eesti pühade hiite loodusväärtused · 2011. 5. 30. · kaitsealad maailmas. seega tuleks...
TRANSCRIPT
Tartu Ülikool
Loodus- ja tehnoloogiateaduskond
Ökoloogia ja Maateaduste Instituut
Botaanika osakond
Nele Salvet
Eesti pühade hiite loodusväärtused
Magistritöö
Juhendaja E.Roosaluste
Tartu 2011
2
Sisukord
1. Sissejuhatus ............................................................................................................... 3
1.1. Pühapaigad ja hiied ....................................................................................... 4
1.2. Hiied Eestis ................................................................................................... 6
1.3. Fragmenteerumise mõju elupaikadele ja liikidele ......................................... 8
1.4. Loodus- ja majandusmetsade struktuuri erinevused ..................................... 9
2. Materjal ja metoodika.......................................................................................... 11
2.1. Uurimisalade üldine kirjeldus ..................................................................... 11
2.2. Välitööde metoodika ................................................................................... 13
2.3. Andmetöötluse metoodika........................................................................... 14
3. Tulemused ........................................................................................................... 16
3.1. Puu- ja põõsarinde struktuuri võrdlus ......................................................... 16
3.2. Surnud puit .................................................................................................. 20
3.3. Bioloogilised indikaatorid ........................................................................... 21
3.4. Inimtegevuse jäljed ..................................................................................... 22
3.5. Rohurinde võrdlus ....................................................................................... 22
4. Arutelu ................................................................................................................. 25
Kokkuvõte ................................................................................................................... 28
Summary ..................................................................................................................... 29
Tänuavaldused ............................................................................................................. 31
Kasutatud kirjandus ..................................................................................................... 32
LISA ............................................................................................................................ 39
3
1. Sissejuhatus
Meid ümbritseva keskkonna üheks kvalitatiivseks näitajaks on bioloogiline
mitmekesisus, mis vastavalt bioloogilise mitmekesisuse konventsioonile tähendab
mistahes päritoluga elusorganismide rohkust nagu näiteks maismaa-, mere- ja teiste
veeökosüsteemide ning neid hõlmavates ökoloogilistes kompleksides; see sisaldab ka
liigisisest, liikidevahelist ja ökosüsteemidevahelist mitmekesisust (Convention on
Biological Diversity 1992).
Paljude muude meie planeedil aset leidvate inimtegevusest tingitud muutuste kõrval
on tänapäeval üha suuremaks probleemiks kujunenud loodusliku mitmekesisuse
vähenemine. Nii hinnatakse antropogeensetel põhjustel liikide kadumist 100 kuni
1000 korda kiiremaks, kui see toimuks looduslike protsesside tulemusel. Peamisteks
teguriteks on seejuures looduslike ökosüsteemide hävitamine nii põllumajanduslikel
kui urbanistlikel eesmärkidel, mitmesugused antropogeensed häiringud ja võõrliikide
mõju. Selline olukord kahjustab looduslikku mitmekesisust nii lokaalsel kui
regionaalsel tasemel ning seab ohtu ökosüsteemide normaalse funktsioneerimise
(Rockström et al. 2009).
Eesti kuulub geobotaaniliselt põhjapoolkera parasvöötme metsavööndisse (Laasimer
& Masing 1995) ning Eestist räägitakse kui metsarikkast riigist. Ametlike andmete
järgi on vabariigis metsamaad 50.3% maismaast. Vaadates aga metsade vanuselist
struktuuri, avaneb üsna ärevust tekitav pilt. Selgub, et üle 81 aasta vanuseid
okaspuupuistuid on vaid 13.8 %, 61–80 aasta vanuseid 13.6 %. Laialehiste metsade
osatähtsus on ainult 4–5 %. Seega enamik metsadest on noored okasmetsad ja
peenelehised leht- või segametsad (Pärt et al.2010).
Sellisest olukorrast järeldub, et vanade okasmetsade ja laialehiste metsade kui oluliste
looduse mitmekesisuse kandjate hoiule tuleks pöörata suurt tähelepanu. Üheks
vanade laialehiste puistute esinemisvormiks võiksid olla sadu ja mõnikord tuhandeid
aastaid küllalt looduslikus seisus säilinud pühad hiiekohad. Enamasti asuvad nad meil
üksikute väikeste saludena fragmenteerunud kultuurmaastikus. Toetudes maailmas
tehtud uuringutele võiksid ka Eestis olevad hiied võrreldes lähiümbruse metsadega
olla liigiliselt mitmekesisemad ja elupaigaks erinevatele elusorganismidele.
4
Sellest tulenevalt on antud magistritöö eesmärk uurida hiite elurikkuse panust
piirkondlikku maastikulisse ja elustikulisse mitmekesisusse. Põhjalikumalt on
võrreldud hiisi lähiümbruste metsadega selgitamaks
a) hiie ja lähiümbruse metsa struktuurset erinevust
b) hiie ja metsa liigilist koosseisu ja nende erinevusi
1.1. Pühapaigad ja hiied
Mõiste hiis on seotud erineva ajaloolise taustaga paikadega, mille hulka kuuluvad
pühad puistud, vahel ka pühad üksikpuud, rauaaja matusepaigad, pühad kivid ja
allikad (Wild et al. 2008; Wessmann 2009; Jonuks 2009) ning lisaks looduslikele
elementidele võib pühades hiites esineda ka inimloodud elemente (Wild et al. 2008;
Bowe 2009). Eestis on Kultuuriministeeriumi poolt iidse religioosse taustaga paiku
määratletud järgmiselt: „Ajaloolised looduslikud pühapaigad on loodusliku
välisilmega paigad, millega seostub ohverdamisele, pühakspidamisele, ravimisele,
palvetamisele ja mõnele muule usulisele või rituaalsele tegevusele viitavaid
folkloorseid, arheoloogilisi, ajaloolisi, etnoloogilisi või teisi andmeid“ (Eesti
ajaloolised … 2008, lk 3).
Hiie all kitsamas tähenduses mõistetakse suhteliselt looduslikus seisundis enamasti
väikese pindalaga puistuid (inglise keeles sacred grove, sacred forest), mida on üle
maailma säilitatud sotsiaalsetel, kultuurilistel, religioossetel ja ökoloogilistel
eesmärkidel. Sageli iseloomustab selliseid loodusmetsi suur liigiline mitmekesisus ja
vastavate uurimuste kohaselt ületab nende liikide arv naabruses asuvaid elupaiku
(Tiwari et al. 1998; Khumbongmayum et al. 2006; Yadav et al. 2010). Pühapaigad,
mis on olnud aastasadu üsna puutumatus seisundis, on nagu omamoodi refuugiumid
paljudele, seejuures ka ohustatud liikidele (Mgumia & Oba 2003). Riikides, kus
seniajani on iidne usk inimeste jaoks oluline (näiteks Indias ja mitmed Aafrika
riikides) tehtud uuringud on näidanud, et pühades metsades kasvab rohkem
taimeliike, kui võiks oodata klassikalise pindala-liigirikkuse seose järgi ning
sellepärast on sellised „saarekesed” elurikkuse olulisteks tõstjateks (Hill & Curran
2001; Bhagwat & Rutte 2006; Arroyo-Rodriguez et al. 2009; Page et al. 2010).
Tiibetis tehtud uurimuses (Salick et al. 2007) leiti, et hiied asuvad sageli
ümbruskonna väärtuslikel/erilistel maastikel (kõrgem ala) ja nende aladega on tihti
seostatud erinevaid anomaaliaid (näiteks kasvavad puud metsatukas ebahariliku nurga
5
all või nad on erilise kujuga). Samuti kasvas hiies arvukalt vanu suuri puid
(diameeter üle 40 cm), mis võivad olla elupaigaks erinevatele putukatele ja teistele
elusorganismidele. Keenias asuvas hiies, mis paiknes heterogeenses ja
fragmenteerunud maastikus (rohumaa, mets, soo, põllumajandusmaa), inventeeriti
floorat ja faunat ja leiti, et antud hiis on jäänuk kunagisest rannikumetsast (Metcalfe
et al. 2010). Vaatamata väikesele pindalale oli see hiis väga liigirikas. Ka Kirde-
India hiites läbi viidud uuringud kinnitasid, et need metsaosad on antud piirkonnas
olulised unikaalse floora ja fauna refuugiumid (Khumbongmayum et al. 2006).
Metsad on väga heas looduslikus seisus, mis väljendub puude optimaalses vanuselise
struktuuris – noorte, keskealiste ja vanade puude sobiv vahekord, mis tagab metsa
jätkusuutlikkuse. Togo hiite uuringud näitasid samuti, et pühapaigana kaitstud
kooslused on bioloogiliselt väga mitmekesised ja nendes kasvab ohustatud liike, mis
avastati sealsetel aladel esmakordselt alles 2004. aastal( Kokou et al. 2008).
Nagu eelpool toodud uurimustest tuleneb, leidub hiites rohkem liike kui
ümbritsevatel aladel, sest need kooslused on olnud inimtegevusest puutumata ja seal
on säilinud antud alale kõige omasem elustik. Campbell (2004) toob välja veel ühe
olulise aspekti. Tema arvates on hiitel suur osa ka varasema taimkatte
rekonstrueerimisel. Nimelt inditseerivad praegu alles jäänud hiied ajaloolist
maakasutust ja näiteks Ghana savannides säilinud pühad puutumatud metsad näitavad,
milline oli sealne taimkate enne intensiivse inimtegevuse mõju. Mõnede autorite
arvates on see teave kasulik näiteks metsade taastamise puhul (Khumbongmayum et
al. 2006).
Hiite osa elurikkuse kaitses nii Eestis kui mujal maailmas on hinnatud siiamaani veel
vähesel määral. Paljud teadlased väidavad, et hiitel on oluline roll elustiku ja
elupaikade kaitses, aga selle arvamuse tõestuseks on vähe ära tehtud (Salick et al.
