Tartu Ülikool

Loodus- ja tehnoloogiateaduskond

Ökoloogia ja Maateaduste Instituut

Botaanika osakond

Nele Salvet

Eesti pühade hiite loodusväärtused

Magistritöö

Juhendaja E.Roosaluste

Tartu 2011

2

Sisukord

1. Sissejuhatus ............................................................................................................... 3

1.1. Pühapaigad ja hiied ....................................................................................... 4

1.2. Hiied Eestis ................................................................................................... 6

1.3. Fragmenteerumise mõju elupaikadele ja liikidele ......................................... 8

1.4. Loodus- ja majandusmetsade struktuuri erinevused ..................................... 9

2. Materjal ja metoodika.......................................................................................... 11

2.1. Uurimisalade üldine kirjeldus ..................................................................... 11

2.2. Välitööde metoodika ................................................................................... 13

2.3. Andmetöötluse metoodika........................................................................... 14

3. Tulemused ........................................................................................................... 16

3.1. Puu- ja põõsarinde struktuuri võrdlus ......................................................... 16

3.2. Surnud puit .................................................................................................. 20

3.3. Bioloogilised indikaatorid ........................................................................... 21

3.4. Inimtegevuse jäljed ..................................................................................... 22

3.5. Rohurinde võrdlus ....................................................................................... 22

4. Arutelu ................................................................................................................. 25

Kokkuvõte ................................................................................................................... 28

Summary ..................................................................................................................... 29

Tänuavaldused ............................................................................................................. 31

Kasutatud kirjandus ..................................................................................................... 32

LISA ............................................................................................................................ 39

3

1. Sissejuhatus

Meid ümbritseva keskkonna üheks kvalitatiivseks näitajaks on bioloogiline

mitmekesisus, mis vastavalt bioloogilise mitmekesisuse konventsioonile tähendab

mistahes päritoluga elusorganismide rohkust nagu näiteks maismaa-, mere- ja teiste

veeökosüsteemide ning neid hõlmavates ökoloogilistes kompleksides; see sisaldab ka

liigisisest, liikidevahelist ja ökosüsteemidevahelist mitmekesisust (Convention on

Biological Diversity 1992).

Paljude muude meie planeedil aset leidvate inimtegevusest tingitud muutuste kõrval

on tänapäeval üha suuremaks probleemiks kujunenud loodusliku mitmekesisuse

vähenemine. Nii hinnatakse antropogeensetel põhjustel liikide kadumist 100 kuni

1000 korda kiiremaks, kui see toimuks looduslike protsesside tulemusel. Peamisteks

teguriteks on seejuures looduslike ökosüsteemide hävitamine nii põllumajanduslikel

kui urbanistlikel eesmärkidel, mitmesugused antropogeensed häiringud ja võõrliikide

mõju. Selline olukord kahjustab looduslikku mitmekesisust nii lokaalsel kui

regionaalsel tasemel ning seab ohtu ökosüsteemide normaalse funktsioneerimise

(Rockström et al. 2009).

Eesti kuulub geobotaaniliselt põhjapoolkera parasvöötme metsavööndisse (Laasimer

& Masing 1995) ning Eestist räägitakse kui metsarikkast riigist. Ametlike andmete

järgi on vabariigis metsamaad 50.3% maismaast. Vaadates aga metsade vanuselist

struktuuri, avaneb üsna ärevust tekitav pilt. Selgub, et üle 81 aasta vanuseid

okaspuupuistuid on vaid 13.8 %, 61–80 aasta vanuseid 13.6 %. Laialehiste metsade

osatähtsus on ainult 4–5 %. Seega enamik metsadest on noored okasmetsad ja

peenelehised leht- või segametsad (Pärt et al.2010).

Sellisest olukorrast järeldub, et vanade okasmetsade ja laialehiste metsade kui oluliste

looduse mitmekesisuse kandjate hoiule tuleks pöörata suurt tähelepanu. Üheks

vanade laialehiste puistute esinemisvormiks võiksid olla sadu ja mõnikord tuhandeid

aastaid küllalt looduslikus seisus säilinud pühad hiiekohad. Enamasti asuvad nad meil

üksikute väikeste saludena fragmenteerunud kultuurmaastikus. Toetudes maailmas

tehtud uuringutele võiksid ka Eestis olevad hiied võrreldes lähiümbruse metsadega

olla liigiliselt mitmekesisemad ja elupaigaks erinevatele elusorganismidele.

4

Sellest tulenevalt on antud magistritöö eesmärk uurida hiite elurikkuse panust

piirkondlikku maastikulisse ja elustikulisse mitmekesisusse. Põhjalikumalt on

võrreldud hiisi lähiümbruste metsadega selgitamaks

a) hiie ja lähiümbruse metsa struktuurset erinevust

b) hiie ja metsa liigilist koosseisu ja nende erinevusi

1.1. Pühapaigad ja hiied

Mõiste hiis on seotud erineva ajaloolise taustaga paikadega, mille hulka kuuluvad

pühad puistud, vahel ka pühad üksikpuud, rauaaja matusepaigad, pühad kivid ja

allikad (Wild et al. 2008; Wessmann 2009; Jonuks 2009) ning lisaks looduslikele

elementidele võib pühades hiites esineda ka inimloodud elemente (Wild et al. 2008;

Bowe 2009). Eestis on Kultuuriministeeriumi poolt iidse religioosse taustaga paiku

määratletud järgmiselt: „Ajaloolised looduslikud pühapaigad on loodusliku

välisilmega paigad, millega seostub ohverdamisele, pühakspidamisele, ravimisele,

palvetamisele ja mõnele muule usulisele või rituaalsele tegevusele viitavaid

folkloorseid, arheoloogilisi, ajaloolisi, etnoloogilisi või teisi andmeid“ (Eesti

ajaloolised … 2008, lk 3).

Hiie all kitsamas tähenduses mõistetakse suhteliselt looduslikus seisundis enamasti

väikese pindalaga puistuid (inglise keeles sacred grove, sacred forest), mida on üle

maailma säilitatud sotsiaalsetel, kultuurilistel, religioossetel ja ökoloogilistel

eesmärkidel. Sageli iseloomustab selliseid loodusmetsi suur liigiline mitmekesisus ja

vastavate uurimuste kohaselt ületab nende liikide arv naabruses asuvaid elupaiku

(Tiwari et al. 1998; Khumbongmayum et al. 2006; Yadav et al. 2010). Pühapaigad,

mis on olnud aastasadu üsna puutumatus seisundis, on nagu omamoodi refuugiumid

paljudele, seejuures ka ohustatud liikidele (Mgumia & Oba 2003). Riikides, kus

seniajani on iidne usk inimeste jaoks oluline (näiteks Indias ja mitmed Aafrika

riikides) tehtud uuringud on näidanud, et pühades metsades kasvab rohkem

taimeliike, kui võiks oodata klassikalise pindala-liigirikkuse seose järgi ning

sellepärast on sellised „saarekesed” elurikkuse olulisteks tõstjateks (Hill & Curran

2001; Bhagwat & Rutte 2006; Arroyo-Rodriguez et al. 2009; Page et al. 2010).

Tiibetis tehtud uurimuses (Salick et al. 2007) leiti, et hiied asuvad sageli

ümbruskonna väärtuslikel/erilistel maastikel (kõrgem ala) ja nende aladega on tihti

seostatud erinevaid anomaaliaid (näiteks kasvavad puud metsatukas ebahariliku nurga

5

all või nad on erilise kujuga). Samuti kasvas hiies arvukalt vanu suuri puid

(diameeter üle 40 cm), mis võivad olla elupaigaks erinevatele putukatele ja teistele

elusorganismidele. Keenias asuvas hiies, mis paiknes heterogeenses ja

fragmenteerunud maastikus (rohumaa, mets, soo, põllumajandusmaa), inventeeriti

floorat ja faunat ja leiti, et antud hiis on jäänuk kunagisest rannikumetsast (Metcalfe

et al. 2010). Vaatamata väikesele pindalale oli see hiis väga liigirikas. Ka Kirde-

India hiites läbi viidud uuringud kinnitasid, et need metsaosad on antud piirkonnas

olulised unikaalse floora ja fauna refuugiumid (Khumbongmayum et al. 2006).

Metsad on väga heas looduslikus seisus, mis väljendub puude optimaalses vanuselise

struktuuris – noorte, keskealiste ja vanade puude sobiv vahekord, mis tagab metsa

jätkusuutlikkuse. Togo hiite uuringud näitasid samuti, et pühapaigana kaitstud

kooslused on bioloogiliselt väga mitmekesised ja nendes kasvab ohustatud liike, mis

avastati sealsetel aladel esmakordselt alles 2004. aastal( Kokou et al. 2008).

Nagu eelpool toodud uurimustest tuleneb, leidub hiites rohkem liike kui

ümbritsevatel aladel, sest need kooslused on olnud inimtegevusest puutumata ja seal

on säilinud antud alale kõige omasem elustik. Campbell (2004) toob välja veel ühe

olulise aspekti. Tema arvates on hiitel suur osa ka varasema taimkatte

rekonstrueerimisel. Nimelt inditseerivad praegu alles jäänud hiied ajaloolist

maakasutust ja näiteks Ghana savannides säilinud pühad puutumatud metsad näitavad,

milline oli sealne taimkate enne intensiivse inimtegevuse mõju. Mõnede autorite

arvates on see teave kasulik näiteks metsade taastamise puhul (Khumbongmayum et

al. 2006).

Hiite osa elurikkuse kaitses nii Eestis kui mujal maailmas on hinnatud siiamaani veel

vähesel määral. Paljud teadlased väidavad, et hiitel on oluline roll elustiku ja

elupaikade kaitses, aga selle arvamuse tõestuseks on vähe ära tehtud (Salick et al.

