Neist saadakse lisaks
biomassile soojustusmaterjali, taime kiuline ehitus tagab krohvis hea soojuspidavuse. Lisaks
on orgaanilistel muldadel ehk jääksoode jääklasundil kasvatada talirukist, kaera, timutit,
hiirehernest, rebasesaba, lupiini, kartulit, kaalikat (Kreshtapova jt 2003), porgandit, sibulat,
sellerit ja salatit (Okruszko 1996). Jääkool on võimalik kasvatada ka loomasööta ja kasutada
karjamaana.
Nende kultuuride kasvatamiseks sobivad jääksood eelkõige seetõttu, et neil aladel ei
kasva umbrohi, puuduvad mullas levivad taimehaigused ja kahjurid (Virkajärvi ja Huhta
1996). Jääksoo turbalasund on ka enamasti kivideta, aga mitte alati. Kuigi alad on tavaliselt
väga suured, on siiski nende eeliseks olemasolevad kuivendussüsteemid ja teedevõrgustikud.
Üheks takistavaks teguriks on nende alade kaugus ja eraldatus, mis tingib lisa kuluartikli
transportil ja see vähendab konkurentsivõimet turul, seega valitakse lähimal asuvad maa-alad.
Peale kauguse on oluliseks faktoriks turba jääklasundi paksus, mis peaks olema võimalikult
õhuke, sest sellistel aladel on põllumajandusega tegelemine edukam (Drennan jt 1984).
14
Paksemate jääklasundite korral on probleemideks näiteks turba ebaühtlane vajumine,
kuivendussüsteemi amortiseerumine, lagunemata puit (Anon 1991).
Iirimaal on kasutatud samuti jääksoid põllu- ja karjamaaks. Eksperimentidest selgus, et
kasulik oleks jääksood kasutama hakata põllu- ja karjamaana peale 3 aastast harimistsüklit.
Seda meetodit on saatnud edu ja korrastatud on Iirimaal osa Bord na Móna jääksoo aladest.
Loodud on kuni 1500 ha kvaliteetset rohumaad, mis on müüdud kohalikele talunikele (Renou
jt 2006). Kahjuks esineb erinevaid probleeme, mis mõjutavad oluliselt sealset viljelemist.
Leiti 1980-ndatel, et toitainete puudus põhjustab taimestiku madalamat kvaliteeti ja tekitab
sellega kariloomadel mineraalide puudust (Doyle ja Ó Críodáin 2003). Seepärast esineb
lammastel enneaegne lõikehammaste kulumine, selline stress on iseloomulik tavaliselt
mägikarjamaadel karjatamisele (Daly jt 1984).
Põhilised tegurid, mis mõjutavad põllumajanduskultuuride kasvu kvaliteeti ja kvantiteeti
jääksool:
veetaseme kõikumine – alal oluline kuivendusdrenaaži toimimine;
temperatuuri erinevused vegetatsiooni perioodil (Ilnicki 2003);
turba tiheduse muutus mineraalisatsioonil;
pH on madal, see tingib Mo (molübdeeni), Al ja Fe ioonide liikumise (Renou jt 2006)
ja tekib kahjulik mõju taimedele – vajalik lupjamine 8-15 t/ha;
mõju ka teiste makro- ja mikrotoitainete sisaldusest (Kreshtapova jt 2003) - vajalik
väetamine N, P ja K elemente sisaldavate mineraalväetisega (Kreshtapova ja Krupnov
1998), biomassi tootmiseks sõnnikut, puutuhka, reovett.
Väetamine parandab mikroorganismide elutegevust ja sellega kiireneb turba
mineraalisatsioon. Kuivendatud aladel on leitud, et CO2 ja N2O emissioon atmosfääri on
seotud väetamisega (Augustin jt 1998), sest nende gaaside emissioon on kiirenenud seoses
orgaanilise materjali lagunemisega. Kahjuks pole võimalik põlumajaduses jääksoo lenduvate
kasvuhoonegaaside emissioone korvata fotosünteesti kaudu nii monokultuuri kasvatamisel kui
loodusliku ökosüsteemis. Näiteks on Eestis arvutatud, kui palju suureneb CO2 lendumine
võrreldes akumuleerumisega põllumajanduslikult kasutatavas madalsoos. Eeldades, et aastas
mineraliseerub 5-10 t/ha ja turba keskmine süsinikusisaldus on ligikaudu 53 %. Seega CO2
lendub kuivendatud madalsoost 0,8-1,6 miljonit tonni, aga turba moodustumisel seotakse
0,25-0,32 miljonit tonni CO2 süsinikuna. Saadud tulemus näitab, et emissioon on 4 korda
suurem kui akumuleerumine looduslikus soos (Ilomets jt 1995).
Teine negatiivne mõju väetamisel on toitainete veega levik ümbritsevatele vähetoitelistele
15
aladele, mis tingib olulisi muutusi nendes ökosüsteemides. Watson jt (2000) leidsid, et see
mõjutas sealset C ja N ringet ning sellega vähendab biodiversiteeti, see on eriti oluline
märgalade seisukorrast, mis on väga tundlikud.
Lisaks väetamisele tuleks ala lubjata, see vähendab keskkonna happelisust (Virkajärvi ja
Huhta 1996). Kuid lupjamisel keskkonna aluselisuseks muutumisel on ka negatiivne mõju.
Ala ülepuistamisel toimub lubja levik ka ümbritsevatele aladele, muutes seal iseloomulikke
keskkonnaomadusi.
Veetase peab olema jääksoos 1-1,2 m allapoole maapinda, et tagada hea kvaliteediga saak.
See aga tingib turbas aeratsioonivööndi sügavuse, mida paksem on turbakiht ja
aeratsioonivöö, seda suurem on oht turba põlengule ning vee või tuuleerosioonile (Ilnicki
2003). Sarnaselt tuleohtlikkusele on põllumaal ka endiselt probleemiks aeratsioonivööndist
sademete veega välja kantav DOC hulk (Okruszko 1996). Kui kasvatada jääksool pilliroogu ja
laialehist hundinuia, peaks vesi olema pinna ligidal. Selline viis konserveerib süsiniku
turbakihi jääklasundis ja takistatud on mineralisatsioon, aga seejuures on oluline metaani teke.
Samuti ei ole suurenenud põllumaal liigiline kooslus. Põllumajanduses kasutatakse
tavaliselt monokultuure, see ei loo eriti paljudele organismidele elupaiku, võrreldes
loodusliku sooga. Põllumaa, nagu ka jääksoo, on lage ala, mis fragmenteerib oluliselt
maastiku. Lisaks niitmine ja muud hooldustööd pesitsusperioodil hävitades nende
elukeskkonna ja tappes sinna asunud loomad.
Võib järeldada, et jääksooga võrreldes pole põllumajandusmaal toimunud suuri
keskkonnaprobleemidega seotud paranemisi, välja arvatud erosiooni takistamine taimede
kasvuperioodil (Tabel 1). Mineraalisatsioon ja gaaside emissioon on kiirenenud välja arvatud
hundinuia ja pilliroo kasvatamisel kõrgema veetaseme korral.
Lisaks erinevatele keskkonnaprobleemidele on korrastamises oluliseks osaks vastav
korrastamise maksumus. Põllumajanduses viljelemine sõltub kõigist eelnevatest faktoritest.
Raske on hinnata tegelikku maksumust. Biomassi tootmiskulud sõltuvad töötlemisekuludest:
materjalikulud, tööjõukulud, põhivara kulutused, remondi-, hooldus- ja kindlustuskulu või
muud tootmise üldkulud. Päideroo viljelemiseks jääksool (Tabel 2) on võimalik kasutada
EMÜ väljatöötatud energiakalkulaatorit, mille abil on võimalik arvutada võimalik maksumus.
Seeläbi leiti, et saagi aastased kulud on võrdsed võimalike arvestuslike tuludega. Seega
kultuuri pole kasulik viljeleda, kuna kasumit ei saada ja rajamise kulusid pole võimalik
tasuda.
Tabel 1. Keskkonna mõjud jääksoode kasutamisel põllumajanduses
16
Positiivne Negatiivne
Toiduaine, biomass, ehitus jne. Monokultuur ja madal biodiversiteet
Erosioon takistatud Tuleoht
Kasvuhoonegaaside lendumine
Väetamise ja lupjamise mõju
Kuivendus
Tabel 2. Päideroo – energiaheina maksumus (Energiakultuuri kalkulaator 2007)
Rajamisaasta materjalikulu: eelneva taimestiku hävitamine, väetamine,
külvamine, umbrohutõrje, lupjamine
346 €/ha
Rajamisaasta masinakulu: eelneva taimestiku hävitamine, künni eelne koorimine,
kündmine, külvamine, mineraalväetise laotamine, lupjamine
198 €/ha
Rajamisaasta kulud kokku 544 €/ha
Ühe saagiaasta materjalikulu (aastatel 2-14): väetamine ja põhu pressimine 97 €/ha
Ühe saagiaasta masinakulu: niitmine ja vaalutamine, põhu pressimine, massi
transport, mineraalväetise laotamine
86 €/ha
Saagi aasta kulud kokku 183 €/ha
Müügitulu aasta kohta (3-15) : põhk saagikus 50% 187 €/ha
Arvestuslikud tulud kokku 187 €/ha
3.2. Jääksoode metsastamine
Metsastamine on jääksoode üks levinum korrastamise viise (Joonis 4). Soomes on see
olnud jääkoo peamiseks korrastamise meetodiks (Selin 1995), sest leitakse, et mets pole
väiksema loodusrikkusega kui soo. Iirimaal peeti metsastamist juba 1900. aastate algul heaks
võimaluseks jääksoid rekultiveerida ja suurendada metsamaa osakaalu (Leupold 2004).
Ka Eestis kasutati sellist rekultiveerimisviisi jääksoodel kõige sagedamini. 1970.
aastatel rajati käsu korras sadades hektarites metsa jääksoole. Praktikas kasutati teiste riikide
kogemusi, lühiajalisi katseid ja vaatlusi. Teadusliku aluse panid jääksoo metsastamisele Eestis
L. Raidi ja U. Valk. Algselt arvati enamus jääksoid metsamaaks, see kajastub ka vanemas
maapõueseaduses (1994), kus § 39 oli määratud metsastamise alaks jääksoo, kus on keskmine
turbakihi paksus vähemalt 0,3 m ja vegetatsiooniperioodil põhjaveetase peaks jääma 0,4-0,5
m allapoole maapinda. Metsastamisele kuuluvad Eestis jääksoo alad, kus pindmiseks kihiks
on siirdesoo- või rabaturvas (Laas jt 1980). Selline arusaam oli juba levinud varem.
Jääksoo rekultiveerimisel metsamaaks on see eelis, et taastatakse kunagine olukord,
mil turba ladestumine algas metsa soostumisel. Soometsas kasvav orgaanilise kuivaine
produktsioon võib olla võrreldav rabas turba ladestumisega, mis on meie kliima tingimustes
kuni 2 mm/aastas. Selle meetodi puhul ei pruugi toimuda alal jääkturba mineraalisatsioon,
vaid algab uus turba ladestumine, see aga sõltub veetasemest ja pikast perioodist. Positiivseks
17
küljeks on meetodil, et võrreldes looduslikku taimestumist ja metsa produktsiooni sama aja
jooksul, on mets saanud raieküpseks ja metsastamine on ära tasunud (Pikk 2010).
Joonis 4. Niibi jääksoo ühe osa korrastmine metsamaaks 3-aastaste kuuseistikutega
Selleks, et saada raieküpset metsa, tuleb teha palju pingutusi, välja arvatud juhul, kui
jääksoo taimestumisel on sellele levinud pioneerpuuliigid, näiteks soo- ja arukased. Selline ala
on Niibi jääksoo mäeeraldise lõunaosa 8,78 ha, kus lastakse toimuda looduslik metsastumine
ja lagedatele keskosadele istutati lisaks puuistikuid (Lisa 8). Siiski on see väga harv ja
tekkinud kooslus on vähe produktiivne, sest jääksoo metsastumist takistavad mitmed tegurid.