2007). Bioloogilise mitmekesisuse säilitamiseks hiite kaasabil tuleb hoiduda nende
kahjustamisest, kuid ennekõike on oluline need alad üles leida, kaardistada ja
inventeerida, et mõista nende tähtsust nii pärimusliku kui ka loodusliku poole pealt
(Metcalfe et al. 2010).
Pühapaikade kaitse toetamisega on hakanud tegelema ka IUCN (International Union
for Conservation of Nature) ja eesmärgiks on seatud looduse mitmekesisuse säilimise
kindlustamine ja inimese ning looduse harmoonilise kooseksisteerimise väärtustamine
6
(IUCN Website 2011). Lisaks pühapaikade kultuurilisele ja usundilisele väärtusele
rõhutab antud organisatsioon nende alade tähtsust oluliste looduskoosluste ja
elupaikadena ohustatud liikidele. Vastavalt sellele on IUCN hakanud välja andma
sisulisi materjale, mis hõlbustavad antud alade uurimist ja kaitset, sest suurenenud
inimtegevuse surve tõttu, nagu näiteks põllumajandus, on mitmed pühapaigad
hävimisohus (Yadav et al. 2010). Vastavalt WWF (World Wildlife Fund) poolt välja
antud aruandele “Beyond belief” (Dudley 2005) on pühapaigad vanimad elupaikade
kaitsealad maailmas. Seega tuleks tegeleda selliste alade uurimisega, sest paljudel
juhtudel ei teata näiteks riske, mis pühapaiku ohustavad ja missugune on nende täpne
roll bioloogilise mitmekesisuse säilitajatena.
1.2. Hiied Eestis
A. Viirese (1975) koostatud “Eesti rahvakultuuri leksikonis” (lk. 159) seletatakse hiie
mõistet järgnevalt: „Pühaks peetav puudesalu, kus käidi palvetamas ja ohverdamas.
Eestlastel oli hiis algselt arvatavasti matusepaik, mille tabuks pidamisel põhines ka
hiie pühaks pidamine koos keeluga seda rüvetada ja rikkuda (tallata, oksi murda,
puid raiuda). Hiis oli harilikult lehtpuusalu küla lähedal kõrgemal künkal, lagedal
tasandikul, mõne lohu või allika juures, kus ohverdati surnud esivanematele.
Hiljem, kui rahvapärimuses hiisi enam surnutega ei seostatud, ohverdati maa-
alustele, haldjatele ja teiste üleloomulikele jõududele, keda usuti asuvat hiies või
hiiepuudes“.
Eesti looduslikud pühapaigad kujutavad endast laiemal taustal silmapaistvalt erilist ja
haruldast nähtust, sest õhtumaises kristlikus Euroopas on samalaadsed muistised ja
nendega seotud kultuuritraditsioon enamasti hääbunud (Eesti ajaloolised … 2008).
Eesti pühapaikade vanus küündib sadadesse aastatesse. Nende suurus on küllalt
varieeruv, ulatudes üksikobjektidest kuni kümnete hektarite suuruste põliste
metsadeni. Maastikuliselt võivad need asuda tasandikul, kõrgendikel, orgudes,
pankadel, väikestel saartel ja teistel aladel. Tihti paikneb hiies ka üksikmälestisi,
milleks on allikad, kivid ja kalmed. Hiiemetsaks võib olla nii tammik, männik,
kuusik, sanglepik kui ka segamets (Kaasik 2007). Pühapaikade leidmisel ja
inventuuril on peamine usaldatavate andmete kogumine ja alade piiritlemine, mis
võib sageli väga keeruliseks osutuda. Tihti mäletavad pühapaikade asukohti, suurust
või nende olemasolu vaid üksikud vanainimesed. Kui uurijad ei jõua neid lähiaastatel
7
küsitleda, kaovad pärandmaastikult ühiskonna jaoks jäädavalt paljud tähenduslikud ja
väärtuslikud pühapaigad (Eesti ajaloolised …2008). Paljud hiiepaigad on loodusliku
arengu (metsade soostumine) ja inimtegevuse tõttu (näiteks 13. sajandil rajati hiitesse
kirikuid, kabeleid, kloostreid) hävinud. 19. sajandil muudeti osa hiitest maa
defitsiidi tõttu põldudeks või niitudeks. Lisaks kadumisele on paljud varasemad
suuremad hiiemetsad tänapäeval fragmenteerunud. Hiisi võib pidada justkui
puhvertsoonideks erinevate fragmenteerunud elupaikade vahel. Ümbritsevateks
aladeks tänapäeval on enamasti majandatavad põllud, metsad, sageli ka maanteed ja
asulad (Kaasik 2007).
E. Leibaku (2007) hinnangul ei ole Eestis enam võimalik leida üles kõiki
olemasolevaid hiiekohti, sest suur osa neist on mitmetel põhjustel hävinud. Hiied
olid metsad, mida ei majandatud, vaid hoiti suhteliselt muutumatutena. Praegu võib
neid võrrelda kaitsealade sihtkaitsevöönditega, mis on küll kaitse all, kuid osaline
inimtegevus sellistel aladel on lubatud (Looduskaitseseadus 2004). Kuna hiisi pole
tulundusmetsadena majandatud, on nad meie tingimustes kujunenud või kujunemas
kliimakskooslusteks (salukuusik või laialehine salumets) (Kaasik 2007). Hiitega
mõnevõrra sarnased on ka vääriselupaigad, mis on samuti mittemajandatavad metsad
ja kus leidub ohustatud liike. Tunnused, mille järgi alad määratakse
vääriselupaikadeks, on jaotatud kahte rühma: maastikulised ja bioloogilised
võtmetunnused (Ek et al. 1999). Ka neis loeteludes on hiitele omaseid tunnuseid
(allikaid, kõrgendikke, koopaid, panku, saari, üksikuid suuri puid). Vääriselupaika
iseloomustavad kindlad indikaatorliigid, mille järgi need on jaotatud erinevatesse
klassidesse. Sageli on tegemist „Punase raamatu“ liikidega (Gustafsson 2000). Nii
võib olla ka hiites, kus vanadel puudel ja lamapuidul leidub elupaiku erinevatele
sambla- ja samblikuliikidele, samuti haruldastele putukatele. Üheks oluliseks
sarnasuseks hiie ja vääriselupaikade vahel on ka see, et nad on väikesed alad, mis
enamasti asuvad majandatavate alade vahel. Vääriselupaikade inventuuri käigus leiti
sellised metsaosasid, mis on ka hiiekohad, nagu näiteks Väkra hiis Valjala
kihelkonnas (Arukask & Kütt 2011 ). Eestis toimunud vääriselupaikade inventuuri
käigus seda aspekti siiski arvestatud ei ole (Andersson et al. 2003).
Looduslikud pühapaigad on sageli hävinud inimtegevuse tõttu, seda kas
ignorantsusest või teadmatusest (Bhagwat & Rutte 2006). Viimasel ajal on hiitele
8
palju tähelepanu pööratud seoses arendajate soovidega sinna midagi ehitada (näiteks
Paluküla Hiiemägi Raplamaal). Seetõttu on oluline kiiresti välja selgitada hiite
asukohad, inventeerida nende nii pärimuslik kui looduslik väärtus ja rakendada
vastavaid kaitsemeetmeid. Hiisi ja teisi pühapaiku, mis on pärimuslikku kinnitust
leidnud ning kantud Muinsuskaitseameti andmebaasi, on 2003. aasta seisuga Eestis
kokku 134; koos teiste pühapaikadega (allikad, kivid, koopad ja teised) on neid üle
400 (Kultuurimälestiste riiklik register 2011). Analoogselt kogu maailmaga on hiite
puhul Eestiski teada rohkem nende pärimuslik ja kultuuriline pool, looduslikud
väärtused aga on siiamaani otseselt uurimata.
1.3. Fragmenteerumise mõju elupaikadele ja liikidele
Üheks suurimaks bioloogilise mitmekesisuse vähendajaks tänapäeval on elupaikade
fragmenteerumine. See on protsess, mille käigus suured ja sidusad elupaigad
jagunevad mitmeteks väikesteks hajusateks aladeks, mis on üksteisest eraldatud algse
kompaktse alaga mittesarnanevate elupaikade mosaiigiga (Wilcove et al. 1986).
Looduslikeks killustumuse põhjusteks metsas võivad olla tulekahjud ja
putukkahjustustega alad; antropogeenseteks teguriteks on raied, ühe koosluse
muutmine teiseks, teede ehitamine läbi metsa ja teised tegurid. (Franklin et al. 2002;
Wulder et al. 2009). Sageli on elupaikade degradeerumine, fragmenteerumine ja
kadu väga pikaajalised protsessid ja nende mõju liikidele isegi raske märgata.
Kaasnevat liikide nii nimetatud väljasuremisvõlga on siiski viimasel ajal
põhjalikumalt uuritud ja juhitud tähelepanu selle vältimise võimalikele meetmetele
(Helm et al. 2006). Ilmekaks näiteks elupaikade fragmenteerumisest on
vihmametsad, kus elab peaaegu 50% kogu maailma liikidest ning mis on
inimtegevuse tulemusel tugevasti killustunud ning kaotanud suure osa oma liigilisest
mitmekesisusest (Solé et al. 2004). Elupaikade fragmenteerumisega kaasneb
servaefekt, mis tähendab, et tekkinud siirdevööndis on kahele erinevale
maastikualale omaseid tunnuseid. Esmapilgul võib see tunduda positiivsena, sest
antud ala liigirikkus võib suureneda, kuna seal on sobilikud elupaigad kahe erineva
koosluse liikidele. Servaalade liigirohkus kasvab aga tavaliselt uute, häiringuid
taluvate ja vajavate liikide arvel, esialgsele, fragmenteerunud looduskoosluse
liikidele need alad enam sobilikud ei ole (Nally et al. 2000; Parker & Nally 2002).