2007). Bioloogilise mitmekesisuse säilitamiseks hiite kaasabil tuleb hoiduda nende

kahjustamisest, kuid ennekõike on oluline need alad üles leida, kaardistada ja

inventeerida, et mõista nende tähtsust nii pärimusliku kui ka loodusliku poole pealt

(Metcalfe et al. 2010).

Pühapaikade kaitse toetamisega on hakanud tegelema ka IUCN (International Union

for Conservation of Nature) ja eesmärgiks on seatud looduse mitmekesisuse säilimise

kindlustamine ja inimese ning looduse harmoonilise kooseksisteerimise väärtustamine

6

(IUCN Website 2011). Lisaks pühapaikade kultuurilisele ja usundilisele väärtusele

rõhutab antud organisatsioon nende alade tähtsust oluliste looduskoosluste ja

elupaikadena ohustatud liikidele. Vastavalt sellele on IUCN hakanud välja andma

sisulisi materjale, mis hõlbustavad antud alade uurimist ja kaitset, sest suurenenud

inimtegevuse surve tõttu, nagu näiteks põllumajandus, on mitmed pühapaigad

hävimisohus (Yadav et al. 2010). Vastavalt WWF (World Wildlife Fund) poolt välja

antud aruandele “Beyond belief” (Dudley 2005) on pühapaigad vanimad elupaikade

kaitsealad maailmas. Seega tuleks tegeleda selliste alade uurimisega, sest paljudel

juhtudel ei teata näiteks riske, mis pühapaiku ohustavad ja missugune on nende täpne

roll bioloogilise mitmekesisuse säilitajatena.

1.2. Hiied Eestis

A. Viirese (1975) koostatud “Eesti rahvakultuuri leksikonis” (lk. 159) seletatakse hiie

mõistet järgnevalt: „Pühaks peetav puudesalu, kus käidi palvetamas ja ohverdamas.

Eestlastel oli hiis algselt arvatavasti matusepaik, mille tabuks pidamisel põhines ka

hiie pühaks pidamine koos keeluga seda rüvetada ja rikkuda (tallata, oksi murda,

puid raiuda). Hiis oli harilikult lehtpuusalu küla lähedal kõrgemal künkal, lagedal

tasandikul, mõne lohu või allika juures, kus ohverdati surnud esivanematele.

Hiljem, kui rahvapärimuses hiisi enam surnutega ei seostatud, ohverdati maa-

alustele, haldjatele ja teiste üleloomulikele jõududele, keda usuti asuvat hiies või

hiiepuudes“.

Eesti looduslikud pühapaigad kujutavad endast laiemal taustal silmapaistvalt erilist ja

haruldast nähtust, sest õhtumaises kristlikus Euroopas on samalaadsed muistised ja

nendega seotud kultuuritraditsioon enamasti hääbunud (Eesti ajaloolised … 2008).

Eesti pühapaikade vanus küündib sadadesse aastatesse. Nende suurus on küllalt

varieeruv, ulatudes üksikobjektidest kuni kümnete hektarite suuruste põliste

metsadeni. Maastikuliselt võivad need asuda tasandikul, kõrgendikel, orgudes,

pankadel, väikestel saartel ja teistel aladel. Tihti paikneb hiies ka üksikmälestisi,

milleks on allikad, kivid ja kalmed. Hiiemetsaks võib olla nii tammik, männik,

kuusik, sanglepik kui ka segamets (Kaasik 2007). Pühapaikade leidmisel ja

inventuuril on peamine usaldatavate andmete kogumine ja alade piiritlemine, mis

võib sageli väga keeruliseks osutuda. Tihti mäletavad pühapaikade asukohti, suurust

või nende olemasolu vaid üksikud vanainimesed. Kui uurijad ei jõua neid lähiaastatel

7

küsitleda, kaovad pärandmaastikult ühiskonna jaoks jäädavalt paljud tähenduslikud ja

väärtuslikud pühapaigad (Eesti ajaloolised …2008). Paljud hiiepaigad on loodusliku

arengu (metsade soostumine) ja inimtegevuse tõttu (näiteks 13. sajandil rajati hiitesse

kirikuid, kabeleid, kloostreid) hävinud. 19. sajandil muudeti osa hiitest maa

defitsiidi tõttu põldudeks või niitudeks. Lisaks kadumisele on paljud varasemad

suuremad hiiemetsad tänapäeval fragmenteerunud. Hiisi võib pidada justkui

puhvertsoonideks erinevate fragmenteerunud elupaikade vahel. Ümbritsevateks

aladeks tänapäeval on enamasti majandatavad põllud, metsad, sageli ka maanteed ja

asulad (Kaasik 2007).

E. Leibaku (2007) hinnangul ei ole Eestis enam võimalik leida üles kõiki

olemasolevaid hiiekohti, sest suur osa neist on mitmetel põhjustel hävinud. Hiied

olid metsad, mida ei majandatud, vaid hoiti suhteliselt muutumatutena. Praegu võib

neid võrrelda kaitsealade sihtkaitsevöönditega, mis on küll kaitse all, kuid osaline

inimtegevus sellistel aladel on lubatud (Looduskaitseseadus 2004). Kuna hiisi pole

tulundusmetsadena majandatud, on nad meie tingimustes kujunenud või kujunemas

kliimakskooslusteks (salukuusik või laialehine salumets) (Kaasik 2007). Hiitega

mõnevõrra sarnased on ka vääriselupaigad, mis on samuti mittemajandatavad metsad

ja kus leidub ohustatud liike. Tunnused, mille järgi alad määratakse

vääriselupaikadeks, on jaotatud kahte rühma: maastikulised ja bioloogilised

võtmetunnused (Ek et al. 1999). Ka neis loeteludes on hiitele omaseid tunnuseid

(allikaid, kõrgendikke, koopaid, panku, saari, üksikuid suuri puid). Vääriselupaika

iseloomustavad kindlad indikaatorliigid, mille järgi need on jaotatud erinevatesse

klassidesse. Sageli on tegemist „Punase raamatu“ liikidega (Gustafsson 2000). Nii

võib olla ka hiites, kus vanadel puudel ja lamapuidul leidub elupaiku erinevatele

sambla- ja samblikuliikidele, samuti haruldastele putukatele. Üheks oluliseks

sarnasuseks hiie ja vääriselupaikade vahel on ka see, et nad on väikesed alad, mis

enamasti asuvad majandatavate alade vahel. Vääriselupaikade inventuuri käigus leiti

sellised metsaosasid, mis on ka hiiekohad, nagu näiteks Väkra hiis Valjala

kihelkonnas (Arukask & Kütt 2011 ). Eestis toimunud vääriselupaikade inventuuri

käigus seda aspekti siiski arvestatud ei ole (Andersson et al. 2003).

Looduslikud pühapaigad on sageli hävinud inimtegevuse tõttu, seda kas

ignorantsusest või teadmatusest (Bhagwat & Rutte 2006). Viimasel ajal on hiitele

8

palju tähelepanu pööratud seoses arendajate soovidega sinna midagi ehitada (näiteks

Paluküla Hiiemägi Raplamaal). Seetõttu on oluline kiiresti välja selgitada hiite

asukohad, inventeerida nende nii pärimuslik kui looduslik väärtus ja rakendada

vastavaid kaitsemeetmeid. Hiisi ja teisi pühapaiku, mis on pärimuslikku kinnitust

leidnud ning kantud Muinsuskaitseameti andmebaasi, on 2003. aasta seisuga Eestis

kokku 134; koos teiste pühapaikadega (allikad, kivid, koopad ja teised) on neid üle

400 (Kultuurimälestiste riiklik register 2011). Analoogselt kogu maailmaga on hiite

puhul Eestiski teada rohkem nende pärimuslik ja kultuuriline pool, looduslikud

väärtused aga on siiamaani otseselt uurimata.

1.3. Fragmenteerumise mõju elupaikadele ja liikidele

Üheks suurimaks bioloogilise mitmekesisuse vähendajaks tänapäeval on elupaikade

fragmenteerumine. See on protsess, mille käigus suured ja sidusad elupaigad

jagunevad mitmeteks väikesteks hajusateks aladeks, mis on üksteisest eraldatud algse

kompaktse alaga mittesarnanevate elupaikade mosaiigiga (Wilcove et al. 1986).

Looduslikeks killustumuse põhjusteks metsas võivad olla tulekahjud ja

putukkahjustustega alad; antropogeenseteks teguriteks on raied, ühe koosluse

muutmine teiseks, teede ehitamine läbi metsa ja teised tegurid. (Franklin et al. 2002;

Wulder et al. 2009). Sageli on elupaikade degradeerumine, fragmenteerumine ja

kadu väga pikaajalised protsessid ja nende mõju liikidele isegi raske märgata.

Kaasnevat liikide nii nimetatud väljasuremisvõlga on siiski viimasel ajal

põhjalikumalt uuritud ja juhitud tähelepanu selle vältimise võimalikele meetmetele

(Helm et al. 2006). Ilmekaks näiteks elupaikade fragmenteerumisest on

vihmametsad, kus elab peaaegu 50% kogu maailma liikidest ning mis on

inimtegevuse tulemusel tugevasti killustunud ning kaotanud suure osa oma liigilisest

mitmekesisusest (Solé et al. 2004). Elupaikade fragmenteerumisega kaasneb

servaefekt, mis tähendab, et tekkinud siirdevööndis on kahele erinevale

maastikualale omaseid tunnuseid. Esmapilgul võib see tunduda positiivsena, sest

antud ala liigirikkus võib suureneda, kuna seal on sobilikud elupaigad kahe erineva

koosluse liikidele. Servaalade liigirohkus kasvab aga tavaliselt uute, häiringuid

taluvate ja vajavate liikide arvel, esialgsele, fragmenteerunud looduskoosluse

liikidele need alad enam sobilikud ei ole (Nally et al. 2000; Parker & Nally 2002).