See ei ole võimalik põhiliselt ebasobiva mikrokliima, toitainete vähesuse ja ebaühtlase
jääkturba, mulla väikese poorsuse ning ebasobiva niiskusrežiimi tõttu (Lisa 9) (Pikk 2001).
Sõltuvalt neist teguritest jaguneb metsastamine 3 põhifaasi: ala ettevalmistamine, väetamine
ja metsa kultiveerimine, mida vaadeldakse järgnevalt põhjalikumalt.
Ettevalmistustustööd algavad pärast kaevandamise lõppu 2-3 aasta möödudes, sest siis
võimaldatakse taimedele kahjulike ainete uhtumist sügavamatesse kihtidesse. Peale selle aja
möödumist on oluline jälgida, kas kuivendusvõrk on korras ja vajadusel tuleks seda uuendada
(Pikk 2010). Soomes tehtud uuringute põhjal loetakse optimaalseks veetaset 35-55 cm
allapoole pinnast. See tagab toitainete kättesaadavuse, mis sõltub mikroobide elutegevusest
aeratsioonivööndis. Kevadised ja sügisesed suurveed on kahjuliku toimega metsa arengule ja
seetõttu oleks oluline need ära juhtida (Paavilainen ja Päivänen 1995). Lisaks on oluline teha
alal künd, et segada pealmine mineraliseerunud kiht alumise kihiga, tõsta aeratsiooni läbivust
18
ja vähendada turbapinnale tekkinud koorikkihti. See loob soodsamad tingimused seemnete
idanemiseks ja taimede kasvuks.
Peale ettevalmistustöid tuleks valida sobiv puuliik ja seejärel istutada vastavalt taime
vajadusele. Jääksoo metsastamiseks sobivad eelkõige soovituslikult harilik mänd (Pinus
sylvestris), arukask (Betula pendula) ja harvem harilik kuusk (Picea abies). Vastupidavam on
neist arukask, mändi kahjustavad tihti põdrad, kuusk aga on tundlik juuni öökülmade suhtes
(Valk 1992). Lisaks neile liikidele kasvatatakse harvem ka paju, harilikku haaba ja lehist.
Leitud on, et okaspuude kasvuga on seotud suuremad kulutused.
Jääksool on võimalik viljeleda ka paju ja kaske energiavõsa kasvatamise eesmärgil.
Need on kiirekasvulised puud, mille kasvatamine on andnud häid tulemusi Soomes ja teistes
riikides. Ent kask on oluliselt parema happelisema pH taluvusega kui paju, samuti vajab paju
rohkem lämmastikku (Hytönen, Kaunisto 1999). Lisaks pajule on ka teistel liikidel raske
toitaineid kätte saada. Seal on väiksem tõenäosus puude kasvamiseks, kasvamine oleks
ebaühtlane, saadaks halva kvaliteedi ja kütteväärtusega puit (Aro 2000).
Väetamise olulisus ilmnes jääksoo metsastamise suurest kampaaniast 1970. aastatel
Eestis, mida ei saatnud suures ulatuses edu. Kahjuks tõdeti varakult, et suur osa istutatud
puudest kiratses ja mõne aastaga enamus hukkus (Pikk 2010).
Puidu kvaliteedi tõstmiseks on vaja vähendada jääkturba lasundi pH-d, selleks tuleks
sarnaselt põllumaale ala lubjata. Lupjamine aitab ka tõsta puude vastupanuvõimet
äärmuslikele temperatuuridele, põuale, haigustekitajatele ja putukakahjuritele (Raid 1986).
Kuid lupjamise asemel võib kasutada ka puutuhka või reovett (põhiliselt energiavõsal).
Jälgida tuleks, et neis poleks kahjulikke ühendeid, mis keskkonnas ei lagune või taime kasvu
takistavad. Sellist kasvatamise viisi katsetatakse ka Eestis Rae raba ammendatud
freesturbaväljal metsastamiseks, seal kastatakse Tallinna Heitveepuhastusjaama anaeroobselt
töödeldud setet. Kuna sete on aluseline, tõusis pH 3,7-lt 6,9-le (Pikka 2011). Sel viisil
viljeletud kultuur võimaldab vähendada mitu keskkonnaprobleemi korraga: jääksoo
korrastamine, fossiilse energia põletamise vähendamine, väheneb mineraalväetiste
kasutamine, võimalus on jäätmete kasutuseks ja nende puhastamiseks. Samas on endiselt
kasutuses ka jääksoo metsastamisel mineraalväetistega väetamine, kuna see on sageli
efektiivsem ja rohkem katsetatud (Valk 2005).
Kui metsastamine on edukas, siis loodetakse, et loodud kooslus pole väiksema
loodusrikkusega kui soo. Alale on loodud uusi elupaiku ja taastatud on maastikuline
mitmekesisus, vähendatud lagedat ala - fragmentatsiooni. Kuid istutatud kooslus on sageli
liigivaesem kui looduslik, sest sinna levimiseks läheb taimestikul ja loomastikul aega.
19
Endiselt on kadunud soole omaste liikide elupaik: turbasamblad, huulheinad, jõhvikad jne.
Kui võrrelda „ökosüsteemi teenuseid“ sool ja metsal, kaotame suure hulga soo pakutavatest
ökosüsteemi teenustest. See väärtus oli boreaalsetel metsadel hinnatud 416 eur ha aastas-1
.
Seega metsastatud jääksoo ökosüsteemi väärtus on ~ 61 korda madalam (Costanza jt 1997).
Kui aga hinnata jääksool „ökosüsteemi teenuseid“, oleks see ilmselt negatiivne, seega saame
metsa koosluse näol siiski kasumiga ala.
Jääksoo metsastamisel turba mineralisatsioon sõltub kuivenduse sügavusest. Mida
sügavam on kuivendus, seda paksem turbakiht saab mineraliseeruda ja seda enam eraldub
CO2-te. Teatud aja jooksul lagundatakse kergemini lagundatavad ühendid ära, mille järel
mineralisatsioon aeglustub. Kasvavad puud seovad fotosünteesil süsiniku kuni nende
täiskasvu saavutamiseni, mil see stabiliseerub. Pärast puu surma algab lagunemine ja CO2
eraldumine. Kui turbas on süsinik seotud tuhandeteks aastateks siis puud seovad seda ~ 100
aastaks (Lisa 10).
Metsastamisel on positiivseks küljeks see, et ala on taimestikuga kaetud, pole seal
võimalik tuule erosioonist tingitud turba ärakanne. Samuti takistab taimestik mingil määral
alal maapinna läbikuivamist ja seega ka tulekahjuohtu, kuid põuasel perioodil hooletu
käitumine võib endiselt tulekahju põhjustada (Tabel 3). Sarnaselt turbaga on puit oluline
energia- ja ekspordiartikkel. Puidust on võimalik saada ka paberit, ehitusmaterjali ja muud
vajalikku. Põllumajandusega sarnaselt võivad ilmneda ka jääksoo metsastamisel probleeme
väetamise ja lupjamisega. Kui jääksoo metsastamisel on võimalik väetamiseks kasutada
jäätmeid, siis toiduks kasvatatavatel aedviljadel ja rohumaadel pole see võimalik.
Metsastamise maksumus (Tabel 4) sõltub oluliselt taime või seemne hinnast. Sageli on istikud
kallimad kui seemned, sest taime ettekasvatamine on kulukas. Ettekasvatatud taimed tõstavad
veelgi jääksool metsastamise kulusid, sest need tuleb istutada käsitsi. Selle vähendamiseks,
võiks korraldada alal talgu korras istutamist. Lisaks põhikuludele tuleks teha peale 6 aasta
möödumist lisaväetamine ja valgusraie, mis tagab parema kvaliteedi puidule.
Tabel 3. Jääksool metsastamise kasu
Positiivne Negatiivne
Biodiversiteesi tõus, frakmentatsiooni
vähenemine
Soole iseloomulike liikide elupaiga
vähenemine
Tuleohlikkuse vähenemine (mitte alati) Turba mineralisatsioon ja väiksem C siduvus
Puit kui tulu allikas Väetamise ja lupjamise mõju
Erosiooni vähenemine Kuivenduse mõju jätkumine
Kulukus
20
Tabel 4. Kase istanduse rajamise kulud jääksoole (Energiakultuuri kalkulaator 2007)
Rajamisaasta materjalikulu: väetamine,
istikud (0,25€/tk) , lupjamine
640 €/ha
Rajamisaasta masinakulu: künnieelne
koorimine, kündmine, külvamine, lupjamine,
mineraalväetise laotamine
128 €/ha
Rajamisaasta kulud kokku 728 €/ha
Lisakulud: väetamine ja raie 600 €/ha
Kokku 1328 €/ha
3.3. Jääksoode kasutamine marjakasvatuses
Jääksoode korrastamine marjakasvatuses kasutamiseks on Eestis saanud olulise tõuke
Nigula Looduskaitseala pikaajalise juhi Henn Vilbaste juhtimisel, kes töötas välja hariliku
jõhvikakultuuril põhineva jääksoo korrastamise meetodi. Tema initsiatiivil rajati Eestis
ammendatud freesturbaväljadele 275 ha jõhvikakultuure. Esimene suurem hariliku jõhvika
kultuur rajati sel viisil Pärnumaale Mätta raba jääksoole 1976. aastal 24 ha suurusele alale
(Paal 2011). See meetod on laialdaselt üle maailma levinud, olles eeskujuks Rootsis,
Venemaal ja mujal jääksoode korrastamisel.
Joonis 5. Jõhvikapõld (vasakul) ja kultuurmustika väli (paremal) Marjasoo talus Sappi-Lulli
jääksool (http://marjasoo.ee/)
Kultuuristatud marjakasvatusega jääksoo korrastamiseks hakati tegelema eelmise
sajandi keskel. Marjad on aga hinnatud enamasti toiduaine-, kuid ka ravimitööstuses.
Tööstuse jaoks kasvatakse jääksoodel enamasti erinevaid jõhvika- ja kännasmustika sorte
(Joonis 5). Nende kasvatamise ja kultiveerimise meetodeid kirjeldatakse lähemalt allpool.
21
Lisaks kasvatatakse mitmel pool jääksoodes sarnaselt murakat, pohla, vaarikat, tikrit, punast-
ja mustsõstart (Leupold 2004).
Jääksoo korrastamine jõhvikakasvanduseks võimaldab saada oluliselt kõrgema
jõhvikasaagikusega ala võrreldes loodusliku rabaga. Samuti on võimalus luua uuesti
rabataimestikule kasvuala (veetaseme tõustes ja väiksematel aladel, mis piirnevad soodega),
ent raba ilme taastumiseks võib kuluda kuni 20 aastat (Vilbaste jt 1995), aga enamasti ei
toimu see üldse. H. Vilbaste (1995) näeb rabataimestiku taastumisel võimalust jõhvikataimede
kaitset külma eest. Leitud on, et raba taastumisel isereguleerivaks süsteemiks ei vaja ala
mingeid lisahooldustöid (Paal 2011).
Kuigi saadud jõhvikapõld on kõrgema saagikusega, siiski on see vähe levinud
rekultiveerimise viis Eestis. Hetkel ei tasu enam selline istanduse meetod Eestis ära, sest
suuremarjaline Ameerika päritoluga jõhvikasordid (Oxycoccuc macrocarpon) viivad turul
jõhvikate hinna alla. Kahjuks pole need suuremarjalised jõhvikasordid võimelised Eestis
kultiveerida, sest põhjamaise kliima tõttu õitseb see jõhvikaliik alles juuli lõpus ning mari
Eesti kliima tingimustes ei valmi (Vilbaste jt 1995). Seega pole Eesti talunik huvitatud
jõhvikakasvanduste loomisest. Marjasoo talu omanik T. Jaadla jagab seda arvamust. Talle
kuulub hetkel Sapi-Lulli jääksoos 4 ha-l suurune ja hästi viljakandev jõhvikakultuur (Paal
2011). Vaatamata kõigele, kultiveeritakse Eestis siiski harilikku jõhvikat (Oxycoccus
palustris), mille kuut enamkasutatud vormi 'Kuresoo', 'Maima', 'Nigula', 'Soontaga', 'Tartu', ja
'Virussaare' on võimalik paljundada ning kasvatada ka koduaias ja jääksoos. Jääksoo peab
jõhvikaistanduse loomiseks olema suhteliselt kõrge veetasemega ja vähelagunenud (20-40%)
turbaga, ehk endised rabad (Vilbaste jt 1995).