9
Elupaikade vähenemine ja nende fragmenteerumine mõjutavad enim
loomtolmeldajatest sõltuvaid taimeliike, sest väikesed populatsioonid meelitavad
võrreldes suurematega ligi vähem tolmeldajaid ja tagajärjeks on väiksem
seemnetoodang. Teisest küljest on tolmeldajad ise fragmenteerumise suhtes väga
tundlikud ja reageerivad elupaigakadudele kiiremini ning see omakorda võib
põhjustada pikemaealiste soontaimeliikide väljasuremise isegi nende elupaikade
esialgse säilimise tingimustes (Segal et al. 2006).
Metsade fragmenteerumine on negatiivse toimega ka varjulembestele taimeliikidele.
Sammalde eluvormidel põhinev varju- ja niiskuslembeste metsasammalde uuring
näitas, et nendele liikidele on servaefekt eriti kahjulik. Süvenev tendents metsade
fragmneteerumisele on seega paljud nimetatud nõudlustega liigid muutnud
haruldaseks ja kaitset vajavaks (Oishi 2009). Ka soontaimede osas on täheldatud
metsade killustumise negatiivset mõju liigirikkusele, sest suuremates
metsamassiivides on rohkem mikroelupaiku, liikide leviseid ja nende koosmõjul
enam võimalusi erinevate liikide kasvamiseks (Dumortier et al. 2002).
Elupaikade killustumine mõjutab oluliselt loomi ja nende elutegevust. Seejuures on
negatiivne mõju suurem väiksematele loomadele. Nii näiteks on tehtud katseliselt
kindlaks, et fragmenteerunud aladel on liblikaliikide arv võrreldes kontrollaladega
väiksem (Zschokke et al. 2000). Ka kahepaiksete liigirikkuse oluliseks mõjutajaks on
elupaikade fragmenteerumine, sest nende liikumine erinevate elupaigalaikude vahel
on takistatud. Eriti raske on raiestike ja haritud maa ületamine (Weyrauch & Grubb
2004).
1.4. Loodus- ja majandusmetsade struktuuri erinevused
Võrreldes omavahel looduslikke (põlismets) ja majandatavaid metsi, on üheks
oluliseks erinevuseks puude vanuseline jaotumus: looduslikes metsades on esindatud
erinevad puude vanusegrupid: noored, keskmise ja kõrge vanusega, lisaks
iseloomustab selliseid metsasid suur surnud puidu osakaal (Andersson et al. 2003).
Suurel hulgal surnud puitu leidub sellistel aladel, mis on tekkinud erinevate
looduslike häiringute tõttu (Kukkonen et al. 2008), nagu näiteks tuul, tuli, lumi,
põud, putukad ja teised kahjurid (Kuuluvainen 1994; Jonsson et al. 2005). Surnud
puidul on tähtis roll bioloogilise mitmekesisuse suurenemises, sest umbes üks
10
neljandik Euroopa liikidest on seotud surnud ja laguneva puiduga. Mida rohkem on
surnud puidu klasse (näiteks lamapuit ja tüükad) alal, seda suurem on tõenäosus leida
sealt ohustatud liike (Jonsson et al. 2005; Müller & Bütler 2010).
Majandatavates metsades seevastu on surnud puidu osakaal peaaegu olematu
(Kukkonen et al. 2008). Sellised ühevanuselised metsad on oma struktuurilt samuti
ühetaolised, koosnedes peamiselt paarist kiirekasvulisest puuliigist (Erdle & Pollard
2002). Ka looduslikud häiringud, mis alal tekivad, likvideeritakse üsna kiiresti
(Kirby et al. 1998; Moorman et al. 1999) ja seega on sealne keskkond üsna
ühetaoline.
11
2. Materjal ja metoodika
2.1. Uurimisalade üldine kirjeldus
Magistritöö jaoks on uuritud 2010.aasta juunis-augustis 20 hiit, mis paiknevad 11
Eesti maakonnas (Joonis 1). Tabelis 1 on esitatud uuritud hiite pindalad,
geograafiline paiknemine maakonniti, kaitsestaatus, kasvukoha- ja mullatüüp.
Tabel 1. Hiite iseloomustus (lühendite selgitus: LKA - looduskaitseala, MKA -
maastikukaitseala, LP - looduspark, KKT- kasvukohatüüp, Kr - koreserikas
rähkmuld, Lk1 - nõrgalt leetunud muld, LPg - gleistunud kahkjas leetunud muld, Dg
- gleistunud deluviaalmuld, E2o- keskmiselt erodeeritud leostunud muld, LP -
kahkjas leetunud muld, Lk1g - gleistunud nõrgalt leetunud muld, Gk - rähkne
gleimuld, K - rähkmuld, Kog - gleistunud leostunud muld, Go - leostunud gleimuld,
Ko - leostunud muld, KI - leetjas muld, M’’- õhuke madalsoomuld, Kh’’g-
gleistunud õhuke paepealne muld [Vabariigi digitaalse… 2001]).
Nimi Pindala (ha)
Maakond Kaitse-staatus
KKT Muld
Koeru hiiemägi H01
0.42 Järva Naadi Kr
Karksi hiietammik H02
0.12 Viljandi Jänesekapsa Lk1
Karksi Annemägi H03
0.88 Viljandi Jänesekapsa LPg
Tammesõõr H04 0.16 Võru Haanja LP Jänesekapsa Dg Viitka ristimägi H05
0.15 Võru Naadi E2o
Rõuge hiiekoht H06
0.11 Võru Jänesekapsa LP
Sangaste ohvrimägi H07
1.10 Valga Otepää LP Jänesekapsa Lk1
Kiigeoru hiiesalu H08
0.18 Tartu Naadi Lk1g
Koonga hiiekoht H09
0.21 Pärnu Sõnajala Gk
Lihula hiiealune H10
0.57 Lääne Sõnajala Gk
Märjamaa hiiemägi H11
1.09 Rapla Sinilille K
Taara tammik H12
1.29 Pärnu Naadi Kog
12
Jalase hiiemets H13
1.53 Rapla Jalase MKA Sinilille K
Paluküla hiiemägi H14
7.20 Rapla Kõnnumaa MKA
Sinilille Ko
Pala ohverdamiskoht H15
0.57 Harju Laukasoo LKA
Osja Go
Pärnamäe hiis H16
0.24 Harju Sinilille KI
Saunja hiielepik H17
1.06 Harju Lodu M’’
Tabivere hiis H18 2.00 Jõgeva Sõnajala Go Kassinurme hiis H19
0.23 Jõgeva Angervaksa Go
Muhu hiis H20 0.33 Saare Naadi Kh’’g
Joonis 1. Uuritud hiite asukohad.
Proovialade valikul lähtusin sellest, et hiied paikneksid enam-vähem metsastel aladel
(lähiümbruses leiduks võrreldav metsaala). Valiku tegemisel kasutasin esmalt
Muinsuskaitseameti andmebaasi (Kultuurimälestiste riiklik register 2011), kust
leidsin nimekirja pühapaikadest, mida hiljem analüüsisin Maa-ameti geoportaali
erinevate kaardikihtide abil (Maa-ameti geoportaal 2011) ja valisin analüüsiks
sobivad hiied. Lisaks sai uuritud ka varasemaid kaarte, mille põhjal võis öelda, et
valitud hiied on olnud enamasti ka ajalooliselt metsased alad (välja arvatud. Viitka
13
ristimägi, Koeru hiiemägi ja Koonga hiiekoht, mis vastavalt maa-ameti geoportaali
verstakaardile (1897-1903) olid sel ajal metsata, kuid hilisematel kaartidel on neil
aladel juba tegemist puistuga.
Hiite mullastik oli enamasti kuiv või parasniiske, kuid leidus ka alasid, mis asusid
madalsoomuldadel (Saunja hiielepik). Võrreldavad metsad olid pigem enamasti
gleimuldadel paiknevad märjad puistud. Maastikuliselt asusid hiied tavaliselt
ümbritsevatest aladest kõrgematel või siis tasastel aladel. Mõned hiied olid ka
madalamatel reljeefielementidel (Pala ohverdamiskoht, Saunja hiielepik ja Taara
tammik). Saunja hiielepikut ümbritsesid kraavid. Võrreldavad metsad asusid tasasel
või lainjal maastikul. Ajutisi veekogusid leidus Koonga hiiekohas, Lihula hiiealusel
ja Pala ohverdamiskohal.
Vastavalt mullatüübile määrasin hiite ja võrreldavate metsade kasvukohatüübid
(KKT). Selleks kasutasin Paali (1997) ja Lõhmuse (2004) vastavaid käsiraamatuid.
2.2. Välitööde metoodika
Kõigil valitud aladel täitsin välitöödel J. Liira ja tema töögrupi (Kohv & Liira 2005;
Liira et al. 2007) poolt koostatud ankeedi (Lisa 1, Leht 1/2) hiite ja metsade erinevate
tunnuste kohta. Igas hiies valiti proovialaks juhusliku valiku printsiibil 30 m
raadiusega ring. Kõigepealt kirjeldasin antud ala maastikulist iseloomu (tasane,
lainjas, nõgu, küngas, terrass). Ringi keskosas määrasin hinnanguliselt puistu
vanuse, kõrguse ja liituvuse. Bitterlichi lihtrelaskoobiga mõõtsin kahes
diameetriklassis (d <8-40 cm; d>40cm) puistu rinnaspindala. Seejärel määrasin
puistus olevad puuliigid ja nende protsentuaalse osakaalu, märkisin üles järelkasvu
ringis raadiusega 5.6 m (h>1.3m) ja hindasin samuti põõsaste protsentuaalset
osakaalu. Lisaks kirjeldasin puistu struktuuri erinevate diameetri klasside järgi
(klassid: < 2 cm, 2-8 cm, 8-20 cm, 20-40 cm, 40-80 cm ja >80 cm)
hindamiskategooriate – palju, mõned, puuduvad – järgi. Lehtpuude ja okaspuude
rindelist katvust (%) hindasin eraldi kolmes kõrgusklassis: 1-5 m, 5-10 m ja
kõrgemad kui 10 m ehk esimene rinne.