9

Elupaikade vähenemine ja nende fragmenteerumine mõjutavad enim

loomtolmeldajatest sõltuvaid taimeliike, sest väikesed populatsioonid meelitavad

võrreldes suurematega ligi vähem tolmeldajaid ja tagajärjeks on väiksem

seemnetoodang. Teisest küljest on tolmeldajad ise fragmenteerumise suhtes väga

tundlikud ja reageerivad elupaigakadudele kiiremini ning see omakorda võib

põhjustada pikemaealiste soontaimeliikide väljasuremise isegi nende elupaikade

esialgse säilimise tingimustes (Segal et al. 2006).

Metsade fragmenteerumine on negatiivse toimega ka varjulembestele taimeliikidele.

Sammalde eluvormidel põhinev varju- ja niiskuslembeste metsasammalde uuring

näitas, et nendele liikidele on servaefekt eriti kahjulik. Süvenev tendents metsade

fragmneteerumisele on seega paljud nimetatud nõudlustega liigid muutnud

haruldaseks ja kaitset vajavaks (Oishi 2009). Ka soontaimede osas on täheldatud

metsade killustumise negatiivset mõju liigirikkusele, sest suuremates

metsamassiivides on rohkem mikroelupaiku, liikide leviseid ja nende koosmõjul

enam võimalusi erinevate liikide kasvamiseks (Dumortier et al. 2002).

Elupaikade killustumine mõjutab oluliselt loomi ja nende elutegevust. Seejuures on

negatiivne mõju suurem väiksematele loomadele. Nii näiteks on tehtud katseliselt

kindlaks, et fragmenteerunud aladel on liblikaliikide arv võrreldes kontrollaladega

väiksem (Zschokke et al. 2000). Ka kahepaiksete liigirikkuse oluliseks mõjutajaks on

elupaikade fragmenteerumine, sest nende liikumine erinevate elupaigalaikude vahel

on takistatud. Eriti raske on raiestike ja haritud maa ületamine (Weyrauch & Grubb

2004).

1.4. Loodus- ja majandusmetsade struktuuri erinevused

Võrreldes omavahel looduslikke (põlismets) ja majandatavaid metsi, on üheks

oluliseks erinevuseks puude vanuseline jaotumus: looduslikes metsades on esindatud

erinevad puude vanusegrupid: noored, keskmise ja kõrge vanusega, lisaks

iseloomustab selliseid metsasid suur surnud puidu osakaal (Andersson et al. 2003).

Suurel hulgal surnud puitu leidub sellistel aladel, mis on tekkinud erinevate

looduslike häiringute tõttu (Kukkonen et al. 2008), nagu näiteks tuul, tuli, lumi,

põud, putukad ja teised kahjurid (Kuuluvainen 1994; Jonsson et al. 2005). Surnud

puidul on tähtis roll bioloogilise mitmekesisuse suurenemises, sest umbes üks

10

neljandik Euroopa liikidest on seotud surnud ja laguneva puiduga. Mida rohkem on

surnud puidu klasse (näiteks lamapuit ja tüükad) alal, seda suurem on tõenäosus leida

sealt ohustatud liike (Jonsson et al. 2005; Müller & Bütler 2010).

Majandatavates metsades seevastu on surnud puidu osakaal peaaegu olematu

(Kukkonen et al. 2008). Sellised ühevanuselised metsad on oma struktuurilt samuti

ühetaolised, koosnedes peamiselt paarist kiirekasvulisest puuliigist (Erdle & Pollard

2002). Ka looduslikud häiringud, mis alal tekivad, likvideeritakse üsna kiiresti

(Kirby et al. 1998; Moorman et al. 1999) ja seega on sealne keskkond üsna

ühetaoline.

11

2. Materjal ja metoodika

2.1. Uurimisalade üldine kirjeldus

Magistritöö jaoks on uuritud 2010.aasta juunis-augustis 20 hiit, mis paiknevad 11

Eesti maakonnas (Joonis 1). Tabelis 1 on esitatud uuritud hiite pindalad,

geograafiline paiknemine maakonniti, kaitsestaatus, kasvukoha- ja mullatüüp.

Tabel 1. Hiite iseloomustus (lühendite selgitus: LKA - looduskaitseala, MKA -

maastikukaitseala, LP - looduspark, KKT- kasvukohatüüp, Kr - koreserikas

rähkmuld, Lk1 - nõrgalt leetunud muld, LPg - gleistunud kahkjas leetunud muld, Dg

- gleistunud deluviaalmuld, E2o- keskmiselt erodeeritud leostunud muld, LP -

kahkjas leetunud muld, Lk1g - gleistunud nõrgalt leetunud muld, Gk - rähkne

gleimuld, K - rähkmuld, Kog - gleistunud leostunud muld, Go - leostunud gleimuld,

Ko - leostunud muld, KI - leetjas muld, M’’- õhuke madalsoomuld, Kh’’g-

gleistunud õhuke paepealne muld [Vabariigi digitaalse… 2001]).

Nimi Pindala (ha)

Maakond Kaitse-staatus

KKT Muld

Koeru hiiemägi H01

0.42 Järva Naadi Kr

Karksi hiietammik H02

0.12 Viljandi Jänesekapsa Lk1

Karksi Annemägi H03

0.88 Viljandi Jänesekapsa LPg

Tammesõõr H04 0.16 Võru Haanja LP Jänesekapsa Dg Viitka ristimägi H05

0.15 Võru Naadi E2o

Rõuge hiiekoht H06

0.11 Võru Jänesekapsa LP

Sangaste ohvrimägi H07

1.10 Valga Otepää LP Jänesekapsa Lk1

Kiigeoru hiiesalu H08

0.18 Tartu Naadi Lk1g

Koonga hiiekoht H09

0.21 Pärnu Sõnajala Gk

Lihula hiiealune H10

0.57 Lääne Sõnajala Gk

Märjamaa hiiemägi H11

1.09 Rapla Sinilille K

Taara tammik H12

1.29 Pärnu Naadi Kog

12

Jalase hiiemets H13

1.53 Rapla Jalase MKA Sinilille K

Paluküla hiiemägi H14

7.20 Rapla Kõnnumaa MKA

Sinilille Ko

Pala ohverdamiskoht H15

0.57 Harju Laukasoo LKA

Osja Go

Pärnamäe hiis H16

0.24 Harju Sinilille KI

Saunja hiielepik H17

1.06 Harju Lodu M’’

Tabivere hiis H18 2.00 Jõgeva Sõnajala Go Kassinurme hiis H19

0.23 Jõgeva Angervaksa Go

Muhu hiis H20 0.33 Saare Naadi Kh’’g

Joonis 1. Uuritud hiite asukohad.

Proovialade valikul lähtusin sellest, et hiied paikneksid enam-vähem metsastel aladel

(lähiümbruses leiduks võrreldav metsaala). Valiku tegemisel kasutasin esmalt

Muinsuskaitseameti andmebaasi (Kultuurimälestiste riiklik register 2011), kust

leidsin nimekirja pühapaikadest, mida hiljem analüüsisin Maa-ameti geoportaali

erinevate kaardikihtide abil (Maa-ameti geoportaal 2011) ja valisin analüüsiks

sobivad hiied. Lisaks sai uuritud ka varasemaid kaarte, mille põhjal võis öelda, et

valitud hiied on olnud enamasti ka ajalooliselt metsased alad (välja arvatud. Viitka

13

ristimägi, Koeru hiiemägi ja Koonga hiiekoht, mis vastavalt maa-ameti geoportaali

verstakaardile (1897-1903) olid sel ajal metsata, kuid hilisematel kaartidel on neil

aladel juba tegemist puistuga.

Hiite mullastik oli enamasti kuiv või parasniiske, kuid leidus ka alasid, mis asusid

madalsoomuldadel (Saunja hiielepik). Võrreldavad metsad olid pigem enamasti

gleimuldadel paiknevad märjad puistud. Maastikuliselt asusid hiied tavaliselt

ümbritsevatest aladest kõrgematel või siis tasastel aladel. Mõned hiied olid ka

madalamatel reljeefielementidel (Pala ohverdamiskoht, Saunja hiielepik ja Taara

tammik). Saunja hiielepikut ümbritsesid kraavid. Võrreldavad metsad asusid tasasel

või lainjal maastikul. Ajutisi veekogusid leidus Koonga hiiekohas, Lihula hiiealusel

ja Pala ohverdamiskohal.

Vastavalt mullatüübile määrasin hiite ja võrreldavate metsade kasvukohatüübid

(KKT). Selleks kasutasin Paali (1997) ja Lõhmuse (2004) vastavaid käsiraamatuid.

2.2. Välitööde metoodika

Kõigil valitud aladel täitsin välitöödel J. Liira ja tema töögrupi (Kohv & Liira 2005;

Liira et al. 2007) poolt koostatud ankeedi (Lisa 1, Leht 1/2) hiite ja metsade erinevate

tunnuste kohta. Igas hiies valiti proovialaks juhusliku valiku printsiibil 30 m

raadiusega ring. Kõigepealt kirjeldasin antud ala maastikulist iseloomu (tasane,

lainjas, nõgu, küngas, terrass). Ringi keskosas määrasin hinnanguliselt puistu

vanuse, kõrguse ja liituvuse. Bitterlichi lihtrelaskoobiga mõõtsin kahes

diameetriklassis (d <8-40 cm; d>40cm) puistu rinnaspindala. Seejärel määrasin

puistus olevad puuliigid ja nende protsentuaalse osakaalu, märkisin üles järelkasvu

ringis raadiusega 5.6 m (h>1.3m) ja hindasin samuti põõsaste protsentuaalset

osakaalu. Lisaks kirjeldasin puistu struktuuri erinevate diameetri klasside järgi

(klassid: < 2 cm, 2-8 cm, 8-20 cm, 20-40 cm, 40-80 cm ja >80 cm)

hindamiskategooriate – palju, mõned, puuduvad – järgi. Lehtpuude ja okaspuude

rindelist katvust (%) hindasin eraldi kolmes kõrgusklassis: 1-5 m, 5-10 m ja

kõrgemad kui 10 m ehk esimene rinne.