Enam levinud jõhvika kultuuristamine toimub madalama veetaseme korral ehk nn
hariliku jõvika kultiveerimine lavatsis. See meetod on levinud paljudes riikides: näiteks
Venemaal ja eriti selle keskosas. Sageli pole võimalik tõsta veetaset endisele tasemele.
Veetase peaks olema 50 cm allpool turbapinnast ja oluline on, et niiskussisaldus oleks 60%,
mis peaks tagama taimeväändite suure hulga. H. Vilbaste pani suurema rõhu rabataimestiku
taastumisele, kuid nii madala veetaseme korral pole see võimalik ja nii mõnigi rabale
iseloomulik liik loetakse marjakasvatuses umbrohuks. Põhiliste umbrohtude hulka kuuluvad
tupp-villpea (Eriophorum vaginatum), vähem olulised kase perekonna liigid (Betula sp.),
ahtalehine põdrakanep (Chamanerion angustifolium), väike oblikas (Rumex acetosella),
karusambla perekonna liigid (Polytrichum sp.) ning nende tõrjeks kasutatakse herbitsiide.
Umbrohutõrjet pihustatakse kohe peale lume sulamist või suvel (Cherkasov jt 1998).
Erinevad mustika perekonna liigid sarnaselt jõhvika perekonna liikidele eelistavad
22
happelisema pH-ga pinnast. Näiteks kultiveeritavatest mustikatest ahtalehise kännasmustika
(Vaccinium angustifolium) optimaalseks kasvu pH loetakse küll 4,5-5,5 (Hall jt 1964), ent
erinevatest katsetest selgus, et ahtalehine kännasmustikas võib kasvada ka madalamal pH-l
(Finn jt 1993). See on tingitud mustika mükoriisast, kuna mõned erikoidsed mükoriisad on
väga suure tolerantsi võimega happelises keskkonnas (Leake ja Read 1990). Peale seda on
ahtalehise kännasmustikas hinnatud oma suure marja läbimõõdu tõttu, mis võib ulatuda kuni
12 mm. Kuna marjad on suured ja koonduvad võrse tippu on nende korjamine oluliselt
kergem (Starast jt 2005). Ammendunud turbaalasid eelistatakse ka seetõttu, et seal ei levi
enamasti umbrohtusid, kuna looduslik taimestumine on sageli väga pikaajaline ja herbitsiidide
kasutamise kallidus vähendaks oluliselt konkurentsivõimet marja kasvatamisel turuhinna
suhtes.
Esimesed kännasmustika kultuuristamise katseid tehti Eestis enne Teist maailmasõda
Tooma Sookaitsejaamas kuivendatud soolapil, kuid peale sõda see lõpetati. Esmakordselt
istandusega alustati 1992. aastal freesturbaväljal Toomas Jaadla Marjasoo talus. Samas
kultuuristamise katsed algasid Eestis mõnevõrra hiljem 1996. aastast. Eestis on soovitatud
kasvatada sorte ´Northblue´ ja ´Northcountry´, mis on vähem külmatundlikud. Nende sortide
plussiks on, et nad õitsevad varakult mai lõpus või juuni alguses ja seetõttu jõuavad valimida
marjad juuli lõpuks või augusti alguseks (Starast jt 2005). Istandusi on rajatud jääksoodesse
ka teistes Baltimaades ja Venemaal. Mustikas on mitmel pool maailmas majanduslikult
oluline kultuur ja nt hõlmab Põhja-Ameerikas ahtalehise mustika (Vaccinium angustifolium)
viljelemine 42,000 ha (Hepler, Yarborough 1991).
Istandus tuleks rajada tasasele või kergelt kallakuga maale, kus talvel on püsiv
lumekite. See kaitseb noori võrseid külmakahjustuste eest (Cappiello, Dunham 1994). Seega
vajadusel tuleks jääksool teha tasandamine või luua alale kerge kallak ja mis aitab kevadist
suurvett kiiremini minema juhtida. Kuna mustikaistikud ei talu üleujutust ja seisvat vett,
seetõttu oleks oluline drenaaži toimimine ja 15 cm kõrgustesse peenardesse istutamine.
Veetase ei tohi tõusta üle 30 cm (Starast jt 2005). Kevadine soojenemine rabades ja ka
jääksoodes on aeglasem kui mineraalmaal, kuid sügisene jahtumine on samuti aeglasem, mis
pikendab vegetatsiooniperioodi sügisel (Valk 1988). Jääksoodes on sügisel pikemad
fotosünteesi perioodid, mis aitab kaasa mustika kasvule.
Marjakasvatuse viljelemine jääksool põhjustab jätkuvalt turba degradeerumist ja CO2
lendumist, sõltudes oluliselt põhjavee tasemest. Kõrgema veetaseme korral on turba
oksüdeerimise takistatud. Jõvikakultuuri on võimalik viljeleda nii madala kui kõrgema
veetaseme korral, seega võiks eelistada kõrget veetaset. Kultuurmustikal peab see olema, aga
23
vähemalt alla 30 cm pinnakihist, sest mustikas ei talu kõrgemat põhjaveetaset. Seega toimub
aeratsioonivööndis endiselt turba lagunemine. Lisaks kobestatakse pinnast mustika
kasvanduses, mis kiirendab veelgi turba mineraalisatsiooni. Endiselt toimub ka külmakohrude
moodustamine, mis loob võimaluse õhu ligipääsemiseks ning turba lagunemiseks. Kuid
mustika ja jõhvika taimed seovad fotosünteesi käigus ka CO2, aga see ei kata lenduva
süsinikdioksiidi kogust.
Lisaks CO2 eraldumisele ei ole marjakasvatuses lahendatud ka DOC väljakande
probleem. Turvas kuivab suhteliselt hästi läbi kuumadel suvepäevadel. Kastmine ja vihm
põhjustab oluliselt DOC väljakannet, mis jõuab teistesse veekogudese ja võib põhjustada
pikema perioobi möödudes eutrofeerumist. Veekogu eutrofeerumist mõjutab ka väetamine,
eriti kui liiga suures koguses lisatakse väetist. Kui taimed ei suuda ära kasutada väetisest
saadavaid toitaineid, siis hakkab toimuma nende maapinnas leostumine ja see jõuab
veekokku. Väetamise mõju on näha ka Mustjärve Marjasoo talus Sapi Lulli jääksoo
marjaistandusepoolsel küljel, kus toimub kinnikasvamine (Lisa 11).
Negatiivsetest mõjudest on ala endiselt tuleohtlik, kuna veetase on sageli sügavamal.
Tuleohtlikkust vähendab küll oluliselt kastmine põuaperioodil. Samuti tuleks tagada
võimalikult hea juurdepääs alale ja kastmissüsteemi hea seisukord.
Teiste probleemide seas on marjaistanduse taimestiku mitmekesisuse puudumine, ala
on kaetud sageli ainult monokultuuriga. Lisaks sellele võidakse vajadusel kasutada
herbitsiide, et takkistada umbrohtude levikut. Ent kui kasutatakse herbitsiide, tuleks võtta
proove, et ei mõjutataks keskkonda ja inimese tervist. Maailma ajaloos on ohutuks peetud
palju mürke, mis on põhjustanud teiste liikide hävimise ja inimesele tervise kahjustusi.
Herbitsiidi võiks asendada käsitsi rohimisega kõrgemate taimede puhul, ent see on kahjuks
mõeldamatu suurte väljade puhul ja sageli tuleb tööjõud kallim kui herbitsiidi kasutamine.
Kuna mürgitamist tehakse kohe peale lume sulamist, võib see levida kõrvalolevatele aladele,
tekitades olulisi kahjustusi. Seega tuleks mürkide kasutamine läbi mõelda.
Positiivseks küljeks jõhvika- ja mustikaistandustel on aga see, et pole vaja eraldi
lupjamist, kuna need taimed suudavad hakkama saada ka happelisema pH korral. Lisaks on
takistatud alal edasine erosioon (Tabel 5). Sellest tingituna tunnustati 2010. aastal
Läänemeresõbraliku Põllumajandustootja konkursil Eesti voorus Toomas Jaadlat, kes pälvis
auhinna pinnase erosiooni vältimise eest mahajäetud turbaväljadel, olles sinna rajanud
jõhvika- ja mustikapõllud.
Kultuurmustika istanduse rajamise maksumus jääksool sõltub maa rendi või ostu
hinnast. Samuti lisanduvad hooldus-, saagikoristus- ja turunduskulud. See tingib suured kulud
24
ja jääksool viljeletava kultuurmustika kõrgema omahinna (Tabel 6).
Tabel 5. Marjaistanduse mõjud
Positiivne Negatiivne
Erosioon takistatud Turba mineralisatsioon
Otsene tulu marjakasvatusest Tulohtlikus
Biodiversiteedi langus
Tabel 6. Kultuurmustika maksumus (Starast jt 2005)
Rajamiskulud (jaotatud 10 a kohta) 1300 €/ha
Hoolduskulud perioodil kokku 320 €/ha
Saagikoristuskulud perioodil 900 €/ha
Turunduskulud 110 €/ha
Kulud 2630 €/ha
3.4. Veekogude rajamine jääksoodesse
Jääksoo korrastamine veekoguna on levinud Hollandis, Iirimaal ja mujal. Positiivseks
küljeks võrreldes teiste korrastamise meetoditega on meetodi väiksem töömahukus.
Kaevandades turvast, tekivad nõgusad alad, kus sulgedes turbatammidega kuivenduskraavid
tõuseb veetase keskmiselt 32 cm ja moodustuvad seisuveekogud (Ketcheson, Price 2011).
Eestis on sood tekkinud 40% ulatuses veekogude kinnikasvamisest (Allikvee, Ilomets 1995)
ja jääksoole veekogu rajamine taastaks kunagise võimaliku olukorra.
Veekogu võib tekkida kaevandustehnoloogiast tingituna ja polegi vaja lisakorrastamist.
Sellised veekogud tekkisid pätsimeetodi kaevandamisel, mida viljeleti enne turba
kaevandamise mehaniseerimist. Turba kaevandamisest jäid järgi augud ja kuna veetaset ei
alandatud, täitusid need veega, tekkisid veekogud. Turbaaugud kasvasid kinni, kuna need olid
väiksema mõõdulised ja turbaaugu kõrval olevad taimed levisid kiiresti. Teine meetod, mis
võimaldab ja sageli mõõtmete tõttu ainsa korrastamisena viisina arvesse tuleb, oli kasutusel
eelmise sajandi keskel, kui kasutati lintkopa printsiibil töötavat turba kaevandamise bagerit.
Selle tulemusena tekkisid mitme meetri sügavused, sageli kuni kilomeetri pikkused ja
mitmesaja meetri laiused karjäärid. Sellest tingituna oleks neid karjääre võimalik kasutada
üksnes kalatiikideks ja jahimaadeks. Eestis asuvad need karjäärid endistes Sangla, Lehtse,
Ellamaa, Lavassaare soodes (Pikk 2010). Kahjuks pole tehtud ühtegi ülevaatelist uuringut,
mis nendest aladest on saanud. Turbatootjad nimetavad selliseid alasid linnutiikideks ja
leiavad, et see ongi parim lahendus karjääride korrastamiseks.
25
Joonis 6. Hollandis Bargaveene kaitsealal üks rajatud järvedest
(http://www.panoramio.com/photo/423076)
Eesti võiks siinkohal võtta eeskuju nende korrastamiseks Iirimaalt ja Hollandilt.
Iirimaal on korrastatud Bord na Mona jääksoo Lough Boora maastikupargiks. Sinna on
korrastamise käigus rajatud 4-60 ha suuruseid veekogusid, mille sügavus on üle 1 m. Seetõttu
on kujunenud alale suurem floora- ja faunarikkus (O’Connor ja Reynolds 2000), kuid selle
edasine kujunemine sõltub ajafaktorist ja järve kujunemisest, mida mõjutavad järve
põhjasetted, vee keemiline koostis ja taimestumine (Higgins ja Colleran 2005). Selline
korrastamine on loonud alale suured kasutamise võimalused: hariduses, kunsti viljelemises,
turismis, kalastamises, jahis. Hollandlased on loonud samuti suure märgalade kompleksi
Bargerveene (Joonis 6) looduskaitseala näol, millest on saanud oluline linnukaitseala Natura
2000. Seega on saanud endisest keskkonnaprobleemist oluline keskkonnakaitseline objekt.
See ala on hinnatud veelindude rände peatuskoht ja pesitsuspaik.
