Tartu Ülikool

Loodus- ja tehnoloogiateaduskond

Ökoloogia ja Maateaduste Instituut

Taimeökoloogia õppetool

Mari Müür

MUUTUSED ENDLA JÄRVE ÜMBRITSEVATE KOOSLUSTE

TAIMESTIKUS JÄRVE VEETASEME ALANDAMISE

TAGAJÄRJEL

Magistritöö

Juhendaja: vanemteadur Kai Vellak

Tartu 2012

2

Sisukord Sisukord .............................................................................................................................. 2 1. Sissejuhatus ..................................................................................................................... 3

1.1. Soode roll süsinikuringes ......................................................................................... 3 1.2. Kuivendamise tagajärjel turbas toimuvad protsessid ............................................... 4 1.3. Kuivenduse mõju taimekooslustele ......................................................................... 5 1.4. Soode kuivendamisest Eestis ................................................................................... 6 1.5. Töö eesmärgid .......................................................................................................... 8

2. Materjal ja metoodika ..................................................................................................... 9 2.1. Uurimisala ................................................................................................................ 9 2.2. Andmete kogumine ................................................................................................ 12

2.2.1. 1950. aasta metoodika ..................................................................................... 12 2.2.2. 2009-2010. a. välitööde metoodika ................................................................. 13

2.3. Andmetöötlus ......................................................................................................... 15 3. Tulemused ..................................................................................................................... 18

3.1. Endla järve ümbritsevate soomassiivide taimestik 1950. aastal ............................ 18 3.1.1. Linnussaare uurimisala ................................................................................... 18 3.1.2. Kaasikjärve uurimisala .................................................................................... 19 3.1.3. Toodiksaare uurimisala ................................................................................... 19

3.2. Endla järve ümbritsevate soomassiivide taimestik 2009.-2010. aastal .................. 20 3.2.1. Linnussaare uurimisala ................................................................................... 20 3.2.2. Kaasikjärve uurimisala .................................................................................... 21 3.2.3. Toodiksaare uurimisala ................................................................................... 22 3.2.4. Endla järve ümbritsevate koosluste liigilise koosseisu võrdlus 2010.a. andmete põhjal......................................................................................................................... 22

3.3. Endla järve ümbritsevate koosluste tänapäevased ökoloogilised tingimused ........ 24 3.4. Endla järve ümbritsevate koosluste liigilises koosseisus toimunud muutused võrreldes kuivenduse algusajaga................................................................................... 26 3.5. Koosluste piirides aja jooksul toimunud muutused ............................................... 30

4. Arutelu .......................................................................................................................... 37 Kokkuvõte ......................................................................................................................... 41 Summary ........................................................................................................................... 43 Kasutatud kirjandus .......................................................................................................... 45 LISAD ............................................................................................................................... 51

3

1. Sissejuhatus

1.1. Soode roll süsinikuringes

Soostunud alad katavad ligikaudu 4 x 106 km2 maakera pindalast, millest valdav

enamus (90% ehk umbes 3,46 x 106 km2) jääb parasvöötmesse ning lähisarktikasse

(Joosten & Clarke, 2002). Soodes valitsevate ekstreemsete keskkonnatingimuste

(happeline keskkond, liigniiskus ning toitainetevaegus) tõttu on sood elukeskkonnana

muude samale laiuskraadile jäävate ökosüsteemidega võrreldes võrdlemisi liigivaesed,

samas on nad sageli ainsaks elupaigaks paljudele kitsa ökoloogilise amplituudiga

liikidele, kes on kohastunud antud keeruliste tingimustega hakkama saama ning esinevad

ainult soostunud aladel. Näiteks on ainult nendele aladele iseloomulikud turbasammalde

perekonna (Sphagnum spp.) esindajad. Lokaalselt on sood võrdlemisi liigivaesed, kuid

globaalselt annavad oma panuse üldisesse liigirikkusesse, olles seega olulised

bioloogilise mitmekesisuse säilitajad.

Peale globaalse bioloogilise mitmekesisuse suurendamise, on sood olulised

mageveereservuaarid ning süsiniku akumuleerijad, olles majanduslikult enam kui 6 korda

vihmametsadest olulisemad inimkonna püsimiseks maakeral (Constanza et al., 1997).

Mitmete loodusteadlaste andmetel (näit. Joosten & Clarke, 2002; Turetsky & St.

Louis, 2006) on põhjapoolkera parasvöötmes esinevatest turbaaladest praeguseks ajaks

valdav osa (umbes 90%) inimtegevusest mõjutatud. Nii nagu kogu maailmas, on ka

Eestis soid kuivendatud majanduslikel eesmärkidel: rohu- või põllumaa rajamiseks,

metsastamiseks või turba tootmiseks (Ilomets, 1996). Inimtegevus on muutnud soode osa

süsinikuringes algsest süsiniku talletamise kohast süsiniku emiteerijaks. Soodes kasvavad

taimed seovad atmosfäärist süsinikku fotosünteesil ning säilitavad seda turbakihis, sest

liigniisketes tingimustes on taimede juurdekasv suurem kui orgaanilise aine lagunemine

(Moore et al., 1998). Turba süsinikusisaldus varieerub 45-65% ulatuses kuivainest,

sõltudes turba lagunemisastmest ning selle taimejäänuste liigilisest koosseisust. Tavaliselt

on süsiniku sisaldus suurem madalsooturbas, sest sealne turvas on paremini lagunenud

kui rabaturbas (Ilomets, 1996). Kuivendamine võib suurendada soodest süsinikdioksiidi

(CO2) emiteerumist kuni 400% (Waddington & Price, 2000), vähenedes aja jooksul

seoses turba oksüdeerumise kasvuga (Turetsky & St. Louis, 2006). Looduslikes soodes

4

akumuleerub 385 x 103 tonni süsinikku aastas, mis on aga vaid tühine kogus võrreldes

kuivendamise tagajärjel turbaalade pinnalt aastas vabaneva CO2-C kogusega (umbes 3,2

x 106 tonni) (Ilomets, 1996). Teine kasvuhoonegaas, metaan (CH4), tekib soodes allpool

veetaset anaeroobsetes tingimustes ja oksüdeerub pindmises aeroobses turbakihis (Moore

et al., 1998).

1.2. Kuivendamise tagajärjel turbas toimuvad protsessid

Soode kuivendamine mõjutab nii soode hüdroloogiat, turbapinnase keemilisi ning

füüsikalisi omadusi kui ka kuivenduse mõjupiirkonda jäävaid taimekooslusi.

Kuivendamine alandab soodes pinnaveetaset ning seeläbi ka turbalasundi

niiskusesisaldust. Veetaseme alanemisel on suur mõju akrotelmi e. turbapinna ülemise 1-

50 cm paksuse poorse kihi õhustumisele. Kuivendamise tagajärjel täituvad turbapoorid

õhuga, mis soodustab mikroorganismide elutegevust ning seetõttu suureneb orgaanilise

aine lagunemiskiirus ja toitainete mineralisatsioon (Holden et al., 2004). Kui veesisaldus

turbas väheneb, siis turbapoorid pressitakse kokku ning aeroobses turbakihis toimuvate

oksüdeerumisprotsesside ning orgaanilise aine kiirema lagunemise tulemusena vajub

lõpuks turbalasundi ülemine kiht enda raskuse all tihedamaks, selle paksus väheneb

(Price et al., 2003). Sellise kokkuvajumise peamisteks põhjusteks on 1) turbakihi

oksüdatsioon üleval pool veetaset ning 2) selle tihenemine all pool veetaset. Katotelm,

turba alumine, pidevalt veega küllastunud ning hästi lagunenud kiht, on väiksemate

pooridega ning kokkuvajumisest vähem mõjutatud, seal toimub tihenemine. Esimesena

vajuvad akrotelmis kokku suuremad poorid (Whittington & Price, 2006). Vahetult peale

kuivendamist võib turbapind vajuda surve tõttu kuni 3,7 cm aastas meetri kohta ning

edaspidi järgneva oksüdeerumise tulemusel kuni 0,3 cm aastas meetri kohta (Price et al.,

2003). Kuid vajumine võib ulatuda isegi 5-6 cm või koguni 10 cm-ni aastas/m pärast

kuivendamist (Price & Schlotzhauer, 1999).

Kuivendamine mõjutab ka turbapinnase pH-d, muutes seda madalamaks

(Westman & Laiho, 2002). Kuna veetaseme alanemise tulemusena akrotelmi poorid

täituvad õhuga, siis orgaaniline süsinik turbas oksüdeerub ning protsessi tulemusena

5

tekkinud vesinikioonid vabanevad ja muudavad keskkonna veelgi happelisemaks

(Westman & Laiho, 2002) ning seetõttu taimedele kasvukohana ebasoodsamaks.

1.3. Kuivenduse mõju taimekooslustele

Kuivendamine mõjutab tugevalt ka soode taimkatet, põhjustades niiskuslembeste

liikide kadumist ning aja jooksul kogu koosluse asendumist muutunud tingimustega

kohastunud taimekooslustega (Masing, 1953). Näiteks rabade kuivenduse käigus

asendavad laiema ökoloogilise amplituudiga metsasamblad, nagu harilik palusammal

(Pleurozium schreberi) ja harilik laanik (Hylocomium splendens), nõudlikemaid

niiskuselembeseid turbasamblaid, kuigi samblarinde üldkatvuses olulisi muutusi ei pruugi

täheldadagi (Masing, 1953; Laine et al. 1995).

Kuivenduse tagajärjel hoogustub mändide kasv ka puisrabades ning neist võivad

kujuneda rabamännikud. Kuivenduse indikaatorliikideks rabas on need taimeliigid, mis

reageerivad muutunud oludele kõige drastilisemalt. Näiteks kuivenduse tagajärjel langeb

turbasammalde, hanevitsa (Chamaedaphne calyculata), tupp-villpea (Eriophorum

vaginatum) ja hariliku jõhvika (Oxycoccus palustris) esinemissagedus, kuid tõuseb

hariliku palusambla, hariliku laaniku, kaksikhammaste (Dicranum spp.) ning hariliku

pohla (Vaccinium vitis-idaea) esinemissagedus (Masing, 1953; Laine et al. 1995).

Lääne-Eestis niitja tarna (Carex lasiocarpa) ja pruuni sepsika (Schoenus

ferrugineus) koosluste uurimisel selgus, et kuivenduse tagajärjel asenduvad koosluse

indikaatorliigid hariliku sinihelmikaga (Molinia caerulea), kusjuures viimane muutub

kuivenduse tagajärjel rohurindes valitsevaks, moodustades suuri mättaid (Trass, 1955).

Täheldati puude ja põõsaste kasvu suurenemist, kase domineerimist ning mändide

ilmumist kooslusesse. Kuivenduse positiivset mõju on märgitud ka hariliku porsa

(Myrica gale) katvusele (Trass 1955). Samblarindes hakkavad domineerima harilik

skorpionsammal (Scorpidium scorpioides) ning erinevad perekonna sirbiku

(Drepanocladus spp.) liigid.

Lätis Veseta lammialal asuvas siirdesoos hinnati kuivenduse mõju rohu- ning

samblarinde liikidele 30-aastase jooksul. Leiti, et seitsme aasta jooksul pärast

kuivendamist langes alguses järsult seal esinenud samblaliikide arv, kuid muutus hiljem

stabiilseks (Āboliņa et al., 2001). Selle aja jooksul ilmus 26 uut samblaliiki, millest

6

hiljem 17 siiski kadus. Põõsaste ning soontaimede arvukus suurenes järk-järgult esimese

kümne aasta jooksul ning umbes 15 aastat pärast kuivendamist jõudis maksimumini (75

liiki) ja hiljem langes püsivale tasemele (keskmiselt 62 liiki). Uurimiseperioodi lõpuks oli

alles ainult 20 liiki 51st enne kuivendamise algust registreeritud soontaimeliigist.