14

Surnud puidu osatähtsuse kirjeldamiseks märkisin proovialal surnud puidu osakaalu

järgmiselt: leidus alal – 1, ei leidunud – 0 (eraldi hinnati seisvat surnud puitu, lama-,

surnud puitu (kõva, pehme, kõdu) ja surnud oksi (d>8 cm). Veel hindasin surnud

puidu rinnaspindala järgmiselt: mitu tüve (d>8 cm) leidus 5 m raadiuses, mitu tüve

(d>15cm) leidus 5– 10 m raadiusega ringis ja mitu tüve (d>40 cm) >10 m ringis. Iga

tüve registreeriti üks kord, olenemata sellest, kas seda esines ka teistes

kaugusklassides. Looduslikest häiringutest märkisin üles tuuleheite ja tuulemurru

esinemise.

Bioloogilise mitmekesisuse indikaatoritena fikseerisin puiduseente olemasolu, rähni

tegevusjäljed, putukate väljumisaugud (läbimõõduga 5-10 mm, >10 mm) ja erinevate

sammalde (Neckera sp., Homalia sp., Leucodon sp., Radula sp.) ja samblike

(Lobaria sp., Peltigera sp., Usnea sp., Bryoria sp.) esinemise. Veel märkisin üles

eriliste omadustega puude (kängus kasv, õõnsustega puud, avamaastiku puud)

esinemise, sest need mitmekesistavad puistut ja võivad olla ka elupaigaks erinevatele

organismidele.

Inimtegevuse hindamiseks lugesin kokku proovialal leiduvate kändude arvu nii uute

ja vanade (sammaldunud, kõdunevad) kändude näol. Inimtegevuse jälgedest märkisin

üles veel 30 m ja 60 m raadiuses olevad raiealad, talud, aiad, kivikuhjad, prahi,

teed, elektriliinid ja sihid. (täpsemalt Lisas 1 leht1/2).

Igas hiies kirjeldasin juhuslikult valitud 10 2 x 2 m suurust prooviruutu. Iga ruudu

kohal hindasin puistu liituvuse, põõsaste katvuse ja kõrguse, prooviruudul

rohurinde-, sambla- ja samblike üldkatvuse (Lisa 1 leht 2/2). Seejärel määrasin

prooviruudus leiduvad taimeliigid, kasutades selleks „Eesti taimede määrajat“ (Leht

2010) ja hindasin iga liigi ohtrust 6- pallises skaalas (1%, 5%, 25%, 50%, 75% ja

100%), mis on tuletatud Braun-Blanquet katvuse-ohtruse skaalast (Kent & Coker

1992 ).

2.3. Andmetöötluse metoodika

Hiie ja metsa puistu struktuuri erinevusi hindasin üldise lineaarse mudeliga (GLM-

General lineral models), kasutades pidevate tunnustena puistu maksimaalset

hinnangulist vanust, logaritmitud puude rinnaspindala kahes diameetriklassis (8-40

15

cm ja >40 cm rinnaskõrgusel), puude liigirikkust alal, summaarset järelkasvu

hinnangut, järelkasvu liigirikkust, tüvede jaotumust diameetri järgi, põõsaste

üldkatvust, põõsaste liigirikkust, surnud puidu hulka 5 m, 10 m ja 15 m raadiuses,

majandusindeksit ja Ellenbergi ökoloogilised väärtarve. Kategoorilist tüüpi

tunnusteks olid mets/hiis ja mullaniiskus (parasniiske /märg).

Üldistatud lineaarset mudelit (GLZ- Generalized lineral/nonlineral models) kasutasin

võrdlemaks kategoorilisi tunnuseid (surnud okste esinemine, seened elusal ja surnud

puidul, tuuleheide, tuulemurd, indikaatorsamblad ja -samblikud, putukate

tegevusjäljed, rähni tegevusjäljed ja erilised puud). Rohurinde liiginimekirjadel

põhinevat koosseisu analüüsisin trendivaba vastavusanalüüsi (Detrended

Correspondence Analysis, DCA) ordinatsiooni meetodiga. Ordinatsioonanalüüsiks

kasutasin PC-Ord versioon 4.25 (McCune & Mefford 1999). Üldise lineaarse mudeli

arvutasin Statistica 8.0 programmiga (StatSoft, Inc. 2007).

Inimtegevuse mõju ja inimtegevuse jälgi hindasin majandusindeksi (Kohv & Liira

2005; Liira et al. 2007) järgi. Vastavalt sellele sai iga inimtegevuse liik väärtuse 0

(puudub) või 1 (esindatud). Kõik inimmõju jäljed (Lisa 1, leht1/2), mis asusid kuni

30 m raadiuses, korrutasin kahega, sest nende mõju on antud alale suurem kui

kaugemale (30-60 m raadiuses) jäävad jäljed (nende väärtused jäid arvutustes

samaks). Majandusindeks jääb vahemikku 0-30, kus 0 tähendab, et inimmõju antud

alale puudub ning 30, et antud alal on inimmõju väga kõrge (näiteks lageraie ja

pinnasekahjustus).

Taimeliikide kultuurisuhted ja leviku sagedus on määratud “Eesti taimede

levikuatlase” (Kukk & Kull 2005) järgi. Neid näitajaid analüüsisin üldise lineaarse

mudeli abil. Ellenbergi ökoloogilisi väärtarve, mis on määratud andmebaasi

Ökologische Zeigerwerte (1992) järgi, kasutasin võrdlemaks hiite ja ümbruskonna

metsade taimeliikide nõudlusi.

16

3. Tulemused

3.1. Puu- ja põõsarinde struktuuri võrdlus

Puistu maksimaalne hinnanguline vanus hiites oli keskmiselt 191.5 ± 77.3 aastat, mis

varieerus vahemikus 100 – 350 aastat. Võrreldes üldise lineaarse mudeliga hiie ja

metsa maksimaalsed hinnangulisi vanuseid, on need hiites suuremad (p = 0.00054).

Vanimaks osutus Kiigeoru hiiesalu (350 aastat), mis koosnes enamjaolt vanadest

künnapuudest (Ulmus laevis). Võrreldavate metsade keskmine maksimaalne vanus

seevastu oli 118 ± 40 aastat, varieerudes vahemikus 80 – 200 aastat.

Summaarne rinnaspindala (m²/ha) hiites 30 m raadiuses oli keskmiselt 16.3 ± 6.67

m2/ha (± standardviga), (varieeruvus 6– 32 m2/ha). Suurima rinnaspindalaga hiied

olid Jalase hiiemets (32 m2/ha) ja Karksi hiietammik (26 m2/ha). Erinevates

rinnaspindala diameetriklassides olid tulemused järgmised:

1) tüve diameeter (d)<8-40 cm: keskmine rinnaspindala 11.23 ± 6.55 m2/ha

2) tüve diameeter >40 cm: keskmine rinnaspindala 4.9 ± 4.06 m2/ha

Metsades oli keskmiseks rinnaspindalaks 15.8 ± 4.86 m2/ha, jagades selle samuti

diameetriklassideks, olid tulemused järgmised:

1) d <8-40 cm 13.1 5± 4.62 m2/ha

2) d>40 cm 2.65 ± 2.39 m2/ha

Rinnaspindala d>40 cm ja ala summaarse liigirikkuse vahel esines samuti seos:

aladel, kus esineb rohkem jämedatüvelisi puid, on üldine liigirikkus suurem (p =

0.02).

Vastavalt üldisele lineaarsele mudelile leidub parasniiskete muldadega hiites rohkem

puid diameetriga > 40cm kui võrreldavas metsas (p = 0.041) (Tabel 2, Joonis 2)

17

Tabel 2. Üldised lineaarsed mudelid puu ja põõsarinde sõltuvusest erinevatest

tunnustest (RP-rinnaspindala, LR- liigirikkus ala kohta)

Tunnus Tüüp Mulla niiskus Tüüp*mulla niiskus

Hiis Mets Parasniiske Märg

Log RP>40cm p=0.041

Puude LR p= 0.017

Hiis Mets

0 1

Parasniiske Märg Mulla niiskus

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

Rinnaspindala d>40cm

Joonis 2. Diameetriga > 40 cm puude rinnaspindala jaotus hiites ja metsades vastavalt

mulla niiskusele. (Ringid tähistavad keskmisi väärtusi, vertikaalsed jooned keskmine

väärtus±0.95 usaldusintervall * standardviga ja tulbad keskmine väärtus ±

standardviga).

Keskmine puuliikide arv hiites oli 3.65 ± 1.46 (standardviga) (varieeruvus 2 – 6)

erinevat puuliiki. Liigirikkaimad olid Muhu hiis, Karksi hiietammik ja Karksi

Annemägi. Enamlevinud liigid olid kask (Betula sp.), kuusk (Picea abies), vaher

(Acer platanoides) ja saar (Fraxinus excelsior). Leidus ka hiisi, mis koosnesid vaid

kahest puuliigist: Tammesõõr (Quercus robur ja Betula sp.), Märjamaa hiiemägi

(Malus sp. ja Picea abies), Lihula hiiealune (Alnus incana ja Fraxinus excelsior),

Saunja hiielepik (Alnus incana ja Alnus glutinosa), Tabivere hiiemägi (Fraxinus

excelsior ja Picea abies) ja Pala ohverdamiskoht (Betula sp. ja Populus tremula).

18

35% hiites leidus ainult lehtpuid (Kassinurme hiis, Saunja hiielepik, Pala

ohverdamiskoht, Jägala pärnamäe, Taara tammik, Viitka ristimägi ja Koonga

hiiekoht). Kiigeoru hiiesalu koosnes enamusest III kaitsekategooria liigist künnapuu

(Ulmus laevis). Metsades oli keskmiselt 3.45 ± 1.10 liiki puid, kõige enam leidus

kaske (Betula sp.), kuuske (Picea abies) ja mändi (Pinus sylvestris). Üldise lineaarse

mudeli järgi on hiite puude liigirikkus parasniisketel muldadel suurem (p=0.017)

(Tabel 2, Joonis 3).