Veekogude korrastamise olulisuse tingib ka see, et turbaalade kuivendamisega on
kadunud väga suur hulk soo veekogusid: järved, laukad ja älved. Neile veekogudele on
iseloomulik suur orgaanilise aine kontsetratsioon, mis tingib nende pruuni värvuse, samuti
lisaks ka madalama pH, mineraalainete koostise ja hapniku sisalduse. Looduslikud
rabaveekogud on olulised elupaigad kahepaiksetele, lülijalgsetele, mõnedele kaladele ja
pesitsuspaigaks lindudele (Valk 2005). Selliste elupaikade hävimine vähendab ökosüsteemide
spetsiifiliste ja teiste organismide elupaiku. Näiteks on Kanadas jääksoo korrastamise
oluliseks osaks veekogu rajamine. Seda on tarvis, et taastada maastiku mitmekesisust ja tõsta
ala biodiversiteeti (Mazerolle jt 2006).
Selle tõestuseks on läbi viidud uuringuid, et vaadelda loodud veekogude asustatust.
26
Näiteks van Duinen jt (2003) võrdlesid 20 looduslikku ala ja 27 korrastamisel rajatud veekogu
mikroorganismide liigilist koosseisu. Leiti, et looduslikes veekogudes oli rohkem liike - 133
ning rajatud veekogudes 100 liiki. Mõlemat tüüpi veekogudes oli esindatud 84 liiki
organisme. Haruldasi liike esines looduslikes veekogudes, nagu arvata võis, enam, neid oli 36
ja rajatutes 23 liiki. See tulemus võimaldab tõdeda, et loodud veekogudega saaksime kaitsta
osasid liike, aga kahjuks mitte kõiki - ja võimalik, et see paraneb aja möödudes.
Lisaks leiti uuringus, et organismide liigiline koosseis sõltub oluliselt
keskkonnatingimustest veekogus. Rajatud veekogud on oluliselt erinevad omadusete poolest
võrreldes looduslike rabaveekogudega: erinedes pH, elektrijuhtivuse, sügavuse, hägususe,
lainetuse, Ca, Fe ja PO4 sisalduse poolest (van Duinen jt 2003). Inimese poolt korrastatud
veekogus on kõrgem pH kui looduslikes rabaveekogudes. Kanadas (Ketcheson, Price 2011)
tehti uuring, kus vaadeldi raba korrastamisel tekitatud veekogu omadusi. Leiti, et ligiduses
asuva loodusliku rabaveekogu pH oli 3,9 ± 0,2 ning inimese poolt korrastatud rabaveekogus
pH oli 4,5 ± 0,4. Sellest ongi osaliselt põhjustatud inimese rajatud veekogus erinev liigilise
koosseis. Samas näiteks kahepaiksete täiskasvanud isendid asustavad meelsamini
inimtekkelisi rabaveekogusid kui looduslikke (Mazerolle jt 2006).
Veekogu vee karakteristikud on suuresti sõltuvuses turba jääklasundist. Kui aga
veekogu on rajatud turbajääklasundile ja kuivendussüsteemi sulgemisega, mis on levinud
Hollandis, Saksamaal, Põhja-Ameerikas, Suurbritannias ja Skandinaavias, eesmärgiga tastada
Sphagnum turba uuenemine, võib toimuda turba kerkimine põhjakihist. Sarnane protsess
toimub Eestis Narva veehoidlas, mis asub endisel soisel alal, kus tekivad suured turbamassi
saared (Mištšuk 2000). Turba kerkimise tingib anaeroobsetel tingimustel süsiniku
mittetäieliku lagunemise ja CH4 eraldumise. Metaani eraldumine on suurem vabaveelises
piirkonnas, aga samuti on see suur veekogu litoraali tsoonis (Wilson jt 2009).
Samas kui turbalasund eemaldada, tekib oluliselt väiksema happelisusega, suurema
toiatainete ja hapnikusisaldusega veekogu. Ühendus teiste vooluveekogudega ja veelinnud
aitavad sinna levitada taimestikku, mis toodavad hapnikku ning samuti toimub veepinna
difusiooni kaudu hapniku sisalduse tõus veekogus. Hapniku sisalduse tõusust on tingitud ka
metaani eraldumise vähenemine. Järve karakteristikud sõltuvad mineraalsest aluskihist kui
eemaldada kogu turba jääklasund. Sellised veekogud on rajatud puhke- ja kaitseala
eesmärgiga. Veekogud toituvad lisaks sademetele, põhjaveest ja pinnavetega. Looduslikud
rabaveekogud saavad vee enamasti ainult sademetest. Veekogudele on looduslike ojadega
tekitatud ühendus, selle abil levivad järve erinevad organismid (Higgins ja Colleran 2006).
Seega on võimalik rajada erinevaid tüüpe veekogusid: rabaveekogudele sarnaseid ja
27
mineraalaainete rikkaid tehisveekogusid. Veekogu rajamise eeliseks on see, et ei ole vaja
kasutada kemikaale. Lisaks on likvideeritud ala tuleohtlikkus, kas jääklasundi eemaldamisel
või kogu ala veetaseme tõstmisega. Samuti on tekkinud veekogudele bioloogiline
mitmekesisus ja on hinnatud veelindude pesitsuskohad. Kuna erinevad kuivendused ja
inimtegevus on neid oluliselt hävitanud, võimaldab see kaitsta ohustatud liike.
Kuid siiski on jääksoo põhilised probleemide CO2 ja N2O lendumine. Nende lendumine
korrastades alad rabaveekoguna väheneb oluliselt. CO2 eraldumist takistab vees olev väike
hapniku sisaldus ja aeratsiooni puudumine turbalasundis. Kahjuks on vähe uuritud nii
looduslike kui rajatud rabaveekogude gaasilist bilanssi valik (Tabel 7).
Veekogud on oluliselt liigirikkamad kui jääksoo alad ja samuti on vähenenud teised
jääksoodega seotud negatiivsed keskkonnamõjud. Samas on see teiste meetoditega võrreldes
odavam (Tabel 8) ja seetõttu erinevate keskkonnaprobleemide vältimiseks võrdlemisi hea.
Tabel 7. Veekoguna korrastamise plussid ja miinused
Positiivne Negatiivne
Bioloogilise mitmekesisuse tõus (lindude
puhke- ja pesitsuspaik)
Metaani eraldumise tõus
CO2 ja N2O vähenemine
Tuleohtlikkuse vähendamine
Tabel 8. Veekogu rajamise maksumus
Töö Maksumus
Kraavide sulgemine 0-130 €/m (sõltub tammi materjalist ja
tehnika olemasolust)
3.5. Jääksoo taassoostumise tingimuste loomine
Jääksoo korrastamise soona võimaldab taastada inimmõju eelse seisu isereguleeriva
süsteemina. Turbasambla vaiba taastamise kaudu on võimalik uuesti alusta CO2 sidumist ja C
akumuleerimist turbana. Alates 1995. aastast on Euroopa Liidu arusaamaks kujunenud, et
inimtegevusest mõjutatud ala kompenseerida, tuleks korrastada samas suurusjärgus ala
(Ilomets 2011).
Maailmas on enam levinud kaks viisi jääksoode korrastamiseks soona: aktiivne
korrastamine nn Kanada metoodika ning soodsate tingimuste loomine ala spontaanseks
soostumiseks (Joonis 7). Spontaanseks soostumiseks tõstetakse veetase, suletakse
kuivenduskraavid ja tekitatakse kohati üleujutatud alasid (Wheeler jt 1995). Sel viisil on
28
taimestumine oluliselt aeglasem kui aktiivsel taimefragmentide külvil Kanada meetodil.
Aktiivsel taastamisel on võimalik turbasamblaga kattuvus juba peale 5 aastat (Roceford ja
Lode 2006). Spontaanset soostumist kasutakse peamiselt Lääne-Euroopas, selle üheks
põhjuseks on taimse materjali kõrge hind ja vähene kättesaadavus (Karofeld 2011).
Joonis 7. Niibi jääksool Kanada meetodil korrastatud ala (vasakul) ja spotaanselt
taastaimestuv ala (paremal).
Kanadas väljatöötatud metoodika soona korrastamise põhietapid on järgmised (Quinty ja
Rochefort 2003):
1. pinnase ettevalmistamine – eesmärgiks on tõsta taimede kontakti pinnasega,
veetaseme ühtlast joatust ja takistada üleujutuste teket - eemaldatakse pealmine
oksüdeerunud ja külmakohrutustega pindmine turbakiht ning tehakse 0,5 m kõrguste
vallidega väiksemad alad;
2. taimefragmendide kogumine doonoralalt – alal taimestumise kiirendamiseks
kogutakse turbasambla osad ~ 10 cm pikkused (väga head kolonisaatorid on punane ja
pruun turbasammal), 1 hektarilt saadud fragmentidega on võimalik katta 10-15
hektarit jääksoo ala (Lisa 12);
3. taimefragmendide külv – taimefragmendid peavad olema kontaktis turbaga,
võimalikult ühtlane jaotus ja mitte liiga tihedalt (Lisa 13);
4. põhuga katmine – niiskuse hoidmiseks taime kasvamaminekul ja kasvamisel, kaitseb
otsese päikesekiirguse ning ka öökülmade eest (1 hektar kaetakse vähemalt 3000 kg
põhuga ehk 18-20 1,5 m läbimõõduga põhurulliga) (Lisa 14);
5. väetamine – soodustab taimefragmentide kasvama minekut, soovitatavalt kasutada u
25 % granuleeritud fosfaati ~ 19,5 kg ha-1
;
29
6. kuivendussüsteemi sulgemine – et veetaseme kõrgus tõuseks vähemalt 20-30 cm
allapoole maapinda, selleks suletakse kraavid oksüdeerunud kihiga, tihendatakse ja
tammitatakse kraave.
Soona korrastamise olulisemaid punkte on veetaseme tõstmine, sest see loob
anaeroobsed tingimused ja on põhjus surnud taime massi ladestumiseks turbana. Veetaseme
tõstmiseks pinnase lähedale tuleks sulgeda kuivenduskraavid, et vähendada vee äravoolu.
Korrastamise tulemusena tekib soole omane mineraalaainete vaene magevee reservuaar. See
tingib omakorda anaeroobsed tingimused, mis vähendavad oluliselt CO2 lendumist. Jääkturba
lasund konserveeritakse ja taimestumise tulemusel hakkab tekkima uuesti turvas. See tingib
soole omaste protsesside toimimise: tõuseb CH4 eraldumise osakaal. Samas aga pikkamööda
väheneb ka DOC väljakanne alalt.
Seega jääksoo korrastamisel soona saame isereguleeriva süsteemi, kus on oluliselt
paranenud kasvuhoonegaaside siduvus süsinikuringe muutumisel. Kanadas Bois-des-Bel soo
korrastamisel peale 5 aasta möödumist oli 90% alast taimedega kaetud. Taimedest
moodustasid 70% ulatuses turbasambla (Sphagnum) ja karusambla (Polytrichum) liigid
(Quinty ja Rochefort 2003). Ka Eestis alustas Tallinna Ülikooli Ökoloogia instituut 2005.
aastal esimese katsega taastada turbasamblakate Eesti jääksoodes. Samblakate moodustas
2010. aasta oktoobriks katselal pinna katvuse 60 %. Kuid samas täielikuks soo
väljakujunemiseks kulub veel 10-20 aastat (Ilomets 2011). Lääne Eestis Niibis aktiivselt
taimefragmentidega korrastatu alal on näha lisaks pilliroo ja tarnadele, üksikuid tekkinud
huulheina, karusambla ja turbasambla kogumeid. Turbasammal loob aga sobivad
mikrotingimused teistele sooliikidele. Selle tulemusel on juba suurem osa soo korrastamisest
õnnestunud.
