taimepopulatsioonide taastamineinimtegevus on kõikjal mõjutanud ökosüsteeme ja sealjuures ka...
TRANSCRIPT
-
Tartu Ülikool
Botaanika ja Õkoloogia Instituut
Taimeökoloogia õppetool
Lõputöö
TAIMEPOPULATSIOONIDE TAASTAMINE
Karin Saun
Juhendaja: Kai Rünk
Tartu, 2006
1
-
1. Sissejuhatus ............................................................................................................................ 3 2. Taimepopulatsioonide taastamine .......................................................................................... 5 3.Haruldaste taimepopulatsioonide taastamisprojektid.............................................................. 8
3.1. USA projektid ................................................................................................................. 8 3. 1.1. Cirsium pitcheri (Torr.Ex Eaton) Asteraceae Luiteohakas..................................... 8 3. 1. 2. Amsinckia grandiflora (Klub. Ex Gray) Boraginaceae. Suureõieline karusilm .. 10 3. 1. 3. Lupinus sulphureus ssp. kincaidii (Dougl. Ex Hook.) Fabaceae Väävlilupiin.... 12 3. 1. 4. Conradina glabra (Shinners) Lamiaceae Vale-roosmariin ................................. 13 3. 1. 5. Hymenoxys acaulis (Pursh)var. Glabra (Gray.)Asteraceae ................................. 14
3. 2. Euroopa projektid......................................................................................................... 15 3. 2. 1. Linnaea borealis (L.) Caprifoliaceae harakkuljus............................................... 15
3. 2. 2. Gymnocarpium robertianum (Hoff.) paas-kolmissõnajalg ...................................... 16 3. 3. 3. Woodsia ilvensis (L.) Ida-kiviürt.......................................................................... 17
3. 3. Austraalia projektid ...................................................................................................... 18 3. 3. 1. Pimelea spinescens ssp. spinescens (Rye) Thymelaeaceae Ogaline läikpõõsas.. 18 3. 3. 4. Brachycome muelleri (Sonder) Asteraceae.......................................................... 19
3. 4. Saarel läbiviidud projekt .............................................................................................. 21 3. 4. 1. Angiopteris chauliodonta (Copel.) Marattiaceae ................................................ 21
4. Eesti haruldaste taimepopulatsioonide taastamiskatsed....................................................... 22 5. Järeldused ............................................................................................................................. 23
5. 1. Vaadeldud projektide analüüs ...................................................................................... 23 5. 2. Olulised etapid taasasustamisprojekti juures................................................................ 26
Kokkuvõte ................................................................................................................................ 29 Summary .................................................................................................................................. 30 Tänuavaldused.......................................................................................................................... 31 Kasutatud kirjandus.................................................................................................................. 32 Lisad ......................................................................................................................................... 35
2
-
1. Sissejuhatus Inimtegevus on kõikjal mõjutanud ökosüsteeme ja sealjuures ka looduslikku mitmekesisust
väga suures ulatuses. Need muutused on tekitanud vajaduse ökoloogiliseks taastamiseks- nii
kohalikul kui ka globaalsel tasandil. Taastamisökoloogia võib olla suunatud populatsiooni
taastamisele, koosluse taastamisele või kogu ökosüsteemi või maastiku taastamisele. (McKay
et al., 2005)
Taastamise mõiste alla koonduvad tegevused alates taastuskaitsest, mille korral kõrvaldatakse
isetaastumist takistav inimmõju- näiteks võetakse ala või populatsioon kaitse alla kuni
suuremahulise kunstliku taastamiseni. Nende vahepeale mahuvad veel tegevused nagu
tugihool (rehabilitation), mille korral püütakse soodustada rikutud ökosüsteemi või ohustatud
populatsiooni isereguleerimisvõime taastekkimist; rekultiveerimine (reclamation), mis on
tugevalt kahjustatud koosluste rekultiveerimine ning. Ennistamine (restoration) on püüd
taastada populatsiooni või ökosüsteemi endist olukorda- seda töömahukuse tõttu enamasti
väikeses skaalas- näiteks populatsioonide taastamine. (Sammul ja Lõhmus, 2005)
Populatsioonide taastamine on taastamisökoloogia (restoration ecology) üks osa, mis tegeleb
liigi (enamasti kaitsealuse liigi) arvukuse taastamisega, kas siis olemasolevate
populatsioonide suurendamise või uute loomise teel, hõlmates populatsioonide taasasustamist,
asustamist, teisaldamist ja täiendamist. Taasasustamine (reintroduction) tegeleb liigi
asustamisega piirkonda, mis on olnud tema areaaliks ajalooliselt. Populatsiooni asustamine
(introduction) tegeleb populatsiooni asustamisega sobivasse kasvukohta väljapoole liigi
looduslikku leviala. Teisaldamine (translocation) on sihipärane metsiku populatsiooni
ümberasustamine ühest areaali punktist teise. Täiendamine (augmentation) on olemasolevate
populatsioonide täiendamine uute taimedega.
Selles töös vaadeldakse lähemalt populatsioonide taasasustamist, mis on üks olulisemaid
meetodeid ohustatud liikide levikuareaali laiendamiseks. Eesmärgiks oli tutvuda
taimepopulatsioonide taastamise põhimõtetega ning erinevates riikides koostatud ning läbi
viidud või läbi viidavate erinevate projektidega saamaks teadmisi Eestis planeeritava põhja-
raunjala Asplenium septentrionale taasasustamise projekti koostamiseks.
Töö esimeses osas antakse teoreetiline ülevaade populatsioonide taasasustamise ja
teisaldamise olulistest faktoritest. Teises osas vaadeldakse erinevaid läbiviidud
taasasustamise/teisaldamise projekte mujalt maailmast, kolmandas Eesti projekte ning
neljandas osas püütakse saadud materjali analüüsida anda neile hinnang ning välja tuua
3
-
taasasustamise olulisemad etapid. Lisasin tööle ka Kew nimekirja ning viited projektidele,
mida käesolevas töös pole lähemalt vaadeldud.
4
-
2. Taimepopulatsioonide taastamine Osasid populatsiooni kasvu piiravaid tegureid on võimalik kõrvaldada looduslike protsesside
taastamisega või näiteks päiskiviliigi (koosluse toimimiseks vajalik liik) asustamisega
kooslusesse. Teised populatsioonid nõuavad populatsiooni kunstlikku suurendamist kas uute
taimede istutamisega, looduslikult kasvanud võrsete ja noortaimede intensiivhooldust või
metapopulatsioonide loomist. (Heywood & Iriondo,1994). Alati siiski ei piisa tugihooldest ja
taastuskaitsest.
Ohustatud taimepopulatsioonide taastamisprojekti koostamisel on mitmeid olulisi küsimusi,
millele tuleb tähelepanu pöörata: kas uuritav populatsioon on tõepoolest vähenev; millised
faktorid määravad populatsiooni elujõulisust; millises elustaadiumis on populatsiooni
elujõulisus kõige kriitilisem; kas populatsiooni säilitamine vajab lisameetmeid peale riikliku
kasvukoha kaitse; milline populatsiooni seire- ja majandamisstrateegia pakub parimaid
võimalusi ellujäämise hõlbustamiseks; milline võib olla populatsiooni reageering inimese
tekitatud muutusele tema kasvukeskkonnas. (Heywood & Iriondo, 2003)
Nendele küsimustele adekvaatsete vastuste andmiseks on vaja andmeid konkreetse liigi kohta.
Nii saame vastused küsimustele, mis puudutavad liigi haavatavust erinevates elustaadiumites,
haavatavuse peamisi põhjuseid ning demograafilisi muutusi, mis selles staadiumis
populatsioonis aset leiavad. (Schemske et al., 1994)
Populatsiooni pikaajaline monitooring annab informatsiooni põhiliste demograafiliste trendide
kohta populatsioonis nagu elumus, kasv ja paljunemine, mille määravad populatsiooni
geneetiline struktuur ja keskkonnafaktorid. (Heywood & Iriondo, 2003)
Ohustatud liigi in situ (looduslikus keskkonnas) taastamise eesmärgid on, et taime
looduslikud populatsioonid oleks kaitstud, sobivas haabituses ja võimelised püsima pika aja
jooksul. Loodusliku populatsiooni uurimisel saab olulist informatsiooni liigi nõudmistest
keskkonnale ning populatsiooni geneetilisest struktuurist, mis annab informatsiooni liigi
arengu kohta. (Heywood & Iriondo, 2003)
Kui populatsiooni suurus on väga väike ja looduses on säilinud vaid mõned üksikud
populatsioonid on liigi säilimise kindlustamiseks vaja luua uusi populatsioone. Seda näevad
tihti ette ka ohustatud liikide taastusplaanid (Recovery plans).
Uute isemajandavate populatsioonide loomine ajaloolises levialas ja iseloomulikus
haabitaadis on vajalik meetod liigikaitse seisukohalt. Populatsioon on isereguleeruv, kui
5
-
taimed populatsioonis on võimelised looduses läbima kõiki arengufaase, levivad normaalselt
ja on vastupidavad. (Pavlik et al., 1993)
Kuna taimede elutsüklis on faasid (õietolm, eosed, seemned), mis on kohandunud
pikaajalistele säilimisperioodidele, on ex situ (väljaspool looduslikku keskkonda)
populatsioonide säilitamise tehnikad eriti sobivad just taimepopulatsioonidele. In situ
tehnikatest on nad paremad selle poolest, et võimaldavad põhjalikult uurida valitud näidiste
geneetilist diversieeti (ilma looduslikke populatsioone kahjustamata) ning selle alusel hinnata
säilitatud näidiste anatoomilisi , füsioloogilisi ja biokeemilisi omadusi. Ex situ kollektsioonid
annavad materjali ka koolituslikuks otstarbeks, aretusprogrammideks ja
taasasustamisprogrammide tarbeks. (Heywood & Iriondo, 2003)
Ohustatud taimede ex situ kollektsioone (tavaliselt seemned) hoitakse väljaspool nende
loomulikku looduslikku keskkonda, et säilitada geneetiline diversiteet pika aja jooksul. Väga
oluline on seemnete valik kollektsiooni, et tagada selle maksimaalne mitmekesisus. Sel puhul
on oluline, mida ja kust koguda ning mis on säilitamise eesmärk. (Heywood & Iriondo, 2003)
Ohustatud taimeliikide taastamine nõuab äärmuslikel juhtumitel uue populatsioonide loomist
või looduslike populatsioonide täiendamist liigi ajaloolisel levikualal, et vähendada
väljasuremise riski (Pavlik et al., 1993). Selle tarbeks on üheks võimalikuks materjali allikaks
just ex situ kollektsioonid, kuna materjali kasutamine looduslikust kasvukohast võib olla
ebaeetiline ja mitteotstarbekas. Mõnel juhul peetakse seda siiski vajalikuks.
Populatsioonide taasasustamist peetakse vajalikuks kui taimepopulatsiooni paljunemine
looduses on häiritud, looduslikud levitajad (näit. tolmeldajad või seemnelevitajad) puuduvad
või kui kasvukoht on väga fragmenteerunud. Paljud taasasustamisprojektid on ebaõnnestunud,
kuna andmetehulk, mida kasutati ei olnud piisav. Kindlasti tuleb iga projekti puhul küsida
järgmised küsimused: (1) kas istutamise jaoks vajalikke taimi korjata loodusest või kunstlikest
kogudest? (2)milline mõju taimekasvule on külvatud seemnete hulgal, genotüübil ja vanusel
ning kuidas need faktorid sobituvad teisaldamiskohti ümbritseva keskkonnaga? (3)milliseid
istutamiseelseid töötlusi peaks levistele/ taimedele rakendama, et kasv oleks maksimaalne?
(4)kuidas taastada normaalne seemne ja õietolmu produktsioon looduslikes populatsioonides,
et populatsioonide vahel toimuks normaalne geenitriiv ning oleks tagatud normaalne
järelkasv. (Montalvo et al., 1997).