14
Surnud puidu osatähtsuse kirjeldamiseks märkisin proovialal surnud puidu osakaalu
järgmiselt: leidus alal – 1, ei leidunud – 0 (eraldi hinnati seisvat surnud puitu, lama-,
surnud puitu (kõva, pehme, kõdu) ja surnud oksi (d>8 cm). Veel hindasin surnud
puidu rinnaspindala järgmiselt: mitu tüve (d>8 cm) leidus 5 m raadiuses, mitu tüve
(d>15cm) leidus 5– 10 m raadiusega ringis ja mitu tüve (d>40 cm) >10 m ringis. Iga
tüve registreeriti üks kord, olenemata sellest, kas seda esines ka teistes
kaugusklassides. Looduslikest häiringutest märkisin üles tuuleheite ja tuulemurru
esinemise.
Bioloogilise mitmekesisuse indikaatoritena fikseerisin puiduseente olemasolu, rähni
tegevusjäljed, putukate väljumisaugud (läbimõõduga 5-10 mm, >10 mm) ja erinevate
sammalde (Neckera sp., Homalia sp., Leucodon sp., Radula sp.) ja samblike
(Lobaria sp., Peltigera sp., Usnea sp., Bryoria sp.) esinemise. Veel märkisin üles
eriliste omadustega puude (kängus kasv, õõnsustega puud, avamaastiku puud)
esinemise, sest need mitmekesistavad puistut ja võivad olla ka elupaigaks erinevatele
organismidele.
Inimtegevuse hindamiseks lugesin kokku proovialal leiduvate kändude arvu nii uute
ja vanade (sammaldunud, kõdunevad) kändude näol. Inimtegevuse jälgedest märkisin
üles veel 30 m ja 60 m raadiuses olevad raiealad, talud, aiad, kivikuhjad, prahi,
teed, elektriliinid ja sihid. (täpsemalt Lisas 1 leht1/2).
Igas hiies kirjeldasin juhuslikult valitud 10 2 x 2 m suurust prooviruutu. Iga ruudu
kohal hindasin puistu liituvuse, põõsaste katvuse ja kõrguse, prooviruudul
rohurinde-, sambla- ja samblike üldkatvuse (Lisa 1 leht 2/2). Seejärel määrasin
prooviruudus leiduvad taimeliigid, kasutades selleks „Eesti taimede määrajat“ (Leht
2010) ja hindasin iga liigi ohtrust 6- pallises skaalas (1%, 5%, 25%, 50%, 75% ja
100%), mis on tuletatud Braun-Blanquet katvuse-ohtruse skaalast (Kent & Coker
1992 ).
2.3. Andmetöötluse metoodika
Hiie ja metsa puistu struktuuri erinevusi hindasin üldise lineaarse mudeliga (GLM-
General lineral models), kasutades pidevate tunnustena puistu maksimaalset
hinnangulist vanust, logaritmitud puude rinnaspindala kahes diameetriklassis (8-40
15
cm ja >40 cm rinnaskõrgusel), puude liigirikkust alal, summaarset järelkasvu
hinnangut, järelkasvu liigirikkust, tüvede jaotumust diameetri järgi, põõsaste
üldkatvust, põõsaste liigirikkust, surnud puidu hulka 5 m, 10 m ja 15 m raadiuses,
majandusindeksit ja Ellenbergi ökoloogilised väärtarve. Kategoorilist tüüpi
tunnusteks olid mets/hiis ja mullaniiskus (parasniiske /märg).
Üldistatud lineaarset mudelit (GLZ- Generalized lineral/nonlineral models) kasutasin
võrdlemaks kategoorilisi tunnuseid (surnud okste esinemine, seened elusal ja surnud
puidul, tuuleheide, tuulemurd, indikaatorsamblad ja -samblikud, putukate
tegevusjäljed, rähni tegevusjäljed ja erilised puud). Rohurinde liiginimekirjadel
põhinevat koosseisu analüüsisin trendivaba vastavusanalüüsi (Detrended
Correspondence Analysis, DCA) ordinatsiooni meetodiga. Ordinatsioonanalüüsiks
kasutasin PC-Ord versioon 4.25 (McCune & Mefford 1999). Üldise lineaarse mudeli
arvutasin Statistica 8.0 programmiga (StatSoft, Inc. 2007).
Inimtegevuse mõju ja inimtegevuse jälgi hindasin majandusindeksi (Kohv & Liira
2005; Liira et al. 2007) järgi. Vastavalt sellele sai iga inimtegevuse liik väärtuse 0
(puudub) või 1 (esindatud). Kõik inimmõju jäljed (Lisa 1, leht1/2), mis asusid kuni
30 m raadiuses, korrutasin kahega, sest nende mõju on antud alale suurem kui
kaugemale (30-60 m raadiuses) jäävad jäljed (nende väärtused jäid arvutustes
samaks). Majandusindeks jääb vahemikku 0-30, kus 0 tähendab, et inimmõju antud
alale puudub ning 30, et antud alal on inimmõju väga kõrge (näiteks lageraie ja
pinnasekahjustus).
Taimeliikide kultuurisuhted ja leviku sagedus on määratud “Eesti taimede
levikuatlase” (Kukk & Kull 2005) järgi. Neid näitajaid analüüsisin üldise lineaarse
mudeli abil. Ellenbergi ökoloogilisi väärtarve, mis on määratud andmebaasi
Ökologische Zeigerwerte (1992) järgi, kasutasin võrdlemaks hiite ja ümbruskonna
metsade taimeliikide nõudlusi.
16
3. Tulemused
3.1. Puu- ja põõsarinde struktuuri võrdlus
Puistu maksimaalne hinnanguline vanus hiites oli keskmiselt 191.5 ± 77.3 aastat, mis
varieerus vahemikus 100 – 350 aastat. Võrreldes üldise lineaarse mudeliga hiie ja
metsa maksimaalsed hinnangulisi vanuseid, on need hiites suuremad (p = 0.00054).
Vanimaks osutus Kiigeoru hiiesalu (350 aastat), mis koosnes enamjaolt vanadest
künnapuudest (Ulmus laevis). Võrreldavate metsade keskmine maksimaalne vanus
seevastu oli 118 ± 40 aastat, varieerudes vahemikus 80 – 200 aastat.
Summaarne rinnaspindala (m²/ha) hiites 30 m raadiuses oli keskmiselt 16.3 ± 6.67
m2/ha (± standardviga), (varieeruvus 6– 32 m2/ha). Suurima rinnaspindalaga hiied
olid Jalase hiiemets (32 m2/ha) ja Karksi hiietammik (26 m2/ha). Erinevates
rinnaspindala diameetriklassides olid tulemused järgmised:
1) tüve diameeter (d)<8-40 cm: keskmine rinnaspindala 11.23 ± 6.55 m2/ha
2) tüve diameeter >40 cm: keskmine rinnaspindala 4.9 ± 4.06 m2/ha
Metsades oli keskmiseks rinnaspindalaks 15.8 ± 4.86 m2/ha, jagades selle samuti
diameetriklassideks, olid tulemused järgmised:
1) d <8-40 cm 13.1 5± 4.62 m2/ha
2) d>40 cm 2.65 ± 2.39 m2/ha
Rinnaspindala d>40 cm ja ala summaarse liigirikkuse vahel esines samuti seos:
aladel, kus esineb rohkem jämedatüvelisi puid, on üldine liigirikkus suurem (p =
0.02).
Vastavalt üldisele lineaarsele mudelile leidub parasniiskete muldadega hiites rohkem
puid diameetriga > 40cm kui võrreldavas metsas (p = 0.041) (Tabel 2, Joonis 2)
17
Tabel 2. Üldised lineaarsed mudelid puu ja põõsarinde sõltuvusest erinevatest
tunnustest (RP-rinnaspindala, LR- liigirikkus ala kohta)
Tunnus Tüüp Mulla niiskus Tüüp*mulla niiskus
Hiis Mets Parasniiske Märg
Log RP>40cm p=0.041
Puude LR p= 0.017
Hiis Mets
0 1
Parasniiske Märg Mulla niiskus
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Rinnaspindala d>40cm
Joonis 2. Diameetriga > 40 cm puude rinnaspindala jaotus hiites ja metsades vastavalt
mulla niiskusele. (Ringid tähistavad keskmisi väärtusi, vertikaalsed jooned keskmine
väärtus±0.95 usaldusintervall * standardviga ja tulbad keskmine väärtus ±
standardviga).
Keskmine puuliikide arv hiites oli 3.65 ± 1.46 (standardviga) (varieeruvus 2 – 6)
erinevat puuliiki. Liigirikkaimad olid Muhu hiis, Karksi hiietammik ja Karksi
Annemägi. Enamlevinud liigid olid kask (Betula sp.), kuusk (Picea abies), vaher
(Acer platanoides) ja saar (Fraxinus excelsior). Leidus ka hiisi, mis koosnesid vaid
kahest puuliigist: Tammesõõr (Quercus robur ja Betula sp.), Märjamaa hiiemägi
(Malus sp. ja Picea abies), Lihula hiiealune (Alnus incana ja Fraxinus excelsior),
Saunja hiielepik (Alnus incana ja Alnus glutinosa), Tabivere hiiemägi (Fraxinus
excelsior ja Picea abies) ja Pala ohverdamiskoht (Betula sp. ja Populus tremula).
18
35% hiites leidus ainult lehtpuid (Kassinurme hiis, Saunja hiielepik, Pala
ohverdamiskoht, Jägala pärnamäe, Taara tammik, Viitka ristimägi ja Koonga
hiiekoht). Kiigeoru hiiesalu koosnes enamusest III kaitsekategooria liigist künnapuu
(Ulmus laevis). Metsades oli keskmiselt 3.45 ± 1.10 liiki puid, kõige enam leidus
kaske (Betula sp.), kuuske (Picea abies) ja mändi (Pinus sylvestris). Üldise lineaarse
mudeli järgi on hiite puude liigirikkus parasniisketel muldadel suurem (p=0.017)
(Tabel 2, Joonis 3).
