Torm, üraskid ja tuli: kliimamuutused tõstavad Eesti metsade häiringukoormust

Autorid

Marek Metslaid, Eesti Maaülikooli metsakasvatuse ja metsaökoloogia õppetooli metsaökoloogia vanemteadur, metsandus- ja maaehitusinstituudi direktor

Floortje Vodde, Eesti Maaülikooli metsakasvatuse ja metsaökoloogia õppetooli metsaökoloogia teadur

Argo Orumaa, Eesti Maaülikooli metsakasvatuse ja metsaökoloogia õppetooli nooremteadur

Kalev Jõgiste, Eesti Maaülikooli metsakasvatuse ja metsaökoloogia õppetooli metsaökoloogia vanemteadur ja kaasprofessor

 Pikaajalised kliimavaatlused toovad esile muutused, mis viitavad kõrvalekalletele aastatepikkustest keskmistest näitajatest.

Siin hakkamegi rääkima kliimamuutusest. Suured ja järsud kõrvalekalded aastate keskmistest näitajatest avalduvad sageli teguritena, mida inimene tõlgendab häiringutena ning mis enamasti põhjustavad ökosüsteemis suuri muutusi (Seidl jt 2017). Esile võib tuua kliimamuutuse kaht tahku. Esiteks järkjärguline muutuste esinemine, võrreldes pikaajaliste keskmistega. Teine aspekt on järskude ekstreemsete kliimanähtuste (tormid, üleujutused, põuad) sagenemine (Seidl jt 2017, Frelich jt 2020).

Ökosüsteemi vastupanuvõime koosneb samuti kahest erinevast nähtusest. Esimene on ökosüsteemi häiringukindlus, näiteks noorema metsa võime seista vastu tugevale tormile (vanad ja suured puud lükkab torm pikali). Asja teise küljena näeme suhteliselt kiiret taastumist looduslikult tekkinud kahjustustest (Holling 1973, Nikinmaa jt 2020).

Tugev torm laastab meie metsa pigem harva

Suurte tormide esinemissagedus polegi olnud väga suur. Möödunud sajandist tuleb märkida 1967. aasta augustitormi ehk nn sajandi tormi ja 1969. aasta novembritormi suuri kahjustusi (Meikar 2018). Sellel sajandil olid tugevad tormid 2001. aasta juulis (Tudu torm) ja 2002. aasta juulis (Halliku torm). Samuti tõi 2005. aasta jaanuaritorm kaasa palju kahjustusi (Aitsam 2018).

Tormituulte kahjustusi on uuritud mitmel pool maailmas, samuti ka Eestis. 2001. aasta Tudu tormi kahjusid analüüsides selgusid huvitavad faktid. Näiteks meie metsa puudest näitab sanglepp enamasti murdunud tüvega kahjustuspilti, harilikul kuusel esineb aga ootuspäraselt rohkem tormiheidet, kus puu on juurtega ümber paisatud (Ilisson jt 2005). Samas uurimistöös on välja toodud ka asjaolu, et harilikul kuusel on murtud tüvega kahjustuspildiga võrreldes rohkem tormiheidet, eriti gleimuldadel.

2016. aasta 3. juulil tabas peamiselt Lõuna-Eestit torm, mis tekitas metsades ulatuslikke kahjustusi (umbes 3000 ha; 400 000 tihumeetrit puitu). Üle Koiva jõe Tartu alla välja liikunud tormi hakati nimetama Koiva tormiks (Viiron 2016).

Kaardil joonistus 2016. aasta juulitormiga seotud metsateatiste põhjal välja selge koridor, kus esines kõige enam kahjustusi (allikas: Keskkonnaamet).