Hiis Mets

0 1

Parasniiske Märg Mulla niiskus

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

5,5

Puude liigirikkus alal

Joonis 3. Hiite ja metsade puuliikide liigirikkus vastavalt mulla niiskusastmele.

(Ringid tähistavad keskmisi väärtusi, vertikaalsed jooned keskmine väärtus ± 0.95

usaldusintervall* standardviga ja tulbad keskmine väärtus ± standardviga)

Summaarne järelkasv hiie kohta oli 8.5 ± 2.9 puud alal, rohkem leidus järelkasvu

Koeru hiiemäel. Tammesõõris ja Märjamaa hiiemäel järelkasv puudus. Järelkasvu

liigirikkus oli keskmiselt 2.4 ± 1.0 liiki ja enimlevinuimaks osutusid vaher (Acer

platanoides), kuusk (Picea abies) ja saar ( Fraxinus excelsior). Võrreldavas metsas

seevastu oli summaarne järelkasv keskmiselt 7.8 ± 5.8 puud ala kohta ja liigirikkus

2.4 ± 1.31 liiki, levinuimad liigid olid kuusk (Picea abies) ja vaher (Acer

platanoides). Võrreldes hiisi ja metsi üldise lineaarse mudeliga erinevused

statistiliselt oluliseks ei osutunud (summaarne järelkasv p = 0.77, järelkasvu

liigirikkus p = 0.90).

Tabelis 3 on välja toodud diameetriklasside vahemikud ja neisse kuuluvate hiite/

metsade arvud. Siit nähtub, et hiites leidus diameetriga >80 cm rohkem puid kui

võrreldavas metsas, antud seos tuli välja ka võrreldes neid üldise lineaarse mudeliga

19

(p = 0.038) (Tabel 4). Samuti leidus võrreldavates metsades rohkem väikese

diameetriga (<8 cm) puid.

Tabel 3. Diameetriklasside vahemikud hiites ja metsades.

Hiis Mets

Palju Mõned Puuduvad Palju Mõned Puuduvad

Diam <2cm 2 14 4 1 17 2

Diam 2-8cm 6 12 2 10 9 1

Diam8-20cm 15 4 1 19 0 1

Diam 20-40cm 14 5 1 12 7 1

Diam 40-80cm 3 12 5 1 12 7

Diam >80cm 1 5 14 0 0 0

Tabel 4. Hiite ja metsade võrdlus üldise lineaarse mudeliga puude diameetri (Diam)

järgi. Välja on toodud klassid, mille erinevused osutusid statistiliselt olulisteks.

Tunnus Tüüp Mulla niiskus Tüüp* Mulla

niiskus Hiis Mets Parasniiske Märg

Diam <2cm p = 0.029

Diam 2-8cm p = 0.00096

Diam 40-80cm p = 0.014

Diam >80cm p = 0.038

20

Vaadeldes antud alasid vastavalt mulla niiskusele, on näha, et diameetriga <2cm

puid (p = 0.029) ja diameetriga 2 – 8cm (p = 0.00096) esineb rohkem märgadel

muldadel. Puud, mille diameter on 40– 80 cm, esinevad pigem kuivadel muldadel

(p= 0.014).

Põõsaste üldkatvus oli hiites keskmiselt 39%. Tammesõõris oli põõsaste üldkatvus

väikseim (6%), seal leidus sarapuud (Corylus avellana), kuslapuud (Lonicera

xylosteum) ja pihlakat (Sorbus aucuparia). Võrreldavates metsades oli keskmine

põõsaste katvus 49 % (p = 0.38). Suurema põõsaste katvuse puhul leidus proovialal

vähem liike (p = 0.030). Keskmine põõsaste liigirikkus hiites oli 3.45 ± 1.10 liiki ala

kohta. Enamlevinud liigid olid toomingas (Padus avium), mida leidus 80% hiites,

pihlakas (Sorbus aucuparia) 70%, sarapuu (Corylus avellana) 40% ja magesõstar

(Ribes alpinum) 40% hiites. Võrreldavates metsades oli keskmine liigirikkus 3.40 ±

1.19 liiki (p = 0.68). Kõige rohkem leidus seal toomingat (Padus avium), pihlakat

(Sorbus aucuparia) ja sarapuud (Corylus avellana).

3.2. Surnud puit

Seisvat surnud puitu leidus 55 % hiites, lamapuitu 85 % hiites. Võrreldavates

metsades olid need arvud vastavalt 45 % ja 80 %. Tabelis 5 on toodud hiite ja

metsade lamapuidu keskmised rinnaspindalad, mis küll osaliselt erinevad, kuid mitte

oluliselt ( p > 0.05).

Tabel 5. Lamapuidu jaotumus hiites ja metsades rinnaspindala järgi (m2/ha).

Tüve diameeter/

Kaugus

8 cm 15 cm 40 cm

Hiis Mets Hiis Mets Hiis Mets

5 m 3.15±3.09 2.75±2.45

10 m 1.85±1.8 1.71±1.4

30 m 0.1±0.31 0.1±0.31

Surnud puu oksi (d > 8cm) leidus 35 % hiites ja 10 % metsades (p = 0.08). Seeni

surnud puidul fikseerisin 60 % hiites ja 65 % metsades (p = 1.00). Elusal puidul

esines seeni 35 % hiites ja 20 % metsades (p = 0.31). Tuuleheidet leidus 30 % hiites

ja 10 % metsades (p = 0.14), tuulemurdu 80 % hiites ja 60 % metsades (p = 0.19).

21

3.3. Bioloogilised indikaatorid

Indikaatorsammaldest leidus enim korbasõõrikut (Radula sp.): 75 % hiites ja 45 %

võrreldavates metsades (p = 0.064). Hiissammal (Leucodon sp.) esines 30 % hiites ja

20 % metsades (p = 0.48). Indikaatorsamblike osatähtsus oli väike: habe- (Usnea sp.)

ja narmassamblikku (Bryoria sp.) leidus vaid 5% hiites (p = 0.99).

Putukate tegevusjälgi fikseerisin kahes klassis:

1) tegevusaugud tüvedel 5-10 mm: 60 % hiites ja 50 % metsades (p = 0.54).

2) tegevusjäljed >10mm: 35 % hiites ja 15 % metsades (p = 0.16).

Rähni tegevusjälgi täheldasin 35 % hiites ja 10 % metsades (p = 0.081).

Erilisi puid (Joonis 4) leidus 65 % hiites ja 20 % võrreldavates metsades. Üldistatud

lineaarse mudeli järgi on hiites eriliste puude osatähtsus suurem võrreldavates

metsades (p = 0.021). Hiites leidus neid samuti pigem parasniisketel kui märgadel

muldadel.

Joonis 4. Kiigeoru hiiesalu erilise tüvekujuga künnapuu (Ulmus laevis).

22

3.4. Inimtegevuse jäljed

Leitud majandusindeksid varieerusid hiites vahemikus 8–20. Keskmine

majandusindeks oli hiites 14.35 ± 3.81. Väikseimad väärtused oli Tabivere hiies (8)

ja Rõuge hiiekohas (9), need hiied asuvad majandatava maastiku keskel ja hiiena

välisel vaatlusel hetkel kasutusel ei ole (seal ei leidu näiteks ande ja teisi viiteid

inimtegevusele). Suurimad majandusindeksid olid Tammesõõris (20), Karksi

hiietammikus (19) ja Karksi Annemäel (18). Võrreldavates metsades seevastu olid

majandusindeksid võrreldes hiitega väiksemad (3–16) ja keskmine 10.5 ± 4.22

(p=0.019).

3.5. Rohurinde võrdlus

Kõikides hiites ja metsades leidsin kokku 215 soontaimeliiki, neist 193 hiites ja 139

võrreldavates metsades. Hiites kasvas ka 4 kaitsealust liiki: III kaitsekategooriast (III

kaitsekategooria liikide… 2004) harilik künnapuu (Ulmus laevis), karvane

maarjalepp (Agrimonia pilosa), perekonna käokeel (Platanthera) esindaja ja veel üks

käpaline, mille liiki ei õnnestunud kindlaks teha.

Vastavalt kultuurisuhetele (Kukk & Kull 2005) jagunevad taimeliigid hiites ja

metsades vastavalt joonisele 5 (p = 0.51). Ala liigirikkust mõjutasid kõige rohkem

põõsaste katvus (p = 0.040), puude liigirikkus ala kohta (p = 0.040) ja rinnete arv

(p=0,051).

Joonis 5. Taimeliikide jaotus vastavalt kultuurisuhetele.

Ellenbergi ökoloogiliste väärtarvude poolest on hiite ja metsade liigiline koosseis

üsna sarnane (Tabel 6). Valgusnõudluse poolest on tegu peamiselt osaliselt varju-

23

taimedega, kuigi hiites antud keskmine väärtus oli veidi kõrgem kui metsades

(p=0.80). Uuritud alade liikide niiskusnõudlus oli keskmiselt 5.5, seega eelistavad

liigid kasvada parasniisketel muldadel (p = 0.65). Mullaviljakuselt asusid mõlema

grupi liigid pigem keskmise viljakusega muldadel (p = 0.67).

Tabel 6. Taimeliikide jaotus vastavalt Ellenbergi väärtarvudele. Tabelis on toodud

alade keskmised väärtused.

Niiskus Valgus Viljakus

Hiis 5.39 ± 0.32 5.50 ±0.47 4.62 ± 0.41

Mets 5.37 ± 0.44 5.23 ± 0.53 4.71 ± 0.43

Hiite ja võrreldavate metsade rohurinde liigilist koosseisu hindasin trendivaba

korrespondentsanalüüsiga (DCA), mille esimene telg seletas 33.8 %, teine 21.4 % ja

kolmas 10.1 % üldisest varieeruvusest (Joonis 6). Esimese teljega korreleerus kõige

paremini Ellenbergi valguse väärtarv (r = -0.675). Hiite rohurinne on seega vähemalt

osaliselt paremate valgustingimustega võrreldes ümbruskonna metsadega

Joonis 6. Hiite ja metsade rohurinde koosluste DCA-ordinatsiooni tulemus.