Hiis Mets
0 1
Parasniiske Märg Mulla niiskus
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
5,0
5,5
Puude liigirikkus alal
Joonis 3. Hiite ja metsade puuliikide liigirikkus vastavalt mulla niiskusastmele.
(Ringid tähistavad keskmisi väärtusi, vertikaalsed jooned keskmine väärtus ± 0.95
usaldusintervall* standardviga ja tulbad keskmine väärtus ± standardviga)
Summaarne järelkasv hiie kohta oli 8.5 ± 2.9 puud alal, rohkem leidus järelkasvu
Koeru hiiemäel. Tammesõõris ja Märjamaa hiiemäel järelkasv puudus. Järelkasvu
liigirikkus oli keskmiselt 2.4 ± 1.0 liiki ja enimlevinuimaks osutusid vaher (Acer
platanoides), kuusk (Picea abies) ja saar ( Fraxinus excelsior). Võrreldavas metsas
seevastu oli summaarne järelkasv keskmiselt 7.8 ± 5.8 puud ala kohta ja liigirikkus
2.4 ± 1.31 liiki, levinuimad liigid olid kuusk (Picea abies) ja vaher (Acer
platanoides). Võrreldes hiisi ja metsi üldise lineaarse mudeliga erinevused
statistiliselt oluliseks ei osutunud (summaarne järelkasv p = 0.77, järelkasvu
liigirikkus p = 0.90).
Tabelis 3 on välja toodud diameetriklasside vahemikud ja neisse kuuluvate hiite/
metsade arvud. Siit nähtub, et hiites leidus diameetriga >80 cm rohkem puid kui
võrreldavas metsas, antud seos tuli välja ka võrreldes neid üldise lineaarse mudeliga
19
(p = 0.038) (Tabel 4). Samuti leidus võrreldavates metsades rohkem väikese
diameetriga (<8 cm) puid.
Tabel 3. Diameetriklasside vahemikud hiites ja metsades.
Hiis Mets
Palju Mõned Puuduvad Palju Mõned Puuduvad
Diam <2cm 2 14 4 1 17 2
Diam 2-8cm 6 12 2 10 9 1
Diam8-20cm 15 4 1 19 0 1
Diam 20-40cm 14 5 1 12 7 1
Diam 40-80cm 3 12 5 1 12 7
Diam >80cm 1 5 14 0 0 0
Tabel 4. Hiite ja metsade võrdlus üldise lineaarse mudeliga puude diameetri (Diam)
järgi. Välja on toodud klassid, mille erinevused osutusid statistiliselt olulisteks.
Tunnus Tüüp Mulla niiskus Tüüp* Mulla
niiskus Hiis Mets Parasniiske Märg
Diam <2cm p = 0.029
Diam 2-8cm p = 0.00096
Diam 40-80cm p = 0.014
Diam >80cm p = 0.038
20
Vaadeldes antud alasid vastavalt mulla niiskusele, on näha, et diameetriga <2cm
puid (p = 0.029) ja diameetriga 2 – 8cm (p = 0.00096) esineb rohkem märgadel
muldadel. Puud, mille diameter on 40– 80 cm, esinevad pigem kuivadel muldadel
(p= 0.014).
Põõsaste üldkatvus oli hiites keskmiselt 39%. Tammesõõris oli põõsaste üldkatvus
väikseim (6%), seal leidus sarapuud (Corylus avellana), kuslapuud (Lonicera
xylosteum) ja pihlakat (Sorbus aucuparia). Võrreldavates metsades oli keskmine
põõsaste katvus 49 % (p = 0.38). Suurema põõsaste katvuse puhul leidus proovialal
vähem liike (p = 0.030). Keskmine põõsaste liigirikkus hiites oli 3.45 ± 1.10 liiki ala
kohta. Enamlevinud liigid olid toomingas (Padus avium), mida leidus 80% hiites,
pihlakas (Sorbus aucuparia) 70%, sarapuu (Corylus avellana) 40% ja magesõstar
(Ribes alpinum) 40% hiites. Võrreldavates metsades oli keskmine liigirikkus 3.40 ±
1.19 liiki (p = 0.68). Kõige rohkem leidus seal toomingat (Padus avium), pihlakat
(Sorbus aucuparia) ja sarapuud (Corylus avellana).
3.2. Surnud puit
Seisvat surnud puitu leidus 55 % hiites, lamapuitu 85 % hiites. Võrreldavates
metsades olid need arvud vastavalt 45 % ja 80 %. Tabelis 5 on toodud hiite ja
metsade lamapuidu keskmised rinnaspindalad, mis küll osaliselt erinevad, kuid mitte
oluliselt ( p > 0.05).
Tabel 5. Lamapuidu jaotumus hiites ja metsades rinnaspindala järgi (m2/ha).
Tüve diameeter/
Kaugus
8 cm 15 cm 40 cm
Hiis Mets Hiis Mets Hiis Mets
5 m 3.15±3.09 2.75±2.45
10 m 1.85±1.8 1.71±1.4
30 m 0.1±0.31 0.1±0.31
Surnud puu oksi (d > 8cm) leidus 35 % hiites ja 10 % metsades (p = 0.08). Seeni
surnud puidul fikseerisin 60 % hiites ja 65 % metsades (p = 1.00). Elusal puidul
esines seeni 35 % hiites ja 20 % metsades (p = 0.31). Tuuleheidet leidus 30 % hiites
ja 10 % metsades (p = 0.14), tuulemurdu 80 % hiites ja 60 % metsades (p = 0.19).
21
3.3. Bioloogilised indikaatorid
Indikaatorsammaldest leidus enim korbasõõrikut (Radula sp.): 75 % hiites ja 45 %
võrreldavates metsades (p = 0.064). Hiissammal (Leucodon sp.) esines 30 % hiites ja
20 % metsades (p = 0.48). Indikaatorsamblike osatähtsus oli väike: habe- (Usnea sp.)
ja narmassamblikku (Bryoria sp.) leidus vaid 5% hiites (p = 0.99).
Putukate tegevusjälgi fikseerisin kahes klassis:
1) tegevusaugud tüvedel 5-10 mm: 60 % hiites ja 50 % metsades (p = 0.54).
2) tegevusjäljed >10mm: 35 % hiites ja 15 % metsades (p = 0.16).
Rähni tegevusjälgi täheldasin 35 % hiites ja 10 % metsades (p = 0.081).
Erilisi puid (Joonis 4) leidus 65 % hiites ja 20 % võrreldavates metsades. Üldistatud
lineaarse mudeli järgi on hiites eriliste puude osatähtsus suurem võrreldavates
metsades (p = 0.021). Hiites leidus neid samuti pigem parasniisketel kui märgadel
muldadel.
Joonis 4. Kiigeoru hiiesalu erilise tüvekujuga künnapuu (Ulmus laevis).
22
3.4. Inimtegevuse jäljed
Leitud majandusindeksid varieerusid hiites vahemikus 8–20. Keskmine
majandusindeks oli hiites 14.35 ± 3.81. Väikseimad väärtused oli Tabivere hiies (8)
ja Rõuge hiiekohas (9), need hiied asuvad majandatava maastiku keskel ja hiiena
välisel vaatlusel hetkel kasutusel ei ole (seal ei leidu näiteks ande ja teisi viiteid
inimtegevusele). Suurimad majandusindeksid olid Tammesõõris (20), Karksi
hiietammikus (19) ja Karksi Annemäel (18). Võrreldavates metsades seevastu olid
majandusindeksid võrreldes hiitega väiksemad (3–16) ja keskmine 10.5 ± 4.22
(p=0.019).
3.5. Rohurinde võrdlus
Kõikides hiites ja metsades leidsin kokku 215 soontaimeliiki, neist 193 hiites ja 139
võrreldavates metsades. Hiites kasvas ka 4 kaitsealust liiki: III kaitsekategooriast (III
kaitsekategooria liikide… 2004) harilik künnapuu (Ulmus laevis), karvane
maarjalepp (Agrimonia pilosa), perekonna käokeel (Platanthera) esindaja ja veel üks
käpaline, mille liiki ei õnnestunud kindlaks teha.
Vastavalt kultuurisuhetele (Kukk & Kull 2005) jagunevad taimeliigid hiites ja
metsades vastavalt joonisele 5 (p = 0.51). Ala liigirikkust mõjutasid kõige rohkem
põõsaste katvus (p = 0.040), puude liigirikkus ala kohta (p = 0.040) ja rinnete arv
(p=0,051).
Joonis 5. Taimeliikide jaotus vastavalt kultuurisuhetele.
Ellenbergi ökoloogiliste väärtarvude poolest on hiite ja metsade liigiline koosseis
üsna sarnane (Tabel 6). Valgusnõudluse poolest on tegu peamiselt osaliselt varju-
23
taimedega, kuigi hiites antud keskmine väärtus oli veidi kõrgem kui metsades
(p=0.80). Uuritud alade liikide niiskusnõudlus oli keskmiselt 5.5, seega eelistavad
liigid kasvada parasniisketel muldadel (p = 0.65). Mullaviljakuselt asusid mõlema
grupi liigid pigem keskmise viljakusega muldadel (p = 0.67).
Tabel 6. Taimeliikide jaotus vastavalt Ellenbergi väärtarvudele. Tabelis on toodud
alade keskmised väärtused.
Niiskus Valgus Viljakus
Hiis 5.39 ± 0.32 5.50 ±0.47 4.62 ± 0.41
Mets 5.37 ± 0.44 5.23 ± 0.53 4.71 ± 0.43
Hiite ja võrreldavate metsade rohurinde liigilist koosseisu hindasin trendivaba
korrespondentsanalüüsiga (DCA), mille esimene telg seletas 33.8 %, teine 21.4 % ja
kolmas 10.1 % üldisest varieeruvusest (Joonis 6). Esimese teljega korreleerus kõige
paremini Ellenbergi valguse väärtarv (r = -0.675). Hiite rohurinne on seega vähemalt
osaliselt paremate valgustingimustega võrreldes ümbruskonna metsadega
Joonis 6. Hiite ja metsade rohurinde koosluste DCA-ordinatsiooni tulemus.