Reinarz (1994) on välja toonud ohustatud taimepopulatsioonide taasasustamise peamised
plussid ja miinused. Plussideks oleks: üldsuse harimine; uute populatsioonide loomisel tekkiv
6
-
suurem demograafiline turvalisus; uute sobivate geeni triivi võimaluste loomine; suurenenud
võimalused uuringuteks ja võimalus reguleerida populatsiooni arengut. Peamisteks miinusteks
on: raskus eristada looduslikke populatsioone uutest; bürokraatlikud probleemid kaitse
reguleerimisel; potentsiaalne outbriiddepressioon ja loodusliku populatsiooni geneetilise
puhtuse kaotamine kui tekkib sobimatu geenitriiv uue ja vana populatsiooni vahel; levimine
üle loodusliku geograafilise ja ökoloogilise levikuala.
7
-
3.Haruldaste taimepopulatsioonide taastamisprojektid
3.1. USA projektid
3. 1.1. Cirsium pitcheri (Torr.Ex Eaton) Asteraceae Luiteohakas1 Cirsium pitcheri on mitmeaastane taim, mis kasvab endeemina Suure Järvistu lääneosas
liivaluidetel. Liik on kaitse all USA-s ja Kanadas. Levib seemnetega ja võib rosetjalt kasvada
3-10 aastat enne kui õitseb. Levikuala vähenemise põhjuseks on peamiselt sobivate
kasvukohtade vähesus, kuna rannikualad on aina rohkem asustatud ja muutunud on ka
rannajoon. (Rowland & Maun, 2001)
Cirsium pitcheri taastuskaitse programm on koordineeritud „Recovery 2000“ dokumendiga,
mille koostas Pavlovic 1993.a. US Fish and Wildlife Service`i korraldusel. Taastuskaitse
programmi põhieesmärkideks on liigile sobivate kasvukohtade kaitse kogu levikupiirkonnas,
olemasolevate metapopulatsioonide tingimuste parandamine (häirivate tegurite vähendamine),
metapopulatsioonide taastamine ajaloolises levikualas ja olemasolevate elujõuliste
populatsioonide seisundi parandamine.
(http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=962)
Taasasustamise projekt algas 1991. aastal Chicago botaanika aia ja ülikooli koostööna Morton
Arboretumi eestvedamisel. Projekti eesmärgiks on taastada Cirsium pitcheri populatsioon
tema ajaloolisel levialal. Taasasustamise katsed viid läbi Michigani järve kaldal ning projekti
saatis mõningane edu. Uuringud ja seire jätkuvad.
(http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=962)
Rowland ja Maun (2001) viisid Cirsium pitcheri´ga 1997-1998 aastal läbi mitmeid
eksperimente, et saada infot liigi spetsiifiliste nõudmiste kohta. Katsed viidi läbi Kanadas
Huroni järve kaldal äsja kasvuhoonest loodusesse istutatud taimedega ning nende käigus
uuriti: liiva alla mattumise mõju; herbivooride mõju; toitainete puuduste mõju, kuna arvati, et
need on peamised kasvu pidurdavad stressifaktorid. Eraldi katsena uuriti mullas säiliva
seemnepanga olemasolu ning seemnete säilimist pikema aja jooksul ning valguse
vähendamise (varjutamise teel) efekti seemnete idanemisele.
Kuue kuu vanused taimed istutati katseruutudele 1996.a. septembris Cirsium pitcheri
looduslikult kasvava populatsiooni lähedale ning erinevaid eksperimente viidi läbi kahel
järgneval aastal.
1 Eestikeelne nimi nimekomisjonis kinnitamata
8
-
Liiva alla mattumise tulemuste analüüsist selgus, et kuni 15cm paksune liivakiht ei
vähendanud oluliselt taimede kasvu, kuid paksemast liivast ei suutnud võrse enam läbi
tungida. Optimaalseks osutus 5cm paksune liivakiht. Samasugust vaatlust ja mõõtmist
kasutati ka teiste töötluste analüüsimiseks.
Herbivooride toime uuringut rakendati 30 taimel (1997.a. august). Töötlusega taimed (25%
pikkusest või 50% pikkusest) olid oluliselt lühemad ja kasvatasid vähem lehti 97.a. suvel, kui
98.a. olid taimede peaaegu kõik parameetrid võrdsustunud kontrollgrupiga. Ainult juurdekasv
pikkuses oli veidi väiksem.
Väetamiskatses testiti erinevat tüüpi väetiste mõju taime kasvule. Väetati 1998.a. kevadel ja
mõõtmised tehti sama aasta sügisel. Väetiste (N:P:K 20:20:20) lisamine suurendas
märgatavalt lehtede biomassi, lehe suurust ja taime üldist biomassi.
Seemnekatsed näitasid, et Cirsium pitcheri populatsioonidel on mullas säiliv seemnepank, mis
on elujõuline veel vähemalt aasta peale mullas seismist (katsed maetud nailonkottidega, kuhu
oli pandud muld populatsiooni ümbert). Selgus ka, et seemne idanemisvõime on lauspäikese
käes oluliselt suurem kui varjus (viidi läbi idanemiskatsed liivadüünidel).
Nende uuringute põhjal järeldati, et Huroni järve kaldal kasvavate Cirsium pitcheri
populatsioone sai lühiajaliselt suurenda (1)seemnetest siirdepanga tekitamisega päikselisel
alal liivadüünidel; (2)kasutades kasvuhoones kasvatatud istikuid uute populatsioonide
loomiseks; (3)varustades taimi veeslahustuva väetisega kasvuperioodi alguses; (4)taimi
herbivooride eest kaitstes.
McEachern, Bowles ja Pavlovic (1996) uurisid põhjalikult Cirsium pitcheri
populatsioonidünaamikat, bioloogiat ja kasvukeskkonna vajadusi Illinoisis (taasasustamine) ja
Indianas (olemasolevate metapopulatsioonide täiendamine) eesmärgiga töötada välja
populatsiooni taastamise projekt nendel aladel.
Illinoisis valiti sobiv istutamiskoht välja võrreldes sealseid liivadüüne olemasolevate
populatsioonide kasvukohtadega. Võrreldi eksponeeritust, kaugust veest, erosiooni, häirivaid
tegureid jm. 1991. aastal istutati sinna eksperimendina 77 aastast taime, mis olid kasvatatud
Indiana ja Visconsini populatsiooni seemnetest, et tagada geneetiline mitmekesisus. Seemned
idandati ja kasvatati istutamisealiseks kasvuhoones ning istutati valitud katsealale. Peale
istutamist kaitsti taimi ka insektsiidiga, et vähendada suremust. Projekt oli edukas ning sinna
on plaanis luua veel populatsioone, et tekiks metapopulatsioonide süsteem, mis eksisteerib ka
9
-
looduslikel populatsioonidel. See nõuab veel põhjalikku tööd, edasisi katsetusi ja kindlasti
jätkuvat populatsioonide seiret.
Indiana populatsiooni taastamisplaani raames taheti leida vastust küsimustele: miks sealsed
populatsioonid hääbuvad; mis on seda põhjustavad tegurid; kuidas protsessi ümber pöörata.
Probleeme eksisteeris seal mitmel tasandil- alates üksikust populatsioonist ja lõpetades
probleemidega maastikuga. Niisiis peab Idiana taastusprogramm hõlmama peale
populatsioonide ja metapopulatsioonide taastamise ka liivadüünide süsteemi taastamist,
sellisena, et see oleks taimele sobiv. See programm nõuab ulatuslikku kasvukoha taastamist
ning seetõttu ei viidud seal läbi ka taasasustamise katset.
Artikli autorid panid ette, et edaspidi tuleb põhjalikumalt uurida olemasolevate
populatsioonide dünaamikat muutuvas maastikus- liivadüünid on pidevas muutuses ning teha
kindlaks, millises ulatuses häiringut taim vajab/ kannatab. Oluliseks pidasid nad ka
istutamiskatsete jätkamist kasutades seemneid, istikuid ja mullas säilivat seemnepanka, et teha
kindlaks optimaalne meetod selle taime jaoks. (McEachern et al., 1996)
Populatsiooni säilimisel on oluline roll mullas oleval seemnepangal. Nendest saavad areneda
uued taimed ning samas saab seemnepanka kasutada ka liigi päästmisel . Cirsium pitcheri
puhul on edukaim meetod siiani kasvuhoones kasvatatud taimede loodusesse istutamine.
Ainukeseks puuduseks peetakse meetodi juures seda, et kasvuhoones jäävad alles ka need
genotüübid, mis looduses kasvades oleks juba võrsudes looduse poolt välja selekteeritud.
Seega peavad istutatud taimed toime tulema erakordselt suure hulga häirivate teguritega nii
istutamise ajal kui ka kasvu ja paljunemise perioodil. (Rowland & Maun, 2001)
3. 1. 2. Amsinckia grandiflora (Klub. Ex Gray) Boraginaceae. Suureõieline karusilm2 Amsinckia grandifloora on üheaastane taim, mis kasvab põhja Kalifornia rohumaadel (suvel
kuiv, talvel sademed) kuni 50cm kõrguseks. Taim on tugevasti ohustatud kuna sobivaid
kasvukohti hakkab väheseks jääma ning domineerima on hakanud võõrliigid. Praegu on teada
ainult kolm leiukohta, millest üks on suur populatsioon(umbes 3200 taime) ja stabiilne.
(Pavlik, 1993)
1997.a koostas US Fish and Wildlife Service põhjaliku projekti Amsinckia grandiflora
populatsioonide taastamiseks ja kaitseks, milles käsitletakse väga põhjalikult olemasolevate
looduslike populatsioonide omadusi- geneetiline struktuur, demograafiline struktuur,
2 Eestikeelne nimi nimekomisjonis kinnitamata
10
-
kasvukohad ja taime spetsiifilised nõudmised kasvukohale. Projekti lõppeesmärgiks on
saavutada 2009.aastaks liigi selline seisund, et liigi saaks föderaalselt ohustatud liikide
nimekirjast välja arvata. Eesmärgi saavutamiseks on vaja vähemalt 10 populatsiooni
olemasolu, kus taimede arv on üle 1000 ning vähemalt kaks peavad olema neist looduslikud
populatsioonid. Pavlik on taasasustanud 6 populatsiooni, millest ühte vaadeldakse käesolevas
töös pikemalt. Projekt nägi ette ka põhjalikku geneetilist uuringut ja populatsioonide seiret.
(http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=114)
Pavliku (1993) artiklis kirjeldatud taasasustamise katse eesmärkideks on (1)taasluua
isereguleeruv populatsioon tema ajaloolise leviku piirides; (2) määrata kahe algpopulatsiooni
(seemnete allika) geneetiline struktuur ja demograafiline struktuur; (3)luua detailne
demograafiline andmestik, mis võimaldab uute populatsioonide hindamist ning (4)viia läbi
katsed, et hinnata sissetoodud üheaastaste rohttaimede mõju Amsinckia grandiflorale ning
testida võimalikke tehnikaid konkurentsi vähendamiseks. Katse toimus 1989- 1990
(tulemused selle perioodi kohta). Populatsiooni seire kestis esimese aasta jooksul peale
istutamist ning planeeritud oli ka pikemaajalisem populatsiooni jälgimine.
Kasvukoha valimisel võeti arvesse mitmeid ökoloogilisi faktoreid nagu mikrokliima, muld,
kallakus, eksponeeritus, kasvukoha suurus, häiringu tase ning ümbritsev taimekooslus ning
muid tegureid nagu maa kasutamise ajalugu, teede lähedus, juurdepääsuvõimalus, valduse
omanikustaatus ning maaala suurus.
Uue populatsiooni jaoks saadi seemned kahest allikast: umbes 2000 1960-ndatel looduslikust
populatsioonist korjatud seemet ning 3000 kasvuhoones kasvanud taimedelt kogutud seemet
(mille algallikas oli ka 1960-ndatel kogutud seemned). Geneetiline analüüs näitas, et
looduslikul populatsioonil oli küll suurem varieeruvus, kuid kasvuhoonekatsed näitasid, et
idanemine oli neil väiksem (tõenäoliselt tingitud seemnete vanusest).