Sammaltaimede katvus langes esimese kolme aastaga pärast kuivendust 85%-lt 18%-le,

hiljem siiski pisut tõusis, kuni 33 %-ni.

Ka Rootsis läbiviidud uurimustöö taimestiku muutustest liigirikka madalsoo

kuivendamise tagajärjel kinnitas kiiret, kuid lühiajalist positiivset mõju hariliku porsa ja

mõnede tarnaliikide katvusele ning sinihelmika ja sookase ohtruse suurenemist pikema

aja jooksul (Mälson et al., 2008). Sarnaselt lätlastega leiti antud uurimistöös, et

liigirikkus kuivendatud sookoosluses tõuseb teatud perioodil, stabiliseerudes hiljem

muutunud tingimustele kohanenud koosluseks.

1.4. Soode kuivendamisest Eestis

Esimesed teadaolevad soode kraavitused tehti Eestis juba 17. sajandil, kui Rootsi

kuninganna Kristiina andis korralduse Tallinna lähedal asuvate heinamaade

kuivendamiseks (Sepp, 1995). Riiklikul algatusel algasid soostunud alade kuivendamised

kroonumõisates Eestis 18. sajandi teisel poolel. Esimesed sooalade kuivendamise katsed

tehti 1769. aastal Saaremaal. Kraave kaevasid talupojad üldkohustuslikus korras ning

seetõttu suudeti seal suhteliselt väheste kulutustega rajada sooaladele üsna ulatuslik

magistraalkraavide võrk. Kuivendatud sooaladele rajati uusi heinamaid, millest

Saaremaal sel ajal puudust tunti. Alasid kuivendati madalate (60 cm) kraavidega, mistõttu

nende toime oli nõrk (Ratt, 1985).

19. sajandi keskel hakati Eestis soid kuivendama nii põllumajanduse tarbeks,

metsa kasvutingimuste parandamiseks kui ka turba kaevandamiseks.

20. sajandi alguses tõusis peale aastakümneid kestnud vaheaega uuesti

päevakorrale soode ülesharimine ning tekkis vajadus vastava keskasutuse järele. 1908.

aasta jaanuaris otsustas Liivimaa Üldkasulik ja Ökonoomiline Sotsieteet asutada Tartus

Balti Sooparanduse Seltsi. Seltsi ülesandeks oli korraldada teaduslikele alustele tuginevat

soomaade harimist ning kasutamist (Sepp, 1995). Balti Sooparanduse Selts ostis endale

1910. aastal Endla soostikus asuva Tooma talu, kuhu rajas sookatsejaama. Katsejaam pidi

7

selgitama Balti kubermangude soode iseloomu ja omadusi taimekasvatuse ning

turbatootmise seisukohalt sobilikke kuivendamiseviise, soomaade harimisviise ning

vahendeid, sooniitudele sobivaid kultuure ja heintaimeliike (Sepp, 1995).

Aastatel 1918-1940 melioreeriti Eestis rohkem kui 350 000 ha maid valdavalt

põllumajanduslikel eesmärkidel (Ratt, 1985). Kuivendamine metsastamise eesmärgil

moodustas vähem kui 5%. Suuremahuline soode kuivendus algas Eestis pärast II

Maailmasõda. 1940.-1955. aastatel oli laiaulatuslik soode kuivendamise periood (Masing

et al., 2000), seda suuresti võimsa tehnika kättesaadavuse tõttu ja üleliidulisele

rahastamisele (Paal et al., 1998). Kuivendati peamiselt madalsoid põllumajandusmaa

suurendamise eesmärgil.

Aastatel 1960-1970 kuivendati kraavidega mitmeid õhukese (ca 1 m) turbakihiga

madalsoid. Sageli kaevati selleks lihtsalt kraav läbi soo. Kuna selline kuivendusviis ei

käinud ametliku kuivendussüsteemi alla, siis ei kajastunud seeläbi mõjutatud alade suurus

ametlikus statistikas (Paal et al., 1998). 1950. aastatel ümbritseti enamus kuivendamata

soid kraavidega, mis kahjustas enamasti rabade äärealade minerotroofsete osade

(madalsood ja siirdesood) veerežiimi (Paal et al., 1998). 80-date lõpuks oli Eestis

kuivendatud 897 400 ha maid, millest 20% olid madalsood, mille turbakiht oli paksem

kui 40 cm (Valk, 1988). 20-25% kogu madalsoode pindalast, kus turbakihi paksus oli alla

40 cm, nimetati turvasmuldadeks ja seetõttu ei kajastunud need andmed statistikas.

Reaalsete hinnangute saamiseks lisatakse kuivendatud madalsoode hulka lisaks 25 000-

30 000 ha maid. 1987. aastaks oli metsanduse tarvis kuivendatud 180 000 ha turvasmuldi

ja 238 000 ha soostunud mineraalmuldi (Valk, 1988).

Tänapäeval kuivendatakse soid, eelkõige rabasid, peamiselt turbatootmise

eesmärgil. Kuigi siseriiklik freesturba tarbimine on aja jooksul vähenenud, siis

aiandusturba kaevandamine ekspordi eesmärgil Lääne-Euroopasse on suurenenud (Paal et

al., 1998). Selline trend jätkub ilmselt ka edaspidi, sest kvaliteetse turbasambla-turba

varud on Lääne-Euroopas piiratud (Paal et al., 1998).

1997. aasta Eesti märgalade inventeerimise tulemusena (Paal et al., 1998) leiti, et

ligikaudu 70% Eesti turbaaladest oli kuivendatud või kuivendusest sellises ulatuses

mõjutatud, et turba akumuleerumist neis enam ei toimunud. Puutumata looduslikke soid

ei olnud Eestis järele jäänud rohkem kui paarsada, kogupindalaga ~ 300 000 ha (Paal et

8

al., 1998; Paal, 2005). Kümme aastat hiljem toimunud soode inventeerimise põhjal (Paal

& Leibak, 2011) katavad looduslähedases seisundis sood (ehk paksema kui 30 cm

turbakihiga alad) 233 000 ha ehk 5,2% Eesti territooriumist.

1.5. Töö eesmärgid

Käesoleva magistritöö eesmärgiks on kirjeldada kolme Endla järve ümbritseva

soomassiivi taimekooslusi ning selgitada, kas Endla järve veetaseme alandamise mõjul

ümbritsevate soode taimkattes toimunud muutusi on võimalik märgata veel aastakümneid

hiljem. Töö käigus otsitakse vastuseid küsimustele:

• mil määral on muutunud järve ümbritsevate koosluste liigiline koosseis

võrreldes veetasema alandamise algusega?

• missugused ökoloogilised eripärad ja sarnasused on praegustel

järveäärsetel õõtsik-, metsa- ja rabakooslustel 60 aastat pärast

kuivendamist kolmes järve ümbritsevas kooslusetüübis?

• kas kuivenduse tagajärjel on koosluste piirides toimunud mingisuguseid

muutusi?

Välitööde käigus proovialadelt kogutud taimestikuandmed on esitatud töös

lisadena, võimaldades vajadusel teostada kordusanalüüse.

Ladinakeelsete taimenimede aluseks on Eesti taimede määrajas (Leht, 2007) ning

Eesti sammalde määrajas (Ingerpuu et al., 1998) esitatud nimetused. 15 määratud ja

herbariseeritud samblaliiki on kantud andmebaasi ning säilitatakse TÜ Loodusmuuseumi

botaanika- ja mükoloogiamuuseumis.

9

2. Materjal ja metoodika

2.1. Uurimisala

Uurimisalaks valiti kolm Endla järve ümbritsevat soomassiivi, mille kohta oli

tehtud ka järve veetaseme alandamise järgselt taimestikukirjeldused 1950-dail aastatel.

Kesk-Eestis, Pandivere kõrgustiku, Kesk- Eesti tasandiku ja Vooremaa vahelises

nõos asuva Endla soostiku moodustavad Endla järve ümbritsevad rabad ning neid

omavahel ühendavad ulatuslikud siirde- ja madalsooalad. Soostikku kuuluvad

Rummallika, Oostriku, Udeva, Vae, Punasoo, Väinjärve, Piibe, Endla ehk Toodiksaare,

Kaasikjärve, Kanamatsi, Linnusaare ehk Ilmaraba ja Männikjärve rabad. Soostiku

väliskontuur on tugevasti liigestatud (piirjoone pikkus on 250 km) ning seal leidub üle

100 soosaare, mis hõlmavad 10% soode pindalast. Soostik toitub põhja- ja loodeosas

Pandivere kõrgustiku põhjaveest (Norra ja Oostriku allikad), kesk- ja lõunaosa rabad

sademetest. Eestvooluks on Pedja, Must- ja Põltsamaa jõgi (Orru, 1995).

20. sajandi lõpus hinnati Endla soostiku suuruseks 25 100 hektarit, millest

suurema osa moodustas kultuuristatud madalsoo (14 510 ha); siirdesood ja rabad

hõlmasid alla poole soostikust (vastavalt 3310 ha ja 7280 ha) (Valk, 1988). Endla

soostiku kaitseks moodustati 1985. aastal looduskaitseala pindalaga 10 108 ha (Eesti

Looduse Infosüsteem-Keskkonnaregister). Alates 1997. aastast kuulub Endla

looduskaitseala rahvusvahelise tähtsusega Ramsari märgalade hulka ning Euroopa Liidu

Natura 2000 kaitsealade võrgustikku.

Endla soostiku suurim järv on Endla järv, mille pindala on 280 ha ning millele

lisandub 43 ha mineraalmaa saari ja 122 ha õõtsikut. See on rohkete saartega

madalapõhjaline veekogu, mille keskmine sügavus on 1,6 m, suurim - 2,4 m. (Eesti

Looduse Infosüsteem-Keskkonnaregister).

Endla soostiku hüdroloogia on väga tugevalt mõjutatud inimtegevusest. Järve

voolab kaks soojõge: kirdeosasse Mustjõgi ja loodeosasse Nava jõgi ning vett tuleb

juurde ka kahe kraavi kaudu: lõunaosasse suubub Endla kraav ja kaguosasse Kärde kraav,

mis oma alamjooksul on veel looduslik oja. Väljavooluks on ainult üks kanal (Räägu

kanal ehk Uusjõgi) järve lääneosas, mis ühendab seda umbes 1 km lääne pool asuva

Sinijärvega ja selle kaudu Paala jõega. Räägu kanal ehk Uusjõgi on suurim inimese poolt

10

rajatud veekogu Endla looduskaitsealal. See on rajatud esialgselt kraavina 1871.-1872.

aastatel, algusega Endla järvest, läbides Sinijärve ning suubudes Põltsamaa jõkke. Kraav

alandas tookord Endla järve pinda mõnekümne sentimeetri võrra (Veber, 1957) ning juba

siis põhjustas see madalapõhjalise järve kinnikasvamist, mis toimus nii servast

pealetungiva taimestiku kui ka põhjast setetega täitumise tõttu (Viljasoo, 1958). 19.

sajandi lõpul kaevati Endla soostiku idaosas esimesed kuivenduskraavid, peakraav

Kärdest Endla järveni aga 1904. aastal (Veber, 1957).

1950. aastal süvendati nimetatud kraavi ekskavaatori abil ligikaudu ühe meetri

võrra ning muudeti kanaliks, mille laius oli 10 m ja pikkus 5,5 km. Kallaste kõrgus oli

keskmiselt 4 m üle suvise veepinna ja vee keskmine sügavus 0,70 m. 1952. aastal

mõõdeti keskmiseks vooluhulgaks 1,56 m³/ sek (Veber, 1957). Räägu kanali

süvendamisega alanes Endla järve veepind umbes 1 m võrra (joonis 1), kuid Sinijärv,

mille pindala oli varem 41,5 hektarit, jäi täiesti kuivaks. Endla järve veetaseme viimase

alandamise tagajärjel alanes veetase saarte ümbruses niivõrd, et need liitusid järve

kallastega. Järve pindala vähenes märgatavalt ja oli 1957. aastaks vaid kolmandik

süvendamiseelsest (Veber, 1957).