Sageli on antud korrastamise viisi probleemiks sobivate taimeliikide leviku
pikaajalisus või takistatus. Lääne-Euroopas on enamus soid kuivendatud, kaevandatud ja
hävinud. Seal pole enam liike, kes oleksid võimelised korrastatud sood asustama. Sellised
süsteemid on sageli väga liigivaesed, kuid siiski on hinnatud mitmete kahepaiksete ja
rändlindude poolt.
Lisaks biodiversiteedi probleemidele võib olla alal ulatuslik väetamise mõju
kõrvalolevatele aladele, mis võib mõjutada kooslusi nende degradeerumise suunas. Väetamise
mõju puudub spontaansel soostumisel, kuid seal algab metaani emissioon. Kui võrrelda
kiiremat soostumist ja väetamise mõju pole ühest vastust, mis on parem.
Viimastel aastatel on oluliseks korrastamise viisiks tingimuste loomine jääksoo
taassoostumiseks. See võimaldab leevendada meie poolt turba kaevandamisest tekitatud kahju
30
ja võimaldab selle ökosüsteemi teenuseid kasutada ka tulevastel põlvedel. Samuti on võimalik
siduda kasvuhoonegaase ja sellega vähendada kliimasoojenemise efekti (Tabel 9).
Maksumus sõltub kogemustest. Näiteks Hara ja Viru jääksoo korrastamise puhul on
kõige kallim taimefragmentide kogumine ja selle transport. Samas Niibis oli selle maksumus,
mitte nii oluline (Tabel 10).
Tabel 9. Taassoostumise mõju
Positiivne Negatiivne
Bioloogiline mitmekesisuse tõus Metaani eraldumine
CO2 ja N2O vähenemine
Tuleohtilikkuse vähendamine
Süsiniku sidumine ja hapniku eraldumine
Tabel 10. Tingimuste loomise maksumus jääksoos soostumise protsesside taastamiseks
(Karofeld 2011)
Pinnase ettevalmistamine 100 €/ha
Taimefragmentide kogumine 40 €/ha
Taimefragmentide laotamine 55 €/ha
Multšimine 460 €/ha
Väetamine 70 €/ha
Kuivenduskraavide sulgemine (talgud) €/ha
Kokku 725 €/ha
31
4. Keskkonnakaitseline analüüs jääksoo korrastamise meetoditest
Sood katavad ainult 3% maismaast (Strack 2008), neist pooled on tänaseks hävinud
(IUCN 2000). Üheks peamiseks soode hävimise põhjuseks on turba kaevandamine, mille
järgselt tekivad jääksood. Tänaseks on selgeks saanud, et jääksood mõjutavd keskkonda
negatiivselt. Põhilised jääksoo keskkonnaprobleemid on bioloogilise mitmekesisuse
hävimine, fragmentatsioon, tuleohtlikus, kasvuhoonegaasid, erosioon, mageveereservuaari
hävimine jne. Nende probleemide kõrvaldamiseks tuleks ala korrastada.
Korrastaja saab valida, kas soovib kasutada jääksood majandustegevuseks
põllumajanduses, metsamajanduses, marjakasvatuses või luua isereguleeruv süsteem soona ja
veekoguna. Metsagi võiks lugeda isereguleerivaks süsteemiks, aga soovides saada
kõrgekvaliteetset puitu, tuleb teha väetamist, raieid jne, siis on see majandatav kooslus. Võttes
aluseks korrastamise viiside eripärad, tekib jääksoo omanikul ehk korrastajal teadmatus, mis
on parim ja odavaim lahendus. Siinkohal vaatleme ja võrdleme meetodeid jääksooga seotud
põhiprobleemistiku seiskohast (Lisa 15).
4.1. Bioloogiline mitmekesisus ja ala fragmenteeritus
Kaevandamine põhjustab elukoha spetsiifiliste liikide väljasuremise, väikesemat
bioloogilist mitmekesisust ja ala fragmnteeritust – häirivad loomade elutegevust. Leitakse, et
inimkonna kasv on põhjustanud kuuenda suurema liikide väljasuremise. Soode arvukuse
vähanemine põhjustab mitmete liikide väljasuremist. Nt. Eestis on 49 või enam putuka liiki,
kes on ainult siinsele piirkonnale iseloomulikud. Kui nende elupaigad hävitada pole putukad
võimelised kiirelt järgmist kohta asustama.
Selles on oluline osa liikide kohastumustel, kui alal on neile vajalikud ressursid, mis
võimaldavad nende liikide sinna leviku. Sellega tõuseb vastava ala bioloogiline mitmekesisus.
Monokultuuride viljeledes marja- ja põllumajanduses on raske loota, et sinna saavad asuda
elama suurimetajad ja teised pisemad organismid. Mõningad liigid on avamaalise eluga
kohastunud: halljänes, kiivitaja, lõoke jne. Ent sood, metsa ja veekogu loetakse tunduvalt
liigirikkamateks. Metsa peetakse korrastamisel sama liigirikkaks kui sood, kuid liikide levik
võtab aega. Veekogu liigirikkus sõltub ühendavusest teiste veekogudega ja sellest, mis
eesmärgil see loodud on. Näiteks rabaveekogud on sageli liigivaesemad kui teised
mageveekogud.
Bioloogiline mitmekesisus on seotud tugevasti ala fragmenteeritusega, kuna osa liike on
kohastunud avamaalise eluviisiga, aga teised pole. Samas maastikuline mitmekesisus tõstab
32
erinevate liikide elupaikade kvaliteeti. Luues veekogusid võimaldame rändveelindudele
olulise puhke- ja pesitsuspaiga. Seetõttu on Hollandis korrastatud Bargerveen ala kuulutatud
oluliseks Natura 2000 alaks. Sarnaselt võiks toimida meil Lavassaares bageritega kaevandatud
karjäär-jääksoodes.
Fragmentatsioon mõjutab ka taimestiku levikut. Looduslikus soos toimub enamus taimede
paljunevad vegetatiivselt (Masing 1955), kui korrastatud jääksoo ümbruses pole säilinud ühtki
sood, võtab taimestiku kujunemine palju aega taassoostumise tingimuste luues.
4.2. Jääksoo tuleohtlikkus
Tuleohtlikkus on jääksoode suureks probleemiks. Sedagi reguleerib veetase, mida
kõrgemal on veetase, seda väiksem on võimalus jääkturba lasundil süttimiseks. Seetõttu on
välja töötatud „Kaevandamise ja kaeveõõne teisese kasutamise ohutusnõuded” (2004), et
suurendada jääksool kontrolli. Sageli saaksime kustutustööde maksumuse asemel ala
korrastada, et vältida põlenguid.
Põllu-, metsa- ja marjamaa on jääksoole rajamisel tuleohtlikumad kui mineraalmaal, see
on tingitud turba jääklasundi heast põlemisvõimest sütimisel. Kuumadel suvedel võib selle
vähendamiseks abi olla kastmissüsteemist marja- ja põllumaal. Seal aga, kus turvas on niiske,
pole oht nii suur. Seega oleks hea ala korrastada soona või veekoguna.
4.3. Kasvuhoonegaasid
Soodes on talletatud suur kogus süsinikku. Boreaalsetes soodes ulatub süsiniku hulk 450
109
tonnini (Strack 2008). Soodes kaevandamisel, kuivendamisel ja jääksoode turba
mineraaliseerumisel lendub suur hulk süsinikdioksiidi, metaani, lämmastikdioksiidi. Seetõttu
on jääksood olulised kasvuhoonegaasi emisiooni allikaks. See põhjustabki atmosfääri ja
ookeani keskmise temperatuuri tõusu. Selle tõestuseks on fakt, et vahemikus 1906-2005.
tõusis õhutemperatuur maapinna lähedal ligikaudu 0,74 ºC (± 0,18 ºC) (IPCC 2007). Seoses
temperatuuride tõusuga suurendab jääliustike sulamine, merevee taseme tõusu, hoovuste
tsüklid muutuvad, ilmastikuga seonduvad katastroofid suurenevad, sademete mustrid
muutuvad jne. Sellest tulenevalt toimub inimese enda elukvaliteedi langus.
Suur osa soodest kuivendatakse eesmärgiga saada põllu- ja karjamaad, hetkel on see
umbes 14 – 20 % soodest. Samuti on see oluline korrastamise viis maailmas, kuid see ei
lahenda CO2 lendumist. Erinevad uuringud näitavad, et emisioon võib jääda jääksool asuval
põllumaal vahemikus 2200 g m-2
a-1
kuni 700 g m-2
a-1
(Strack 2008). Sarnaselt toimib endiselt
pärast korrastamist marjakasvatuses jääkturbalasundi mineraalisatsioon veetaseme
33
alandamisel. Suurimaid jääksoo korrastamise viise on ala metsastamine, seal võib toimuda
süsinikdioksiidi kadu lagunemisel 800 g CO2 m-2
a-1
või isegi siduda mulda kuni 1000 g CO2
m-2
a-1
(nt soometsad) (Strack 2008). Ent puit aitab kaasa oluliselt pikemaajalisele CO2
sidumisele võrreldes põllukultuuridega. Kui aga võrrelda neid kolme kahe ülejäänud
korrastamise viisiga (korrastamine taassoostumiseks ja veekoguks) on vähenenud CO2
emissioon ning see on asendunud CH4-ga, mis on tingitud jääkturba anaeroobsest
lagunemisest. Soona korrastamisel algab teatud hetkel CO2 sidumine turba ladestumise näol.
Veekogus aga seotakse seda fütoplanktoni ja taimestikuga. Seega kolmel korrastamise viisil
oleks võimalik vähendada CO2 lendumist oluliselt.
Lisaks CO2 on oluline kasvuhoonegaas N2O, mida jääksoodest lendub. Teada on ka fakt,
et karjamaadel toimub suures ulatuses N2O emissioon, aga see toimub ka jääksool
põllumajanduse viljelemisel, eriti rohumaana (Zeitz, Velty 2002). Samuti on tõdetud, et N2O
emissiooni suurendab oluliselt väetamine ja ilma selleta pole jääksool võimalik viljeleda
põllumajandust, metsandust kui ka marjakasvandust. Seega pole antud probleem lahendatud
nende korrastamise viisidega. Soona korrastamisel teatavast hetkest see laheneb, kuna
turbasammal kasutab lämmastikku kasvuks ja anaeroobsed tingimused vähendavad
mikroobide elukeskkonda, kes aitasid turbas ladestunud N lagundada ja lenduda N2O.
Veekogudes aitavad lämmastikku siduda vetikad ja teised mikroorganismid, kes peaks
vähendama N ühendite lendumist sidumisel. Siingi on veekogus ja soos oluline faktor
anaeroobsus, mis põhjustab hoopis sageli NH3 – ammoniaagi voo atmosfääri. Võrreldes
metaani lämmastikdioksiidiga, on tegu oluliselt väiksemamõjulise kasvuhoonegaasiga.
4.4. Erosioon
Jääksoos mängib olulist rolli turba erosioon, mille kaudu levib happeline turvas teistesse
süsteemidesse, põhjustades seal muutusi. Erosioon on ainuke keskkonnaprobleem, mis kõigil
korrastamise viisidel väheneb. Suurim erosioon tekib põllumajanduses vegetatsiooniperioodi
lõppedes taimestiku eemaldamisega.
4.5. Kaevandamiseelse veetaseme taastamine
Jääksool viljelemiseks on kaks hüdroloogilist võimalust: jätkata kuivendamissüsteemi
hooldamist või tõsta veetaset nende sulgemisega – taastada kaevandamiseelne hüdroloogiline
seisund piirkonnas. Edasine kuivendamine mõjutab endiselt kõrvalolevaid alasid. Seetõttu on
otsustatud Eestis just Viru ja Hara raba jääksood korrastad, et vähendada mõju läheduses
asuvatele kaitsealadele. Sealsel alal oleks vaja veetaset tõsta. Taassoostumise protsessi läbi
34
tõuseb kaitseala pindala ja organismide leviku ala suureneb.