Nende tulemuste põhjal arvutati välja esimese ja teise allika optimaalne suhe segus, mis
annaks maksimaalse taimede elujõulisuse. 100 ruudu seas, kuhu plaaniti taimi asustada oli ka
20 katseruutu, millel plaaniti enne seemnete külvamist rakendada erinevaid häiringuid: viis
ruutu põletati, viiel ruudul lõigati käsitsi rohttaimed 2cm kõrguseks ja viit ruutu pritsiti
spetsiaalse rohttaimede vastase herbitsiidiga ning viis jäeti kontrollruutudeks).
Põletamis- ja lõikamisruutudel oli vähenenud idanemisprotsent ja suremus kasvu algfaasis
võrreldes teiste töötlustega. Herbitsiidiga pritsimisel ei olnud märgatavat mõju idandite
ellujäämisele. Kasvu algperioodil ei olnud vahet ka sellel, mis allikast seemned pärit olid, mis
11
-
näitab, et geneetiline varieeruvus ei mängi nii varajases staadiumis olulist rolli. Kloroosi
esines kõige vähem põletatud ruutudel (kuna teistel platsidel pidid karusilmad konkureerima
teiste rohttaimedega valguse pärast), kuid hilisemal kasvuperioodil jäid paljud taimed seal
madalamaks ja ei arenenud lõpuni välja. Lõigatud ruutudel olid taimed lühemad ja
seemnetoodang väiksem. Kõige edukamad olid taimed, mis kasvasid herbitsiidiga töödeldud
platsidel (kõrgus, elujõulisus ja seemnete arv suurim). Erinevatest allikatest pärit seemnetest
kasvanud taimed ei erinenud oluliselt taime suuruse ja seemnetoodangu poolest.
Katse oli edukas. Paljud taimed jäid ellu (kolme kuu pärast 43%-70%- vanematest seemnetest
kasvas vähem taimi) ning eriti edukad olid nad siis, kui kasvukohtades vähendati võõrliikide
konkurentsi. Populatsiooni aastane juurdekasv aastatel 1990-1993 oli 18%-26%.
Kuna isegi kontrollruutudel oli seemnete toodang viis korda suurem sellest kogusest, mis
sinna külvati, võib öelda, et Amsinckia grandiflora taastamine looduses tema ajaloolisel
levikualal on võimalik. (Pavlik, 1993)
Taastamise projektis oli märgitud, et katses kirjeldatud kasvukohal toimus 1997.a. suur
põleng, kuid edasise seire tulemused polnud kättesaadavad.
(http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=114)
Projektis kirjeldati ka teisi taasasustamise katseid ning kuuest kaks on olnud edukad- on
taastatud isereguleeruv populatsioon. Ebaõnnestumiste põhjusteks peetakse vähest
kättesaadavate seemnete kogu ja halbu idanemistingimusi katseaastatel (liigniisked talved).
Projektid ja monitooring jätkuvad.
(http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=114)
3. 1. 3. Lupinus sulphureus ssp. kincaidii (Dougl. Ex Hook.) Fabaceae Väävlilupiin3 Lupinus sulphureus on pikaealine ohustatud preeriataim, mis on endeemne Willameti oru
rohumaadel Oregoni lääneosas USA-s. Linnastumise ning põllumajanduslike maade pindala
suurenemise tõttu on liigi leviala väga fragmenteerunud. See on ka peamine Lupinus
sulphureus´i ohu tegur, ning kuna ta on peremeestaimeks ka kaitstavale liblikaliigile (Icaricia
icarioides fender- Fenders blue butterfly) on populatsioonide taastamine eriti oluline.
Severns`i (2003) artiklis kirjeldatud projekti raames pöörati tähelepanu just sellele, et
mõlemale liigile oleks loodud sobivad elutingimused uues populatsioonis (jälgimine kestis 3
3 Eestikeelne nimi nimekomisjonis kinnitamata
12
-
aastat). Töö eesmärgiks oli katsetada, kas uute populatsioonide loomine on reaalne ja milline
meetod on taime jaoks optimaalseim.
Peaaegu kõik 43 looduses säilinud Lupinus. sulphureusi populatsiooni olid väikesed (vähem
kui kümme taime). Taime eluiga on kuni 100 aastat või enam, mis näitab, et populatsiooni
uuenemine on väga aeglane protsess.
Kohti, kuhu taheti taime asustada valiti kaks. Üks neist on liigi ajaloolisel levialal (Row
Point) ning teine (Green Oaks) on üks kümnest selle piirkonna säilinud väikesest
populatsioonist. Seemnete saamiseks valiti viis populatsiooni, mis kõik on 2ha pindalal Green
Oaksi kasvukoha ümbruses ning kaks populatsiooni Row Pointi lähedal.
Seemneid korjati kokku viiest looduses säilinud populatsioonist 1997.a suvel ning 3 kuud
hiljem külvati valitud prooviruutudele. Prooviruutudelt eemaldati potentsiaalsed konkurendid,
et kiirendada taimede kasvu. Seire toimus 1998. a. jooksul (märgiti kõikide võrsete asukohad)
ning 1999.a. ja 2000.a. suvel. Mõõdeti lehtede pindala, lehtede arvu, viljakust.
Tulemustest selgus, et kõige tundlikumad elustaadiumid olid varajased (22 kuud, kuid 2-7 kuu
vanuselt oli suremus kõige suurem). Idanemise perioodil ning kogu esimene aasta oli suremus
suur mõlemas kasvukohas, kuid mida aeg edasi seda enam tuli välja nende erinevus. Selgus,
et taimeliiki on võimalik edukalt levitada ainult nendesse piirkondadesse, kus ta on juba
olemas (peale esimest 10 kuud oli 93,7% taimedest elus). Ainult 3% seemnetest kasvas
elujõulisteks taimedeks kohas, kus lähim Lupinus sulphureusi taim oli enam kui 100m
kaugusel. See on tõenäoliselt seotud sellega, et seal eksisteerib ka taime jaoks vajalik
mükoriisne komponent. Selgus ka, et mida suuremalt populatsioonilt olid seemned kogutud,
seda edukam oli uue populatsiooni loomine. Vaja on täpsemaid uuringuid, mis määratleks
taime spetsiifilised nõudmised kasvukohale enne kui asuda läbi viima suuremahulisi
külvamisprojekte. Liblika jaoks oli projekt siiski edukas, kuna liblikapopulatsioon kasvas
kuni 40% Green Oaksi kasvukoha ümbruses järgmise 8 aasta jooksul.
3. 1. 4. Conradina glabra (Shinners) Lamiaceae Vale-roosmariin4 Conradina glabra on kaitse all olev püsik, mis kasvab endeemina Florida loodeosas USA-s.
Liiki ohustab metsamajandus, kuna liigi säilinud populatsioonid asuvad metsamajanduslikul
alal. Liik oleks võimeline asustama kuivi raiesmikke, kui seemned oleks kättesaadavad.
Praegu aga väheneb liigi arvukus looduslikes populatsioonides kokku, kuna tema loomulikku
4 Eestikeelne nimi nimekomisjonis kinnitamata
13
-
haabitaati (liivaluited) on rajatud suured männiistandused ning Conradina glabra on talle
sobivate valgustingimustega kasvukohtadest tõttu välja tõrjutud. (Gordon,1996)
Gordoni (1996) artiklis kirjeldatakse 1988.aastal alanud taasasustamise katset, mille
eesmärkideks oli taime vajaduste uurimine ja uue populatsiooni loomine liigi ajaloolisele
levikualale. Siiani on see ainus Conradina glabra taasasustamise katse.
Conradina glabra pistikud otsustati loodusest asustada Florida looduskaitsealale, kuna see
asub tõenäoliselt taime ajaloolise levikuala sees. Pistikuid saadi umbes 1km kauguselt
looduslikust populatsioonist.
Pistikud korjati 1988.a. 48 taimelt ning paljundati kasvuhoones. 1990.a. istutati 1300
juurdunud istikut looduskaitseala aeda (kolmele proovilapile). Kuna taime bioloogiast oli
väga vähe teada viidi teisaldamist läbi kui eksperimentaalset uurimustööd. Uuriti konkurentsi,
puuvõra liituvuse, tule ja kärpimise mõju. Peale esimest kasvuaastat oli taimedest elus 94%,
peale teist aastat oli põletamata ruutudes ellujäämus 95% ja põletatud ruutudel 64%
(ellujäämus oli seal sõltumatu konkurentsist ja kärpimisest). Kärpimine ja puuvõra liituvus
mõjutas oluliselt taimede kõrgust esimesel aastal, kuid see erinevus vähenes hiljem. Mida
suurem võra liituvus seda väiksemad olid istikud ning kärpimine mõjutas nii kasvu kui
harunemist positiivselt. Konkureeriv alustaimestik ei mõjunud oluliselt ellujäämusele, kuid
vähendas oluliselt reproduktiivsust ja kasvu esimestel aastatel. Tuli mõjutas positiivselt
reproduktiivsust, kuid samas vähendas ellujäänud taimede hulka. Tulemustest ilmneb, et
Conradina glabra arvukuse vähenemisele ei ole ühte ja ainust põhjust. Seda on mõjutanud
aastate jooksul mitmed erinevad tegurid sealhulgas ka antropogeenne faktor. Istutatud
populatsioonide seire kirjanduse järgi jätkub, kuid andmed selle kohta ei ole kättesaadavad
3. 1. 5. Hymenoxys acaulis (Pursh)var. Glabra (Gray.)Asteraceae Hymenoxys acaulis on rosetjas püsik,mis eelistab kasvukohana alvareid. Liik leviala on
Kanada läänealadel, Kalifornias ja Texase loodeosas. Kirjeldatud on viis variatsiooni, kuid
ainult var. glabra on endeem Suure Järvistu piirkonnas.
DeMauro (1996) artiklis vaadeldi põhjalikult taime leviku ajalugu, nõudmisi kasvukohale,
uuriti säilinud populatsioonide struktuuri, geneetikat ja paljunemist. Saadud informatsiooni
kasutati taastamisprojekti väljatöötamiseks ning see viidi ka läbi. Eesmärgiks oli
populatsiooni taastamine liigi ajaloolisel levikualal Illinoisis, kus looduses oli säilinud ainult
mõned taimed. Eesmärgiks võeti isereguleeruva populatsiooni loomine, mis sarnaneks
omadustelt (populatsiooni struktuur, tihedus ja levik) looduslikule populatsioonile.
14
-
Seemneid teisaldamise jaoks vajalike taimede kasvatamiseks saadi kolmest allikast. Ohio ja
Ontario populatsioonidest korjatud seemned, seemned Ohio ja Illinoisi taimede ristanditelt
ning ristanditelt, mis tolmlesid iseseisvalt. Teiste populatsioonide kaasamine oli vajalik, et
suurendada genotüüpide arvu Illinoisi populatsioonis, kuigi kardeti outbriiddepressiooni.
Seemned kasvatati istikuteks kasvuhoones. Istutamisel imiteeriti taimede tihedust nende
looduslikes populatsioonides (kuus taime ruutmeetril), et vältida liigisisest konkurentsi.
Tähelepanu pöörati ka inbriidingu vähendamisele, kuna teada olid taimede päritolu ja nii sai
erineva päritoluga taimed istutada üksteisele lähemale. Kohad istutamiseks valiti ala kaitstust
ja suurust, sobiva haabitaadi kvaliteeti ja hulka jälgides. Kokku istutati taimi kolmele
katsealale. Kahel esimesel pole teadaolevalt populatsiooni olnud ning lähim populatsioon on
10 km kaugusel ning kolmanda katsealal on ajalooliselt Hymenoxys acaulis populatsioon
olnud.