1968. aastal ehitasid kalamehed Räägu kanalile palkidest paisu (Mäemets, 1977;

Möllits, 1997; Möllits, 1998), mis lõpetas väljavoolu ning tõstis Endla järve veetaset.

Hiljem paisu remonditi ja 1990-tel aastatel pais rekonstrueeriti. Seega on Endla järve

ümbritsevad sood olnud aastakümneid kuivenduse mõju all.

11

Joonis 1 Endla soostiku järvede piirjoonte muutumine pärast jääaega (Veber, 1957).

Seletused:

1. Järved holotseeni I poolel (sapropeeli järgi);

2. järved 19. sajandil;

3. Endla järv ja Sinijärv 1950. aastal;

4. Järved 1955. aastal.

12

2.2. Andmete kogumine

Käesolevas töös on 1950. aasta taimestiku iseloomustavate liiginimekirjade

aluseks Maret Kase ja Linda Viljasoo käsikirjalised materjalid ning taimestiku kirjelduste

Linda Viljasoo artikkel (Viljasoo, 1958). 1950. aastast on säilinud käsikirjalised

välitöömaterjalid Kaasikjärve (transektid 10 ja 11) ja Linnussaare uurimisalade kohta

(transektid 2 ja 3). Toodiksaare piirkonna uurimisalade taimestiku kohta väliandmete

kokkuvõtteid säilinud ei ole. Välitööde aruanded on hoiul Keskkonnaameti Jõgeva-Tartu

Regiooni Endla kontoris, mis selle töö jaoks deponeeriti Tartu Ülikooli

Loodusmuuseumile. Sammalde liiginimekirjale leiti täiendavat materjali Eesti

Maaülikooli sammalde herbaariumist (TAA).

2010. a. taimestiku kirjeldused pärinevad autori poolt tehtud välitööandmetel ja

mõõdetud keskkonnaparameetritel.

2.2.1. 1950. aasta metoodika

L. Viljasoo ja M. Kase rajatud transektid algasid veepiirilt jätkudes kuni ühtlase

taimestikuni ning olid varustatud koosluste paiknemise profiilidega (joonis 2; LISA 1).

15-st transektist kaks olid paigutatud minaraalmaale, 7 jõgede kallastele ja 6 transekti

kolme järve ümbritsevasse soosse. Taimkatet kirjeldati 1950. aastal liikide

registreerimisega liikudes piki transekti. Käsikirjalistest andmetest selgus, et

ebaregulaarselt kirjeldati andmeid ka ruutude (2 x 2 m) alusel. Kolmel transektil (4, 9,

10) paigutati püsiruudud endise järve põhjale ning kahel transektil (3 ja 4) turbasammalde

leviku piirjoone järve suunas muutuste jälgimiseks.

13

Joonis 2 15 transekti asukohad 1950. aastal (Viljasoo, 1958). Ringidega on tähistatud

2009.-2010. a. analüüsitud uurimisalad.

2.2.2. 2009-2010. a. välitööde metoodika

Tänapäevase taimkatte hindamiseks teostati välitöid 2009. a. juuli lõpus ning

2010. a. juuli lõpus ja septembri alguses.

Hindamaks taimestikus pika aja jooksul toimunud muutusi, kirjeldati tänapäevast

taimestikku kuuel transektil, 1950-dal aasta paigutatud transektide piirkonnas:

1) Linnussaare uurimisalal 1950. a. tarnsektid 2 ja 3 järve põhjakaldalt Linnussaare

rabani;

2) Kaasikjärve uurimisalal 1950. a. transektid 10 ja 11 järve kaguosas kaldast

Kaasikjärve rabani;

3) Toodiksaare uurimisalal 1950. a. transektid 14 ja 15 järve edelaosas Toodiksaare

rabani (joonis 3).

14

Igal transektil kirjeldati taimestikku kolmes kooslusetüübis, mida nimetatakse

töös alljärgnevalt: kaldaäärne õõtsik; mets; raba. Igas kooslusetüübis kirjeldati

taimestikku kolmes 2 m x 2 m suurusega ruudus. Ka 50-dal aastal kasutati taimkatte

kirjeldamisel sama suuri analüüsiruute. Ruudud paiguti uuritavasse kooslusesse

rakendades juhusliku valiku põhimõtet. Igal transektil kirjeldati seega kokku 9 ruutu,

iga koosluse kohta kokku 18 ruutu ning kolme uurimisala peale kokku 54 taimestiku

analüüsiruutu.

Joonis 3 Prooviruutude asukohad kolmel uurimisalal Endla järve ümbruses 2009.-2010.

aastal. Numbrid tähistavad 1950. a. transektide asukohti.

Tähised: ♦ – kaldaäärne õõtsik; ● – mets; ▼– raba

N

15

Igas prooviruudus hinnati nii soon- kui sammaltaimede üldkatvust ning iga liigi

katvust järgmises skaalas: 0,1; 1; 2; 3; 7; 10, 15; 20; 25; 30; .... 100 % (Suominen, 1969).

Iga prooviruudu sees registreeriti viis rabavee pindmise kihi pH ning

elektrijuhtivuse väärtust. pH väärtused mõõdeti kohapeal kaasaskantava pH-meetriga PH-

212 prooviruudu igas nurgas ja ruudu keskosas, elektrijuhtivuse mõõtmiseks võeti

veeproovid kaasa ning mõõdeti hiljem laboritingimustes kasutades elektrijuhtivuse

mõõtjat Lutron CD-4302.

Soontaimed ja samblad, mida kohapeal ei olnud võimalik liigini määrata, koguti

kaasa ning määrati laboritingimustes. Sammalde määramisel on kasutatud Eesti

sammalde määrajat (Ingerpuu et al., 1998) ning turbasammalde määramisel veel lisaks

mitmeid turbasammalde määrajaid (Crum, 1984, Laine et al., 2009, Hölzer, 2010).

2.3. Andmetöötlus

Andmete korrastamisel arvutati ühe transekti koosluse kolme ruudu põhjal liikide

keskmine esinemissagedus.

Soode praeguse taimestiku võrdlemisel kuivendamisaegse taimestikuga ning

samuti soomassiivides eristatud koosluste omavaheliseks võrdlemiseks arvutati

võrreldavate koosluste jaoks Czekanowski-Sørenseni sarnasusindeksid (Masing, 1992),

kasutades valemit:

,

kus a on võrreldavate objektide ühiste liikide arv;

b ja c on kummagi objekti eriomaste liikide arv.

Kooslused loeti sarnasteks kui arvutatud sarnasusindeks oli suurem kui 0,60.

16

1950. aastast säilinud liiginimekirjade põhjal oli võimalik sarnasusindeksid

arvutada vaid soontaimede liiginimekirjade põhjal, kuna info sammalde kohta oli lünklik.

Varasemate andmetega võrdlemiseks ühtlustati koosluste tähiseid lähtudes Maret

Kase ja Linda Viljasoo käsikirjalistes andmetes esitatud skeemidest (LISA 1) ja

kirjeldustest alljärgnevalt:

• Linnussaare kahel transektil (2, 3) 1950. aastal „A” tähistatud alad on käesolevas

töös võrdsustatud kaldaäärse õõtsikuga ning „D” tähistatud alad metsaga,

• Kaasikjärve transektil 10 1950. aastal „A” tähistatud alad on käesolevas töös

käsitletud metsana ja „B” tähistatud transektiosa rabana. Transektil 11 on 1950. a.

„A” tähistatud ala antud töös käsitletud kaldaäärse õõtsikuna ja „B” metsana.

2010. aasta järve ümbritsevate soode taimestiku omavahelisel võrdlemisel arvutati

sarnasusindeksid nii soontaimede kui ka sammaltaimede põhjal.

2010. aastal mõõdetud viie pH ja elektrijuhtivuse väärtuste põhjal arvutati

koosluste keskmised pH- ja elektrijuhtivuse väärtused kasutades programmi Microsoft

Office Excel 2003 nii, et esmalt arvutati iga ruudu keskmine pH ja elektrijuhtivuse

väärtus ning seejärel arvutati ühe ala kahe transekti samades kooslustes mõõdetud

väärtuste keskmised. Kooslustes mõõdetud pH ja elektrijuhtivuse väärtuste erinevusi

uurimisalade vahel analüüsiti ühefaktorilise dispersioonanalüüsi (ANOVA, Statistica

6.5.) meetodil. Rühmade keskmiste väärtsute võrdlemiseks kasutati Tukey HSD testi.

Väärtused hinnati üksteisest oluliselt erinevateks, kui p

17

Lähtuvalt Eesti soode soontaimede nimestikust (Kask, 1982) hinnati

registreeritud liikide tüüpilisust analüüsitud kooslusele kuue astmena: 6 – väga tavaline; 5

– tavaline; 4 – üsna tavaline; 3 – üsna harv; 2 – harv;1 – väga harv.

Koosluste piiride muutuste hindamiseks kasutati Maa-ameti fotoplaane 1950.

aastast ning ortofotot 2011. aastast. Selleks digitaliseeriti kaardid ning korrigeeriti piirid

programmiga MapInfo Professional 10.0.1.

Aja jooksul taimestikus toimunud muutuste visualiseerimiseks kasutati trendivaba

korrespondentsanalüüsi (DCA – Detrended Correspondence Analysis), programmipaketis

PCOrd 4.0 for Windows 5.31. Gruppide omavahelise erinevuse hindamiseks kasutati

MRPP testi. Analüüsi kaasati liigid, mis esinesid vähemalt kolmes analüüsiruudus.

Samblaid 1950. a. raba kohta teada ei ole.

18

3. Tulemused

3.1. Endla järve ümbritsevate soomassiivide taimestik 1950. aastal

Alljärgnevalt esitatud uurimisalade liigilise koosseisu iseloomustus põhineb 1950.

aastal inventeeritud transektide käsikirjalistel andmetel ning Linda Viljasoo 1958. aastal

ilmunud artiklil (Viljasoo, 1958). 1950. aasta taimestiku inventuuride käigus registreeriti

Linnussaare ja Kaasikjärve aladelt 61 soontaime- ja 30 sammaltaimeliiki, neist 9

turbasammalt. 1950. aastal registreeritud liikide nimekirjad LISAS 2.

3.1.1. Linnussaare uurimisala

1950. aastal oli Männiksaare saare ja järve kalda vahelisel alal vesi tugevalt

alanenud, vee alt vabanenud järve põhi oli lõhenenud ning seal esines vaid üksikuid

kiduraid veetaimi (joonis 2).

Järve põhjakaldal (transektid 2 ja 3), kus järve kinnikasvamine oli kõige

intensiivsem, esines 15-30 m laiune kaldaõõtsik. Õõtsiku järvepoolses osas esines

suurtarnade ning pajudega ala. Sellele järgnes madalate tarnade ja rohunditega raba

suunas järjest tiheneva samblarindega heinamaana kasutusel olnud rohusoo (LISA 1)

ning raba suunas liikudes 50-100 m laiune rabamännik, mille taga laius lageraba.

Õõtsikuala rohurindes esinesid pudeltarn (Carex rostrata), niitjas tarn (C. lasiocarpa),

hirsstarn (C. panicea), harilik tarn (C. nigra), alsstarn (C. chordorrhiza), mudatarn (C.

limosa) ja kohati ka hallikas tarn (C. canescens). Kõrrelistest oli sagedasem soo-

kastehein (Agrostis canina), laiguti esines ka püstkastik (Calamagrostis neglecta) ning

raba suunas liikudes suurenes järjest sinihelmika sagedus. Rohunditest olid sagedasemad

soopihl (Potentilla palustris) ja sookannike (Viola palustris), siin-seal kasvas ka soo-

piimputk (Peucedanum palustre), roomav tulikas (Ranunculus repens), soo-tähthein

(Stellaria palustris) ning raba pool ka harilik jõhvikas. Põõsarindes esinesid

madalakasvulised hundipaju (Salix rosmarinifolia) ja lapi paju (Salix lapponum).