Veerežiimi mõjutab ka DOC väljakannet jääkturbast, see aga võib kuivendussüsteemide
kaudu jõuda veekogusse ja põhjustada seal DOC lagundamisel hapnikupuuduse. Seega tuleks
valida võimalikult suure DOC siduvusega süsteemid, siinkohal on selleks ilmselt soona ja
rabaveekoguna korrastamise viisid. Soos stabiilse veetaseme korral ei toimu väljakannet ja
veetaseme langemisel viiakse DOC alumistesse kihtidesse, kus see kondenseerub.
Rabaveekogudes on orgaanilise aine kõrge sisaldus ja siin elavad liigid on sellega kohastunud.
4.6. Korrastamise metoodi valik
Parimaks jääksoo korrastamise viisiks keskkonnakaitselisest seisukohast on tingimuste
loomine sootekke taastumiseks. Kui aga piirkonnas on oluliselt puudus põllu- ja metsamaast,
valitakse ilmselt need korrastamise viisid, kuna kasvav inimkond vajab enam süüa,
ehitusmaterjali ja muud. Veekogud on hea võimalus kalanduseks või veelindude kaitseks.
Õnneks on arenenud riigid mõistnud soode olulisust. Eestiski on see nii, aga me ei ole
täielikult teadvustanud probleemi olemasolu. Jääksoode korrastamisel oleme kahjuks
algusjärgus. Lätis on toimud soode korrastamine kümneid aastaid (Kohv, Salm 2012). Eesti
riik pole valmis oluliselt toetama jääksoode soona korrastamist, seega tuleb enamus raha
Euroopa Liidu rahadest või teistest toetusfondidest.
Maksumuse poolest oleks kalleim rajada mustikakasvatus jääksoole. Seoses mahukate
ettevalmistustöödega on suured kulud, mis tõstavad marja hinda ja vastav rajatud kultuur
jääksoole pole konkurentsivõimeline. 2005. aastal oli kultuurmustika tootmise omahind
mineraalmaal 0,83 €/kg ja ammendatud freesturbaväljal 1,02 €/kg. Vastavalt kaotaks 0,20
€/kg, kuid kui toodang on aastas hektaril 1200-5000 kg, kaotab talunik ligikaudu 240-1000
€/ha (Starast 2005). Samas eksporditakse meile odavamat marja ja seetõttu pole mõtet
talunikul marjakasvatust ammendunud freesturbaväljale luua.
Sarnaselt marjakasvatusele ei tasu end ära ka päideroo kasvatamine, Soomes ja
Rootsis on selle tootmiseks makstud toetusi, mis võimaldavad kultuuri viljelemist. EMÜ poolt
töötati välja 2007. aastal energiakultuuride tootmise tasuvuse kalkulaator (Energiakultuuri
kalkulaator 2007). See on küll mõeldud mineraalmaale, aga see võimaldab teha teatavad
kohendused ja saab ka ligikaudse tasuvuse jääksool viljelemiseks. Kasutades
energiakalkulaatorit võivad päideroo rajamiskulud jääksool kuni 544 €/ha. See sisaldas
järgnevat: eelneva taimestiku eemaldada, künnieelset koorimist, kündmist, väetamist,
külvamist, umbrohu tõrjet ja lupjamist. Aastas on päiderool kasvatamise kulud 183 €/ha ja
tulud 187 €/ha. Seega jääks alles 5 €/ha, mis teeb kokku 15 aastaga 75 €/ha ning see tasub
35
rajamiskuludest ainult ligikaudu ¼ (Energiakultuuri kalkulaator 2007).
Soona korrastamist peetakse sageli kõige kallimaks, kuid võrreldes metsastamisega on
erinevuseks hektari kohta 125 € (Energiakultuuri kalkulaator 2007). Kasemets saavutab
raieküpsuse kiiresti, kust on võimalik saada tulu. Soona korrastamise puhul me seda ei näe,
kuna turba juurdekasv on 1 mm/aastas. Ka metsanduses tulevad lisakulud, valgusraied ja
soovituslik on teha veel lisaväetamist, et saada suuremat saagikust - samas soona
korrastamisel seda ei lisandu, peale põhikulutusi tekib isereguleeriv süsteem. Kasumi
seisukohalt leiab jääksoo korrastaja sageli, et metsa on kasulikum istutada, kuna see saab
raieküpseks 50-80 aasta pärast. Lisaks otsesele tulule on võimalik võrrelda ala ökosüstemi
pakutavate teenuste poolest. Võttes aga aluseks „ökosüsteemi teenuse“, on soode “kasu”
hinnanguliselt 25 454 € /ha aastas-1
, aga boreaalsetel metsadel 416 € ha aastas
-1 (Costanza jt
1997). Jääksoo korrastamisel metsamaaks kaotaks korrastaja kokku 25 039 € ha aastas-1
.
Samas on RMK andmetel Eestis metsamaad ~ 51 % aga soid vaid 5,5 %. Soid on seega 10
korda vähem.
Kokkuvõttena oleks mõistlik jääksood korrastada sooks, kuna soona on tegemist
väärtusliku ökosüsteemiga, mille kaudu on võimalik siduda ja talletadada kasvuhoonegaase.
Samuti võimaldaks see luua soole iseloomulikele liikidele elupaigad. Inimene võiks võtta
soode kaevandamisel kasutusele printsiibi, et mille ta on hävitanud, peab ka taastama. Mida
teeks inimene kui temalt on võetud elukeskkond? Kui hävitame soo, siis kelle kohustus on
tagada elukeskkond sealsetele isenditele. Sood on olulised meie elukvaliteedi määramisel.
36
Kokkuvõte
Käesoleva bakalaureusetöö eesmärgiks oli koostada ülevaade jääksoodega seonduvate
keskkonnaprobleemde iseloomu ja ulatusest, anda ülevaade jääksoode korrastamiseks
kasutatavatest meetoditest ning analüüsida nende tõhusust keskkonnakaitselisest seisukohast.
Selgus, et jääksoodel on olulised keskkonnamõjud: elupaikade häving, maastiku
fragmenteerimine, ala aeglane looduslik taastaimestumisene, turba mineralisatsioon,
kasvuhoonegaaside emisioon, vaba hapniku eraldumise lõppemine, olulise magevee
reservuaari hävimine, piirkonna hüdroloogia mõjutamine, tuleohtlikus ja turba erosioon. Need
keskkonnaprobleemid avalduvad järjest enam, sest maailamas on hävinud 50 % soodest
(IUCN 2000). See probleem on ka Eestis järjest enam süvenev. Turba kaevandamise järgselt
on tekkinud frees-jääksoid Eestis kokku 98 ala üldpindalaga 9371 ha ja hinnanguliselt lähiajal
lisandub veel liigikudu sama palju (Ramst, Orru 2009).
Sellest tingituna tuleks keskkonnaprobleemide süvenemise vältimiseks alustada
jääksoode korrastamisega. Eestis on aga erinevatel põhjustel korrastatud väga vähe jääksoo
alasid. Jääksoode korrastamiseks on viis põhilist võimalust: põllumaaks, metsamaaks,
marjakasvatuseks, soona ja veekoguks. Analüüsil leoti parimaks korrastamise viisiks on
jääksoos tingimuste loomine ala taassoostumiseks, sest see leevendab peamisi jääksoo
negatiivsete keskkonnamõjusid, olles pikas perspektiivis vähem kulukas ja andes ökosüsteemi
teenustena rohkem tagasi. Sageli loetakse jääksoo korrastamist taassoostumise kallimaks
viisiks. Siis tegelikult püütakse taastada isereguleeriv looduslik süsteem, kuhu erinevalt
teistest (korrastamine põllu- või metsamaaks) hiljem enam kulutusi teha ei tule ning otselt
mõõdetavast kasutust hoopis enam saadakse taastatud ökosüsteemi poolt pakutavate teenuste
näol.
Põllumaad ja marjakasvatust tuleb pidada vähem soovitatavaks jääksoo korrastamise
meetodiks. Need põhjustavad oluliselt turba mineraaliseerumise kiirenemist, süsinikku
seotakse vähe, alad on sageli endiselt tuleohtlikud, monokultuur ei loo alale mitmekesisust ja
kõik teised jääksooga seonduvad keskkonnamõjud on endisel alal olulised.
Jääksoode metsastamist ja veekoguna korrastamist võiks kaaluda, sest need loovad
alale mitmekesisemat elustiku, vähendavad maastiku fragmenteeritust ja seovad süsiniku.
Metsastamise korral on negatiivseks efektiks N2O – kasvuhoonegaasi voog, DOC
väljauhtumine, endiselt toimiva kuivenduse tõttu tuleohtlikus, turba mineraalisatsioon ja
kasvuhoonegaaside emissioon. Veekoguna korrastamine on soodsate tingimuste korral
mõnevõrra parem metsastamisest, luues eeldused, et kauges tulevikus moodustub veekogu
37
kinni kasvamisel uuesti soo. Veekogu loob olulise mitmekesisuse tõusu, mitmed jääksoodele
rajatud veekogud on hinnatud veelindude elukohad.
Kokkuvõteks tuleks kõik kaevandatud alad, sh jääksood korrastada. Korrastamise
meetodi valikul tuleb aga arvestada, kas ja kuidas võimalikult palju jääksoo keskkonnamõju
leevendada, seades eesmärgiks majandusliku optimaalsuse pikemas perspektiivis. Neist
seisukohtadest tulenevalt on oluline jääksoode korrastamine saal tingimuste loomisega -
taassoostumiseks. Seega on oluline katsetega välja selgitada Eesti tingimustes paremad
meetodid taassoostumiseks protsessi loomiseks ja tehnoloogiad suurepindalaliste jääksoode
korrastamiseks.
38
Summary
Methods for the restoration of extracted peatlands and their environmental analysis
Peatlands are one of the world’s most precious ecosystems, the value of which ecological
services has been estimated to be 25 454 eur ha yr-1
. The Sphagnum mosses growing in
peatlands accumulate organic carbon as peat in the course of their vital functions. Peat is one
of the greatest carbon reservoirs in the world. It is quarried mainly due to its notable
properties for uses in energetics and as a growth substrate and its qualities as a method of
treatment.
50% of worlds' natural bogs have been lost (IUCN 2000). Extracted peatlands form after
peat extraction is finished. They are characterised by a dense network of drainage canals, vast
empty areas stretching up to hundreds of hectares and varied peat thickness. As a result
vegetation is not restored naturally even after long periods of time. There are 9371 hectares of
such areas in Estonia, with the number constantly increasing (Ramst, Orru 2009). Since
extracted peatlands do not recover naturally, several important environmental problems occur,
include the destruction of natural ecosystems and habitats, fragmentation of the landscape,
risk of wildfires in the area, emission of greenhouse gases from peat mineralisation, changes
in the oxygen fluxes, destruction of an important freshwater reservoir, and erosion of peat. All
these problems require reconditioning the area. The most common ways of that include
converting them into farmlands, cattle ranges, fields for energy hay or bush, forests, fields for
cultivating berries, bodies of water or restoring them as bogs.
All means of restoration have their advantages and disadvantages; the selection of the
method depends greatly on the final aim. For quick economical gain the best options are
restoration for farmland, berry field or a field for energy hay or bush. Yet for environmental
purposes the preferred methods would be forestation, creating a body of water or restoring the
bog. The best solution would be creating the possibilities for the area to be restored as a bog,
since the percentage of land covered by bogs is decreasing. In many countries, for example in
the Netherlands, bogs have been destroyed and it should not happen in Estonia.
In the future companies quarrying peat and land owner should be influenced more to
restoration of extracted peatlands. According to the § 53 of The Constitutional Law of the
Republic of Estonia everyone is obliged to save natural and life environments and compensate
for the damage already caused. Thus destroying bogs should be made costly and businessmen
influenced to take responsibility for keeping the quality of the environment.
39
Tänuavaldused
Avaldan tänu oma juhendajatele Edgar Karofeldile ja Triin Triisbergile. Tänan neid
mõistva suhtumise, abivalmiduse ja kõige muu eest, mis aitas töö valmimisele kaasa. Eriti
tänulik olen võimalus eest osaleda jääksoo osa korrastamisel Kanada meetodil, loomaks
tingimused soostumise protsessi taastumiseks.