Valitud hiied asuvad enamasti kuivadel/parasniisketel muldadel, metsad sageli
märjematel muldadel. Joonisel 7 on välja toodud hiite ja metsade paiknemine
vastavalt mulla niiskusele.
24
Joonis 7. Hiite ja metsade rohurinde koosluste DCA-ordinatsiooni tulemus vastavalt
mulla niiskusele.
Vaadeldes, kuidas paiknesid võrreldavad hiite ja metsade paarid omavahel (Joonis 8)
on näha, et varieeruvus on üsna suur. Leidub alasid, nagu näiteks H01 ja M01, mis
on oma keskkonnatingimuste poolest üsna sarnased. Kuid on ka paare, mille
omavaheline erinevus on suur, näiteks H07 ja M07.
Joonis 8. Hiite ja metsade rohurinde koosluste DCA-ordinatsiooni tulemus vastavalt
võrreldavate paaride kaupa.
25
4. Arutelu
Võrreldes hiite kui puistute vanust lähikonna metsadega on esimesed oluliselt
vanemad ja meie metsade praeguse struktuuri (Pärt et al. 2010) taustal väärtuslikud
vanade metsade esindajad. Sama asjaolu on tõendanud pühade puistute uuringud ka
mujal maailmas (Mgumia & Oba 2003). Pika arengu jooksul on neis metsades välja
kujunenud sellele piirkonnale iseloomulik varjulembene alustaimestik ja puistu
koosseis (Campbell 2004). Alade kõrgele vanusele viitab ka nendes leiduvate
jämedatüveliste (d>40cm) puude suur esinemissagedus (90 % hiites), kuna muudes
salumetsades on nende esinemine pigem juhuslik (Liira & Sepp 2009). Hinnates
puuliikide esinemist hiites on näha, et levinumad on laialehised puud nagu näiteks
tamm (Quercus robur ) ja saar (Fraxinus excelsior). Sellest tulenevalt on näha, et
hiite puhul võib tegu olla salumetsadega, mida Eestis loetakse ka kliimaks-
koosluseks. Suurem järelkasv ala kohta sarnaneb looduslikele/põlismetsadele, sest
vanades looduslikes metsades leidub lisaks vanadele jämedatele puudele ka
nooremaid, väiksema diameetriga puid (Andersson et al. 2003).
Häiringud, mis mõjutavad hiite struktuuri, on peamiselt tuulemurd ja tuuleheide.
Võrreldes majandatavate metsadega esines neid hiites rohkem, kuna majandatavates
metsades koristatakse murdunud ja kahjustunud tüved üsna kiiresti (Kirby 1998;
Moorman et al. 1999). Surnud puidu keskmine suurem esinemine ja surnud puidu
tüüpide (surnud oksad, lamatüved, seisvad surnud tüved) rohkus hiites viitab sellele,
et need alad on sobilikud erinevatele sambla- ja samblikeliikidele (Müller & Bütler
2010; Gustafsson 2000; Andersson et al. 2003). Käesolevas töös ei ole inventeeritud
kõik sambla- ja samblikeliike, vaid ainult indikaatorliike, kuid võib arvata, et hiites
on nende osakaal suurem kui ümbruskonna majandatavates metsades. Mitmekesise
surnud puidu esinemine on oluline ka erinevatele putukaliikidele nagu näiteks
siklased (Müller & Bütler 2010; Similä et al. 2003, Djupström et al. 2010), kelle
arvukust mõjutab negatiivselt vanade metsade hävimine. Putukate tegevusjälgi
leiduski hiites rohkem kui ümbruskonna metsades.
Rähni tegevusjäljed on iseloomulikud vanadele segametsadele, kus leidub piisava
jämedusega pesapuid (Volke et al. 2010). Sellest tulenevalt on ka hiied sobilikud
elupaigad rähnidele (näiteks Jalase hiiemets, mille rinnaspindala on 32 m2/ha ja kus
26
leidub pehkinud ja surnud puitu). Rähnide tegevusest tekkinud õõnsused on
omakorda elupaigaks erinevatele loomaliikidele, kes neis pesitsevad (Bull et al.
1997; Remm et al. 2006; Kalcounis-Rüppell et al. 2010).
Mguia & Oba (2003) toovad oma tööd välja, et hiites leidub erilise kujuga puid
rohkem võrreldes lähiümbruse metsadega. Samasuguse tulemuse sain ka uuritud hiite
kohta, kus erilise tüvekujuga puude osakaal oli suurem kui ümbritsevates metsades.
Hiite suuremat majandusindeksit saab seletada sellega, et paljud neist on tänaseni
pühapaikadena kasutuses ja seega inimmõju neile aladele toimib siiamaani.
Analüüsides taimeliikide jaotust kultuurisuhte järgi on näha, et antropofüütide osa on
väga väike, samuti on vähe inimtegevust mittetaluvaid hemerofoobe.
Alade liigirikkust mõjutasid kõige rohkem põõsaste katvus, rinnete arv ja puude
liigirikkus ala kohta: mida valgusküllasem oli ala, seda suurem oli selle liigirikkus.
Sarnased tulemused on saadud ka teistes uurimustes (Kohv & Liira 2005; Moora et al.
2007; Barbier 2008). Hiite paremaid valgustingimusi soodustab põõsaste väiksem
üldkatvus ja neid inditseerib ka Ellenbergi valguse väärtarvu suurem väärtus. Kuigi
see ei olnud statistiliselt oluline, korreleerus see näitaja kõige paremini ühe
ordinatsiooni teljega. Sellest tulenevalt võiks väita, et hiied sarnanevad mingil määral
puisniitudega (Kiigeoru hiiesalu, Tammesõõr, Pärnamäe hiis), kuigi hiites
majandustegevust (niitmine) ei toimu. Uurimustes, mis on tehtud Indias (Alemmeren
& Pandey 2003), leiti, et pühapaikade liigirikkus, seal hulga ohustatud liikide
arvukus on suurem kui ümbritsevatel aladel. Samasuguse tulemuse sain Eesti hiisi
uurides, sest kõik leitud kaitsealused liigid kasvasid hiites.
Olgugi et hiied ja võrreldavad metsad ordinatsioonanalüüsis otseselt ei eristu, esines
suurem erinevus mulla niiskustasemes. Vaadeldes jämedatüveliste puude arvu
jaotumist piki mulla niiskusgradienti, on näha, et kuivadel/ parasniisketel aladel on
neid rohkem, seal on suurem ka üldine liigiline mitmekesisus. Suurem osa hiisi
asub pigem kuivadel/ parasniisketel muldadel kui ümbruskonna metsad. See on
seletatav sellega, et hiied paiknevad enamasti nii nimetatult erilistel maastikel,
milleks tasase reljeefi korral on ümbrusest kõrgemal asuv küngas. Sellele viitab ka
oma artiklis Jonuks (2009). Osaliselt suurem erinevus võrreldava metsa ja hiie vahel
tulenebki peamiselt nende keskkonnatingimuste erinevusest (muld parasniiske/ märg),
27
sest üldiselt tasasel maastikul hiiega sarnast kõrgemat metsast ala enamasti ei
leidunud. Siit järeldub ka see, et eriline maastikuline paiknemine on sageli hiitele
üheks omaseks tunnuseks.
Mõnes uurimuses hiite kohta on esile toodud nendes kasvavate ravimtaimede suur
osakaal (Boraiah et al. 2003; Khumbongmayum et al. 2004; Khumbongmayum et al.
2006). Käesolevas töös seda aspekti ei käsitletud, kuigi hiites kasvas tuntud
ravimtaimi (harilik pärn- Tilia cordata, harilik raudrohi -Achillea millefolium ja
teised.), sest meil levinud heade tavade kohaselt hiitest midagi kaasa ei võeta.
Eestis on kaitstavate metsade pindala ca 7 %, kuid uurimused (Lõhmus et al. 2005)
on näidanud, et tõelisi vanu loodusmetsi on nende hulgas väga vähe, sest viimase
paarisaja aasta jooksul on neid ikka vähem või rohkem majandatud. Seetõttu ei ole
nende struktuuri erinevus majandusmetsadega väga suur ning Eesti metsade
mitmekesisuse säilitamiseks on vaja nende kaitset tõhustada. Sellise tõdemuse taustal
on hiite elurikkuse kaitse igati põhjendatud.
Kokkuvõtvalt võib öelda, et meie hiied sarnanevad struktuurilt (puistu vanuseline
jaotumus, rinnaspindala, surnud ja lamapuidu rohkus) loodusmetsadele ja on tihti
elupaigaks haruldastele ja ohustatud liikidele. Kuigi nende liigiline mitmekesisus ei
olnud nii suur, kui loodeti, leidus seal mitmeid kaitsealuseid liike ja erinevate
elustikurühmade põhjalikumate inventuuride käigus tuleks neile kindlasti lisa. Kuna
hiied paiknevad üsna sageli fragmentidena kultuurmaastikes, on nad pagulateks
erinevatele liikidele.
28
Kokkuvõte
Hiied ehk looduslikud pühapaigad on loodusliku välisilmega kohad, mille kohta
leidub erinevaid folkloorseid, arheoloogilisi, ajaloolisi, etnoloogilisi või teisi olulisi
andmeid. Neil aladel on inimesed ohverdanud, ravitsenud, palvetanud ja erinevaid
rituaale läbi viinud, et oma eluolu parandada. Hiied asuvad sageli vanades puistutes,
mis tänapäeva maailmas on jäänud üksikuteks fragmentideks kultuurmaade vahele.