Valitud hiied asuvad enamasti kuivadel/parasniisketel muldadel, metsad sageli

märjematel muldadel. Joonisel 7 on välja toodud hiite ja metsade paiknemine

vastavalt mulla niiskusele.

24

Joonis 7. Hiite ja metsade rohurinde koosluste DCA-ordinatsiooni tulemus vastavalt

mulla niiskusele.

Vaadeldes, kuidas paiknesid võrreldavad hiite ja metsade paarid omavahel (Joonis 8)

on näha, et varieeruvus on üsna suur. Leidub alasid, nagu näiteks H01 ja M01, mis

on oma keskkonnatingimuste poolest üsna sarnased. Kuid on ka paare, mille

omavaheline erinevus on suur, näiteks H07 ja M07.

Joonis 8. Hiite ja metsade rohurinde koosluste DCA-ordinatsiooni tulemus vastavalt

võrreldavate paaride kaupa.

25

4. Arutelu

Võrreldes hiite kui puistute vanust lähikonna metsadega on esimesed oluliselt

vanemad ja meie metsade praeguse struktuuri (Pärt et al. 2010) taustal väärtuslikud

vanade metsade esindajad. Sama asjaolu on tõendanud pühade puistute uuringud ka

mujal maailmas (Mgumia & Oba 2003). Pika arengu jooksul on neis metsades välja

kujunenud sellele piirkonnale iseloomulik varjulembene alustaimestik ja puistu

koosseis (Campbell 2004). Alade kõrgele vanusele viitab ka nendes leiduvate

jämedatüveliste (d>40cm) puude suur esinemissagedus (90 % hiites), kuna muudes

salumetsades on nende esinemine pigem juhuslik (Liira & Sepp 2009). Hinnates

puuliikide esinemist hiites on näha, et levinumad on laialehised puud nagu näiteks

tamm (Quercus robur ) ja saar (Fraxinus excelsior). Sellest tulenevalt on näha, et

hiite puhul võib tegu olla salumetsadega, mida Eestis loetakse ka kliimaks-

koosluseks. Suurem järelkasv ala kohta sarnaneb looduslikele/põlismetsadele, sest

vanades looduslikes metsades leidub lisaks vanadele jämedatele puudele ka

nooremaid, väiksema diameetriga puid (Andersson et al. 2003).

Häiringud, mis mõjutavad hiite struktuuri, on peamiselt tuulemurd ja tuuleheide.

Võrreldes majandatavate metsadega esines neid hiites rohkem, kuna majandatavates

metsades koristatakse murdunud ja kahjustunud tüved üsna kiiresti (Kirby 1998;

Moorman et al. 1999). Surnud puidu keskmine suurem esinemine ja surnud puidu

tüüpide (surnud oksad, lamatüved, seisvad surnud tüved) rohkus hiites viitab sellele,

et need alad on sobilikud erinevatele sambla- ja samblikeliikidele (Müller & Bütler

2010; Gustafsson 2000; Andersson et al. 2003). Käesolevas töös ei ole inventeeritud

kõik sambla- ja samblikeliike, vaid ainult indikaatorliike, kuid võib arvata, et hiites

on nende osakaal suurem kui ümbruskonna majandatavates metsades. Mitmekesise

surnud puidu esinemine on oluline ka erinevatele putukaliikidele nagu näiteks

siklased (Müller & Bütler 2010; Similä et al. 2003, Djupström et al. 2010), kelle

arvukust mõjutab negatiivselt vanade metsade hävimine. Putukate tegevusjälgi

leiduski hiites rohkem kui ümbruskonna metsades.

Rähni tegevusjäljed on iseloomulikud vanadele segametsadele, kus leidub piisava

jämedusega pesapuid (Volke et al. 2010). Sellest tulenevalt on ka hiied sobilikud

elupaigad rähnidele (näiteks Jalase hiiemets, mille rinnaspindala on 32 m2/ha ja kus

26

leidub pehkinud ja surnud puitu). Rähnide tegevusest tekkinud õõnsused on

omakorda elupaigaks erinevatele loomaliikidele, kes neis pesitsevad (Bull et al.

1997; Remm et al. 2006; Kalcounis-Rüppell et al. 2010).

Mguia & Oba (2003) toovad oma tööd välja, et hiites leidub erilise kujuga puid

rohkem võrreldes lähiümbruse metsadega. Samasuguse tulemuse sain ka uuritud hiite

kohta, kus erilise tüvekujuga puude osakaal oli suurem kui ümbritsevates metsades.

Hiite suuremat majandusindeksit saab seletada sellega, et paljud neist on tänaseni

pühapaikadena kasutuses ja seega inimmõju neile aladele toimib siiamaani.

Analüüsides taimeliikide jaotust kultuurisuhte järgi on näha, et antropofüütide osa on

väga väike, samuti on vähe inimtegevust mittetaluvaid hemerofoobe.

Alade liigirikkust mõjutasid kõige rohkem põõsaste katvus, rinnete arv ja puude

liigirikkus ala kohta: mida valgusküllasem oli ala, seda suurem oli selle liigirikkus.

Sarnased tulemused on saadud ka teistes uurimustes (Kohv & Liira 2005; Moora et al.

2007; Barbier 2008). Hiite paremaid valgustingimusi soodustab põõsaste väiksem

üldkatvus ja neid inditseerib ka Ellenbergi valguse väärtarvu suurem väärtus. Kuigi

see ei olnud statistiliselt oluline, korreleerus see näitaja kõige paremini ühe

ordinatsiooni teljega. Sellest tulenevalt võiks väita, et hiied sarnanevad mingil määral

puisniitudega (Kiigeoru hiiesalu, Tammesõõr, Pärnamäe hiis), kuigi hiites

majandustegevust (niitmine) ei toimu. Uurimustes, mis on tehtud Indias (Alemmeren

& Pandey 2003), leiti, et pühapaikade liigirikkus, seal hulga ohustatud liikide

arvukus on suurem kui ümbritsevatel aladel. Samasuguse tulemuse sain Eesti hiisi

uurides, sest kõik leitud kaitsealused liigid kasvasid hiites.

Olgugi et hiied ja võrreldavad metsad ordinatsioonanalüüsis otseselt ei eristu, esines

suurem erinevus mulla niiskustasemes. Vaadeldes jämedatüveliste puude arvu

jaotumist piki mulla niiskusgradienti, on näha, et kuivadel/ parasniisketel aladel on

neid rohkem, seal on suurem ka üldine liigiline mitmekesisus. Suurem osa hiisi

asub pigem kuivadel/ parasniisketel muldadel kui ümbruskonna metsad. See on

seletatav sellega, et hiied paiknevad enamasti nii nimetatult erilistel maastikel,

milleks tasase reljeefi korral on ümbrusest kõrgemal asuv küngas. Sellele viitab ka

oma artiklis Jonuks (2009). Osaliselt suurem erinevus võrreldava metsa ja hiie vahel

tulenebki peamiselt nende keskkonnatingimuste erinevusest (muld parasniiske/ märg),

27

sest üldiselt tasasel maastikul hiiega sarnast kõrgemat metsast ala enamasti ei

leidunud. Siit järeldub ka see, et eriline maastikuline paiknemine on sageli hiitele

üheks omaseks tunnuseks.

Mõnes uurimuses hiite kohta on esile toodud nendes kasvavate ravimtaimede suur

osakaal (Boraiah et al. 2003; Khumbongmayum et al. 2004; Khumbongmayum et al.

2006). Käesolevas töös seda aspekti ei käsitletud, kuigi hiites kasvas tuntud

ravimtaimi (harilik pärn- Tilia cordata, harilik raudrohi -Achillea millefolium ja

teised.), sest meil levinud heade tavade kohaselt hiitest midagi kaasa ei võeta.

Eestis on kaitstavate metsade pindala ca 7 %, kuid uurimused (Lõhmus et al. 2005)

on näidanud, et tõelisi vanu loodusmetsi on nende hulgas väga vähe, sest viimase

paarisaja aasta jooksul on neid ikka vähem või rohkem majandatud. Seetõttu ei ole

nende struktuuri erinevus majandusmetsadega väga suur ning Eesti metsade

mitmekesisuse säilitamiseks on vaja nende kaitset tõhustada. Sellise tõdemuse taustal

on hiite elurikkuse kaitse igati põhjendatud.

Kokkuvõtvalt võib öelda, et meie hiied sarnanevad struktuurilt (puistu vanuseline

jaotumus, rinnaspindala, surnud ja lamapuidu rohkus) loodusmetsadele ja on tihti

elupaigaks haruldastele ja ohustatud liikidele. Kuigi nende liigiline mitmekesisus ei

olnud nii suur, kui loodeti, leidus seal mitmeid kaitsealuseid liike ja erinevate

elustikurühmade põhjalikumate inventuuride käigus tuleks neile kindlasti lisa. Kuna

hiied paiknevad üsna sageli fragmentidena kultuurmaastikes, on nad pagulateks

erinevatele liikidele.

28

Kokkuvõte

Hiied ehk looduslikud pühapaigad on loodusliku välisilmega kohad, mille kohta

leidub erinevaid folkloorseid, arheoloogilisi, ajaloolisi, etnoloogilisi või teisi olulisi

andmeid. Neil aladel on inimesed ohverdanud, ravitsenud, palvetanud ja erinevaid

rituaale läbi viinud, et oma eluolu parandada. Hiied asuvad sageli vanades puistutes,

mis tänapäeva maailmas on jäänud üksikuteks fragmentideks kultuurmaade vahele.