Lisaks soovin tänada Kaidi Jakobsoni RMK-st, kelle abiga oli võimalik käia Niibi
jääksoos korrastatud ala vaatamas ja tutvuda erievate materjalidega. Niibis korrastatud alal
ekskursiooni eest tänan AS Tootsi Turba esindajat Tiit Saarmetsa, kelle kaudu sain hea
võimaluse mõista korrastajapoolsest vaatevinklist jääksoo korrastamise protsessi kulgemist.
Tänan ka kõiki teisi toetajaid abi eest!
40
Kasutatud kirjandus
1. Ahtiainen, M. 1988. Effects of clear-cutting and forestry drainage on water guality in
the Nurmes-study. Proceedings of the international symposium on the hydrology of wetlands
in temperate and cold regions, Joensuu, Finnland: 206-219
2. Allikvee, H., Ilomets, M. 1995. Sood – Rmt: Raukas, A (toim). Eesti Loodus. Tallinn
Valgus: 326-363
3. Andersen, R., Francez, A., J., Rochefort, L. 2006. The physicochemical and
microbiological status of a restored bog in Quebec: identification of relavant criteria to
monitor success. - Soil Biology & Biochemistry 38: 1375-1387
4. Anon. 1991. Report of thr independent committee on the future uses of Bord na Mona
cutaway bog. Department of Energy, Dublin.
5. Augustin, C.J., Merbach, W., Steffens, L., SneliĔski, B. 1998. Nitrous oxide fluxes of
disturbed minerotrophic peatlands. - Agribiological Research 51: 47-57.
6. Aro, L. 2000. Afforestation of cutaway peatlands in Finland. – In: Åman, P. (ed.), Re-
use of peat production areas. EU’s Northern Periphery Programme project: Re-use of peatland
areas. Proceedings from the 1st International Seminar, Oulu, Finland: 43-45
7. Bargaveene 2007 (http://www.panoramio.com/photo/423076) 20.03.2012
8. Cappiello, P.E, Dunham, S.W. 1994. Seasonal variation in low-temperature tolerance
of Vaccinium angustifolium Ait. - HortScience 29: 302-304
9. Cherkasov, A., Makeev, V., Makeeva, G. 1998. Cultivation of Oxycoccus Palustris
Pers. in European Russia central regions. – Rmt: Paal, T. (toim), Forestrt studies XXX –
Metsanduslikud uurimused XXX, rahvusvaheline konverents Metsamarjade kultuuristamine:
Lääne ja Ida kogemus, Eesti Põllumajandusülikool, Tartu: 30-34
10. Costanza, R., d’Arge, R., de Groot, R., Farberk, S., Grasso, M., Hannon, B, Limburg,
K., Naeem, S., O’Neill, R.V., Paruelo, J., Raskin, R.G., Suttonkk, P. ja van den Belt, M. 1997.
The value of the world’s ecosystem services and natural capital. - Nature 387: 253-260
11. Daly, B.J., Farell, C., Egan, T.M. 1984. Investigation into premature loss of premanent
incisor teeth (brouken mouths) in ewes grazing reclamed peatland. - Proceedings of the 7th
International Peat Congress, Dublin, IPC: 238-254
12. Domisch, T., Finer, L., Laiho, R., Karsisto, M., Laine, J. 2000. Decomposition of Scots
pine litter and the fate of relased carbon in pristine and drained pine mires. - Soil Biology &
Biochemistry 32: 1571-1580
13. Doyle, G.J., Ó Críodáin, C. 2003. Peatlands – fens and bogs. – In: Otte, M. L. (ed.)
41
Wetlands of Ireland. University College Dublin, Dublin: 79-108
14. Drennan, M. J., Cole, A. J., O´Dwyer, J., MacNally, G. 1984. Beef production from
grass grown on peatland. - Proceeding of the 7th International Peat Congress, Dublin: 264-
270
15. van Duinen, G.-J.A., Brock, A.M.T., Kuper, J.T., Leuven, R.S.E.W. 2003. Do
restoration mesures rehabilitate fauna diversity in raised bogs? A comparative study on
aquatic macroinvertebrates. - Wetlands Ecology and Management 11:447-459
16. Energiakultuur kalkulaator 2007. ( http://www.agri.ee) 4.01.2012
17. Energiamajanduse riiklik arengukava aastani 2020. 2009.
(https://valitsus.ee/UserFiles/valitsus/et/valitsus/arengukavad/majandus-ja-
kommunikatsiooniministeerium/Energiamajanduse_riiklik_arengukava_aastani_2020.pdf)
06.02.2012
18. Fahrig, L. 2003. Effects of habitat fragmentation on biodiversity. - Annual
Review of Ecology Evolution and Systematics 34: 487-515.
19. Finn, C.E., Luby, J.J., Rosen, C.J., Ascher, P.D., 1993. Blueberry germplasm screening
at several soil pH regimes. I. Plant survival and growth. - Journal of the American Society
Horticultural Science 118: 377–382
20. Hall, I.V., Aalders, L.E., Townsend, L.R. 1964. The effects of soil pH on the mineral
composition and growth of the lowbush blueberry.- Canadian Journal Plant Science 44:433–
438.
21. Hepler, P., Yarborough, D.E. 1991. Natural Variability in yield of lowbush
blueberries.- HortScience 26: 245-246
22. Higgins, T., Colleran, E. 2005. Lake creation on cutaway peatlands. - Bord na Mona
and Enviromental Change Institute, Galway: 79
23. Hytönen, J., Kaunisto, S. 1999. Effect of fertilization on the biomass production of
coppiced mixed birch and willow stands on a cutaway peatland. - Biomass and Energy 17(6):
455-469.
24. Gorham, E. 1991. Northern Peatlands - Role in the Carbon-Cycle and Probable
Responses to Climatic Warming. - Ecological Applications 1: 182– 195.
25. Ilnicki, P. 2003. Agricultural production systems for organic soil conservation.- In:
Parent, L.E., Ilnicki, P. (ed), Organic soils and peat materials for sustainable agriculture. CRC
Press LLC: 187-199
26. Illomets, M. 2001. Mis saab jääksoodet? - Eesti Loodus 2/3: 72-75
27. Ilolomets, M., Kallas, R. 1995. Estonian mires – past, present and future alternatives. -
42
Gunneria 70: 117-126
28. Ilomets, M., Animägi, J., Kallas, R. 1995. Estonian peatlands. A brief review of their
devolepment, state, conservation, peat resources and management.- AS Ortwil. Ministery of
Enviroment, Tallinn
29. Ilomets M. 2011. Kogemusi Eestis. – Rmt: Paal, J. (toim) Jääksood, nende kasutamine
ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu: 130-138
30. IUCN. 2000. Executive Summary of the WWDR (2000) vision for water and nature, a
world strategy for connservation and sustainable management of water resources in the 21st
century – compillation of all project Documents. Cambridge.
31. Janzen, H.H. 2004. Varbon cycling in earth systems – a soil science perspective.-
Agriculture, Ecosystems & Environment 104: 399–417
32. Joosten, H. 2009. The Global Peatland CO2 Picture. Peatland status and emissions in
all countries of the Worlds International. - Ede: 10
33. Kaevandamise ja kaeveõõne teisese kasutamise ohutusnõuded. 2004.
(https://www.riigiteataja.ee/akt/790728?leiaKehtiv) 23.03.2012
34. Karofeld, E. 2006. Jääksood soodeks tagasi. - Eesti Loodus 6: 16-20
35. Karofeld, E. 2011. Kogemusi maailmast.- Rmt: Paal, J. (toim) Jääksood, nende
kasutamine ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu:
111-130
36. Ketcheson, S.J., Price, J.S. 2011. The Impact of Peatland Restoration on the Site
Hydrology of an Abandoned Block-Cut Bog. – Society of Wetland Scientists, Springer,
Waterloo, Canada: 1-12
37. Kohv, M., Salm, J.O. 2012. Soode taastamine Eestis. Eesti Loodus 4: 50-54
38. Korhola, A., Tolonen, K., Turunen, J., Jungner, H. 1995. Estimating long-term carbon
accumulation rates in boreal peatlands by radiocarbon dating. - Radiocarbon 37: 575-584
39. Kreshtapova, V.N., Krupnov, R.A. ja Uspenskaya, O.N. 2003. Quality of organic soils
for agricultural use of cutover peatlands in Russia. – In: Parent, L.-E. ja Ilnicki, P. (ed)
Organic soils and peat materials for sustainable agriculture. CRC Press LLC: 175-186
40. Kreshtapova, N., Krupnov, R. A. 1998. Genetic percuiarities and basics of reclamation
of cutover peatlands in Central Russia. – In: Malterer, T., Johnson, K., Stewart, J. (ed)
Peatland restoration and reclamation – Techniques and Regulatory Considerations.
International Peat Society, Jyväskylä, Finland:115-119
41. Laas, E., Kaar, E., Margus, M., Sarv, I., Valk, U. 1980. Metsakultuurid ja looduslik
uuendamine.- Rmt: Etverk, I. (toim), Metsamajanduse teatmik. Valgus, Tallinn: 108-110
43
42. Leake, J.R, Read, D.J. 1990. Proteinase activity in mycorrhizal fungi. I. The effect of
extracellular pH on the production and activity of proteinase by ericoid endophytes from soils
of contrasted pH. - New Phytologist 115: 243-250.
43. Lelieveld, J., Crutzen, P.J., Dentener, F.J. 1998. Changing concentration, lifetime and
climate forcing of atmospheric methane. - Tellus B 50: 128-150.
44. Leupold, S. 2004. After use of cutaway peatlands – an overview of options and
management planning. - Swedish University of Agricultural Sciences Department of Forest
Ecology: 10-31
45. Lode, E. 2011. Karjäär-jääksoode taimestumine. – Rmt: Paal, J. (toim), Jääksood,
nende kasutamine ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit,
Tartu: 51-54
46. Luberg, A. 1995. Kütteturba tootmine Eestis. Rmt: Juske, A. Turbatootmine Eestis.
Artiklite kogumik. Eesti Turbaliit, Pärnu: 9-12
47. Maapõueseaduses. 1994. (https://www.riigiteataja.ee/akt/28712) (3.02.2012)
48. Maavara, V. 1955. Eesti NSV rabade endomofauna ja selle muutmine inimtegevuse
mõjul. – Väitekiri, Tartu Ülikool, Tartu: 349-359
49. Marjasoo (http://marjasoo.ee/) 12.02.2012
50. Masing, V. 1955. Rabataimede paljunemisest ja levimisest seemnete abil. – Rmt:
Haberman, H. Loodusuurjate Seltsi aastaraamat 48:141-161
51. Mazerolle, M.J, Poulin, M., Lavioie, C., Rochefort L., Desrochers, A., Drolet, B. 2006.
Animal and vegetation patterns in natural and man-made bog pools: implications for
restoration. - Freshwater Biology 51: 333–350
52. Mikaloff Fletcher, S.E., Tans, P.P., Bruhwiler, L.M., Miller, J.B., Heimann, M. 2004.
CH4 sources estimated from atmospheric observations of CH4 and its C-13/C-12 isotopic
ratios: 2. Inverse modeling of CH4 fluxes from geographical regions. - Global Biogeochem
Cycles 18: 2-15
53. Minkkinen, K., Laine, J., Nykänen, H., Martikainen, P. J. 1997. Importance of
drainage ditches in emissions of methane from mires drained for forestry. – Canadian Journal
of Forest Research, 27: 949–952
54. Mištšuk, A. 2000. Turba pinnaletõus ja Narva veehoidla kinnikasvamine. – Narva jõgi
ja veehoidla. CTC: 66-69
55. Noormets, M., Karp, K., Paal, T. 2003. Recultivation of opencast peat pits with
Vaccinium culture in Estonia. – Fourth International Conference on Ecosystems and
Sustanaible Development ECOSUD. Siena, Italy: 1005-1114
44
56. O’Connor, A., Reynolds, J. 2000. Aquatic macro invertebrate colonisation of artifical
water bodies on cut-away oceanic raised bog in Irealand. - Sustauning our peatlands:
Proceedings of the 11th International Peat Society: 742-750
57. Okruszko, H. 1996. Agricultural use of peatlands. – In: Lappalainen, E. (ed), Globel
peat resources. International Peat Society, Jyskä, Finland: 303-309
58. Oleszczuk, R., Regina, K., Szajdak, L., Höper, H., Maryganova, V. 2008. Impacts of
agricultural utilization of peat soils on the greenhouse gas balance – In: Strack, M. (ed.)