 Tormimurtud puu põhjustab uue ohu kogu metsale

Tormist kahjustatud puistutes on soodsad tingimused tüvekahjurite masspaljunemiseks, seda just suure värske lamapuidu koguse ja nõrgestatud puude hulga tõttu, mida asustavad ürasklased. Enamtuntud kahjur Eesti metsades on kuuse-kooreürask (Ips typographus) (Wermelinger 2004, Hlásny jt 2019, Voolma 20201). Ürasklased on väikesed mardikad, kes kahjustavad oma elutegevuse käigus puude koorealust niineosa ja kutsuvad nii esile puude hukkumise. Kuna tormikahjustused on sageli kõige ulatuslikumad kuuse enamusega puistutes, on torm üraskikahjustuste leviku üks võtmetegureid, sest tormis hukkunud puud pakuvad head paljunemiskohta (Õunap 2000, 2002). Kui tormist kahjustatud kuused likvideeritakse õigel ajal, on ulatuslik üraskikahjustuste esinemise võimalus väiksem. Tormialadel õigeaegselt koristamata jäänud tormiheide ja -murd loovad üraskite masspaljunemiseks ja levimiseks soodsad tingimused ning väljakujunenud üraskikolded kujutavad endast suurt ohtu ümbritsevatele tervetele metsaosadele. Kuuse-kooreürask võib masspaljunemise käigus esile kutsuda ulatuslikke metsakahjustusi (Voolma 2005, Kausrud jt 2012).

Masspaljunemisel võib üraskikahjustus levida ka kuusikutesse, mille tervislik seisund on hea (Wermelinger 2004). 2016. aasta juulitorm andis üraskite levikuks hea lähtepositsiooni, kuna kahjustatud kuuski oli väga palju ning ürask sai need puud asustada ja paljuneda.

Kaitsealuses metsas tormikahjustust likvideerida ei saa

Majandatavates metsades kasutatakse tormikahjustuste likvideerimist meetmena üraskikahjustuste ennetamiseks (Voolma 20202). Kuivõrd 2016. aasta juulitorm kahjustas suurel pindalal ka kaitsealuseid metsi, peamiselt Otepää looduspargis ja Karula rahvuspargis, jäid tormikahjustused suurel pindalal likvideerimata. Kuna sihtkaitsevööndites kaitstakse looduslike protsesside loomulikku kulgemist ning metsamajanduslik tegevus pole lubatud, tekkisid seal kuuse-kooreüraski levikuks soodsad tingimused (Voolma 20203).

Ka teistel Eesti looduskaitsealadel on täheldatud seoseid häiringufaktorite vahel. Näiteks Suigu sihtkaitsevööndis, kus jäi suur kogus lamapuitu 2001. aasta Tudu tormi järel koristamata, surid piirnevatel aladel puud. Köster ja kaasautorid (Köster jt 2009) täheldasid seal läbi viidud uurimuses, et tormialaga piirneval alal hukkus pärast tormi viieaastase perioodi jooksul 75% tormiala serval kasvanud kuuskedest. Peamine puude hukkumise põhjus oli üraskikahjustus.

Viimaste aastate suurtormidele on järgnenud põuased suved (näiteks 2018. aasta), mis nõrgestavad puid ning lisaks koristamata jäetud tormiheitele ja -murrule soodustavad ka (tormialade läheduses) üraskite masspaljunemist (Õunap 2007). 

Kuidas hindasime oma uuringus üraskikahjustusi

Tormijärgsete üraskikahjustuste hindamiseks valiti proovialad Otepää looduspargis ja Karula rahvuspargis. Neis asuvates sihtkaitsevööndites metsamajanduslikku tegevust ei toimunud, st et tormikahjustusi ei likvideeritud. Selline olukord andis võimaluse uurida, kui ulatuslikuks võivad kujuneda üraskikahjustused, kui tormikahjustusi ei koristata.

Üraskikahjustuste hindamiseks rajati proovialadele transektid. Neil fikseeriti iga 50 m tagant ringproovitükid (S = 400 m2), kus hinnati kõigi puuliikide seisundit ja mõõdeti nende diameeter. Kui ringproovitükil esines üraskikahjustustega kuuski, uuriti neid veelgi põhjalikumalt.