Seega võiks olla nende liigiline ja struktuurne mitmekesisus võrreldes ümbritsevate

aladega olla suurem. Sellest tulenevalt on käesoleva magistritöö eesmärgiks uurida

hiite kui elupaikade struktuuri ja bioloogilist mitmekesisust võrreldes

lähiümbruskonna metsadega.

Andmete kogumiseks uurisin 20. hiit, mis paiknevad üle Eesti. Valiku kriteeriumiks

oli, et tegu oleks metsase alaga, mille lähiümbruses leiduks ka võrreldavaid

puistusid. Täpsemalt kirjeldasin hiites puistu struktuuri (puistu koosseis, surnud puidu

osakaal, bioloogilised indikaatorid ja inimtegevuse jäljed), üldisi tingimusi ja

rohurinnet. Samasuguse uurimuse tegin ka lähiümbruskonna metsas.

Andmetöötluses kasutasin pidevate tunnuste jaoks üldist lineaarset mudelit ja esineb/

ei esine tunnuste jaoks üldistatud lineaarset mudelit. Andmetöötlused viisin läbi

programmidega Statistica 8.0 ja PC-Ord 4.25.

Saadud tulemustest järeldub, et hiied sarnanevad oma olemuselt looduslikele

metsadele (puistu vanuseline jaotumus, rinnaspindala, surnud ja lamapuidu rohkus),

kuid struktuuri erinevused muudavad hiied võrreldes ümbritseva alaga erilisteks ja

olulisteks elupaikadeks erinevatele organismirühmadele nagu näiteks samblad ja

putukad.

Fragmenteerunud ja kultuuristatud maastikes on hiitel lisaks ajaloolisele väärtusele

suur tähtsus ka refuugiumina paljudele liikidele, sest asudes kultuurmaastike keskel

on need sageli elupaigaks erinevatele ohustatud liikidele.

Edaspidistes töödes tuleks kindlasti hiite loodusväärtusi põhjalikumalt inventeerida

erinevate organismirühmade seisukohast, mõistmaks nende osa meie looduse

mitmekesisuse säilitamisel.

29

Summary

Estonian sacred groves and their natural values

Sacred groves or natural sacred places are natural places for which various

folkloristic, archaeological, historical, ethnological or other information can be found.

People used to sacrifice, heal, pray and carry out various rituals in those areas in order

to improve their living conditions. Sacred groves are often located in old stands that in

contemporary world are fragments between the agriculture/managed lands. Therefore,

the richness of species and the structural diversity could be higher in those places

when compared to surrounding areas. According to the aim of this master thesis is to

investigate sacred groves as habitats and to compare their structure and biological

diversity to nearby/local forests.

The study was carried out in 20 sacred groves over Estonia. The selection criteria for

that was: sacred grove had to be located in a forest area and had to have a stand

nearby that it could be compared to. I described sacred groves stand (stand

composition, the proportion of dead wood, traces of human activity and biological

indicators) and vegetation structure in addition to general conditions. The same study

was also carried out in nearby forests.

For data analysis I used Statistica 8.0 and PC-Ord 4.25 programs. For continuous

variables I used general linear model and for variables is/isn’t I used generalized

linear model.

Results suggested that sacred groves resemble to virgin forests (stand age distribution,

basal area, dead wood abundance), but their structural differences compared to nearby

forests make sacred groves important habitats for different groups of organisms such

as mosses and insects.

In addition to sacred groves historical values, it also has an important role in

fragmented and managed landscapes, where they function as refugiums for different

protected and rare species.

30

Sacred groves should most definitely be investigated more profoundly in the future

from different organism aspects, to understand their role in maintaining our natural

diversity.

31

Tänuavaldused

Ma tänan oma töö juhendajat Elle Roosalustet, kes oli toeks ja abiks töö valmimisel.

Samuti tänan Jaan Liirat, kes oli suureks abiks andmeanalüüsil, välitöödel abiks olnud

Argo Ronka ja Gerli Lokki eestikeelse keelekorrektuuri eest.

32

Kasutatud kirjandus

1. Alemmeren, S. and Pandey, H.N. 2003. Vascular plant diversity in the sacred

groves of Jaintia Hills in northeast India. Biodiversity and Conservation 12:

1497–1510.

2. Andersson, L., Martverk, R., Külvik, M., Palo, A. and Varblane A. 2003.

Vääriselupaikade inventuur Eestis 1999-2002.Regio AS, Tartu.

3. Arroyo-Rodriguez, V., Pineda, E., Escobar, F. & Benitez-Malvido, J. 2009.

Value of small patches in the conservation of plant-species diversity in highly

fragmented rainforest. Conservation Biology 23: 729-739.

4. Arukask, M. & Kütt, A., 2011. Hiis kui selline. [www]

[http://maatundmine.estinst.ee/kohad/kunda/hiis-kui-selline/] (21.04.2011).

5. Barbier, S., Gosselin, F. & Balandier, P. 2008. Influence of tree species on

understory vegetation diversity and mechanisms involved – A critical review

for temperate and boreal forests. Forest Ecology and Management 254: 1–15.

6. Bhagwat, S.A. & Rutte, C. 2006. Sacred groves: Potential for biodiversity

management. Frontiers in Ecology and the Environment 4: 519-524.

7. Boraiah, K.T., Vasudeva, R., Bhagwat, S.A. & Kushalappa, C.G. 2003. Do

informally managed sacred groves have higher richness and regeneration of

medicinal plants than state-managed reserve forests? Current science 84: 804-

808.

8. Bowe, P. 2009. The sacred groves of ancient Greece. Studies in the History of

Gardens & Designed Landscapes 29: 235-245.

9. Bull, E.L., Parks, C.G. & Torgersen, T.R. 1997. Trees and Logs Important to

Wildlife in the Interior Columbia River Basin. Pacific Northwest Research

Station, USDA Forest Service, Portland USA p. 55.

10. Campbell, M.O. 2004. Traditional forest protection and woodlots in the

coastal savannah of Ghana. Environmental Conservation 31: 225-232.

11. Convention on Biological Diversity. 1992. [www]

http://www.cbd.int/doc/legal/cbd-en.pdf. (10.05.2011).

12. Djupström, L.B., Perhans, K., Weslien, J., Schroeder, L.M., Gustafsson, L. &

Wikberg, S. 2010. Co-variation of lichens, bryophytes, saproxylic beetles and

dead wood in Swedish boreal forests. Systematics and Biodiversity 8: 247–

256

33

13. Dudley, N., Higgins-Zogib L. & Mansourian, S. 2005. Beyond Belief, Linking

faiths and protected areas to support biodiversity conservation. WWF, United

Kingdom.

14. Dumortier, M., Butaye, J., Jacquemyn, H., van Camp, N., Lust, N. & Hermy,

M. 2002. Predicting vascular plant species richness of fragmented forests in

agricultural landscapes in central Belgium. Forest Ecology and Management.

158: 85-102.

15. Eesti ajaloolised looduslikud pühapaigad. Uurimine ja hoidmine valdkonna

arengukava 2008–2012. 2008. Kultuuriministeerium, Tallinn.

16. Ek, T., Külvik, M., Palo, A. & Tau, R. 1999. Vääriselupaikade inventeerimise

programm. Eesti metsaamet, Rootsi Götlandi maakonna metsaamet.

17. Erdle, T. & Pollard, J. 2002. Are plantations changing the tree species

composition of New Brunswick’s forest? The Forestry Chronicle 78: 812-821.

18. Franklin, A.B., Noon, B.R. & George, T.L. 2002. What is habitat

fragmentation? Studies in Avian Biology 25: 20-29.

19. Gustafsson, L. 2000. Red-listed species and indicators: vascular plants in

woodland key habitats and surrounding production forests in Sweden.

Biological Conservation 92: 35-43.

20. Helm, A. Hanski, I. & Pärtel, M. 2006. Slow response of plant species

richness to habitat loss and fragmentation. Ecology Letters 9:72-77.

21. Hill, J.L. & Curran, P.J. 2001. Species composition in fragmented forests:

Conservation implications of changing forest area. Applied Geography 21:

157-174.

22. III kaitsekategooria liikide kaitse alla võtmine. Keskkonnaministri määrus.

2004. [www] 30.05.2004// RT I 2004, 69, 1134.

[https://www.riigiteataja.ee/akt/13360720?leiaKehtiv]

23. IUCN. Website. 2011. [www] [http://www.iucn.org/about/ ] (21.04.2011)

24. Jonsson, B.G., Kruys, N. & Ranius, T. 2005. Ecology of species living on

dead wood –lessons for dead wood management. Silva Fennica 39: 289–309.

25. Jonuks, T. 2009. HIIS sites in the research history of estonian sacred places.

Folklore 42: 24-43.

26. Kaasik, A. 2007. Ajaloolised looduslikud pühapaigad – väärtused looduse ja

kultuuri piirimail. Raamat.: Kaasik, A., Valk, H. (koostas). Looduslikud

pühapaigad. Väärtused ja kaitse, lk. 23-71. Tartu.

34

27. Kalcounis-Rüppell, M.C., Psyllakis, J.M. & Brigham, R.M. 2010. Tree roost

selection by bats: an empirical synthesis using meta-analysis. Wildlife Society

Bulletin, 33: 1123–1132.

28. Kent, M. & Coker, P. 1992. Vegetation description and analysis. A practical

approach. Geographical journal 159: 237-237.

29. Khumbongmayum, A.D., Khan, M.L. & Tripathi, R.S. 2004. Sacred groves of

Manipur: ideal centre for the conservation of biodiversity. Current Science 87:

430–433.

30. Khumbongmayum, A.D., Khan, M.L. & Tripathi, R.S. 2006. Biodiversity

conservation in sacred groves of Manipur, northeast India: population

structure and regeneration status of woody species. Biodiversity and

Conservation 15:2439–2456.

31. Kirby, K.J., Reid, C.M., Goldsmith, R.C.T. & Goldsmith, F.B. 1998.

Preliminary Estimates of Fallen Dead Wood and Standing Dead Trees in

Managed and Unmanaged Forests in Britain. Journal of Applied Ecology. 35:

148-155.