Peatland and climate International Peat Society, Saarijärven Offset Oy, Saarijärvi, Finland:
70-97
59. Orru, M. 2003. Eesti turbavarud ja nende keskkonnasäästlik kasutamine. - Eesti
Loodus 2/3: 12-13
60. Orru, M., Veldre, M, Shirokova, M. 1992. Eesti turbavarud. - RE Eesti
Geoloogiakeskus, Tallinn: 3
61. Paal, J., Leibak, E. jt. 2011. Soode looduskaiteline inventeerimine. Projekti „Eesti
soode inventeerimise lõpulevimine tagamaks nende bioloogilise mitmekesisuse säilimist“
aruanne. - Eestimaa Looduse Fond, Tartu: 67-112
62. Paal, J., Hein, K., Heinsoo, K., Holm, B., Ilomets, M., Ivask, M., Karofeld, E., Kõpp,
V., Leiner, E., Lode, E., Melts, I., Niitlaan, E., Orru, M., Pikka, J., Raadla, K., Raudsep, R.,
Saarmets, T., Triisberg, T. 2011 Jääksood, nende kasutamine ja korrastamine. -
Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu.
63. Paal, T. 2011. Marjakasvatuse rajamine. – Rmt: Paal, J. (toim), Jääksood, nende
kasutamine ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu:
64-69
64. Paavilainen, E. ja Päivanen, J. 1995. Peatland Forestry. - Ecology and Principles.
Springer-Verlag
65. Pikka, J. 2011. Jääksoode metsastamine reoveesette kasutamisega. - Rmt: Paal, J.
(toim), Jääksood, nende kasutamine ja korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja
MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu: 82-88
66. Pikk, J. 2001. Kased turvasmuldadel. - Rmt: Tullus, H., Vares, A. (toim),
Lehtpuudepuistute kasvatamine Eestis. Akadeemiline Metsaseltsi Toimetised 14. Kd.
Metsanduslik Uurimusinstituut, Tartu: 95-102
67. Pikk, J. 2010. Jääksoode metsastamine. - Rmt: Kaar, E., Kiviste, K. (toim) Maavarade
kaevandamine ja puistangute rekultiveerimine Eestis. Eesti Maaülikool, Tartu: 396-402
68. Pikk, J. 2011. Metsastamine. - Rmt: Paal, J. (toim) Jääksood, nende kasutamine ja
45
korrastamine. Keskkonnainvesteeringute Keskus ja MTÜ Eesti Turbaliit, Tartu: 69-81
69. Price, J.S. 1996. Hydrology and microclimate of a partly restored cutover bog.
Québec. - Hydrological Processes 10: 1263-1272.
70. Põhiseadus. 1992. (https://www.riigiteataja.ee/akt/633949?leiaKehtiv) 01.02.2012
71. Quinty, F., Rochefort, L. 2000. Bare peat substrate instability in peat land restoration:
problems and solutions. – In: Rochefort, L., Daigle, J.T. (ed) Northern forested wetlands:
ecology and mangement. CRC, Boca Raton:133-145
72. Quinty, F., Rochefort, L. 2003. Peatland restaration guide: second edition.- Canadian
Sphagnum Peat Moss Association and New Brunswick Department of Natural Resources and
Energy, Québec: 10-74
73. Raid, L. 1986. Metsakultuuride väetamine. – Mets. Puit. Paber 5: 7–10
74. Raidla, A. 1960. 50 aastat sookultuuri-alast uurimustööd Eestis. – Eesti NSV
Põllumajanduse Ministeerium, Eesti Maaviljeluse ja Maaparanduse Teadusliku Uurimise
Instituut, Eesti Riiklik Kirjastus, Tallinn: 5-17
75. Ramst, R., Orru, M. 2009. Eesti mahajäetud turbatootmisalade taastaimestumine. -
Eesti Põlevloodusvarad ja -jäätmed 1-2: 6-7
76. Ramst, R., Orru, M., Salo,V., Halliste, L. 2007. Eesti mahajäetud turbatootmisalade
revisjon (3. etapp: Viljandi, Pärnu, Saare ja Hiiu maakond). - EGK aruanne: 121
77. Renou F., Egan T., Wilson D. 2006. Tomorrow ´s landscapes: studies in the after-uses
of industrial cutaway peatland in Ireland.- Finnish Peatland Society, Suoseura SOU 57(4): 97-
107
78. Rochefort, L., Lode, E. 2006. Restoration of Degraded Boreal Peatlands. - In: Wieder,
R. K., Vitt, D.H. (ed), Boreal Peatland Ecosystems. Ecological Studies 188. Springer: 381-417
79. Roosalu, R. 2011. Eesti Vabariigi 2010. aasta maavaravarude koondbilansid (seisuga
31.12.2010).- Maa-amet, Tallinn: 11-13.
(http://geoportaal.maaamet.ee/docs/geoloogia/maavaravarude_koondbilanss_2010_seletuskiri.
pdf?t=20110620085440) 11.12.2011
80. Sallandaus, T. 1994. Response of leaching from mire ecosystems to changing climate.
- In: Kanninen, M. (ed), The Finnish Research Programme on Climate Change. Second
progress report. The Academy of Finland, Helsinki: 291-296
81. Salm, J.O., Maddison, M., Tammik, S., Soosaar, K., Truu, J., Mander, Ü. 2011.
Emissions of CO2, CH4 and N2O from undisturbed, drained and mined peatlands in Estonia. –
Hydrobiologia, Springer Science: 1-15
82. Selin, P. 1995. After-use of peatlands in Finland. Peat industry and Environment. -
46
Ministry of Environment Information Centre, Tallinn: 87
83. Sepp, M. 1995. Sookultuuri varasemast ajaloost Eestis. - Rmt: Juske, A. (toim)
Turbatootmine Eestis. Eesti Turbaliit, Pärnu.: 82-85
84. Shiklomanov, J.A., Rodda, J.C. 2003. World Water Resources at the Beginning of the
Twenty – First Century. - International Hydrology Series: 16
85. Silvola, J., Alm, J., Ahlholm, U., Nykänen, H., Martikainen, P.J. 1996. CO2 fluxes
from peat in boreal mires under varying temperature and moisture conditions. - Journal of
Ecology 84: 219-228.
86. Strack, M. 2008. Peatland and climate. - International Peat Society, Saarijärven Offset
Oy, Saarijärvi, Finland
87. Starast, M., Karp, K., Paal, T., Värnik, R., Vool, E. 2005. Kultuurmustikas ja selle
kasvatamine Eestis. - Eesti Põllumajandusülikool, Tartu: 4-59
88. Sundh, I., Nilsson, M., Mikkelä, C., Granberg, G., Svensson, B.H. 2000. Fluxes of
methane and carbon dioxide on peat mining areas in Sweden. - Ambio 29: 499-503.
89. Säästva arengu seadus 1995 (https://www.riigiteataja.ee/akt/874359?leiaKehtiv)
11.01.2012
90. Zeitz, J., Velty, S. 2002. Soil properties of drained and rewetted fen soils. - Journal of
Plant Nutrition and Soil Science 165: 618-626.
91. Trass, H. 1994. Fen flora and vegatation status in Estonia. - In: Proceedings of the
International Symposium Conservation and Management of Fens. Falenty Agricultural
University, Faculty of Land Reclamation, Institute of Land Reclamation and Grassland
Farming, 6-10 June 1994, Warsaw-Biebrza: 467-475
92. Triisberg, T., Karofeld, E. ja Paal, J. 2011. Re-vegetation of block-cut and milled
peatlands: an Estonian example. - Mires and Peat 8: 1–14,
93. Valk, U. 1980. Jääksoode metsastamine. – Metsamajanduse teatmik. Tallinn: 108-110.
94. Valk, U. 1988. Eesti sood.- Valgus, Tallinn: 22-212
95. Valk, U. 1992. Turbaväljakute metsastamiskatsete tulemustest. – Eesti Mets 4–5:13–16
96. Valk, U. 2005. Eesti rabad. Ökoloogilis-metsanduslik uurimus. OÜ Halo Kirjandus,
Tartu
97. Vilbaste, H. ja J., Ader, K. 1995. Cranberry – the grape of the north. Jõhvikas –
põhjamaine viinamari. - AS Ortwil, Tallinn: 11-15
98. Virkajärvi, P. and Huhta, H., 1996. Agricultural utilization of cutaway peatlands. – In:
Vasander, H. (ed), Peatlands in Finland. Finnish Peatland Society, Helsinki, Finland: 135-137
99. Watson, R., Noble, I., Bolin, B., Ravindranath, N.H., Verardo, D., Andrasko, K. jt.
47
2000. Summary for Policymakers. Land use, land-use change, and forestry. Inter-
governmental Panel on Climate Change: 10-15
100. Wheeler, B.D., Shaw S.C. 1995. Restoration of damaged peatlands. - Department of
the Environment. London: HMSO: 211
101. Whiting, G. J., Chanton, J. P. 1993. Primary production control of methane emission
from wetlands. - Nature 364: 225-231
102. Wilson, D., Alm, J., Laine, J., Byrne, K.A., Farrell, E.P., Tuittila, E.S. 2009.
Rewetting of Cutaway Peatlands: Are We Re-Creating Hot Spots of Methane Emissions? -
Restoration Ecology Vol. 17/6: 796–806
103. Õnnis, A. 2008. Turbe kaevandamine. Mäeõpik – mi.ttu/opik. Mäeinstituut Tallinna
Tehnika Ülikool. (http://maeopik.blogspot.com/2008/11/turba-kaevandamine.html)
14.11.2012
48
LISAD
Lisa 1.
Eestis tegutsevate turbatootmisalade ja mahajäetud freesalade pindala ja turbavaru 2008.
(Ramst, Orru 2009).
Lisa 2.
Aktiivselt kaevandatav freesturbaväli Tässi tootmisalal.
49
Lisa 3.
Plokkturba kaevandamine Niibi tootmisalal, Oru vallas, Läänemaal.
Lisa 4.
Kuivenduskraav laiendatavas Soosaare turbatootmisealal, Kolga-Jaani vallas, Viljandimaal.
50
Lisa 5.
Taimestiku eemaldamine laiendatavas Soosaare turbatootmisalal
Lisa 6.
Sekundaarne kooslus Kungjärve jääksool Võrumaal.
51
Lisa 7.
Kungjärve jääksoo kevadisel üleujutusel ja peale veetaseme langust kuu hiljem.
52
Lisa 8.
Niibi jääksool looduslik metsastumise protsess, kuivenduskraavide vahelistele aladele tehtud
lisaistutamine.
Lisa 10.
Süsinikuringe muutus metsastamisel kuivendusel (all) võrreldes loodusliku sooga (ülal)
(Strack 2008)
53
Lisa 11.
Marjasoo talu marjakasvatusest tulevate toitainete mõju mustjärve eutrofeerumisele (foto
Arvo Tuvikene)
Lisa 12.
Taime fragmentide lõikamine Soosaare turbatootmisealal
54
Lisa 13.
Taime fragmendi käsitsikülv Tässi turbatootmise korrastataval alal
Lisa 14.
Põhuga katmine Tässi turbatootmise korrastatud alal
55
Lisa 15.
Niibi Kanada meetodil korrastatud ala taimefragmendi külvist kasvama hakkanud huulhein ja
karusammal.
Lisa 16.
Korrastamise viiside võrdlus ( - ei paranenud, v mingil määral paranes, + paranes probleem)
Korrastamise
viis
CO2/
N2O
Turba
miner.
DOC Bio.mit. Ala
fragm
.
Hüdro. Tule-
ohtliku
s
Hüved
Põllumaj. - - - - - - - Toit,
loomakasvatus
Biomass V - - - - - - Alternatiivne
energia ja
ehitusmaterjal
Mets +/- - - + + - + Energia, ehitus,
jahindus,
turism
Marjakasvatus - - - - - - - Toit, ravimi
Veekogu - -/v - + + + + Kalandus,
turism
Soo + + + + + + + Turism, toit,
energia,
aiandus
56