Karula ja Otepää tingimused on erinevad

Karula rahvuspargis on suurem hariliku männi osakaal I rindes ja kaitseala range kaitsega vööndid (sihtkaitsevööndid ja reservaadid) on omavahel paremini ühendatud (asuvad üksteisele lähemal). Karulas vahelduvad erinevad range kaitsega vööndid kogu rahvuspargi ulatuses, samas Otepää looduspargis on sihtkaitsevööndite vahel rohkem piiranguvööndimaa-ala (näiteks majandatavad metsad, põllumaad jne). See tähendab, et Otepää looduspargi katsealade lähedusse jäid ka sanitaar- või lageraie langid, Karulas asusid proovitükid raiealadest kaugemal või ei olnud raied nii intensiivsed.

Otepää looduspargis on kaitse-eeskirjaga lubatud väiksepindalalise lageraie ja turberaie tegemine, ent Karula rahvuspargis on igasugune uuendusraie kaitse-eeskirjaga keelatud. Seega on metsade majandamine Otepää looduspargis kindlasti aktiivsem, võrreldes Karula rahvuspargiga.

 Mis soodustab kõige rohkem kuuse-kooreüraskite levikut

Peamine tegur, mis mõjutab kuuse-kooreüraski kahjustusi, on puu suurus. Ilmneb, et mida suurem on puu diameeter, seda suurem on kuuse-kooreüraski kahjustuse tõenäosus. Puu suuruse ja kuuse-kooreüraski kahjustuste vaheline seos on leidnud kinnitust paljudes uurimustes (Wermelinger 2004, Eriksson jt 2008, Kärvemo jt 2014) ning seda on oluline kaasata mudelitesse vastastikmõju tegurina koos teiste võimalike selgitavate muutujatega.

Puuliikide mitmekesisus, mida väljendatakse Shannoni indeksina, on oluline tegur mitmetes mudelites ning seda oli planeeritud testida ka käesolevas uurimuses. Selles töös võib täheldada trendi, kus mitmekesisem puistu on üraskist vähem kahjustatud, analüüsimisel aga antud seos statistiliselt usaldatavat tulemust ei andnud. Samas on üldine seisukoht, et mida mitmekesisem on puistu, seda väiksem on risk kuuse-kooreüraski kahjustustele (Jactel, Brockerhoff 2007, Kausrud jt 2012).

Shannoni indeks võtab arvesse nii liigirikkuse kui ka arvukuse, tavaliselt jääb indeks vahemikku 1,5–3,5, harva ka 4,5 (Gaines jt 1999). Kuna tegu on puurinde mitmekesisusega, on väärtused palju madalamad ja vahemikud kitsamad. Meie uurimuses jäid tulemused vahemikku 0–1,46 (0 on puhtkuusik). Tõenäoliselt on puurinde mitmekesisus statistiliselt oluline tegur suuremas mõõtkavas. Väiksemas mõõtkavas mitmekesisus statistiliselt oluline tegur ei ole.

Kuuskedel, millel esines põdrakahjustus, oli kuuse-kooreüraski kahjustuse esinemine väiksem. Selline tulemus võib olla tingitud kuuse feromoonide lendumisest, mis peletavad kuuse-kooreüraskeid. Feromoonide levimise allikaks pärast põdrakahjustust on tõenäoliselt kuusel esinev vaigueritus.

Boniteediklasside puhul ilmnes, et kõige tundlikumad on kuuse-kooreüraski kahjustuse suhtes II boniteedi puistud, veidi vähem haavatavad I ja Ia boniteedi puistud ning kõige vähem kahjustatud III ja IV boniteedi puistud.

Kasvukohatüüpide puhul ilmnes trend, et kõige suurem oht kuuse-kooreüraski rüüstele on viljakamatel ja kuivematel kasvukohatüüpidel.