Seega võiks olla nende liigiline ja struktuurne mitmekesisus võrreldes ümbritsevate
aladega olla suurem. Sellest tulenevalt on käesoleva magistritöö eesmärgiks uurida
hiite kui elupaikade struktuuri ja bioloogilist mitmekesisust võrreldes
lähiümbruskonna metsadega.
Andmete kogumiseks uurisin 20. hiit, mis paiknevad üle Eesti. Valiku kriteeriumiks
oli, et tegu oleks metsase alaga, mille lähiümbruses leiduks ka võrreldavaid
puistusid. Täpsemalt kirjeldasin hiites puistu struktuuri (puistu koosseis, surnud puidu
osakaal, bioloogilised indikaatorid ja inimtegevuse jäljed), üldisi tingimusi ja
rohurinnet. Samasuguse uurimuse tegin ka lähiümbruskonna metsas.
Andmetöötluses kasutasin pidevate tunnuste jaoks üldist lineaarset mudelit ja esineb/
ei esine tunnuste jaoks üldistatud lineaarset mudelit. Andmetöötlused viisin läbi
programmidega Statistica 8.0 ja PC-Ord 4.25.
Saadud tulemustest järeldub, et hiied sarnanevad oma olemuselt looduslikele
metsadele (puistu vanuseline jaotumus, rinnaspindala, surnud ja lamapuidu rohkus),
kuid struktuuri erinevused muudavad hiied võrreldes ümbritseva alaga erilisteks ja
olulisteks elupaikadeks erinevatele organismirühmadele nagu näiteks samblad ja
putukad.
Fragmenteerunud ja kultuuristatud maastikes on hiitel lisaks ajaloolisele väärtusele
suur tähtsus ka refuugiumina paljudele liikidele, sest asudes kultuurmaastike keskel
on need sageli elupaigaks erinevatele ohustatud liikidele.
Edaspidistes töödes tuleks kindlasti hiite loodusväärtusi põhjalikumalt inventeerida
erinevate organismirühmade seisukohast, mõistmaks nende osa meie looduse
mitmekesisuse säilitamisel.
29
Summary
Estonian sacred groves and their natural values
Sacred groves or natural sacred places are natural places for which various
folkloristic, archaeological, historical, ethnological or other information can be found.
People used to sacrifice, heal, pray and carry out various rituals in those areas in order
to improve their living conditions. Sacred groves are often located in old stands that in
contemporary world are fragments between the agriculture/managed lands. Therefore,
the richness of species and the structural diversity could be higher in those places
when compared to surrounding areas. According to the aim of this master thesis is to
investigate sacred groves as habitats and to compare their structure and biological
diversity to nearby/local forests.
The study was carried out in 20 sacred groves over Estonia. The selection criteria for
that was: sacred grove had to be located in a forest area and had to have a stand
nearby that it could be compared to. I described sacred groves stand (stand
composition, the proportion of dead wood, traces of human activity and biological
indicators) and vegetation structure in addition to general conditions. The same study
was also carried out in nearby forests.
For data analysis I used Statistica 8.0 and PC-Ord 4.25 programs. For continuous
variables I used general linear model and for variables is/isn’t I used generalized
linear model.
Results suggested that sacred groves resemble to virgin forests (stand age distribution,
basal area, dead wood abundance), but their structural differences compared to nearby
forests make sacred groves important habitats for different groups of organisms such
as mosses and insects.
In addition to sacred groves historical values, it also has an important role in
fragmented and managed landscapes, where they function as refugiums for different
protected and rare species.
30
Sacred groves should most definitely be investigated more profoundly in the future
from different organism aspects, to understand their role in maintaining our natural
diversity.
31
Tänuavaldused
Ma tänan oma töö juhendajat Elle Roosalustet, kes oli toeks ja abiks töö valmimisel.
Samuti tänan Jaan Liirat, kes oli suureks abiks andmeanalüüsil, välitöödel abiks olnud
Argo Ronka ja Gerli Lokki eestikeelse keelekorrektuuri eest.
32
Kasutatud kirjandus
1. Alemmeren, S. and Pandey, H.N. 2003. Vascular plant diversity in the sacred
groves of Jaintia Hills in northeast India. Biodiversity and Conservation 12:
1497–1510.
2. Andersson, L., Martverk, R., Külvik, M., Palo, A. and Varblane A. 2003.
Vääriselupaikade inventuur Eestis 1999-2002.Regio AS, Tartu.
3. Arroyo-Rodriguez, V., Pineda, E., Escobar, F. & Benitez-Malvido, J. 2009.
Value of small patches in the conservation of plant-species diversity in highly
fragmented rainforest. Conservation Biology 23: 729-739.
4. Arukask, M. & Kütt, A., 2011. Hiis kui selline. [www]
[http://maatundmine.estinst.ee/kohad/kunda/hiis-kui-selline/] (21.04.2011).
5. Barbier, S., Gosselin, F. & Balandier, P. 2008. Influence of tree species on
understory vegetation diversity and mechanisms involved – A critical review
for temperate and boreal forests. Forest Ecology and Management 254: 1–15.
6. Bhagwat, S.A. & Rutte, C. 2006. Sacred groves: Potential for biodiversity
management. Frontiers in Ecology and the Environment 4: 519-524.
7. Boraiah, K.T., Vasudeva, R., Bhagwat, S.A. & Kushalappa, C.G. 2003. Do
informally managed sacred groves have higher richness and regeneration of
medicinal plants than state-managed reserve forests? Current science 84: 804-
808.
8. Bowe, P. 2009. The sacred groves of ancient Greece. Studies in the History of
Gardens & Designed Landscapes 29: 235-245.
9. Bull, E.L., Parks, C.G. & Torgersen, T.R. 1997. Trees and Logs Important to
Wildlife in the Interior Columbia River Basin. Pacific Northwest Research
Station, USDA Forest Service, Portland USA p. 55.
10. Campbell, M.O. 2004. Traditional forest protection and woodlots in the
coastal savannah of Ghana. Environmental Conservation 31: 225-232.
11. Convention on Biological Diversity. 1992. [www]
http://www.cbd.int/doc/legal/cbd-en.pdf. (10.05.2011).
12. Djupström, L.B., Perhans, K., Weslien, J., Schroeder, L.M., Gustafsson, L. &
Wikberg, S. 2010. Co-variation of lichens, bryophytes, saproxylic beetles and
dead wood in Swedish boreal forests. Systematics and Biodiversity 8: 247–
256
33
13. Dudley, N., Higgins-Zogib L. & Mansourian, S. 2005. Beyond Belief, Linking
faiths and protected areas to support biodiversity conservation. WWF, United
Kingdom.
14. Dumortier, M., Butaye, J., Jacquemyn, H., van Camp, N., Lust, N. & Hermy,
M. 2002. Predicting vascular plant species richness of fragmented forests in
agricultural landscapes in central Belgium. Forest Ecology and Management.
158: 85-102.
15. Eesti ajaloolised looduslikud pühapaigad. Uurimine ja hoidmine valdkonna
arengukava 2008–2012. 2008. Kultuuriministeerium, Tallinn.
16. Ek, T., Külvik, M., Palo, A. & Tau, R. 1999. Vääriselupaikade inventeerimise
programm. Eesti metsaamet, Rootsi Götlandi maakonna metsaamet.
17. Erdle, T. & Pollard, J. 2002. Are plantations changing the tree species
composition of New Brunswick’s forest? The Forestry Chronicle 78: 812-821.
18. Franklin, A.B., Noon, B.R. & George, T.L. 2002. What is habitat
fragmentation? Studies in Avian Biology 25: 20-29.
19. Gustafsson, L. 2000. Red-listed species and indicators: vascular plants in
woodland key habitats and surrounding production forests in Sweden.
Biological Conservation 92: 35-43.
20. Helm, A. Hanski, I. & Pärtel, M. 2006. Slow response of plant species
richness to habitat loss and fragmentation. Ecology Letters 9:72-77.
21. Hill, J.L. & Curran, P.J. 2001. Species composition in fragmented forests:
Conservation implications of changing forest area. Applied Geography 21:
157-174.
22. III kaitsekategooria liikide kaitse alla võtmine. Keskkonnaministri määrus.
2004. [www] 30.05.2004// RT I 2004, 69, 1134.
[https://www.riigiteataja.ee/akt/13360720?leiaKehtiv]
23. IUCN. Website. 2011. [www] [http://www.iucn.org/about/ ] (21.04.2011)
24. Jonsson, B.G., Kruys, N. & Ranius, T. 2005. Ecology of species living on
dead wood –lessons for dead wood management. Silva Fennica 39: 289–309.
25. Jonuks, T. 2009. HIIS sites in the research history of estonian sacred places.
Folklore 42: 24-43.
26. Kaasik, A. 2007. Ajaloolised looduslikud pühapaigad – väärtused looduse ja
kultuuri piirimail. Raamat.: Kaasik, A., Valk, H. (koostas). Looduslikud
pühapaigad. Väärtused ja kaitse, lk. 23-71. Tartu.
34
27. Kalcounis-Rüppell, M.C., Psyllakis, J.M. & Brigham, R.M. 2010. Tree roost
selection by bats: an empirical synthesis using meta-analysis. Wildlife Society
Bulletin, 33: 1123–1132.
28. Kent, M. & Coker, P. 1992. Vegetation description and analysis. A practical
approach. Geographical journal 159: 237-237.
29. Khumbongmayum, A.D., Khan, M.L. & Tripathi, R.S. 2004. Sacred groves of
Manipur: ideal centre for the conservation of biodiversity. Current Science 87:
430–433.
30. Khumbongmayum, A.D., Khan, M.L. & Tripathi, R.S. 2006. Biodiversity
conservation in sacred groves of Manipur, northeast India: population
structure and regeneration status of woody species. Biodiversity and
Conservation 15:2439–2456.
31. Kirby, K.J., Reid, C.M., Goldsmith, R.C.T. & Goldsmith, F.B. 1998.
Preliminary Estimates of Fallen Dead Wood and Standing Dead Trees in
Managed and Unmanaged Forests in Britain. Journal of Applied Ecology. 35:
148-155.
