TAIMEPOPULATSIOONIDE TAASTAMINEInimtegevus on kõikjal mõjutanud ökosüsteeme ja sealjuures ka looduslikku mitmekesisust väga suures ulatuses. Need muutused on tekitanud vajaduse

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