1988. aasta kevadel istutati 1215 istikut kahte esimesse kohta (vastavalt 605 ja 610 taime).
Nendest elasid suve üle ainult 5% (suvel oli pikk põud). Teises etapis istutatud taimedel läks
paremini- erinevatel aladel jäi ellu vastavalt 84%, 59% ja 37% taimi (kolmandal ruudul
kahjustasid juuri väikesed imetajad). Seemnete toodang ja õiterohkus oli suurem kahel
esimesel katsealal. Alates 1989. aastast on ellujäänud taimede hulk jäänud samaks, mis viitab
sellele, et tegu on elujõuliste populatsioonidega. (DeMauro, 1996)
3. 2. Euroopa projektid
3. 2. 1. Linnaea borealis (L.) Caprifoliaceae harakkuljus Harakkuljus on mitmeaastane roomav puitunud varrega klonaalne taim, mis on Inglismaal
haruldane ning vähese levikuga ka Śotimaal. Vähese leviku põhjuseks peetakse
potentsiaalsete kasvukohtade vähenemist, kuna kasvukohti võetakse kasutusele
põllumajanduslike maadena.
1999.a. koostati Species Action Plani raames projekt, mis nägi ette harakkuljuse
populatsioonide taastamist kohtades, kus see on varem eksisteerinud; kontrollimise, et kõik
populatsioonid oleks võimelised suguliseks levikuks ning uute populatsioonide loomise, et
suurendada areaali. Varasemates eksperimentides (mujal läbi viidud) on näidatud, et kõiki
neid eesmärke on võimalik saavutada harakkuljuse teisaldamise teel.
Kohni ja Lusby artiklis (2003) kirjeldatud eksperimentaalne taasasustamise katse viidi läbi
Scottish Bordersi nimelises kohas ning see oli kavandatud pilootprojektina.
15
-
Teisaldatavad taimed koguti kahel meetodil. Esimesel juhul võeti taimed looduslikust
Mellerstaini populatsioonist (18 taime) ning istutati ümber kasvuhoonesse, kus neid kasvatati
aasta jooksul ning siis istutati ümber katseruutudele. Teisel juhul võeti taimed otse
Mellerstaini populatsioonist (20 taime) ja istutati kohe prooviruutudele ümber. Istutamisalad
valiti algsest populatsioonist 550 ja 640 meetri kaugusele ning valmistati põhjalikult ette
(eemaldati rohttaimed, et vähendada konkurentsi), uuriti ka mulla omadusi, võra liituvust ja
teisi abiootilisi tegureid (kallakus, eksponeeritus, suund). Mõlemale alale istutati 1999.a. nii
kasvuhoonest kui ka otse loodusest kogutud taimi. Seire toimus 2001 ja 2002.a. sügisel.
Eksperiment ebaõnnestus. Juba teiseks aastaks oli enamik istikuid hävinud ning ainult üks
taim 38- st istutatust oli elus veel 2002.a . Ebaõnnestumise põhjuseid võib olla mitmeid.
Kõige olulisemaks pidasid autorid ebasobivat uut kasvukohta, kuna seal oli võra liituvus
suurem kui algpopulatsiooni kasvukohas. Oluline ebaõnnestumise põhjus võis olla ka
kasvuhoone taimede ebaõige käitlemine transportimisel ja taimede vale istutamismetoodika.
Õigem oleks võib-olla istutada koos juuri ümbritseva mullaga. Ebaõige võis olla ka istutamise
aeg- november- mis oli istikutele liiga külm. (Kohn & Lusby, 2003)
3. 2. 2. Gymnocarpium robertianum (Hoff.) paas-kolmissõnajalg Paas-kolmissõnajalg on laialdaselt levinud sõnajalgtaim Euroopas, kuid Iirimaal kasvab seda
looduslikult ainult ühes kohas. (Waldren et al., 2001)
Kasvukoha kahjustamine (ala tasandamine buldooseriga ja lubjakivide eemaldamine)
vähendas sõnajalapopulatsiooni arvukust ja vähendas liigi potentsiaalset levikuala.
1996.aastal koosnes populatsioon kolmest vegetatiivselt paljunenud kogumikust, milles kõigis
oli ka fertiilseid isendeid (mõnes kogumikus üle 100 lehe). Liigi taastamisprogrammi raames
viidi läbi taimede ex situ paljundamine ja istutamine loodusesse parema kaitsega asukohta.
Risoomipistikud võeti kõikidest kogumikest (koguti ka eoseid) ning istutati need turba, liiva
ja savimulla segusse, kus neid hoiti kuni juurdumiseni ning istutati siis eraldi pottidesse.
Istutamiseks valiti koht, mis on algpopulatsioonist 55km kaugusel, kuid asub rahvuspargi
territooriumil ning on seetõttu paremini kaitstud. 1996.aasta oktoobris istutati 25 noort taime
loodusesse ning loodusesse kaitseruutudele külvati ka eoseid. Pärast istutamist taimi kasteti ja
kaitseks asetati ümber lubjakivitükke.
Kahel istutamisjärgsel aastal oli suremus väga suur, kuid 2000-2001 on taimede arv
suurenenud 14% algselt istutatud taimede arvust ning 2001. aastal olid 11% neist fertiilsed.
Ruutudel, kuhu külvati eoseid pole sporofüüte (sõnajalataimi) leitud.
16
-
Tulemustest oli näha, et poplatsiooni arv küll stabiliseerus, kuid kuna istutati suhteliselt vähe
taimi tekkinud elujõulist populatsiooni. Tulevikus plaantakse suurendada nii populatsiooni
geneetilist mitmekesisust (vaja geneetilist uuringut) kui ka populatsiooni arvu. (Waldren et
al., 2001)
3. 3. 3. Woodsia ilvensis (L.) Ida-kiviürt Woodsia ivensis on haruldaseim sõnajalgtaim Briti saarestikus. Looduses kasvab teda veel
umbes 100 puhmast ning kuna pole leitud noori taimi on karta, et sõnajalg kaob loodusest
lõplikult (peamisteks põhjusteks populatsiooni vananemine ja jätkuv häirimine loomade
poolt). Taim kasvab Põhja-Inglismaa kaljustel aladel. 20. sajandil on Briti populatsioonide
katastroofilist vähenemist põhjustanud põud, varingud, inbriiding ning kollektsionäärid, kes
taimi on korjanud herbaariumite ja aedade tarbeks.
1998.a. koostati Woodsia ivensis`e taastusprogramm UK Species Action Plan for Recovery
for W. ilvensis, mille valmimisaeg ühtis botaanikaaia poolt läbi viidud põhjaliku liigi
bioloogia uuringu (uuring kestis kolm aastat) lõpetamisega.
Viidi läbi ka Dyer, Lindsy ja Lusby (2002) artiklis kirjeldatud projekt. Eesmärkideks oli
uurida Woodsia ilvensis`e paljunemist, geneetilist mitmekesisust populatsioonide sees ja vahel
ning ex situ säilitatava kogu loomine.
Testiti eoste idanemisvõimet, ning selgus, et eosed (koguti kõikidest suurematest
populatsioonidest) idanesid hästi (13 taimel 16-st üle 94% eostest idanes kultuuris), kuid
ometi pole looduses nähtud viimase seitsme aasta jooksul juveniilseid isendeid. Laborikatsed
näitasid, et eosed idanesid kõige paremini 20 kraadi juures, kuid kuna see on sarnane
paljudele teistele taimedele Suurbritannias (k.a mitmed sõnajalgtaimed) ei saa madal
temperatuur olla peamine seletus regeneratsiooni puudumisele.
Eksisteerivat geneetilist diversiteeti Briti Woodsia ivensise kasvukohtades, säilitatakse ex situ
eosepangana. Populatsiooni taasasustamine loodusesse oli siiski keeruline. Tuli otsustada kas
täiendada olemasolevaid populatsioone või luua uusi (sel juhul on kogu genofond uus ning ei
tea kuidas taimed kohanduvad), kuhu istutada (raske leida selliseid kaljupragusid, kus oleks
vajalik veega varustatus), millal istutada (kas suve põud on raskem üle elad kui talvekülm),
kust saada materjal (kas kasutada loodusest taimedelt korjatud eoseid või kasutada mullas
säilivat eostepanka, mis võimaldaks populatsiooni tagasi tuua kadunud genotüübid). Kaaluti
ka vees suspendeeritud eoste pritsimist sobivasse kasvukohta, mis võimaldaks taimedel
kasvada in situ ja kohaneda kasvuperioodi käigus. Sel juhul saaks taimed kasvada ka
17
-
sellistesse kaljupragudesse, mis on istutamise jaoks liiga väikesed. Kuna ei teatud täpselt,
kuidas eosed looduses idanevad valiti istutamiskuupäev juhuslikult. Väga oluline oli
populatsiooni aastatepikkune jälgimine, mis toimus maist septembrini (Woodsia ivensis on
suvehaljas sõnajalg).
Dyer`i, Lindsy ja Lusby (2001) artiklis kirjeldatakse sama projekti raames planeeritud
taasasustamise katse läbiviimist.
Otsustati taasasustada liiki aladele, kus on lähiminevikus olnud Woodsia ivensise
populatsioon. Potentsiaalsete alade hulgast valiti kaks kohta, mille mulla ja muude
kasvukohatingimuste kohta oli võimalik saada adekvaatseimat informatsiooni kirjandusest.
Kasutati taimi eksisteerivast ex situ kollektsioonist. Esimene istutamine toimus 1999. a.
juunis. Istutati 26 erineva suurusega taime kohta, mida on 19. saj. kirjeldatud, kui Woodsia
ivensise kasvukohta. Septembriks samal aastal oli elus 25 taime, mida suve jooksul vajadusel
oli ka kastetud. Septembris istutati samasse kohta veel 38 taime ja 129 taime teise
taasasustamiseks valitud kohta. Mõlemasse kohta istutati osad taimed koos rähaga, mis on
tavaline pinnas Norras selle liigi kasvukohtades. Esimeses kasvukohas suri aastaga neli taime
ja teises kasvukohas kümme taime. 2000.a. septembris istutati esimesse kasvukohta veel 50
taime (kilomeeter eemal eelmise aasta katsealast) ja uuriti eelmisel aastal istutatud taimi.
Kuigi teisel suvel 1999.a. istutatud taimi ei kastetud oli ellujäämisprotsent 90, mis on siiski
väga suur ning paljudel taimedel arenesid välja sporangiumid. Umbes 30% esimese
kasvukoha taimedest valmisid ka eosed.
Uute ja vanade Woodsia ivensise populatsioonide seire jätkub kindlasti mitme aastakümne
jooksul, kuid esialgsed tulemused olid väga positiivsed, kuigi juveniilseid taimi pole veel
leitud. Tulemustest võib järeldada, et sõnajalapopulatsioonide taastusprogrammides on
taasasustamistehnoloogial kindlasti oma koht. (Dyer et al., 2001)
3. 3. Austraalia projektid
3. 3. 1. Pimelea spinescens ssp. spinescens (Rye) Thymelaeaceae Ogaline läikpõõsas5
Pimelea spinescens on madal puhmastaim, mis kasvab kuni 30cm kõrguseks. Eluiga võib olla
kuni 100 aastat. Kasvab avatud rohumaadel Melbourn`i lähedal Austraalias (endeemne liik
5 Eestikeelne nimi nimekomisjonis kinnitamata
18
-
selles piirkonnas) ning eelistab mulla aluskivimina basalti. Teada on umbes 20 looduslikku
populatsiooni. (Mueck, 2000)
2006. aasta jaanuariks koostati Viktooria looduskaitse osakonna korraldusel koostatud
põhjalik projekt taime taastuskaitseks, mis hõlmas populatsioonide põhjalikke kirjeldusi ja
uuringuid, liigi bioloogia tundmaõppimist ning olemasolevate populatsioonide kaitset. Projekt
planeeritud kestvus on viis aastat- seega pole veel tulemusi.