32. Kohv, K. & Liira, J. 2005. Anthropogenic effects on vegetation structure of

the boreal forest in Estonia. Scand J For Res 20: 122–134.

33. Kokou, K., Adjossou, K. & Kokutse, A.D. 2008. Considering sacred and

riverside forests in criteria andvindicators of forest management in low wood

producing countries: The case of Togo. Ecological indicators 8: 15 8 – 16 9.

34. Kukk, T. & Kull, T. 2005. Eesti taimede levikuatlas. EMÜ põllumajandus- ja

keskkonnainstituut. Tartu.

35. Kukkonen, M., Rita., Hohnwald, S. & Nygren, A. 2008. Treefall gaps of

certified, conventionally managed and natural forests as regeneration sites for

Neotropical timber trees in northern Honduras. Forest Ecology and

Management 255: 2163-2176.

36. Kultuurimälestiste riiklik register. 2011 [www]

http://register.muinas.ee/?menuID=monument (20.02.2011).

37. Kuuluvainen, T. 1994. Gap disturbance, ground microtopography, and the

regeneration dynamics of boreal coniferous forests in Finland: a review.

Annales Zoologici Fennici 31: 35–51.

38. Laasimer, L. & Masing, V. 1995. Taimestik ja taimkate. Raamat.: Raukas, A.

(koostas). Eesti.Loodus. Tallinn, “Valgus”, lk. 364-401.

35

39. Leht, M. (toimetaja) 2010. Eesti taimede määraja. EMÜ, Eesti Loodusfoto.

Tartu.

40. Leibak, E. 2007. Hiied kui loodusobjektid. Raamat.: Kaasik, A., Valk, H.

(koostas). Looduslikud pühapaigad. Väärtused ja kaitse, lk. 173-180.

Tartu.

41. Liira, J. & Sepp, T. 2009. Indicators of structural and habitat natural quality in

boreonemoral forests along the management gradient. Annales Botanici

Fennici 46: 308-325.

42. Liira, J., Sepp, T. & Parrest, O. 2007. The forest structure and ecosystem

quality in conditions of anthropogenic disturbance along productivity gradient.

Forest Ecology and Management 250, 34-46.

43. Looduskaitseseadus. 2004. 10.05.2004// RT I 2004, 38, 258. (RT I,

10.03.2011, 6).

44. Lõhmus, E. 2004. Eesti metsakasvukohatüübid. Eesti Loodusfoto, Tartu.

45. Lõhmus, A., Lõhmus, P. Remm, J. & Vellak, K. 2005. Old-growth structural

elements in a strict reserve and commercial forest landscape in Estonia. Forest

Ecolgy and Management 216:201-215.

46. Maa-ameti geoportaal. Website. 2011 [www]

[http://xgis.maaamet.ee/xGIS/XGis] (28.04.2011).

47. Metcalfe, K., Ffrench-Constant, R. & Gordon, I. 2010. Sacred sites as hotspots

for biodiversity: the Three Sisters Cave complex in coastal Kenya. Oryx 44:

118- 123.

48. McCune, B. & Mefford, M.J. 1999. Multivariate Analysis of Ecological Data

Version 4.25. MjM Software, Gleneden Beach, Oregon, U.S.A.

49. Mgumia, F.H.M. & Oba, G. 2003. Potential role of sacred groves in

biodiversity conservation in Tanzania. Environmental Conservation 30: 259–

265.

50. Moora, M., Daniell, T., Kalle, H., Liira, J., Püssa, K., Roosaluste, E., Öpik,

M., Wheatley, R. & Zobel, M. 2007. Spatial pattern and species richness of

boreonemoral forest understorey and its determinants—A comparison of

differently managed forests. Forest Ecology and Management 250: 64–70.

51. Moorman, C.E., Russell, K.R., Sabin, G.R. & Guynn Jr. C.G. 1999. Snag

dynamics and cavity occurrence in the South Carolina Piedmont. Forest

Ecology and Management 118: 37-48.

36

52. Müller, J. & Bütler, R. 2010. A review of habitat thresholds for dead wood: a

baseline for management recommendations in European forests. European

Journal of Forest Research. 129: 981-992.

53. Nally, R.M., Bennett, A. F. & Horrocks, G. 2000. Forecasting the impacts of

habitat fragmentation. Evaluation of species-specifc predictions of the impact

of habitat fragmentation on birds in the box-ironbark forests of central

Victoria, Australia. Biological Conservation 95: 7-29.

54. Oishi, Y. 2009. A survey method for evaluating drought-sensitive bryophytes

in fragmented forests: A bryophyte life-form based approach. Biological

Conservation 142: 2854-2861.

55. Paal, J. 1997. Eesti taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsioon.

Keskkonnaministeeriumi Info- ja Tehnokeskus, Tallinn.

56. Page, N.V., Qureshi, Q., Rawat, G.S. & Kushalappa, C.G. 2010. Plant

diversity in sacred forest fragments of Western Ghats: A comparative study of

four life forms. Plant Ecology 206: 237-250.

57. Parker, M. & Nally, R.M. 2002. Habitat loss and the habitat fragmentation

threshold: an experimental evaluation of impacts on richness and total

abundances using grassland invertebrates. Biological Conservation 105: 217–

229.

58. Pärt, E., Adermann, V. & Merenäkk, M. 2010. Metsavarud. Rmt.: Aastaraamat

Mets 2009. Tartu, lk. 1- 41.

59. Remm, J., Lõhmus, A. & Remm, K. 2006. Tree cavities in riverine forests:

What determines their occurrence and use by hole-nesting passerines? Forest

Ecology and Management 221: 267-277.

60. Rockström, J., Steffen, W., Noone, K., Persson, Ǻ., Chapin, F.S., Lambin,

E.F., Lenton, T.M., Scheffer, M., Folke, C., Schnellhuber, H.J., Nykvist,

B., de Vit., C, A., Hughes, T., van der Leeuw, S., Rodhe, H., Sörlin, S.,

Snyder, P.K., Costanza, R., Svedin, U., Falkenmark, M., Karlberg, R.,

Corell, R.W., Fabry, V.J., Hansen, J., Walker, B., Liverman, D.,

Richardson, K., Crutzen, P. & Foley, J.A. 2009. A safe operating space for

humanity. Nature, 461: 472-475.

61. Salick, J., Amend, A., Anderson, D., Hoffmeister, K., Gunn, B. & Zhendong,

F. 2007. Tibetan sacred sites conserve old growth trees and cover in the

eastern Himalayas. Biodiversity and Conservation 16: 693–706.

37

62. Segal, B., Sapir, Y. & Carmela, Y. 2006. Fragmentation and pollination crisis

in the selfincompatible Iris bismarckiana (Iridaceae), with implications for

conservation. Israel Journal of Ecology & Evolution 52: 111-122.

63. Similä, M., Kouki, J. & Martikainen, P. 2003. Saproxylic beetles in managed

and seminatural Scots pine forests: quality of dead wood matters. Forest

Ecology and Management 174: 365-381.

64. Solé, R. V., Alonso, D. & Saldaña, J. 2004. Habitat fragmentation and

biodiversity collapse in neutral communities. Ecological Complexity 1: 65–75.

65. StatSoft, Inc. 2007. STATISTICA (data analysis software system), version

8.0. [www] [www.statsoft.com].

66. Zschokke, S., Dolt, C., Rusterholz, H.-P., Oggier, P., Braschler, B., Thommen,

G.H., Ludin, E., Erhardt, A. & Baur, B. 2000. Short-term responses of plants

and invertebrates to experimental grassland fragmentation. Oecologia 125:

559–572.

67. Tiwari, B.K., Barik, S.K. & Tripathi, R.S. 1998. Biodiversity Value, Status

and Strategies for Conservation of Scared groves of Meghalaya, India.

Ecosystem Health 4:20-32.

68. Vabariigi digitaalse suuremõõtkavalise mullastiku kaardi seletuskiri. 2001.

Maa-amet. Tallinn.

69. Viires, A. 1975. Puud ja inimesed. Puude osast Eesti rahvakultuuris. Tallinn.

70. Volke, U., Vahter, I. & Volke, V. 2010. Suur kirjurähni (dendrocopos major)

pesapaiga ja pesapuuvalikust saaremaal. Hirundo 23: 53-62.

71. Wessman, A. 2009. Iron age cemeteries and hiisi sites: Is there a connection?

Folklore 42: 7-22.

72. Weyrauch, S.L. & Grubb, T.C. Jr. 2004. Patch and landscape characteristics

associated with the distribution of woodland amphibians in an agricultural

fragmented landscape: an information-theoretic approach. Biological

Conservation 115: 443–450.

73. Wilcove, D.S., McLellan, C.H. & Dobson, A.P. 1986. Habitat fragmentation

in the temperate zone. In: Soulé, M.E. (Ed.). Conservation Biology, pp. 237-

256. Sunderland, Sinauer.

74. Wild, R., McLeod, C. & Valentine, P. 2008. Sacred natural sites: guidelines

for protected area managers. IUCN, Paris.

38

75. Wulder, M.A., White, J. C., Andrew, M. E., Seitz, N. E. & Coops, N.C. 2009.

Forest fragmentation, structure, and age characteristics as a legacy of forest

management. Forest Ecology and Management 258: 1938–1949.

76. Ökologische Zeigerwerte 1992 [www] [http://statedv.boku.ac.at/zeigerwerte/]

(10.05.2011).

77. Yadav, S., Yadav, J.P., Arya, V. & Panghal, M. 2010. Sacred groves in

conservation of plant biodiversity in Mahendergarh district of Haryana. Indian

Journal of Traditional Knowledge 9: 639-700.

39

LISA

40

Lisa 1. Välitööde ankeet. Leht 1/2.

41

Lisa 1. Välitööde ankeet. Leht 2/2.