Veetaseme alandamise järgselt oli järve põhjakaldal (transektil 3) umbes 500 m

laiune kuivale jäänud järvepõhi, kus laiguti kasvas järvkaisel (Schoenoplectus lacustris)

ning kuivale olid jäänud kollased vesikupud (Nuphar lutea).

19

Järve põhjakalda samblarinne oli katkendlik, järvepoolsel osal esinesid peamiselt

lehtsamblad: harilik teravtipp (Calliergonella cuspidata), harilik tüviksammal

(Climacium dendroides) ja tömptipud (Calliergon spp.). Järvest kaugemale jäävas

siirdesoometsas olid valitsevaks turbasamblad, peamiselt harilik turbasammal (Sphagnum

flexuosum) ja allikasoo-turbasammal (S. teres), raba poolses osas ilmusid ka tavalised

rabaliigid: lillakas, kitsalehine ja pruun turbasammal (S. magellanicum, S. angustifolium,

S. fuscum), turbasammalde vahel kasvas raba-karusammal (Polytrichum strictum).

3.1.2. Kaasikjärve uurimisala

Kaasikjärve raba piirnes vahetult järve idakaldaga (transekt 10), kus lainete

uhtumise tagajärjel toimus pidev kalda murrutumine ning vesi kandis allavarisenud turba

laiali. Madalas kaldavees esines 30-100 m laiune roostik. Murrutuskallas moodustas 10-

20 m laiuse järsu, kohati kuni 2 m kõrguse nõlvaku, millel kasvasid keskmiselt 0,5 m

kõrged noored männid ning sookased. Puhmarindes valitses kanarbik (Calluna vulgaris),

vähesel määral esines ka harilikku kukemarja (Empetrum nigrum) ja pohla, rohurindes

domineeris mättaid moodustanud tupp-villpea. Samblarinne oli katkendlik, sagedaseim

liik oli raba-karusammal. Kitsale kaldanõlval kasvavale männinoorendikule järgnes raba,

mille järvepoolses servas kasvasid üksikud 6-8 m kõrgused männid. Puhmarindes valitses

hanevits, samblarinde moodustas ühtlane turbasammalde kate.

Kaasikjärve raba lõunaosas (transekt 11) oli 1950-daks aastaks vee alt vabanenud

4-5 m laiune ala, kus laius harilik pilliroog ning esinesid üksikud kuivale jäänud kollase

vesikupu isendid. Kaldajoon oli võrdlemisi looklev ning piirnes kitsa suurtarnavöötmega,

millele järgnes ligikaudu 100 m ulatuses siirdesoomets, kus puurindes esinesid kuused ja

männid ning alusmetsas kasvasid pajud, sookased, paakspuud.

3.1.3. Toodiksaare uurimisala

Järve lääne- ja edelakaldal (transektid 14 ja 15) algas raba järve kaldajoonele

võrdlemisi lähedalt. Järve kaldapiiril laius 0,5-1 m suurtarnavööde, sellele järgnes

20

katkendlik pajuvõsa, mis piirnes rabast valguva vee tõttu märja 3-6 m laiuse

sinihelmikakooslusega. Transektil 15 järgnes sellele puisraba, sellest edelasse jääval

transektil 14 aga rabamännik.

3.2. Endla järve ümbritsevate soomassiivide taimestik 2009.-2010. aastal

2009. ja 2010. aasta välitööde käigus registreeriti kolme soomassiivi kuuel

tarnsektil kokku 98 taimeliiki, neist 54 oli soontaimi ja 44 sammaltaimi, nende hulgas 7

liiki helviksamblaid ja 15 liiki turbasamblaid. Transektidelt registreeritud taimede

nimestik on esitatud LISA-s 3.

3.2.1. Linnussaare uurimisala

2010. aastaks on veetase niivõrd tõusnud, et järve põhjaosas asuv Männiksaare

saar ei ole enam kaldaga ühenduses.

Järve põhjakaldal esineb ulatuslik õõtsikuala (transekstid 2 ja 3), kus leidub ka

üksikuid, ilmselt vee madalseisu ajal kasvama hakanud ja praeguseks liigniiskuse

tagajärjel hukkunud kaskede tüükaid ja mõned pajud. Õõtsikuala rohurinde keskmine

katvus on 54%. Sagedasemateks liikideks on sookastik (Calamagrostis canescens) ja

harilik pilliroog, lisaks mitmed tarnaliigid. Märjemates kohtades (transektil 3) esineb ka

ubalehte (Menyanthes trifoliata), harilikku soopihla ning harilikku soosõnajalga

(Thelypteris palustris).

Õõtsikule järgnevas rabamännikus domineerib puhmarindes kanarbik, rohurindes

on sage tupp-villpea ning rabamurakas (Rubus chamaemorus). Lisaks esinevad veel

hanevits, harilik küüvits (Andromeda polifolia), harilik kukemari, ümaralehine huulhein

(Drosera rotundifolia) ning harilik jõhvikas. Puhma-rohurinde keskmine katvuseks

hinnati 29%.

Rabakoosluse puhma-rohurindes domineerivad tavalised rabaliigid: tupp-villpea,

sookail (Ledum palustre), harilik jõhvikas, küüvits ja kanarbik. Läänepoolses osas

21

(transekt 2) leidub madalamates kohtades ka valget nokkheina (Rhynchospora alba) ja

raba-jänesvilla (Trichophorum cespitosum). Puhma-rohurinde keskmine katvus on 34%.

Linnussaare õõtsiku samblarindes esinevad valdavalt samad liigid, mis 1950-

dailgi: südajas tömptipp (Calliergon cordifolium), harilik teravtipp ja harilik

tüviksammal. Samblarinde katvus suureneb liikudes kaldaõõtsikult raba suunas, olles

kaldaõõtsikul 24%.

Rabamänniku samblarinne on pidev, keskmine katvus 75%. Domineerivad

turbasamblad, kohati esineb ka harilik palusammal, soovildik (Aulacomnium palustre)

ning kaksikhambad, kõdunevatel tüvedel on sage roomav soomik (Lepidozia reptans).

Rabas moodustavad turbasamblad pideva katte (keskmine katvus 74%),

valitsevateks on tüüpilised rabaliigid: punane turbasammal (Sphagnum rubellum), pruun,

harilik ja balti turbasammal (S. balticum) ning helviksammaldest rabamüülia (Mylia

anomala). Älveste servas ja laugastes esinevad pudev turbasammal (S. cuspidatum) ning

ujuv võsusammal (Cladopodiella fluitans). Turbasammalde vahel kasvavad üksikute

võsudena väikesed helviksamblad: raba-kottsammal (Calypogeia sphagnicola), kuulehine

niitsammal (Cephalozia lunulifolia) jt.

3.2.2. Kaasikjärve uurimisala

Kaasikjärve kalda ääres laiub roostik (keskmine katvus 66%), kus lisaks

sookastikule ja pilliroole esinevad ka mitmed tarnaliigid: luhttarn (C. elata), pudeltarn,

sale tarn (C. acuta), lünktarn (C. disticha), pikk tarn (C. elongata), niitjas tarn, harilik

tarn ja kraavtarn (C. pseudocyperus), ning rohundid: madarad (Galium spp.), soovõhk

(Calla palustris), harilik tihashein (Scutellaria galericulata), vees kasvab väikeste

kogumikena vahelmine vesihernes (Utricularia intermedia) ning väike lemmel (Lemna

minor). Õõtsikule järgneb rabamännik, mis läheb sujuvalt üle lagerabaks. Puhma-

rohurinde keskmine katvus rabamännikus on 27% ning rabas 43%. Liigiliselt koosseisult

sarnanesid nii puhma-rohurinne kui ka samblarinne Linnusaare transektide samade

kooslustega.

Nii nagu Linnussaare uurimisalal, suurenes sammalde üldkatvus ka Kaasikjärvel

kaldaõõtsikult raba suunas, olles rabas ligikaudu 95% ning kalda ääres võrdlemisi väike,

22

vaid 18%. Kaldaäärses roostikus esines kõige enam mets-turbasammalt (S. squarrosum),

üksikutel kõrgematel tüvemätastel kasvas ka narmaslehine turbasammal (S. fimbriatum).

Nii rabamännikus (keskmine katvus 83%) kui rabas domineerivad turbasamblad.

Metsas lisanduvad neile kaksikhambad, longus pirnik (Pohlia nutans). Rabas,

madalamates ja märjemates lohkudes kasvab kohati balti ja õrn turbasammal (S.

tenellum) ning väike sõrmiksammal (Kurzia pauciflora).

3.2.3. Toodiksaare uurimisala

Endla järve lääneosas (transektid 14 ja 15) laiub ulatuslik õõtsikuala madalate

kuuskede ja sookaskedega. Rohurinne on hõre (keskmine katvus 21%), esindatud on

peamiselt tarnad ja tupp-villpea. Edelapoolsel transektil (14) kasvab vähesel määral ka

soovõhk ning laialehine-villpea (Eriophorum latifolium). Valdavalt turbasammaldest

koosnev samblarinne on õõtsikul lausaline, keskmise katvusega 93%. Tavalisemad

õõtsikul esinevad liigid on: harilik ja allikasoo-turbasammal, kallas-turbasammal

(Sphagnum riparium) ning punane turbasammal.

Rabamänniku ja raba taimestik sarnaneb liigiliselt koosseisult Linnussaare ja

Kaasikjärve uuritud alade liigilise koosseisuga. Samblarinne rabamännikus ja lagerabal

on lausaline (keskmine katvus 90%).

3.2.4. Endla järve ümbritsevate koosluste liigilise koosseisu võrdlus 2010.a. andmete

põhjal

Linnussaare, Kaasikjärve ja Toodiksaare uurimisaladel analüüsitud kooslustest

osutusid nii soon- kui ka sammaltaimede liigilise koosseisu põhjal üksteisega

sarnasemaks metsa- ja rabakooslused. Üksteisest oluliselt erinevaks osutusid

kaldaõõtsikud (tabel 1, tabel 2). Soontaimede osas olid Linnussaare õõtsik ning

Kaasikjärve kaldataimestik suhteliselt sarnased (tabel 1), kuid sammalde liigiline

koosseis oli täiesti erinev (tabel 2).

23

Tabel 1 Uuritud alade taimekoosluste Czekanowski-Sørenseni sarnasusindeksid, mis on

arvutatud soontaimede esinemissageduste põhjal, Endla järve ümbritsevate soode

erinevate koosluste võrdluses

Lühendid: K – kallas, M – mets, R – raba; Linnus – Linnussaare, Kaas – Kaasikjärve,

Tood – Toodiksaare

Kaas K Kaas M Kaas R Tood K Tood M Tood R

Linnus K 0,60 0,23

Linnu M 0,89 0,92

Linnu R 0,85 0,83

Kaas K 0,33

Kaas M 0,88

Kaas R 0,85

Tabel 2 Uuritud alade taimekoosluste Czekanowski-Sørenseni sarnasusindeksid, mis on

arvutatud sammaltaimede esinemissageduste põhjal, Endla järve ümbritsevate soode

erinevate koosluste võrdluses

Lühendid: vt. Tabel 1

Kaas K Kaas M Kaas R Tood K Tood M Tood R

Linnus K 0,43 0

Linnu M 0,78 0,82

Linnu R 0,79 0,80

Kaas K 0

Kaas M 0,84

Kaas R 0,79

24

3.3. Endla järve ümbritsevate koosluste tänapäevased ökoloogilised tingimused

Kolme erineva soomassiivi samades kooslusetüüpides olid mõõdetud pH-

väärtused võrdlemisi sarnased. Linnussaare ning Kaasikjärve kaldaõõtsikutes oli vee pH

veidi vähem happeline ning kõikide uurimisalade metsades ja rabades happelisem (joonis

4). Teistest eristus Toodiksaare õõtsik, kus vee pH oli sarnane metsa- ja rabakooslustes

(keskmine pH=3,83). Tukey HSD test näitas, et Toodiksaare kaldaõõtsiku pH on oluliselt

erinev (p0,001) Toodiksaare metsas ning

rabas mõõdetud pH väärtustega. Linnussaare, Kaasikjärve ning Toodiksaare metsa ja raba

pH väärtused üksteisest statistiliselt oluliselt ei erinenud (Tukey HSD test, p>0,001).