(http://www.deh.gov.au/biodiversity/threatened/species/p-s-spinescens.html)
Muecki (2000) artiklis kirjeldatud teisaldamise eesmärgiks oli viia taimed oma kasvualalt
(endine lennuvälja ala, mida taheti müüa) lähedalasuvale (teisaldamise kaugus kuni 400
meetrit). Uuritud populatsioonis olid ülekaalus täiskasvanud taimed ning populatsioonid
uuenesid väga aeglaselt.
Taimi teisaldati kolmel erineval meetodil 1999.a. mais Elujõulisematelt taimedel võeti
juurepistikud, mida töödeldi kasvuhormoonipulbriga ning istutati kaitsealale. Varasemad
eksperimendid on näidatud selle meetodi usaldusväärsust Pimelea spinescens`i teisaldamisel.
Selle eksperimendi käigus kõik 300 sel moel istutatud taime surid, mis oli tõenäoliselt tingitud
pikast põuaperioodist istutamise aastal (1999. a.). Teised kasutatud meetodid olid õnneks
edukamad. Teisel juhul kaevati taimed välja koos ümbritseva ca. 40cm paksuse mullakihiga,
transpordiks kasutati terasest kasti. Kolmandal juhul kasutati tehnikat, mis häirib ökosüsteemi
vähem- iga taim võeti eraldi koos koonusekujulise mullamassiga tema all (kuni 50 cm).
Mõlemal juhul istutati taimed 400 meetrit eemal asuvale kaitsealale, kus eksisteeris ka kohalik
Pimelea spinescens`i populatsioon. Teraskasti meetodil jäi ellu 60% taimedest (56 taime) ning
koonusemeetodil 68% (88 taime). Projekti tulemustega jäädi rahule, kuid seire jätkub.
Kahjuks ei ole edasist informatsiooni selle katse kohta kättesaadaval. (Mueck, 2000)
3. 3. 4. Brachycome muelleri (Sonder) Asteraceae Brachycome muelleri on varakevadel õitsev üheaastane taim, mis kasvab endeemsena
Austraalia lõunaosas. Säilinud on ainult üks populatsioon, mille leviala on umbes 3ha.
(Jusaitis et al., 2004)
Black Hilli taimestiku keskus avaldas ohustatud liikide programmi raames (Australian
National Parks and Wildlife Service Endangered Species Program)1999. aastal Jusaitis,
Sorensen ja Polomka koostatud projekti (Conservation Biology of Brachycome muelleri), mis
käsitleb põhjalikult Brachycome muelleri ajalugu, nõudmisi kasvukohale ja soovitusi liigi
taastamiseks. (http://www.anbg.gov.au/anpc/jusaitus.html)
19
http://www.anbg.gov.au/anpc/jusaitus.html
-
Samad autorid (Jusaitis et al., 2004) uurisid 1995-1997 põhjalikult liigi paljunemist ning tegid
kindlaks, et seemned idanevad paremini peale põletamistöötlust; seemnete hulk on piisav, et
tagada populatsiooni jätkusuutlikus, kuid probleemiks võib olla seemnete väike levikukaugus.
Saadud infot kasutasid samad autorid oma järgmises projektis ,mille käigus viidi läbi mitmeid
idanemiskatseid ja asustati uus populatsioon
Artiklis (Jusaitis et al., 2004) artiklis peeti taasasustamist peeti liigi säilimise seisukohast
ainuvõimalikuks vahendiks, kuna olemasolev populatsioon võib kergesti hävida mingi
katastroofi tagajärjel. Tulemuseks oleks liigi kadumine loodusest. Taasasustamise eesmärgiks
oli luua elujõuline metapopulatsioon ning see eesmärk ka täideti.
Uue populatsiooni jaoks sobiva kasvukoha uuringud kestsid kokku kolm aastat, mille jooksul
uuriti põhjalikult mulda, pH- d, niiskustingimusi ja valgustingimusi. Otsiti looduslikule
populatsioonile sarnaste geoloogiliste ja geograafiste omadustega kohta.
Teisaldamine viidi läbi kahel meetodil - külvamine seemnetest 1996.a juunis ja istikute
istutamine (taimelavas seemnetest kasvatatud) 1997.a septembris. Seemned ja istikud saadi
botaanikaaia populatsioonist. Seemneid külvati olemasolevasse looduslikku populatsiooni.
Istikuid (kuue nädala vanused) istutati kahele katsealale, millest üks oli loodusliku
populatsiooni kõrval ning teine 1,5km loodes (liigi teadaolevast ajaloolisest levialast
väljaspool).
Testiti GA3 (giberelliin hape) mõju seemnete idanemiskiirusele ja võimekusele. Parimaks
osutus lahus kontsentratsiooniga 1000mg/l (88% seemneid idanesid kõige lühema ajaga) ja
sobivaim idanemistemperatuur oli 20 kraadi.
Tulemustest selgus, et tugevasti mõjutas seemnetest külvatud populatsiooni ellujäämust
konkurents- rohttaimedega katseruudul kasvas üles 3% ja rohuvabal ruudul 15% taimedest.
Herbivooride mõju ei olnud tugev- erinevusi ellujäämuses polnud kaitstud (elektrikarjusega)
ja kaitsmata ruutude vahel. Istikutena asustatud taimed olid oluliselt edukamad kui taimed,
mis kasvasid kohapeal Istikute teisaldamine tulemusena jäid peale esimest kuud ellu 93%
taimedest. Aasta pärast oli elus veel 82% (243 taime). Järgmiste aastate jooksul laienesid uued
populatsioonid pidevalt (neli aastat jälgimist) ning esialgu tundub, et loodud on uus elujõuline
Brachycome muelleri populatsioon, kuid seire veel jätkub. Sarnaseid projekte on plaanis läbi
viia ka edaspidi. (Jusaitis et al., 2004)
20
-
3. 4. Saarel läbiviidud projekt
3. 4. 1. Angiopteris chauliodonta (Copel.) Marattiaceae Angiopteris chauliodonta on endeemne sõnajalaliik Pitcairni saarel Vaikses ookeanis. Saarel
on säilinud kuus Anliopteris chauliodonta populatsiooni. (Kingston et al. 2004)
Artiklis (Kingston et al. 2004) artiklis kirjeldatud projekti käigus uuriti põhjalikult
Angiopteriss chauliodonta geneetikat, populatsiooni struktuuri ja ökoloogiat, et saada
informatsiooni põhjustest, mille tõttu on säilinud nii vähesed isendid sellest liigist.
Lõppeesmärgiks oli kasutada saadud infot, et töötada välja plaan liigi säilitamiseks.
Populatsioonide vaatlused toimusid 1997. a. kolme kuu jooksul. Ainult 19% leitud 772-st
taimest olid fertiilsed. Enamik olid väikesed ja steriilsed, kuid leiti tõendeid järeldamaks, et
osad steriilsetest isenditest on kunagi olnud suuremad ja ehk ka kandnud eoseid. Geneetilised
analüüsid (RAPD) näitasid populatsioonide vähest geneetilist varieeruvust, kuid üldine
varieeruvus oli võrreldav teiste saarel esinevate sõnajalgtaimedega.
Populatsiooni säilitamine eeldas nii in- kui ka ex situ kaitset. Kaitseala loomine oli sobiv sinna
kus asetsesid kolm suuremat ja elujõulisemat populatsiooni. Ex situ kollektsioonis kasvatati
taimi, et anda täiendust looduslikele populatsioonidele. 1997.a. asustati kahest suuremast
populatsioonist uude kasvukohta 40 eellehte, millest 2003.aastaks 65% oli kasvanud
elujõulisteks taimedeks. See näitab, et sel moel on võimalik liigi levikut saarel kiirendada ja
sellele kaasa aidata. Seal kasvatatud noori taimi saab omakorda teisaldada uutesse või
vanadesse populatsioonidesse et suurendada isendite arvu looduses. Ex situ eostest elujõuliste
taimede kasvatamine pole seni õnnestunud- gametofüüt formeerub, kuid sporofüüt mitte.
Kuna ükski populatsioon saarel ei ole täielikult isoleeritud siis saab hübridiseerida omavahel
kõiki taimi, et saavutada järglaste võimalikult suur geneetiline varieeruvus. Sellisel teel
paljundatud taimede taasasustamise programmid arvatakse olevat sobivaimad selle juhtumi
jaoks. (Kingston et al. 2004)
21
-
4. Eesti haruldaste taimepopulatsioonide taastamiskatsed
Eestis on läbi viidud väga vähe taastamise/teisaldamise katseid, kuid vajadus selleks on olnud
ja on ka praegu. Ka Eestis on mitmeid taimepopulatsioone, mis hääbuvad ning üks võimalus
nende taastamiseks on kindlasti taasasustamine.
1996.a viidi Läänemaal läbi karjääri alale jääva tõmmukäpa (Orchis ustulata) populatsiooni
(umbes 70 taime) hädateisaldamine Pivaroosi kanti. Sinna ei tekkinud elujõulist
populatsiooni. Selle katse puhul pole ka teada, kas istutamisalal on kunagi taime
populatsiooni eksisteerinud või mitte. Ebaõnnestumise põhjuseks võib pidada kasvukoha
sobimatust. Katsealal ei uuritud eelnevalt käpalisele obligatoorselt vajaliku seensümbiondi
olemasolu, mis võis olla peamiseks takistavaks faktoriks elujõulise populatsiooni tekkimisele.
(Kull, 2005)
Tartus alustati 2005.aasta suvel teisaldamisprojekti, kus elamurajooni ehitusele ette jääv
aasnelgi (Dianthus superbus) populatsioon istutati ümber. Seire veel kestab ja tulemused
esialgu puuduvad. (Kull, 2005)
Eesti ainsat taasasustamise projekti alustati Lääne-Saaremaal Karalas 1988. a., kus kunagi on
kasvanud Dactylorhiza sambucina. Kahjuks ei olnud kasvukoha kohta täpsemat
informatsiooni kui küla nimi (viimane info sealsest populatsioonist pärineb aastast 1901).
Sinna istutati 27 Ahvenamaalt toodud leeder-sõrmkäpa (Dactylorhiza sambucina) taime
eesmärgiga luua elujõuline populatsioon. Paaril järgneval aastal õitsesid seal osad taimed,
kuid 2004.a.oli säilinud vaid neli vegetatiivset taime. Seega võib projekti pidada
ebaõnnestunuks. (Kull, 2005)
Ebaõnnestumise põhjuseid võis neil katsetel olla mitmeid. Tõenäoliselt puudus küllaldane
andmestik liigi spetsiifiliste omaduste ja kasvukohaeelistuste suhtes. Orhideelised on ka
obligatoorselt mükoriissed, mis tähendab, et istutamispaigas peaks mükoriisne komponent
olemas olema või tuleks see koos taimega sinna introdutseerida.
Oma osa võis mängida ka taimede vanus ja võimetus adapteeruda uue kasvukohaga. On teada,
et mida nooremaid taimi istutada, seda suurema tõenäosusega nad uue ümbrusega (muld,
ümbritsev kooslus, niiskustingimused jne.) kohanevad.
22
-
5. Järeldused
5. 1. Vaadeldud projektide analüüs Kirjeldatud projektide valisin lähtuvalt nende läbiviimise piirkonnast, et oleks võimalikult lai
ülevaade: viis USA, kolm Euroopa ja kaks Austraalia projekti ning üks saarel läbi viidud
projekt. Vaatlesin ka Eesti projekte, mille kohta info oli kättesaadav. Valikul pidasin silmas
ka seda, et oleks esindatud erinevad taasasustamise meetodid ja taimede/seemnete valiku
põhimõtted. Kõik taimed vaadeldud projektides on kaitse all piirkonnas, kus taastusprojekt
läbi viiakse. Lähemalt kirjeldasin ka kolme sõnajalgtaimega läbi viidud taasasustamisprojekti,
kuna lähitulevikus on plaanis koostada Asplenium septentrionale populatsiooni taasasustamise
projekt.