32. Kohv, K. & Liira, J. 2005. Anthropogenic effects on vegetation structure of
the boreal forest in Estonia. Scand J For Res 20: 122–134.
33. Kokou, K., Adjossou, K. & Kokutse, A.D. 2008. Considering sacred and
riverside forests in criteria andvindicators of forest management in low wood
producing countries: The case of Togo. Ecological indicators 8: 15 8 – 16 9.
34. Kukk, T. & Kull, T. 2005. Eesti taimede levikuatlas. EMÜ põllumajandus- ja
keskkonnainstituut. Tartu.
35. Kukkonen, M., Rita., Hohnwald, S. & Nygren, A. 2008. Treefall gaps of
certified, conventionally managed and natural forests as regeneration sites for
Neotropical timber trees in northern Honduras. Forest Ecology and
Management 255: 2163-2176.
36. Kultuurimälestiste riiklik register. 2011 [www]
http://register.muinas.ee/?menuID=monument (20.02.2011).
37. Kuuluvainen, T. 1994. Gap disturbance, ground microtopography, and the
regeneration dynamics of boreal coniferous forests in Finland: a review.
Annales Zoologici Fennici 31: 35–51.
38. Laasimer, L. & Masing, V. 1995. Taimestik ja taimkate. Raamat.: Raukas, A.
(koostas). Eesti.Loodus. Tallinn, “Valgus”, lk. 364-401.
35
39. Leht, M. (toimetaja) 2010. Eesti taimede määraja. EMÜ, Eesti Loodusfoto.
Tartu.
40. Leibak, E. 2007. Hiied kui loodusobjektid. Raamat.: Kaasik, A., Valk, H.
(koostas). Looduslikud pühapaigad. Väärtused ja kaitse, lk. 173-180.
Tartu.
41. Liira, J. & Sepp, T. 2009. Indicators of structural and habitat natural quality in
boreonemoral forests along the management gradient. Annales Botanici
Fennici 46: 308-325.
42. Liira, J., Sepp, T. & Parrest, O. 2007. The forest structure and ecosystem
quality in conditions of anthropogenic disturbance along productivity gradient.
Forest Ecology and Management 250, 34-46.
43. Looduskaitseseadus. 2004. 10.05.2004// RT I 2004, 38, 258. (RT I,
10.03.2011, 6).
44. Lõhmus, E. 2004. Eesti metsakasvukohatüübid. Eesti Loodusfoto, Tartu.
45. Lõhmus, A., Lõhmus, P. Remm, J. & Vellak, K. 2005. Old-growth structural
elements in a strict reserve and commercial forest landscape in Estonia. Forest
Ecolgy and Management 216:201-215.
46. Maa-ameti geoportaal. Website. 2011 [www]
[http://xgis.maaamet.ee/xGIS/XGis] (28.04.2011).
47. Metcalfe, K., Ffrench-Constant, R. & Gordon, I. 2010. Sacred sites as hotspots
for biodiversity: the Three Sisters Cave complex in coastal Kenya. Oryx 44:
118- 123.
48. McCune, B. & Mefford, M.J. 1999. Multivariate Analysis of Ecological Data
Version 4.25. MjM Software, Gleneden Beach, Oregon, U.S.A.
49. Mgumia, F.H.M. & Oba, G. 2003. Potential role of sacred groves in
biodiversity conservation in Tanzania. Environmental Conservation 30: 259–
265.
50. Moora, M., Daniell, T., Kalle, H., Liira, J., Püssa, K., Roosaluste, E., Öpik,
M., Wheatley, R. & Zobel, M. 2007. Spatial pattern and species richness of
boreonemoral forest understorey and its determinants—A comparison of
differently managed forests. Forest Ecology and Management 250: 64–70.
51. Moorman, C.E., Russell, K.R., Sabin, G.R. & Guynn Jr. C.G. 1999. Snag
dynamics and cavity occurrence in the South Carolina Piedmont. Forest
Ecology and Management 118: 37-48.
36
52. Müller, J. & Bütler, R. 2010. A review of habitat thresholds for dead wood: a
baseline for management recommendations in European forests. European
Journal of Forest Research. 129: 981-992.
53. Nally, R.M., Bennett, A. F. & Horrocks, G. 2000. Forecasting the impacts of
habitat fragmentation. Evaluation of species-specifc predictions of the impact
of habitat fragmentation on birds in the box-ironbark forests of central
Victoria, Australia. Biological Conservation 95: 7-29.
54. Oishi, Y. 2009. A survey method for evaluating drought-sensitive bryophytes
in fragmented forests: A bryophyte life-form based approach. Biological
Conservation 142: 2854-2861.
55. Paal, J. 1997. Eesti taimkatte kasvukohatüüpide klassifikatsioon.
Keskkonnaministeeriumi Info- ja Tehnokeskus, Tallinn.
56. Page, N.V., Qureshi, Q., Rawat, G.S. & Kushalappa, C.G. 2010. Plant
diversity in sacred forest fragments of Western Ghats: A comparative study of
four life forms. Plant Ecology 206: 237-250.
57. Parker, M. & Nally, R.M. 2002. Habitat loss and the habitat fragmentation
threshold: an experimental evaluation of impacts on richness and total
abundances using grassland invertebrates. Biological Conservation 105: 217–
229.
58. Pärt, E., Adermann, V. & Merenäkk, M. 2010. Metsavarud. Rmt.: Aastaraamat
Mets 2009. Tartu, lk. 1- 41.
59. Remm, J., Lõhmus, A. & Remm, K. 2006. Tree cavities in riverine forests:
What determines their occurrence and use by hole-nesting passerines? Forest
Ecology and Management 221: 267-277.
60. Rockström, J., Steffen, W., Noone, K., Persson, Ǻ., Chapin, F.S., Lambin,
E.F., Lenton, T.M., Scheffer, M., Folke, C., Schnellhuber, H.J., Nykvist,
B., de Vit., C, A., Hughes, T., van der Leeuw, S., Rodhe, H., Sörlin, S.,
Snyder, P.K., Costanza, R., Svedin, U., Falkenmark, M., Karlberg, R.,
Corell, R.W., Fabry, V.J., Hansen, J., Walker, B., Liverman, D.,
Richardson, K., Crutzen, P. & Foley, J.A. 2009. A safe operating space for
humanity. Nature, 461: 472-475.
61. Salick, J., Amend, A., Anderson, D., Hoffmeister, K., Gunn, B. & Zhendong,
F. 2007. Tibetan sacred sites conserve old growth trees and cover in the
eastern Himalayas. Biodiversity and Conservation 16: 693–706.
37
62. Segal, B., Sapir, Y. & Carmela, Y. 2006. Fragmentation and pollination crisis
in the selfincompatible Iris bismarckiana (Iridaceae), with implications for
conservation. Israel Journal of Ecology & Evolution 52: 111-122.
63. Similä, M., Kouki, J. & Martikainen, P. 2003. Saproxylic beetles in managed
and seminatural Scots pine forests: quality of dead wood matters. Forest
Ecology and Management 174: 365-381.
64. Solé, R. V., Alonso, D. & Saldaña, J. 2004. Habitat fragmentation and
biodiversity collapse in neutral communities. Ecological Complexity 1: 65–75.
65. StatSoft, Inc. 2007. STATISTICA (data analysis software system), version
8.0. [www] [www.statsoft.com].
66. Zschokke, S., Dolt, C., Rusterholz, H.-P., Oggier, P., Braschler, B., Thommen,
G.H., Ludin, E., Erhardt, A. & Baur, B. 2000. Short-term responses of plants
and invertebrates to experimental grassland fragmentation. Oecologia 125:
559–572.
67. Tiwari, B.K., Barik, S.K. & Tripathi, R.S. 1998. Biodiversity Value, Status
and Strategies for Conservation of Scared groves of Meghalaya, India.
Ecosystem Health 4:20-32.
68. Vabariigi digitaalse suuremõõtkavalise mullastiku kaardi seletuskiri. 2001.
Maa-amet. Tallinn.
69. Viires, A. 1975. Puud ja inimesed. Puude osast Eesti rahvakultuuris. Tallinn.
70. Volke, U., Vahter, I. & Volke, V. 2010. Suur kirjurähni (dendrocopos major)
pesapaiga ja pesapuuvalikust saaremaal. Hirundo 23: 53-62.
71. Wessman, A. 2009. Iron age cemeteries and hiisi sites: Is there a connection?
Folklore 42: 7-22.
72. Weyrauch, S.L. & Grubb, T.C. Jr. 2004. Patch and landscape characteristics
associated with the distribution of woodland amphibians in an agricultural
fragmented landscape: an information-theoretic approach. Biological
Conservation 115: 443–450.
73. Wilcove, D.S., McLellan, C.H. & Dobson, A.P. 1986. Habitat fragmentation
in the temperate zone. In: Soulé, M.E. (Ed.). Conservation Biology, pp. 237-
256. Sunderland, Sinauer.
74. Wild, R., McLeod, C. & Valentine, P. 2008. Sacred natural sites: guidelines
for protected area managers. IUCN, Paris.
38
75. Wulder, M.A., White, J. C., Andrew, M. E., Seitz, N. E. & Coops, N.C. 2009.
Forest fragmentation, structure, and age characteristics as a legacy of forest
management. Forest Ecology and Management 258: 1938–1949.
76. Ökologische Zeigerwerte 1992 [www] [http://statedv.boku.ac.at/zeigerwerte/]
(10.05.2011).
77. Yadav, S., Yadav, J.P., Arya, V. & Panghal, M. 2010. Sacred groves in
conservation of plant biodiversity in Mahendergarh district of Haryana. Indian
Journal of Traditional Knowledge 9: 639-700.
39
LISA
40
Lisa 1. Välitööde ankeet. Leht 1/2.
41
Lisa 1. Välitööde ankeet. Leht 2/2.