Current effect: F(4, 261)=53,507, p=0,0000

Linnussaare Kaasikjärve Toodiksaare

Kaldaäärne õõtsik Mets Raba2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

5,5

6,0

6,5

pH

AA

B

BC BC

C CC

C

Joonis 4 Rabavee keskmised pH väärtused Linnussaare, Kaasikjärve ning Toodiksaare

kaldaäärse õõtsiku-, metsa- ning rabakooslustes. Erinevad tähed tähistavad üksteisest

oluliselt erinevaid väärtusi

25

Aladel mõõdetud rabavee elektrijuhtivuse väärtused ei erinenud kooslustes

märkimisväärselt (joonis 5). Kõige enam varieerus elektrijuhtivus kaldaäärsetes

kooslustes, kus teistest oluliselt erinev oli Kaasikjärve kaldaõõtsiku elektrijuhtivus

(Tukey HSD test p0,001).

Current effect: F(4, 261)=13,353, p=,00000

Linnussaare Kaasikjärve Toodiksaare

Kaldaäärne õõtsik Mets Raba0

50

100

150

200

250

300

elek

triju

htiv

us μ

S s

-1

B

A

BB

B

B

BB

B

Joonis 5 Rabavee elektrijuhtivus Linnussaare, Kaasikjärve ning Toodiksaare kaldaäärse

õõtsiku-, metsa- ning rabakooslustes. Erinevad tähed tähistavad üksteisest oluliselt

erinevaid väärtusi

26

3.4. Endla järve ümbritsevate koosluste liigilises koosseisus toimunud muutused

võrreldes kuivenduse algusajaga

1950. aastal kogutud andmed on säilinud kahe Endla järve ümbritseva

soomassiivi (Linnussaare ja Kaasikjärve rabade) nelja transekti (transektid 2, 3, 10, 11)

taimestiku kohta. Alljärgnevalt võrreldakse nende nelja transekti andmeid 2009-2010

samast piirkonnast kogutud andmetega, saamaks ülevaadet taimekooslustes toimunud

muutustest.

Endla järve ümbritsevate Linnussaare ja Kaasikjärve uurimisalade kalda- ning

metsavööndis oli registreeritud liikide arv nii 1950. kui ka 2010. aastal suhteliselt

sarnased, vastavalt 80 ning 77 taimeliiki (soontaimed ja samblad). 2010. aastal

registreeriti mõnevõrra vähem soontaimi, sammalde üldarv oli mõlemal analüüsiaastal

27, kuid turbasamblaid registreeriti 2010. aastal kahe liigi võrra vähem (joonis 6).

Joonis 6 Soontaimede, sammalde ning turbasammalde liikide arv 1950. ja 2010. aastal

27

Kaldavööndi soontaimede liigirikkus ei ole 1950. ja 2010. aasta võrdluses

muutunud, samas oli metsas registreeritud liikide üldarv 2010. aastal kolmandiku võrra

madalam (joonis 7, A). Sammalde liigirikkus kaldavööndis on suurenenud ning

metsavööndis on vähenenud (joonis 7, B).

Joonis 7 Soontaimede (A) ja sammalde (B) liikide arv kalda- ja metsavööndis 1950. ja

2010. aastal

1950. a kirjeldatud koosluste liigilised koosseisud olid kõige sarnasemad 2010. a.

liigilise koosseisuga vaid Kaasikjärve põhjapoolse transekti (transekt 10)

metsakooslustes, kus ühiseid liike oli koosluses 63%. Ka Linnusaare uurimisala

rabamännikute liigiline koosseis oli suhteliselt sarnane varasemaga, sarnaseid liike

vastavalt 54% transektil 3 ja 43% transektil 2.

Kaasikjärve põhjapoolse osa (transekt 10) metsakooslusesse on lisandunud mõned

rabadele iseloomulikumad liigid nagu näiteks rabamurakas, hanevits, küüvits ja harilik

jõhvikas. Kaasikjärve lõunapoolse transekti (transekt 11) metsakoosluses on võrreldes

praegusega muutused suuremad, 1950. aastal registreeritud liikidest ei leitud 2009-2010

ühtegi. 2010. aastal ei registreeritud mitmeid niisketel niitudel ja luhtadel kasvavaid liike

nagu harilik heinputk (Angelica sylvestris), harilik angervaks (Filipendula ulmaria),

harilik sinihelmikas, soo-piimputk, kollane ängelhein (Thalictrum flavum) ja harilik

soosõnajalg ning nende asemel on rabamännikutele ja rabadele iseloomulikumad liigid

28

nagu harilik küüvits, hanevits, harilik jõhvikas, väike jõhvikas, rabamurakas, harilik

mustikas (Vaccinium myrtillus) ning sinikas (V. uliginosum).

Linnussaare uurimisalalt ei registreeritud 2010. a. enam sinihelmikat, läänepoolse

osa (transekt 2) metsakooslusest on kadunud ka ubaleht ning idapoolsest osast (transekt

3) harilik soo-pajulill (Epilobium palustre), tedremaran (Potentilla erecta), harilik

soopihl ja ümaralehine uibuleht (Pyrola rotundifolia) ning lisandunud on harilik küüvits,

harilik kukemari, sookail, sinikas, pohl ning palu-härghein (Melampyrum pratense).

Linnussaare (transekt 2 ja 3) ning Kaasikjärve (transekt 11) uurimisalade

tänapäevane kaldaäärsete koosluste liigiline koosseis on 1950. aastast võrdlemisi erinev,

sarnaseid liike vaid ligikaudu kolmandik (vastavalt 48% ja 30% ning 30%).

Võrreldes 1950. ja 2010. aastal registreeritud liikide jaotumist ökoloogiliste

väärtarvude kaupa, võib täheldada kaldaäärsetel õõtsikutel valgusnõudlike ja

niiskuslembeste soontaimeliikide osakaalu suurenemist (joonis 8).

Joonis 8 Kaldaäärsetelt õõtsikutelt registreeritud soontaimeliikide jaotus Ellenbergi

(Elleneberg et al. 1992) valguse (A) ning niiskuse (B) väärtarvude põhjal. Valgus- ning

niiskuselembus suurenevad väärtarvu numbri suurenedes

Metsakooslustes seevastu võib aga täheldada pisut väiksemat valgusnõudlike ja

niiskuslembeste soontaimeliikide osakaalu 2010. aastal võrreldes varasema uurimisajaga

(joonis 9).

29

Joonis 9 Mestakooslustest registreeritud soontaimeliikide jaotus Ellenbergi (Elleneberg

et al. 1992) valguse (A) ning niiskuse (B) väärtarvude põhjal. Valgus- ning

niiskuslembus suurenevad väärtarvu numbri suurenedes.

Hinnates kooslustele iseloomulike liikide osakaalu erinevatel aegadel, võib

kaldaäärsete õõtsikute taimestikus täheldada madal- ning siirdesoodele iseloomulike

liikide osakaalu mõningast suurenemist aja jooksul (joonis 10).

Joonis 10 Madalsoole, siirdesoole ning rabale iseloomulike (Kask, 1982 järgi) liikide

osakaal kaldavööndi taimestikus 1950. ja 2010. aastal. Kasvukohatüübi eelistuse numbri

suurenedes suureneb liigi tüüpilisus antud kasvukohatüübiga.

30

Metsade taimestikus võib täheldada madalsoodele iseloomulike liikide osakaalu

vähenemist ning siirdesoodele ja rabadele iseloomulike liikide osakaalu suurenemist

(joonis 11).

Joonis 11 Madalsoole, siirdesoole ning rabale iseloomulike (Kask, 1982 järgi) liikide

osakaal metsa taimestikus 1950. ja 2010. aastal. Kasvukohatüübi eelistuse numbri

suurenedes suurene liigi tüüpilisus antud kasvukohatüübiga

3.5. Koosluste piirides aja jooksul toimunud muutused

Kaardiskeemide pealt on näha, et võrreldes 1950. aastaga on kõikide uurimisalade

kõikidel transektidel kaldaäärsete õõtsikute ulatus järve suunas suurenenud (joonis 12-

17), seda eriti Linnussaare idapoolse transekti (3) ümbruses (joonis 13) ja Toodiksaare

transektide (14 ja 15) ümbruses (joonis 16 ja 17). Vähmmärgatavad on muutused

Kaasikjärve kaldataimestiku piirides (joonis 14; joonis 15), samas on suurim muutus

rabamänniku laienemisel olnud just Kaasikjärve uurimisala transektidel (joonis 14 ja 15).

31

Joonis 12 Linnussaare uurimisala transekt 2. 2010. a. prooviruutude paigutus kooslustes

1950. ja 2011. aasta ortofotodel. Tähised: ♦ – kaldaäärne õõtsik; ● – mets; ▼– raba

Joonis 13 Linnussaare uurimisala transekt 3. 2010.a. prooviruutude paigutus kooslustes

1950. ja 2011. aasta ortofotodel. Tähised: vt. joonis 12

N

N

32

Joonis 14 Kaasikjärve uurimisala transekt 10. 2010.a. prooviruutude paigutus kooslustes 1950. ja 2011. aasta ortofotodel. Tähised: vt.

joonis 12

Joonis 15 Kaasikjärve uurimisala transekt 11. 2010.a. prooviruutude paigutus kooslustes 1950. ja 2011. aasta ortofotodel. Tähised: vt.

joonis 12

N

N

33

Joonis 16 Toodiksaare uurimisala transekt 14. 2010.a. prooviruutude paigutus kooslustes

1950. ja 2011. aasta ortofotodel. Tähised: vt. joonis 12

N

34

Joonis 17 T Toodiksaare uurimisala transekt 15. 2010.a. prooviruutude paigutus

kooslustes 1950. ja 2011. aasta ortofotodel. Tähised: vt. joonis 12

Trendivaba korrespondentanalüüsi (DCA) ordinatsiooni esimene telg kirjeldab

73,0% ja teine telg 10,0% kuue transekti kolme kooslusetüübi soontaimestiku

koguvarieeruvusest (joonis 18). Sammalde osas kirjeldab trendivaba

korrespondentanalüüsi (DCA) ordinatsiooni (joonis 19) esimene telg 46,8% ja teine telg

22,9% kuue transekti kolme kooslusetüübi samblastiku varieeruvusest.

N

35

Joonis 18 Kuue transekti kolme kooslusetüübi ordinatsioon (DCA) soontaimede põhjal.

1950. aastal kirjeldatud kooslused ning tänapäevased samad kooslusetüübid

moodustavad selged grupid vastavalt DCAle soontaimede (joonis 18) liigilise koosseisu

alusel, moodustades koosluste rea kaldaõõtsikult raba suunas. Mitmese reaktsiooni

permutatsiooniprotseduuri (MRPP) kohaselt ei ole oluliselt erinev soontaimede liigiline

koosseis 1950. aastate ning praeguses kaldaäärses õõtsikus (p>0,0001; Bonferroni

paranduse järgi on kriitiline 5% olulisustõenäosuse nivoo 0,05/10=0,005). 2010. a.

analüüsitud mestakooslustes on liigiline varieeruvus oluliselt väiksem (p

36

Joonis 19 Kuue transekti kolme kooslusetüübi ordinatsioon (DCA) sammaltaimede

põhjal.