Kõige enam taasasustamise projekte oli läbi viidud USA-s, kus peamiseks põhjuseks on olnud
kasvukohtade vähenemine (inimtegevuse tagajärjel) ja invasiivsed taimeliigid. Need projektid
olid ka kõige põhjalikumad. Pöörati tähelepanu projekti eelsele- ja järgsele seirele,
populatsiooni geneetikale, liigi bioloogia tundmaõppimisele ja kasvukohtade valikule.
Põhjalikult oli kavandatud projekti läbiviimise metoodika ja püstitatud konkreetsed
eesmärgid. See tagas ka USA taasasustamisprojektide suhteliselt suuema edu võrreldes
teistega, kuid tuleb silmas pidada ka seda et projektijärgne seire on paljudel kirjeldatud
projektidel veel lõpetamata ning tegelikult näitab projekti edukust just seire. Projekt on
edukas kui taasasustatud populatsioonid on isereguleeruvad ka aastate pärast.
Cirsium pitcheri on taastamisökoloogia seisukohalt üks uuritumaid taimi ning kindlasti tuleks
taastamiskatseid edaspidigi läbi viia. Projektil olid kindlalt määratletud eesmärgid- liigi
bioloogia tundmaõppimine, spetsiifiliste kasvu mõjutavate tegurite uurimine, seemnepanga
olemasolu uurimine ja nende andmete kasutamine populatsioonide taasasustamisel.
Puuduseks võib pidada seda, et uuritud pole veel liigi geneetikat (või ei ole informatsioon
uuringutest kättesaadav) ning taimede kasvuhoones kasvatamise periood võis olla liiga pikk
(kuus kuud). Üldiselt arvatakse, et kunstlikes tingimustes kasvatamise periood peaks olema
minimaalne, et tagada taimede parem kohanemine looduses. Kasvuhoones kasvades jäävad
alles ka sellise genotüübiga taimed, mis looduses varakult välja tõrjutaks ning loodusesse
istudes on kauem kasvuhoones olnud taimedel raskem toime tulla stressifaktoritega.
Amsinckia grandifloora taasasustamise projekt oli vaadeldud projektidest kõige põhjalikumalt
planeeritud. Eesmärgid olid täpselt määratletud ning ka taime bioloogiat oli põhjalikult
tundma õpitud. Väga hoolikalt valiti kasvukohta, mis oli paljude projektide puuduseks ning
23
-
uuriti ka populatsioonide geneetilist struktuuri eesmärgiga komplekteerida maksimaalselt
elujõuline populatsioon. Taasasustamise katse käigus rakendati taimedele ka erinevaid
häiringuid, mis andsid informatsiooni edasiste katsete planeerimiseks. Taasasustamine oli
edukas ning esimesele katsele järgnes ka teisi.
Lupinus sulphureus`i taasasustamise katses puudus eelnev põhjalik liigi bioloogia ja
kasvukohavajaduste uuring, mis võis olla projekti osalise ebaõnnestumise (kahest
taasasustatud populatsioonist oli edukas üks) põhjuseks. Taasasustamise jaoks vajalikke
seemneid korjati looduslikest populatsioonidest, ning selgus, et mida suurem oli populatsioon,
kust seemneid võeti, seda edukam oli ka neid seemneid kasutades taasasustatud populatsioon.
Välja tuli ka kasvukoha hoolika valiku vajalikkus- edukas oli see taasasustatud populatsioon,
mille lähedal kasvas ligi looduslik populatsioon (autorite arvates võis tegu olla taimele
vajaliku seensümbiondi olemasoluga).
Conradina glabra taasasustamisel kasutati pistikuid looduslikust populatsioonist, mis väga
väikese isendite arvuga populatsioonide puhul ei pruugi olla õigustatud- võib tugevasti
kahjustada looduslikku populatsiooni. Eksperimendi käigus ( põhjalikku eelnevat uuringut ei
olnud) uuriti erinevate faktorite mõju taimede kasvule ning tehti sellest järeldusi liigi
bioloogia ja nõudmiste kohta. Kindlasti peaks enne järgmisi taasasustamisi läbi viima liigi
bioloogia ja geneetika põhjalikuma uuringu. Projekt oli edukas, kuid tuleb arvestada, et
populatsiooni isereguleerumisvõime olemasolu saab määrata alles aastaid peale katse
läbiviimist.
Hymenoxys acaulis`e taasasustamisele eelnes väga põhjalik demograafiline uuring, mis
tegeles põhjalikult kõigi edukaks taasasustamiseks vajalike aspektidega. Erilise
põhjalikkusega valiti istutamiskohta, mis on enamike projektide kitsaskohaks. Seemneid
korjati looduslikust populatsioonist ja kasvatati istikuteks kunstlikes tingimustes. Seemnete ja
istutamistüübi valikul arvestati ka minimaalse populatsiooni suurusega ning jälgiti iga taime
edukust eraldi, arvestades tema geneetilist päritolu. Projekti tulemusena saavutati püstitatud
eesmärgid- isereguleeruva populatsiooni taasloomine Illinoisis.
Euroopa projektides oli peamine liigi arvukuse vähenemise põhjus inimtegevus- kas siis
linnastumine või kollektsionäärid, mis hävitab liigile sobivaid kasvukohti. Üldiselt võib
projektide puuduseks võib pidada vähest katsele eelnevat seiret. Ei ole uuritud ka
populatsioonide geneetikat.
24
-
Linnea borealis`e taasasutamise projektis puudusid eelnev populatsioonide seire ja uuringud-
ei olnud põhjalikku informatsiooni liigi bioloogiast ega spetsiifilistest nõudmistest
kasvukohale. Taimed taasasustamiseks olid pärit samast populatsioonist, kuid osasid kasvatati
aasta kasvuhoones. Enne järgmisi katsetusi peaks kindlasti põhjalikumalt uurima
populatsioonide geneetikat, häiringute mõju ja erinevaid istutamistehnikaid.
Gymnocarpium robertianum`i taasasustamiskatse peamiseks miinuseks oli minimaalse
elujõulise populatsiooni suuruse mittearvestamine. Seda näitab see, et lõpuks populatsioon
küll stabiliseerus, kuid pikemaajaliseks püsimajäämiseks oli sinna liiga vähe taimi alles
jäänud. Edukad olid populatsioonid, mis asutati juurdunud taimedest. Ruutudel kuhu eoseid
külvati ei ole sõnajalgtaimi leitud. Katse näitab, et sõnajalapopulatsioonide taastamisel võib
taasasustamine olla edukas meetod.
Woodsia ilvesis`e populatsiooni taastamisprojekt oli põhjalik. Viidi läbi põhjalik seire ja
uuring, mis kindlasti oli projekti edukuse üheks põhjuseks. Viidi läbi ka idanemiskatseid
eostega. Populatsioonide taastamiseks kasutati ex situ säilitatavast eostekogust kasvatatud
taimi. Projekt on siiani olnud edukas ning seire jätkub.
Austraalia projektides oli läbivaks probleemiks mingi kitsa piirkonna endeemide ohustatus
geneetilise mitmekesisuse vähenemise tõttu. Projektid olid väga põhjalikud ja see tagas ka
edukuse.
Pimelea spinescens ssp. spinescens`i populatsioonide kaitseks koostati põhjalik projekt.
Populatsioone oli põhjalikult uuritud ning eesmärgiks oli looduslikud poplatsioonid
ümberasustada looduskaitsealale. Edukaimaks meetodiks sellel taimel osutus teisaldamine
koonusmeetodil. Tulemustega jäädi rahule. Populatsioonidest oleks võinud koguda ka ex situ
säilitatavad seemnekogud, mis tagaks, et isendite hävimisel ei kaoks populatsiooni geneetiline
diversiteet lõplikult. Projekt näitas, et ohustatud populatsiooni ümberasustamine kaitsealale
võib tagada liigi säilise. Oluline on kindlasti ka teisaldamisviisi valik. Selles katses olid
edukaimad need taimed, mis teisaldati koonusemeetodil.
Bachycome muelleri populatsioonide taastamisprojekt oli väga põhjalik- käsitledes ka
soovituslikke meetodeid liigi arvukuse taastamiseks. Uuriti ka liigi paljunemist ning alustati
taasasustamisprojekti. Viidi läbi erinevaid katseid varieerides idanemistingimusi ja kasvu
mõjutavaid faktoreid. Oleks võinud uurida ka populatsiooni geneetikat, kuid kuna projekt oli
edukas võib oletada, et selle taime juures ei oleks see uuring tulemust väga mõjutanud.
25
-
Saared paistavad samuti silma paljude endeemsete liikidega ning ka seal oli peamine
probleem liigi arvukuse vähenemine sobivate kasvukohtade vähenemise tõttu. Angiopteris
chauliodonta taastamisprojekti osadeks olid nii in situ kui ka ex situ kaitse. Populatsioone
uuriti põhjalikult ja viidi läbi ka geneetilised analüüsid. Kogutud informatsiooni arvestades
viidi läbi taasasustamiskatse, mis õnnestus. See näitab, et populatsioonide taasasustamine
saarel on võimalik. Projektis pöörati suurt tähelepanu kohalikele elanikele ning avestati nende
soovidega. See näitab, et taastamisprojektide juures on oluline arvestada ka sotsiaalset ja
hariduslikku tegurit.
5. 2. Olulised etapid taasasustamisprojekti juures
Esimene etapp taimepopulatsioonide taasasustamisel peaks kindlasti olema eesmärkide täpne
määratlemine (projekti koostamine). See määratleb projekti oodatavad tulemused,
läbiviidavad katsed ja projektijärgse seire. Eesmärgid peavad olema seatud iga projekti jaoks
eraldi (Ehrenfeld, 2000). Taasasustusprojektide puhul on lõppeesmärgiks enamasti uue
isereguleeruva populatsiooni loomine, kuid lisaks sellele on igas projektis tavaliselt küsimusi
(näiteks liigi bioloogia, populatsioonistruktuuri, populatsiooni geneetilise varieeruvuse kohta),
millele üritatakse vastuseid leida erinevaid eksperimente läbi viies. Need annavad igale
projektile oma näo, sisu ja eesmärgid.
Samas tuleb eesmärkide seadmisel jääda realistlikuks, kuna kunstlikult loodud populatsioon ei
saa olla võrdne loodusliku populatsiooniga. Vahet tuleb teha ka nende kaitsmise vahel-
looduslik populatsioon peab alati olema rangemalt kaitstud. (Ehrenfeld, 2000)
Järgmine oluline etapp peaks olema põhjalik katseeelne seire, mille käigus õpitaks tundma
liigi demograafiat ning olemasolevate populatsioonide geneetilise mitmekesisuse, liigi ajaloo,
leviku ja bioloogia uuringud. (DeMauro, 1996)
Uute populatsioonide loomisel tuleks läbi viia nii olemasolevate populatsioonide
demograafiliste omaduste, geneetiline varieeruvuse, liigi ristumistüübi, kui ka
populatsiooniväliste tegurite nagu biootilise ja abiootilise keskkonna faktorite (ka inimese)
mõju uuringud. Nende uuringute tulemuste põhjal saab teha järeldusi, millele pöörata
taasasustamisprojekti puhul rohkem tähelepanu, et samad faktorid ei põhjustaks uue
populatsiooni hääbumist. (Pavlik, 1996)
Pilootkatsetena peaks läbi viima eksperimente, mis aitaksid mõista liigi spetsiifilisi omadusi
ja valida parimat taasasustamistehnikat laiaskaalaliste projektide jaoks. Olulisemad
26
-
eksperimendid oleks: manipulatsioonid kasvukohaga, taimede istutamine erinevatel
meetoditel, seemnete külvamine. (Pavlik, 1996)
Tuleks määrata ka liigi minimaalse elujõulise populatsiooni suurus (MVP), mis tagab, et
taasasustatavas populatsioonis ei teki inbriiddepressiooni. Tuleb tuleks arvestada ka liigi
geneetikat- tuleb tagada populatsiooni võimalikult suur geneetiline diversiteet. (Pavlik, 1996)
Eelneva uuringu raames on oluline ka liigi kasvukoha täpne määratlemine, mis hõlmab
maastikusüsteemis toimuvate protsesside mõistmist. Taasasustamiskatsed ebaõnnestuvad kui
ei ole määratletud liigi täpsed vajadused kasvukohale ja sealne kooslus. (Ehrenfeld, 2000)
Taasasustamisprojektid nõuavad tihti ka sobiva kasvukoha loomist, kuid silmas tuleb pidada
ka ümbritsevate organismide (mikroorganismid, taimed, loomad) heaolu. (Ehrenfeld, 2000)
Kindlasti tuleks arvestada koha üldisemate omadustega nagu mullatüüp ja niiskus,
valgustingimused, temperatuur, konkurendid. (Jusaitis, 2005).