1950. aastal kirjeldatud kooslused ning tänapäevased samad kooslusetüübid

moodustavad ka vastavalt DCAle sammalde (joonis 19) liigilise koosseisu alusel

sarnaselt soonatimede alusel tehtaud analüüsiga küllalt selged grupid. Mitmese

reaktsiooni permutatsiooniprotseduuri (MRPP) kohaselt on kaldaäärsete õõtsikute

sammalde liigiline sarnane 1950. aastate koosseisuga (p>0,0001; Bonferroni paranduse

järgi on kriitiline 5% olulisustõenäosuse nivoo 0,05/10=0,005), samas kui metsad

moodustavad liikide poolest oluliselt eristuvad grupid (p

37

4. Arutelu

Märgalad, eriti boreaalses kliimavöötmes asuvad, on olulise tähtsusega maakera

süsinikuringes. Olles võimelised säilitama suurt kogust (kuni 460 pg) süsinikku (Turunen

et al., 2002), on nad tundlikud nii kliimamuutustele kui ka inimetgevusele, mis muudavad

märgalade hüdroloogilisi tingimusi ning selle tulemusel ka nende süsinikusidumise

võimet (Whittington & Price, 2006). Samuti tänu oma suurele veemahutusvõimele on

märgalad globaalselt tähtsad kohal ökosüsteemide veevahetuses (Moore, 2002). Euroopa

märgalade pindala on umbes 495 000 km2, millest aga ligi kaks kolmandikku on

mõjutatud kuivendusest (Joosten & Couwenberg, 2001). Ka Eestis on märgalade

vähenemise peamiseks põhjuseks kuivendamine (Kimmel et al., 2009) ning näiteks

rabade ja rabametsade pindala on 50-date aastatega võrreldes vähenenud kolmandiku

võrra, liigirikaste madalsoode pindala koguni 10 korda (Kimmel et al., 2009).

Kuivendamine mõjutab tugevalt soode hüdroloogiat, turbapinnase keemilisi ja

füüsikalisi omadusi ning seeläbi ka kuivenduse mõjupiirkonda jäävaid taimekooslusi.

Üldine trend kuivenduse järgselt on puude kasvu intensiivistumine, mis vähendab

alustaimestikuni jõudvat valguse hulka ning seega mõjutab ka rohu- ja samblarinde

liigilist kooseisu (Laiho et al., 2003, Hájek et al., 2009).

Endla järve ümbritsevaid kooslusi on kuivendatud järve veetaseme alandamisega

juba 19. sajandi lõpukümnenditest alates. Intensiivne kuivendamine peatati 1968. aastal,

millele eelnes ligi kakskümmend aastat intensiivset kuivendust (alates 1950.aastast).

Võrreldes 50-dail aastail registreeritud taimede nimekirju ligikaudu 60 aastat

pärast kuivenduse algust ning 40 aastat pärast intensiivse kuivendamise lõpetamist

registreeritud liikidega, näitavad meie tulemused, et järve idakaldal Kaasikjärve raba

piirkonnas on järvekalda ja raba vahele kujunenud kõrgete mändidega rabamännik. Puude

kasvu intensiivistumist võib täheldada nende andmete põhjal ka teistes järve

ümbritsevates piirkondades. Töö tulemustel selgus, et ka Linnussaare ja Toodiksaare

uurimisaladel on metsariba kuivendamise järgselt laienenud raba suunas. Kuivenduse

positiivset mõju puude kasvu intensiivistumisele on kinnitanud mitmed uurimistööd (e.g.

Murphy et al., 2009). Puude suurema kasvu tagajärjel muutuvad valgustingimused

38

kasinamaks ning see mõjutab otseselt puhma-rohurinnet ning samblarinnet, mis

reageerivad muutustele kõige kiiremini (Āboliņa et al., 2001).

Kui lühiajalisi taimkattes toimuvaid liikide kadumisi või lisandumisi on peetud

looduslikuks fluktuatsiooniks, siis kuivendamise pikaajalist mõju võrreldakse kliima

soojenemisega kaasnevate muutustega (Laine et al., 1995). Paljud varasemad uurimistööd

on näidanud, et soontaimede katvus ja produktsioon suureneb veetaseme alanemisel

(Strack et al., 2006, Weltzin et al., 2000), sammalde, eriti turbasammalde, kasv aga

väheneb (Rydin & McDonald, 1985). Ka käesolevas töös registreeriti turbasamblaid

vähem kui kuivendusperioodi alguses. Kadunud on mitmed märjemate kasvukohtade

liigid, mis on iseloomulikumad madalsoodele (näit. S. warnstorfii), samas registreeriti

just kaldakooslustes mõned tavaliselt lodumetsades esinevad samblaliigid. Uurimistööd

Rootsi madalsoodes näitasid, et mõned turbasamblad võivad kuivendusperioodi lõppedes

liigniiskuse taastumisel oma katvust suurendada, nagu näiteks S. squarrosum (Kooijman

& Bakker, 1995). Ka 2010. aastal registreeriti selle liigi esinemine Kaasikjärve ja

Linnusaare uurimisalade kaldaäärsetel õõtsikutel. 1950. aastal registreeriti liik vaid

Linnusaarest, kus läbi aegade on ulatuslik õõtsik esinenud.

Nagu varasemad uurimustööd on näidanud, on pikaajalise kuivenduse mõju

märgatavam minerotroofsetes soodes võrreldes ombrotroofsete rabadega (Heikkilä &

Lindholm, 1995), kuna kuivendus mõjutab turbakihi keemilisi omadusi (näiteks alandab

vee pH-d) ja seeläbi domineerivate taimede koosseisu (van Diggelen et al., 2006).

Rabades on aga looduslikult juba madal pH, mis vähendab kuivenduse negatiivset mõju

turbasammaldele (Mälson et al., 2008). Ka käesoleva töö tulemusena selgus, et

pikaajalise kuivenduse mõju on märgatavam järve kaldavööndi taimestikus. Järvede

kaldavööndi ökoloogilised tingimused on üldjuhul varieeruvamad võrreldes metsa- ja

rabakooslustega, mistõttu on ka järvekallaste taimekoosluste liigiline koosseis

varieeruvam ning kindlat argumenti, et täheldatud muutused on vaid kuivendusest

tulenevad, on raskem leida. Mitmed uuringud on näidanud valitsevate tuulesuundade ja

lainetuse mõju järvekallaste ning seal esinevate taimekoosluste kujunemisele (näit.

Trenhaile, 2008), kusjuures lainetus avaldab mõju nii otseselt murrutuste tekitamise kui

ka setete kuhjumise jm näol. Seega on ka Endla järve erinevate kallaste taimestiku

mitmekesisus mõjutatud lisaks pikaajalisele kuivendusele ka klimaatilistest tingimustest

39

s.t. Eesti aladel valitsevate tuulte mõjust järvekallastele. Meie laiuskraadil on valdavad

lääne- ja edelatuuled, mis mõjutavad kõige enam järvede idakaldaid (Feldmann & Nõges,

2007). Endla järve kaldajoon idaküljel on olnud läbi aegade regressiivne – turbast

koosnevat kallast on lõhkunud valitsevate tuulte mõjul tekkiv lainetus (Veber, 1960).

Tänapäeval, mil intensiivne kuivendus on peatatud ning veetase taas tõusnud, jätkuvad

kuivendusperioodil peatunud looduslikud protsessid ning järve idakallas on avatud taas

erosioonile ning nii ulatuslikku kaldaõõtsikut nagu järve põhja ja läänekaldal, ei ole

kujunenud.

Kuivendamine mõjutab ka koosluste keskkonnatingimusi ning kuigi puuduvad

kuivenduse algusaja keskkonnaparameetrite mõõtmised, näib, et nii metsa- kui ka

rabakooslused on looduslikus seisus. 2010. aastal mõõdetud pH-väärtused nii metsades

kui rabades jäid vahemikku 3,08-3,57, mis vastavad looduslikes kooslustes mõõdetutele.

Rabas on pH väärtused enamasti vahemikus 3-4 (Clymo, 1984; Karofeld et al., 2007),

samuti on happeline rabamännikutes, kuid järvedes on vee pH enamasti aluselisem,

samas rabajärvedes on vee pH alla 5 (Selberg et al., 2011). Kaldaäärsetel õõtsikutel oli

pH väärtuste varieeruvus suurem, olles Kaasikjärve ning Linnussaare poolses osas vähem

happelisem ning Toodiksaare osas happelisem, Kuigi Endla järv on ümbritsetud kolme

suure rabamassiiviga, ei ole järve vesi uurimisaladel mõõdetud väärtuste põhjal nii

happeline, kui tüüpilistes rabajärvedes. See tuleneb ilmselt Endla järve mineraalsest

põhjast, milleks on valdavalt savi, paiguti ka liivsavi ja saviliiv, sellel lasub kuni 2,5 m

paksune lubisapropeeli kiht, mida järve lõunaosas katab umbes 1,4 m turbamuda kiht

(Veber, 1960). Antud töö käigus Toodiksaare uurimisala kaldaõõtsikult mõõdetud madal

pH võib tuleneda ka sellest, et õõtsik koosneb lausaliselt turbasammaldest ning teatavasti

turbasamblad ise hapestavad oma elukeskkonda (Rydin et al., 2006).

Ombrotroofsest toitumisest tingitult on rabavesi looduslikes rabades

mineraalainete poolest vaene, mistõttu selle elektrijuhtivus on madal, enamasti 60-80 μS

s-1 (Karofeld et al., 2007). Raba järve vee elektrijuhtivus on veel madalam, umbes 31,5

µS s-1 (Selberg et al., 2011). Kõikide uuritud alade metsa ja rabakoosluste elektrijuhtivus

jäi vahemikku 62-122 μS s-1. Kõikidel uurimisaladel oli elektrijuhtivus rabakooslustes

madalam võrreldes metsakooslustega. Kaldaäärsetest kooslustest oli Toodiksaare ning

Linnussaare uurimisalade õõtsikutel elektrijuhtivus madalam kui Kaasikjärve uurimisalal,

40

kus elektrijuhtivus oli võrreldes teistega kordades kõrgem. Kirjandusest ei ole teada

allikate esinemine antud piirkonnas. Kaasikjärve uurimisala kaldakooslused on järve

lainete erosiooni mõju all ning murrutuse tagajärjel lahtimurtavad turbatükid võivad tõsta

orgaanilise aine hulka ning seeläbi ka ioonide hulka vees, mis omakorda võib suurendada

ka elektrijuhtivust (Ponziani et al., 2012).

Käesoleva töö tulemused näitasid, et pärast pikaajalist kuivendust piisava

taastumisaja jooksul saavutavad kuivenduspiirkonna metsa- ja rabakooslused oma algse

seisundiga lähedase seisundi, samas võib kaldakooslustes aastakümneid hiljemgi

kuivenduse mõjul toimunud muutusi veel täheldada. Nii on antud töö tulemuste põhjal

selgunud, et Linnussaare, Kaasikjärve ja Toodiksaare rabakooslused on 18 aastat kestnud

Endla järve mõjutanud kuivendusest kõige vähem mõjutatud, märgatavalt on aga

mõjutatud järveäärsed soomassiivide servaalad õõtsikutel.

41

Kokkuvõte

Kuivendamine mõjutab tugevalt soode hüdroloogiat, turbapinnase keemilisi ja

füüsikalisi omadusi ning seeläbi ka kuivenduse mõjupiirkonda jäävaid taimekooslusi.

Endla järve ümbritsevad taimekooslused on juba alates 19. sajandi lõpust olnud

mõjutatud järve veetaseme muutustest, kuid kõige tugevamalt on neile mõju avaldanud

1950. aastal alustatud ja peaaegu 20 aastat kestnud kuivendus, mis alandas järve veetaset

ligikaudu ühe meetri võrra.

Käesoleva magistritöö eesmärgiks oli kirjeldada Endla järve ümbritseva kolme

soomassiivi taimekooslusi enam kui 40 aastat pärast intensiivse kuivenduse lõpetamist

ning selgitada, kas Endla järve veetaseme alandamise mõjul ümbritsevate sookoosluste

taimkattes toimunud muutusi on võimalik märgata veel aastakümneid hiljem.

Kuigi nii 1950. aastal kui ka 2010. aastal registreeriti enam-vähem võrdne arv

liike, on liigilises koosseisus toimunud aastakümnete jooksul muutuseid. Kui

kaldaäärsetel õõtsikutel ei ole soontaimeliikide arvus muutusi toimunud, siis 2010. aastal

registreeriti metsakooslustest kolmandiku võrra vähem liike. Samuti oli ka sammalde arv

metsakoolsutes väiksem, kuid kaldavööndis on see aja jooksul suurenenud. Metsade

taimestikus on aja jooksul vähenenud madalsoodele iseloomulike liikide osakaal ning

siirdesoodele ja rabadele iseloomulike liikide osakaal on suurenenud. Kaldakooslustes

aga võib täheldada mõningast madal- ning siirdesoodele iseloomulike liikide osakaalu

suurenemist.

Käesoleva töö tulemusena selgus, et pikaajalise kuivenduse mõju on märgatavam

järve kaldavööndi taimestikus. Järve kaldavööndis mõõdetud pH väärtused on võrreldes

metsa- ja rabakooslustega varieeruvamad, mistõttu on ka järvekallaste taimekoosluste

liigiline koosseis varieeruvam.

Töö tulemused näitasid, et järve idakaldal Kaasikjärve raba piirkonnas on

järvekalda ja raba vahele kujunenud kõrgete mändidega rabamännik. Puude kasvu

intensiivistumist võib täheldada ka teistes järve ümbritsevates piirkondades, näiteks on ka

Toodiksaare uurimisaladel metsariba kuivendamise järgselt raba suunas laienenud.

42

Töö tulemustel selgus, et pärast pikaajalist kuivendust piisava taastumisaja

jooksul võib kuivenduspiirkonda jäänud metsakooslused taastada oma algse liigilise

koosseisuga lähedase seisundi, samas võib kaldakooslustes aastakümneid hiljemgi

kuivenduse mõjul toimunud muutusi täheldada. Nii on antud töö tulemuste põhjal

Linnussaare, Kaasikjärve ja Toodiksaare rabakooslused on ligikaudu 20 aastat kestnud

Endla järve mõjutanud kuivendusest kõige vähem mõjutatud, samas märgatavalt on

mõjutatud järve kaldad.

43

Changes in plant communities around Lake Endla after water table

drawdown

Summary

Drainage has a strong influence on mires’ hydrology, chemical and physical

characteristics of peat and consequently also on plant communities inhabiting in mires.

Plant communities that surround Lake Endla have been influenced by drainage

since the end of 19th century. The biggest influence on the communities around Lake

Endla was the extensive drainage that started in 1950, lasted almost 20 years and lowered

the water table ca one meter.

The aim of this master thesis was to describe plant communities of three mire

complexes surrounding Lake Endla after more than 40 years of extensive drainage and to

find out whether it is still possible to notice changes in plant cover and species

composition.

Despite that the almost equal number of registered species was found comparing

data from 1950 and 2010 differences in species composition can follow over the decades.

Comparing nowadays species composition with that registered in 1950, no remarkable

changes in number of plant species in lake shore communities did occur. In forests at the

same time one-third less vascular plant species was registered in 2010. There was a

similar trend among bryophytes - the number of species decreased in forests, but

increased in shore communities. The proportion of vascular plant species typical to fens

has decreased over the time in forest zone and the proportion of vascular plants typical to

transitional mires and raised bogs has increased. Also a slight increase in proportion of

vascular plants typical to fens and transitional mires in shore communities can be seen.

The results of present thesis clearly show that long term drainage has a stronger

influence on lake´s shore communities. Because of more variable pH values, shore

communities have a more varied composition of vascular plants and they may have more

sensitive to water table fluctuation.

Results show also that there has developed obrotrophic bog pine forest with high

pines between the lake and bog in Kaasikjärve study area, on the east coast of Lake

Endla. The similar tendency can also be seen in other areas around the lake, for example

44

the forest zone has spread because of the drainage on west coast of Lake Endla in

Toodiksaare study area.

It became evident that the species composition of forests has better recovered

after a long lasting drainage and turned more similar to the before drainage composition,

but in lake shore communities still influence of drainage can be observed. Bog

communities in Linnussaare, Kaasikjärve, Toodiksaare study areas were apparently less

influenced by drainage, because of bogs ability to maintain their water storage unlike

forest and shore communities. Only the forest zone has spread towards the bog during the

drainage period.

45

Tänuavaldused

Tänan oma juhendajat, Kai Vellakut, tänu kelle toetusele ja juhendamisele see töö

valmis. Samuti kuulub väga suur tänu Nele Ingerpuule, Jaan Liirale, Edgar Karofeldile,

Katrin Möllitsale, Kairi Sepale, Katri Kaldale, Lena Neuenkampile, Kaja Tampuule ning

Kai Kimmelile.

Kasutatud kirjandus

Āboliņa, A., Jermacāne, S. & Laiviņš, M. 2001. Post-Drainage dynamics of the ground

vegetation in a transitional mire. Baltic Forestry 7: 19-28.

Clymo R. S. 1984. Sphagnum-dominated peat bog: a naturally acid ecosystem. Phil.

Trans. R. Soc. Lond. B 305: 487-499.

Constanza, R., d’Arge, R., de Groot, R., Farber, S., Grasso, M., Hannon, M.,

Limburga, K., Naeem, S., O’Neill, R.V., Raskin, R.G., Sutton, P &van den

Belt, M. 1997. The value of the world’s ecosystem services and natural capital.

Nature, 387: 253-260.

Crum, H. 1984. North American Flora II, 11, pp. 1-180.

Feldmann, T. & Nõges, P. 2007. Factors controlling macrophyte distribution in large

shallow Lake Võrtsjärv. Acuatic botany 87: 15-21.

Hájek, T., Tuittila, E.-S., Ilomets, M. & Laiho, R. 2009. Light responses of mire

Mooses – a key to survival arter water-level drawdown? Oikos 118: 240-250.

Heikkilä, H. & Lindholm, T. 1995. The basis of peatland restoration in Finland. In:

Wheeler, B. D., Shaw, S. C., Fojt, W. J. & Robertson, R. A. (eds.), Restoration of

temperate wetlands. Wiley, Chichester, pp. 548-556.

Holden, J., Chapman, P. J. & Labadz, J. C. 2004. Artificial drainage of peatlands:

hydrological and hydrochemical process and wetland restoration. Progress in

Physical Geography 28, 1: 95-123.

Hölzer, A. 2010. Die Torfmoose Südwestdeutschlands und der Nachbargebiete. 247

Seiten. Weissdorn-Verlag Jena.

46

Ilomets, M. 1996. Temporal changes of Estonian peatlands and carbon balance. Institute

of Ecology – In: Punning, J.-M. (ed.), Estonia in the system of global climate

change. Publications of Institute of Ecology 4, pp. 65-74.

Ingerpuu, N. (koost.), Kalda, A., Kannukene, L., Krall, H., Leis, M. & Vellak, K.

(koost.) 1998. Eesti sammalde määraja. Eesti Loodusfoto, Tartu.

Joosten, H., & Couwenberg, J. 2001. Bilanzen zum Moorverlust – das Beispiel Europa.

In: Landschafts¨okologische Moorkunde. M. Succow and H. Joosten (ed.).

Stuttgart, Germany: Schweizerbart’sche Verlagsbuchhandlung, pp. 406–409.

Joosten, H. & Clarke, D. 2002. Wise use of mires and peatlands. International Mire

Conservation Groupe/International Peat Society.

Karofeld, E., Vellak, K., Marmor, L. & Paal, J. 2007. Aluselise õhusaaste mõjust

Kirde-Eesti rabadele. Metsanduslikud Uurimused 47: 47-70.

Kask, M. 1982. A list of Vascular plants of Estonian peatlands. In: Frey, T., Biol., D.,

Masing, V., Biol., D (ed.), Roosaluste E., Peatland ecosystems. Academy of

Sciences of the Estonian S.S.R., pp. 39-49.

Kimmel, K., Kull, A., Salm, J.-O. & Mander, Ü. 2009. The status, conservation and

sustainable use of Estonian wetlands. Wetlands Ecology & Management 18: 375–

395.

Kooijman, A. M. & Bakker, C. 1995. Species replacement in the bryophyte layer in

mires: the role of water type, nutrient supply and interspecific interactions.

Journal of Ecology 83: 1-8.

Laiho, R., Vasander, H., Penttila, T. & Laine, J. 2003. Dynamics of plant-mediated

organic matter and nutrient cycling following water-level drawndown in boreal

peatlands. Global Biogeochemical Cycles 17: 1-11.

Laine, J., Vasander, H. & Laiho, R. 1995. Long-term effercts of water level drawdown

on the vegetation of Rained pine mires in southern Finland. Journal of Applied

Ecology 32: 785-802.

Laine, J., Harju, P., Timonen, T., Laine, A., Tuittila, E.-S., Minkkinen, K. &

Vasander, H. 2009. The Intricate Beauty of Sphagnum Mosses – a Finnish Guide

to Identification. University of Helsinki Department of Forest Ecology Publications

39: 1-190.

47

Leht, M. (toim.) 2007. Eesti taimede määraja. Eesti Loodusfoto, Tartu.

Masing, V. 1953. Meetoditest taimkatte uurimisel ja kasutamisel kuivenduse ja teiste

keskkonnatingimuste muutuste indikaatoritena. – In: Haberman, H. (toim.),

Loodusuurijate Seltsi Juubelikoguteos, Tallinn. lk. 50-80.

Masing, V. (koost.). 1992. Ökoloogialeksikon. Eesti Entsüklopeediakirjastus, Tallinn, lk.

225.

Masing, V., Paal, J. & Kuresoo, A. 2000. Biodiversity of Estonian Wetlands. – In:

Gopal, B., Junk, W. J. & Davis, J. A. (ed.) Biodiversity in wetlands: assessment,

function and conservation 1, Backhuys Publishers, Leiden, pp. 259-279.

Moore, T. R., Roulet, N. T. & Waddington, J. M. 1998. Uncertainty in predicting the

effect of climatic change on the carbon cycling of Canadian peatlands. Climatic

change 40: 229-245.

Moore, P. D. 2002. The futuure of cool temperate bogs. Environmental Conservation 29

(1): 3-20.

Murphy, M., Laiho, R. & Moore, T. R. 2009. Effect of water table rawown on root

production and aboveroun biomass in a boreal bog. Ecosystems 12: 1268-1282.

Mäemets, A. 1977. Eesti NSV järved ja nende kaitse. Valgus, Tallinn.

Mälson, K., Backeus, I. & Rydin, H. 2008. Long-term effects of drainage an initial

effects of hyrological restoration on rich fen vegetation. Applied Vegetation

Science 11: 99-106.

Möllits, K. 1997. Endla ja ta sõsarjärved. Eesti Loodus 10: 404-411.

Möllits, K. 1998. Vägeva – Kärde. In: Lääne, T. (toim.), Jõgeva vald ristteel. Jõgeva, lk.

4-21.

Orru, M. 1995. Eesti turbasood. Eesti Geoloogiakeskus. Tallinn.

Paal, J. 1991. Endla Riiklik Looduskaitseala ja tema ülesanded – In: Heinsalu, Ü.

(toim.), Lahkme- Eesti looduskasutus ja -kaitse. Eesti Teaduste Akadeemia

Looduskaitse Komisjon. Tallinn, lk. 105-112.