Taasasustamise projekti edu mõjutavad oluliselt ka teadmised liigi bioloogiast: populatsiooni
tihedusest sõltuv paljunemine ja suremus, seemnete levikukaugus ja levikuviis, klonaalse
paljunemise võime, teiste taimede mõju. (Davy, 2002)
Kogutud informatsiooni kasutades peaks olema võimalik määrata ka taasasustamisel
kasutatav metoodika. Istutatavaid seemneid, pistikuid, taimi on võimalik korjata nii
looduslikust populatsioonist kui ka kunstlikust kogust. Kunstliku kogu (kui see on koostatud)
eelised on eelkõige väiksem mõju looduslikule populatsioonile ja parem võimalus
seemnete/istikute valikuks (seda teha juhul kui on läbi viidud geneetiline uuring ja on
võimalik valida populatsioone populatsiooni isendeid, mis tagaksid populatsiooni
maksimaalse elujõu ja sarnasuse loodusliku populatsiooniga). Kunstlikust kogust istikute
loodusesse asustamise peamisteks puuduseks on taime võimalik halb kohastumus uue
kasvukohaga (peaks istutama võimalikult noori taimi) ja võimalik subjektiivne valik
(istutamiseks valitakse alateadlikult elujõulisemad taimed, mille tõttu uue populatsiooni
genofondist võivad osad populatsiooni elujõuliseks arenguks vajalikud alleelid puududa)
McKay (2005) on formuleerinud järgmised soovituslikud reeglid populatsioonide
taastamiseks:
1. Taastamiseks vajalik materjal tuleb koguda nii lähedalt kui võimalik. Mida lähemalt
on pärit geneetiline materjal, seda tõenäolisem on adapteerumine uue kasvukoha
tingimustega.
27
-
2. Sobima peavad ilmastiku ja keskkonnatingimused doonor ja retseptor kasvukoha vahel
3. Tuleb määrata taastatava liigi ristumistüüp. Kaugristuvatel liikidel on lokaalne
kohastumine väiksem, mis tähendab, et taastamiseks vajalikku materjali saab koguda
laiemalt alalt kui iseristuvatel liikidel
4. Tuleb määrata liigi ploidsus. Kui see liigisiseselt varieerub ei tohiks erineva
kromosoomide arvuga taimi omavahel ristata
5. Alateadliku valikut seemnete kordistamisel tuleks vältida. See muudab populatsiooni
geneetilist struktuuri. Seemneid tuleks korjata kõikidelt taimedelt võrdselt.
Taastamisjärgse seire raames peab läbi viima loodud populatsioonide põhjaliku
demograafilise analüüsi, mille põhjal saab ennustada lähituleviku trende ja analüüsida
tegureid, mis mõjutavad populatsioonide levikut ja kasvu. (Pavlik, 1996)
28
-
Kokkuvõte
Käesoleva töö eesmärgiks oli anda ülevaade kaitstavate taimepopulatsioonide taastamise,
taasasustamise ning teisaldamise põhimõtetest ning mujal maailmas ja Eestis läbi viidud
taasasustamise/teisaldamise projektidest. Vajadus nende projektide läbiviimiseks on tekkinud,
kuna kaitse all olevate taimeliikide populatsioonid vähenevad. Vaadeldakse lähemalt 11 mujal
maailmas ning kolme Eestis läbiviidud projekti. Läbivaks probleemiks on sobivate
kasvukohtade hävimine ja fragmenteerumine inimtegevuse tulemusena ning sellest tugevasti
häiritud populatsioonide arvukuse vähenemine. Taasasustamine on üks efektiivsemaid
meetodeid taimepopulatsiooni taastamiseks kohtades, kus liik on ajalooliselt eksisteerinud.
Peamiseks eesmärgiks on uue isereguleeruva populatsiooni loomine. Teisaldamiseprojektide
eesmärkideks on enamasti loodusliku populatsiooni ümberasustamine alale, kus seda on
võimalik efektiivsemalt kaitsta. Eestis on taasasustamise/teisaldamise valdkonda suhteliselt
vähe uuritud, kuid siingi on kasvav vajadus kaitsealuste taimeliikide populatsioonide
taastamiseks.
Töös vaadeldakse ka olulisemaid faktoreid, mida taasasustamise projekti koostamisel ja
läbiviimisel peaks kindlasti arvestama, et tagada maksimaalne edu.
29
-
Summary
Restoration of plant populatsions
The purpose of this work is to give a review on principles of restoration, reintroduction and
translocation of protected plant species and projects on reintroduction and translocation
conducted in Estonia and elsewhere in the world. There is a need for such projects, because
the populations of plant species under protection are decreasing. Three projects conducted in
Estonia and 11 projects conducted elsewhere in the world are under closer observation.
Recurrent issue is the destruction and fragmentation of suitable habitats caused by
anthropogenic factors, and the decreasing of the number of plant populations caused by these
factors. Reintroduction is one of the most effective methods to restore plant populations in
their natural historical habitats. The main goal of this method is to develop a new self
regulating population. The main goal of translocation projects is usually to relocate natural
populations to areas where they can be protected more efficiently. The field of reintroduction
and translocation is not very thoroughly studied in Estonia, although there is a growing need
for restoration of populations of plant species.
This research also examines the main factors that need to be considered in devising and
conducting reintroduction projects to ensure maximum success.
30
-
Tänuavaldused
Suurimad tänud minu kannatlikule juhendajale Kai Rüngale.
31
-
Kasutatud kirjandus
• Davy, A. 2002. Establishment and manipulation of plant populations and communites
in terrestial system. v.t. Perrow, M. R.; Davy, A. J. Handbook of ecological
restoration. Cambridge Universiti Press.
• DeMauro, M., M. Development and implementation of a recovery program for the
federally threatened Lakeside daisy (Hymenoxys acaulis) v.t. Bowles, M. L.; Whelan,
C., J. 1996. Restoration of endangered species. Cambridge Universiti Press
• Dyer, A.;Lindsay, S.; Lusby, P. 2001. Woodsia ilvensis in Britain- last chance or lost
cause? Pteridologist. 3,6,
• Dyer, A.;Lindsay, S.; Lusby, P. 2002. The fall and rise of the Oblong woodsia in
Britain. Bot. J. Scot. 53(2), 107-120
• Ehrenfeld, J, G. 2000. Defining the Limits of Restoration: The Need for Realistc
Goals. Restoration Ecology Vol. 8 No. 1, pp. 2-9
• Gordon, D. R. 1996. Experimetal translocation of the endangered shrub apalachicola
rosemary Conradina glabra to the apalachicola bluffs and ravines preserve, Florida.
Biological Conservation. Vol. 77, pp. 19-26
• Heywood, V. H.; Iriondo, H. R. 2003. Plant conseravation: old problems, new
perspectives. Biological conservation. Vol 113, pp. 321-335
• Jusaitis, M.; Polomka, L.; Sorensen, B.2004. Habitat specificity, seed germination and
experimental translocation of the endangered herb Brachycome muelleri (Asteraceae).
Biological conservation. Vol 116, pp. 251-266
• Kingston, N.; Waldren, S.; Smyth, N. 2004. Conservation genetics and ecology of
Angliospermis chauliodonta Copel. (Marattiaceae), a critically endengered fern from
Pitcairn Island, South Central Pacific Ocean. Biological Conservation. Vol. 117, pp.
307-319
• Kohn, D.; Lusby, L. 2003. Translocation of twinflower (Linnea Borealis L.)in the
Scottish Borders. Botanica Journal Scotland. 56(1), pp. 25-37
• Kull, T. Taimepopulatsioonide taastamisest. v. t. Sammul, M.; Lõhmus, A. 2005. Eesti
Loodusuurijate Seltsi aastaraamat. 83. köide. Ökoloogiline taastamine. Tartu
32
-
• McEachern, K. A.; Bowles, M., L.; Pavlovic, N. B. 1996 A metapopulation approach
to Picher´s thistle (Cirsium pitcheri) recovery in southern Lake Michigan dunes. v.t.
Bowles, M. L.; Whelan, C., J. Restoration of endangered species. Cambridge
Universiti Press
• McKay, J. K.; Christian, C. E.; Harrison, S.; Rice, K. J. 2005. „How Local is Local?“
– A review of practical issues in the genetics of restoration. Restoration Ecology. Vol.
13, No. 3, pp. 432-440
• Montalvo, A. M.; Williams, S. L.; Rice, K. J.; Buchmann, S. L.; Cory, C.; Handel, S.
N.; Nabhan, G. P.; Primack, R.; Robichaux, R. H. 1997. Restoration biology: A
population perspective. Restoration ecology Vol. 5, No. 4; pp. 277-290
• Mueck, S. G. 2000. Translocation of Plains rice-flower (Pimelea spinescens ssp.
spinescens), Laverton, Victoria. Ecological management and restoration. Vol. 1, No 2
• Pavlik, B. M. Demographic monitoring and recovery of endangered plant populations.
v.t. Bowles, M. L.; Whelan, C., J. 1996. Restoration of endangered species.
Cambridge Universiti Press
• Pavlik, B. M. ; Nickrent, D. I.; Howald, A. M. 1993. The recovery of an endangered
plant. I. creating a new population of Amsinckia grandiflora. Conservation Biology.
Vol 7, No. 3, pp. 510-526
• Reinartz, J. A. 1994. Planting state-listed endangered and threatened plants.
Conservation Biology. Vol 9. No. 4. pp. 771-781
• Rowland, J.; Maun, M., A. 2001. Restoration ecology of endangered plant species:
establichment of Cirsium pitcheri. Restoration Ecology Vol. 9 No. 1, pp. 60-70
• Sammul, M.; Lõhmus, A. (2005) Sissejuhatus ökoloogilisse taastamisse.. v.t. . Eesti
Loodusuurijate Seltsi aastaraamat. 83. köide. Ökoloogiline taastamine. Tartu
• Severns, P. M. 2003. Propagation of a long-lived and threatened prarie plant, Lupinus
sulphureus ssp. Kincaidii. Restoration Ecology. Vol.11 No.3, pp. 334-342
• Severns, P. M. 2003. Propagation of a long-lived and threatened prarie plant, Lupinus
sulphureus ssp. Kincaidii. Restoration Ecology. Vol.11 No.3, pp. 334-342
33
-
• Schemske, D. W.; Husband, B. C.; Ruckelhaus, M. H.; Parker, I. J.; Bishop, J. 1994.
Evaluating approches to the conservation of rare and endangered species. Ecology 75,
pp. 584-606.
• Waldren, S.; Martin, J.; Curtis T. ; Lynn, D. 2001 Proceedings of symposium, Fern
Gaz. 16 (6, 7, 8): 2002
• Viidatud internetileheküljed:
http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=962
http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=114
http://www.deh.gov.au/biodiversity/threatened/species/p-s-spinescens.html
http://www.anbg.gov.au/anpc/jusaitus.html
34
http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=962http://www.centerforplantconservation.org/ASP/CPC_ViewProfile.asp?CPCNum=114http://www.deh.gov.au/biodiversity/threatened/species/p-s-spinescens.htmlhttp://www.anbg.gov.au/anpc/jusaitus.html
-
Lisad
Lisa 1.
Kew nimekiri, millesse on koondatud (Royal Botanic Garden) artiklid, mis tegelevad
taimeliikide taastamisega ja populatsioonide taasasustamise või ümberasustamisega aastatel
1979-1994
Akeroyd, J. & P. Wyse-Jackson (comps.). 1995. A handbook for botanic gardens on the
reintroduction of plants to the wild. London: Botanic Gardens Conservation International. 31
pp. [2022]
Alden, B. & G. Zizka. 1989. Der Toromiro (Sophora toromiro) eine ausgestorbene Pflanze
wird wiederentdeckt. Natur Und Museum 119(5):145-152. [926]
Allen, W.H. 1994. Reintroduction of endangered plants. BioScience 44(2):65-68. [1300]
Anon. 1971. Antioch primrose sown out of range. The Four Seasons 4(1):21. [15065]
Anon. 1988. Recovery of a Hibiscus. Species 10:21. [11478]
Anon. 1988. Wire-lettuce progress. Oryx 22(3):148. Re-introduction to wild. [11635]
Anon. 1988. Black lace cactus. Threatened Plant Newsletter 20:7-8. Illus. [14881]
Anon. 1992. A rare kind of homecoming. The Nature Conservancy Maryland 16(4):3. Re-
introduction of Canby's Dropwort. [17871]
Anon. 1992. Plant reintroductions in the Mascarenes. Oryx 27(2):75. [18131]
Aplet, G.H. & R.D. Laven. 1994. Application of transitional matrix models to the recovery of
the rare Hawaiian shrub, Tetramolopium arenarium (Asteraceae). Natural Areas Journal
14(2):99-106. [1904]
Arizona Native Plant Society. 1988. Reintroduction of Amsonia kearneyana. The Plant Press
12(2):12. [17583]
35
-
Bertiller, M.B. & F. Coronato. 1994. Seed bank patterns of Festuca pallescens in semiarid
Patagonia (Argentina): a possible limit to bunch reestablishment. Biodiversity and
Conservation 3(1):57-67. [2177]
Birkenshaw, C.R. 1994. Aspects of the ecology and conservation of Damasonium alisma
Miller in Western Europe. Watsonia 20(1):33-39. [1440]
Birkinshaw, C.R. 1990. A report on the reintroduction of Bupleurum falcatum to Norton
Heath. Peterborough: NCC. Nature Conservancy Council, CSD Report No. 1154. [15075]
Birkinshaw, C.R. 1990. The biology and conservation of Damasonium alisma. Nature
Conservancy Council, CSD Report No. 1150. [15071]
Birkinshaw, C.R. 1990. The biology of Artemesia campestris and its introduction to High
Lodge Pit, Mildenhall, Suffolkwater. Nature Conservancy Council, CSD Report No. 1153.
[15074]
Birkinshaw, C.R. 1990. The biology of Leersia oryzoides and its re-establishment on the
Basingstoke Canal, Woking and the Oberwater, New Forest. Nature Conservancy Council,
CSD Report No. 1151. [15072]
Birkinshaw, C.R. 1990. The biology of Veronica spicata subspecies spicata and its
reintroduction to West Harling heath and Cavenham heath. Nature Conservancy Council,
CSD Report No. 1149. [15070]
Birkinshaw, C.R. 1990. The ecology of Carex depauperata and its reinforcement at Cheddar
Wood, Somerset. Nature Conservancy Council, CSD Report No. 1152. [15073]
Birkinshaw, C.R. 1990. The translocation of Equisetum ramosissimus in Lincolnshire.
Peterbourgh: NCC. Nature Conservancy Council, CSD Report No. 1155. [15076]
Birkinshaw, C.R. 1991. Guidance notes for translocating plants as part of recovery plans
(unpublished). NCC CSD Contat Report No. 1225. [14884]
Boitani, L. 1976. Reintroductions - a controversial issue in ecosystem management. In
Boitani, L., ed. Reintroductions: Techniques and Ethics. Proceedings of the Seminar, Rome,
29-30 June 1976. World Wildlife Fund. 6-9. [14882]
36
-
Bordeu, A. La conservacion del Toromiro (Sophora toromiro) un ejemplo de la necesidad de
coordinacion entre Jardines Botanicos y areas silvestres protegidas. (unpublished). [1110]
Bowler, M.L., R.F. Betz & M.M. Demauro. 1993. Propagation of rare plants from historic
seed collections: implications for species restoration and herbarium management. Restoration
Ecology 1(2):101-106. [1496]
Bramwell, D. 1987. The role of the Jardin Botanico Canario "Viera y Clavijo" in the
conservation of endangered Canarian endemics. pp. 175-181 In Bramwell, D., Hamann, O.,
Heywood, V., Synge, H., eds. Botanic Gardens and the World Conservation Strategy.
London: Academic Press. (Sp). [13439]
Bramwell, D. 1991. Botanic gardens in conservation: reintroduction into the wild. pp. 209-
216 In Heywood, V.H. & Wyse Jackson, P.S., eds. Tropical Botanic Gardens. Their Role in
Conservation and Development. San Diego: Academic Press. [14982]
Brauner, S. 1988. Malhuer Wirelettuce (Stephanomeria malheurensis) biology and
interactions with Cheatgrass: 1987 study results and recommendations for a recovery plan.
(unpublished). [14620]
Brockie, W.B. 1946. Ranunculus paucifolius T. Kirk. Christchurch, New Zealand:
Christchurch Domains Board. 14 pp. [1150]
Brookes, B.S. 1981. The discovery, extermination, translocation and eventual survival of
Schoenus ferrugineus in Britain. pp. 421-428 In Synge, H., ed. The biological aspects of rare
plant conservation. Chichester: Wiley. Illus. Proceedings of International Conference, King's
College, Cambridge, 14-19 July 1980. [10960]
Brussard, P.F. 1985. Minimum viable populations: how many are too few? Restoration and
Management Notes 3(1):21-25. [17584]
Cade, T.J. 1988. Using science and technology to re-establish species lost in nature. pp. 279-
288 in Wilson, E.O., (ed.) Biodiversity. Washington D.C.: National Academy Press. [15695]
Chen, Jia-yong & Zheng-fu Huang. 1988. [A preliminary study of the introduction and
preserving of the rare and endangered plants.]. Guihaia 8(2):179-189. Ch (En). [13316]
37
-
Conry, P. 1988. MAS conservation project: recovery of the endangered tree Serianthes
nelsonii. Koko's Call 5(8):1-2. [11922]
Conway, W. 1988. Can technology aid species preservation? pp. 263-268 in Wilson, E.O.,
(ed.) Biodiversity. Washington D.C.: National Academy Press. [15962]
Cox, P. 1990. Reintroduction of the Texas snowbell (Styrax texana). Endangered Species
Update 8(1):64-65. [18698]
Cranston, D.M. & D.H. Valentine. 1983. Transplant experiments on rare plant species from
Upper Teesdale. Biological Conservation 26:175-191.[14888]
Cropper, S.C. 1993. Management of endangered plants. Melbourne: CSIRO Publications. 181
pp. [1114]
De Lange, P. & T. Silbery. 1993. Saving the shrubby tororaro (Muehlenbeckia astonii Petrie)
-an urban approach to threatened plant conservation. pp. 11-19 in Froggatt, P. & Oates, M.
(1993). People, Plants, and Conservation: Botanic Gardens Into the 21st Century.
Christchurch: Royal New Zealand Institute of Horticulture. [546]
Demauro, M.M. 1993. Relationships of breeding system to rarity in the Lakeside Daisy (
Hymenoxys acaulis var. glabra ). Conservation Biology 7(3):542-550. [981]
Dixon, K.W. 1994. Towards integrated conservation of Australian endangered plants - the
Western Australian model. Biodiversity and Conservation 3:148-159. [1414]
Dixon, K.W. & E. Bunn. 1990. Rare and endangered plants of Western Australia. Botanic
Gardens Conservation News 1(6):20-23. Illus. [14086]
Dobr, J. 1988. Cupressus dupreziana. Threatened Plants Newsletter 20:8. Expedition Tarout
'81 reintroduction project. [12294]
Dobry, J. & J. Kyncl. 1989. Cupressus dupreziana - an endangered coniferous tree of the
central Sahara. Lesnictvi 35(4):371-384. [1558]
Donald, D. 1982. Plant introductions in conservation. In Pinder, N., (ed.) Conservation and
introduced species: a discussion meeting held at University College London on 18 April 1980.
38
-
Discussion Paper in Conservation No. 30. London, UCL. 50-59. British Association of Nature
Conservationists in conjunction with Ecology and Conservation Unit of UCL. [927]
Dyer, A.F. 1994. Natural soil spore banks - can they be used to retrieve lost ferns?
Biodiversity and Conservation 3:160-175. [1415]
Ecker, L. 1989. Rare plant reintroductions. Agave 3(3):6-8. Illus. [14889] Ecker, L.S. 1990.
Population enhancement of a rare Arizona cactus, Mammillaria thornberi Orcutt (Cactaceae).
94 pp. M.Sc. Thesis, University of Arizona. [14879]
Edmunson, G., F. Chan & N. Crane. 1984. The reestablishment of Lupinus sericatus
(California). Restoration and Management Notes 2(2):85. [14890]
Efe, A. 1988. Liquidambar orientalis. Threatened Plants Newsletter 20:9-10. Illus.
Exploitation and conservation efforts. [12295]
Eloff, J.N. & L.W. Powrie. 1990. How many plants are needed for ex situ conservation to
ensure the subsequent establishment of viable populations? pp.91-104 In Shen-an, H.,
Heywood, V.H., Ashton, P.S., (eds). Proceedings of theInternational Symposium on Botanical
Gardens, Nanjing, 25-28 September 1988.Jiangsu Science & Technology Publishing House.
[14891]
Fahselt, D. 1988. The dangrs of transplantation as a conservation technique. Natural Areas
Journal 8(4): 238-244. [15069]
Falk, D.A. 1988. The Center for Plant Conservation: conserving the native plantgenetic
diversity of the United States. Diversity 16:20-21. Map. [13266]
Falk, D.A. & L.R. McMahan. 1988. Endangered species: managing for diversity. Natural
Areas Journal 8:91-99. [17558]
Falk, D.A. & P. Olwell. 1992. Scientific and policy considerations in restoration and
reintroduction of endangered species. Rhodora 94(879):287-315. [2153]
Falk, D.A. & P. Olwell. 1992. Scientific and policy considerations in restoration and
reintroduction of endangered species. Rhodora 94(879):287-315. [905]
39
-
Falk, D.A. & F.R. Thibodeau. 1986. Saving the rarest. Arnoldia 46(3):2-18. Illus. [8702]
Ferguson, N.J. & B.M. Pavik. Micropropagation of Argyroxiphium virescens (Haleakala
greensword) for conservation and reintroduction. I. Explant sterilization and callus initiation.
(unpublished). [18748]
Ferreira, J. & S. Smith. 1987. Methods of increasing native populations of Erysimum
menziesii. pp. 507-511 In Elias, T.S., (ed.) Conservation and management of rare and
endangered plants. Proceedings from a conference, Sacramento, California, 5-8 November
1986. Sacramento: California Native Plant Society. [11084]
Fiedler, P.L. 1991. Mitigation-related transplantation, relocation and reintroduction projects
involving endangered and threatened, and rare plant species in California. Final Report.
(unpublished). [18952]
Given, D.R. 1985. Rare and endangered plants. D.S.I.R. Triennial Report:48-50. [14892]
Given, D. 1994. Principles and practice of plant conservation. Portland, Oregon: Timber
Press. 264 pp. [1899]
Gonz lez, C. Ortega & C. Gonz lez Alem n. 1990. Senecio hadrosomus: cultivos in vitr