Paal, J., Ilomets, M., Fremstad, E., Moen, A., Borset, E., Kuusemets, V., Truus, L. &

Leibak, E. 1998. Estonian Wetland Inventory 1997. Publication of the Project

"Estonian Wetlands Conservation and Management Strategy". Eesti Loodusfoto,

Tartu.

48

Paal, J. 2005. Estonian mires. Stapfia 85, zugleich Kataloge der OÖ. Landesmuseen.

Neue Serie 35: 117-146.

Paal, J. & Leibak, E. 2011. Soode looduskaitseline inventeerimine. Projekti „Eesti

soode inventeerimise lõpuleviimine tagamaks nende bioloogilise mitmekesisuse

säilimist“ (Estonian mires inventory completion for maintaining biodiversity)

aruanne. Eestimaa Looduse Fond.

Ponziani, M., Slob, E. C. & Ngan-Tillard, D. J. M. 2012. Experimental validation of a

model relating water content to the electrical conductivity of peat. Engineering

Geology 129-130: 48-55.

Price, J. S. & Schlotzhauer, S. M. 1999. Importance of shrinkage and compression in

determining water storage changes in peat: the case of a mined peatland.

Hydrological Processes 13: 2591-2601.

Price, J. S., Heathwaite, A. L. & Baird, A. J. 2003. Hydrological processes in

abandoned and restored peatlands: An overview of management approaches.

Wetlands Ecology and Management 11: 65-83.

Ratt, A. 1985. Mõnda maaviljeluse arengust Eestis läbi aegade. Valgus, Tallinn.

Rydin, H. & McDonald, J. S. 1985. Tolerance of Sphagnum to water level. Journal of

Bryology 13: 571-573.

Rydin, H., Gunnarsson, U. & Sundberg, S. 2006. The role of Sphagnum in peatland

development and persistence. In: Wieder, R. K. and Vitt D. H. (eds.), Boreal

Peatland Ecosystems. Ecological Studies 188, Springer-Verlag Berlin Heielberg,

pp. 47-65.

Selberg, A., Viik, M., Ehapalu, K. & Tenno, T. 2011. Content and composition of

natural organic matte in water of Lake Pitkjärv and mire feeding Kuke River

(Estonia). Journal of Hydrology 400: 274-280.

Sepp, M. 1995. Sookultuuri vanemast ajaloost Eestis. – In: Juske, A. (toim.),

Turbatootmine Eestis. Infotrükk, Pärnu, lk. 82-86.

Strack, M., Waddington, J. M., Rochefort, L. & Tuittila, E.-S. 2006. Response of

vegetation and net ecosystem carbon dioxide exchange at different peatland

microforms following water table drawdown. Journal of Geophysical Research,

111: 1-10.

49

Suominen, J. 1969. The plant cover of Finnish railway embankments and the ecology of

their species. Annales Botanic Fennici 60: 183-236.

Trass, H. 1955. Madalsoode taimkatte muutumisest kuivendamise mõjul. – In: Kumari,

E. (toim.), Loodusuurijate Seltsi Aastaraamat 48, Tallinn, lk. 132-140.

Trenhaile A .S. 2008. Modelling the role of weathering on shore platvorm development.

Geomorphology 94: 24-39.

Turetsky, M. R. & St. Louis, V. L. 2006. Disturbance in Boreal peatlands.- In: Wieder,

R. K. and Vitt D. H. (eds.), Boreal Peatland Ecosystems. Ecological Studies 188,

Springer-Verlag Berlin Heielberg, pp. 359-379.

Turunen, J., Tomppo, E., Tolonen, K. & Reinikainen, A. 2002. Estimating carbon

accumulation rates of undrained mires in Finland: Application to boreal and

subarctic regions. The Holocene 12: 69-80.

Valk, U. 1988. Eesti sood. Valgus, Tallinn.

van Diggelen, R., Middleton, B., Bakker, J., Grootjans, A. & Wassen, M. 2006. Fens

and floodplains of the temperate zone: Present status, threats, conservation and

restaration. Applied Vegetation Science 9: 157-162.

Veber, K. 1957. Endla soostiku geoloogiline ja hüdrograafiline iseloomustus ning

genees. In: Kumari, E. (toim.), Loodusuurijate Seltsi Aastaraamat 50, lk. 37-62.

Veber, K. 1960. Endla soostiku looduslikud tingimused. In: 50 aastat sookultuuri-alast

uurimistööd Eestis, Tallinn, lk. 35-64.

Viljasoo, L. 1958. Veepinna alandamise mõju taimkattele Endla järves ja selle ümbruses.

In: Kumari, E. (toim.), Loodusuurijate Seltsi Aastaraamat 51, lk. 154-159.

Waddington, J. M. & Price, J. S. 2000. Effect of peatland drainage, harvesting and

restoration on athmospheric water and carbon exchange. Physical Geography 21:

433-451.

Weltzin, J. F., Pastor, J., Harth, C., Bridgham, S. D., Updegraff, K. & Chapin, C. T.

2000. Response of bog and fen plant communities to warming and water-table

manipulations. Ecology 81 (12): 3464-3478.

Westman, C. J. & Laiho, R. 2002. Nutrient dynamics of drained peatland forests.

Biogeochemistry 63: 269-298.

50

Whittington, P. N, & Price, J. S. 2006. The effects of water table draw-down (as a

surrogate for climate change) on the hydrology of a patterned fen peatland near

Quebec City, Quebec. Hydrological Processes 20: 3589-3600.

Internetileheküljed

Eesti Looduse Infosüsteem-Keskkonnaregister (EELIS).

[http://loodus.keskkonnainfo.ee/w5/index.php?option=loadarticle&task=view&cont

id=2844&obj=ala]. 22. mai 2012

Soosaar, S. 2005. Peat industry in Estonia. In: Paapanen, T. & Leinonen, A. (ed.) Fule

peat industry in EU.Country reports. (online)

[http://www.turbaliit.ee/index.php?picfile=21]. 21. mai 2012

Ellenberg H., Weber H.E., Düll R., Wirth V., Werner W., Paulissen D. 1992.

Zeigerwerte von Pflanzen in Mitteleuropa. 2. ed. Scripta Geobotanica. 18: 1-248.

(online) [http://statedv.boku.ac.at/zeigerwerte/] 23. jaanuar 2012

Käsikirjalised materjalid

Viljasoo, L. & Kask, M. 1950. Endla järve ümbruses teostatud välitööde materjalid.

Käsikiri 4 kaustana Keskkonnaameti Tartu-Jõgeva Regiooni Endla LKA kontoris.

Kaardimaterjalid

Fotoplaanid (1:10 000). 1950. Eesti Maa-amet.

Eesti Ortofoto (1:5 000-10 000). Eesti Maa-amet, WMS rakendus.

Eesti Põhikaart (1: 10 000). Eesti Maa-amet, WMS rakendus.

51

LISAD

52

LISA 1

1950. aastal Endla järve ümbritsevatesse soodesse paigutatud transektide säilinud

skeemid.

Linnusaare raba

Transekt 2

A – endine järve üleujutatava ala (kallas 2010)

B – raba murdumise kraavide vaheline ala

C – rabasoo mets (tihe põõsarinne)

D – rabastuv mets (mets 2010)

Transekt 3

A – suurte tarnade ala (kallas 2010)

B – ebaühtlane, laiguti põõsaid, suured tarnad, Sphagnum mättad

C – kõrgema reljeefiga, põõsad, puud

D – raiesmik (mets 2010)

53

Kaasikjärve raba

Transket 10

A – Kõrgekallas, tõus järvest (mets 2010)

B – lageraba (raba 2010)

Transekt 11

A – järve kallas vahelduva taimkattega (kallas 2010)

B – üleminekumets (mets 2010)

54

LISA 2

1950. aasta Linnusaare (transekt 2 ja3) ning Kaasikjärve (transektid 10 ja 11)

uurimisalade erinevatest kooslustest registreeritud soontaimede ja samblaliikide nimekiri.

Koosluste tähistus: vt. LISA 1

Transekt 2 3 10 11 Kooslus A D A D A B A B SOONTAIMED Agrostis canina + + + Andromeda polifolia + + Angelica sylvestris + Bidens cernua + Calamagrostis neglecta + + Calamagrostis sp. + Calluna vulgaris + + Caltha palustris + Cardamine amara + Carex acuta + Carex vesicaria + Carex panicea + Carex pseudocyparus + Carex rostrata + Chamaedaphne calyculata + + + Drosera rotundifolia + Eleocharis palustris + Empetrum nigrum + Epilobium palustre + + Equisetum fluviatile + Eriophorum vaginatum + + + + Festuca rubra + Filipendula ulmaria + + + Galium palustre + Galium uliginosum + Iris pseudocorus + Ledum palustre + Lycopus europaeus + Lysimachia vulgaris + + Lythrum salicaria +

55

Menyanthes trifoliata + Molinia coerulea + + + + Myosotis scorpioides + Nuphar luteum Oxycoccus palustris + Peucedanum palustre + + + Phragmites australis + + + Potentilla erecta + Potentilla palustris + + + + Pyrola rotundifolia + + Ranunculus flammula + Ranunculus lingua + Ranunculus repens + + Rubus chamaemorus + + Schoenoplectus lacustris + Senecio paludosus + Stellaria palustris + + Taraxacum officinalis + Thalictrum flavum + Thelypteris palustris + + Typha latifolia + Vaccinium uliginosum Vaccinium vitis-idaea + + + Viola sp. + SAMBLAD Aulacomnium palustre + + Brachythecium sp. + + Bryum sp. + Calliergon cordifolium + Calliergon stramineum + + Calliergonella cuspidata + + Climacium dendroides + + + + Dicranum majus + Dicranum polysetum + Dicranum scoparium + Helodium blandowii + + Hylocomium splendens + + Marchantia polymorpha + Plagiomnium ellipticum + Plagiothecium sp. +

56

Pleurozium schreberi + + Polytrichum commune + Polytrichum strictum + + + + Sphagnum balticum + Sphagnum capillifolium* + Sphagnum cuspidatum* + Sphagnum flexuosum* + Sphagnum magellanicum* + Sphagnum squarrosum* + Sphagnum teres* + Sphagnum warnstorfii* + + Tomenthypnum nitens + +

* Eesti Maaülikooli herbaariumist leitud samblaproovid (TAA)

57

LISA 3

2009.- 2010. aastal Linnusaare (tarnsektid 2 ja 3), Kaasikjärve (transektid 10 ja 11) ning Toodiksaare uurimsialadelt (transektid 14 ja

14) registreeritud soontaimede ja samblaliikide nimekiri.

Tähised: K – kallas; M – mets; R – raba

Transekt 2 3 10 11 14 15 Kooslus K M R K M R K M R K M R K M R K M R SOONTAIMED Andromeda polifolia + + + + + + + + + + + + Calamagrostis canescens + + + + Calla palustris + + Calluna vulgaris + + + + + + + + + + Cardamine amara + Carex acuta + + Carex canescens + Carex disticha + + Carex elata + + + Carex elongata + Carex lasiocarpa + + + Carex nigra + + Carex pseudocyparus + Carex rostrata + + + + + + Chamaedaphne calyculata + + + + + + + + + + + Cicuta virosa + Drosera anglica + + + Drosera rotundifolia + + + + + + + + +

58

Empetrum nigrum + + + + + + + + + + Equisetum fluviatile + + + + Equisetum palustre + Eriophorum latifolium + Eriophorum vaginatum + + + + + + + + + + + + + + Filipendula ulmaria + + Galium palustre + + + + Galium uliginosum + Iris pseudocorus + + Lathyrus palustris + Ledum palustre + + + + + + + + + + + Lemna minor + + Lycopus europaeus + Lysimachia thyrsiflora + + + + Lysimachia vulgaris + + + + Lythrum salicaria + + Melampyrum pratense + + + + + + Menyanthes trifo