Abinõud metsade sanitaarse seisundi parandamiseks

Tänapäeva infoühiskonnas on võimalik inimesi operatiivselt hoiatada merevee tõusu, maavärina või äikesetormi eest. Selleks on loodud häid prognoosimudeleid, mis põhinevad järjepideval vaatlusel ja pikaajalisel uurimistööl. Metsa pole kahjuks võimalik ette hoiatada. Siin võime vaid tagantjärele kiirelt tegutseda.

Kas aga saame kahjusid ennetada ja nende vältimiseks midagi ette võtta? Milline võiks olla tulevikumets muutuvas kliimas ja sagenevate looduslike häiringute kontekstis? Metsade uuendamine (sealhulgas kasvukohale sobiva puuliigi valik) pärast tormikahjustuse likvideerimist ja hilisem hooldus (kasvukohale sobivate puuliikide koosseisuga puistu kujundamine) on pikaajalise mõjuga otsused. Siin on olulisel kohal adekvaatsed otsustusmudelid, mis hindavad hetkeolukorda, aga hõlmavad ka pikaajalisi tulevikuprognoose ning tuginevad pikaajalisel seirel ja teadustulemustel.

Loobuda tuleks puhtpuistute kujundamisest seal, kus looduslikult kasvavad segapuistud.

Siit ka soovitus, et tuleks kujundada suurema liigilise mitmekesisusega metsi (segametsad), kus on väiksem oht kuuse-kooreüraski levikule. Isegi kui kuuse-kooreüraski kahjustused peaksid tekkima, jäävad teised puuliigid kasvama.

Olulised on metsade tervisliku seisundi eest hoolitsemine, seire, ennetus ja tõrje.

 Metsapõleng – veel üks suur oht

Me ei tohi unustada ka teisi kliimategureid. Üheks väga tõsiseks riskiteguriks globaalsetest häiringutest on metsapõlengud (Seidl jt 2020). Vaadates üle Eestis seni aset leidnud metsapõlengute statistika (keskmiselt ligi paarsada metsapõlengut aastas), võime tõdeda, et õnneks on mastaapsed metsapõlengud olnud viimastel aastatel harvad.

Arvestama peab ka erinevate häiringute koosmõjudega. Tugevad tormikahjustused, millele lisanduvad üraskikahjustused ja suur hulk surnud puitu moodustab ohtliku koguse kergesti süttivat materjali kuivadeks perioodideks.

·        Oluline on tagada metsade hea tervislik ja sanitaarne seisund, seda eriti asulalähistes tuleohtlikes metsades ja tiheasustuse piirkondades.

·        Õigeaegselt hooldatud ja uuendatud mets suudab vastu panna erinevatele häiringutele, sealhulgas metsatulekahjudele.

·        Võimalusel tuleks kujundada tulekindlama liigilise koosseisu ja struktuuriga puistud.

·        Tulekahju ennetamisel on lisaks metsade hooldamisele oluline roll igal looduses liikujal.

Projekti info

SA Keskkonnainvesteeringute Keskuse rahastatud projekti nr 16377 „Tormijärgne üraskikahjustuste levik ja metsakaitseabinõud leviku tõkestamiseks“ eesmärgid.

1) Selgitada 2016. aasta ennekõike Lõuna-Eestit tabanud tormile järgnenud üraskikahjustuste levikut.

2) Hinnata, kas ja millises ulatuses laienevad sihtkaitsevööndites 2016. aasta tormi järgsed üraskikolded.

3) Töötada välja meetodid üraskite leviku tõkestamiseks seal, kus seadus metsaraiet ei luba.

 Kirjandus

Aitsam, V. 2018. Torm murrab ja heidab. Eesti Mets, 1: 30−33.

Eriksson, M., Neuvonen, S., Roininen, H. 2008. Retention of wind-felled trees and the risk of consequential tree mortality by the European spruce bark beetle Ips typographus in Finland. Scandinavian Journal of Forest Research, 22(6): 516−523.

Frelich, L. E., Jõgiste, K., Stanturf, J., Jansons, A., Vodde, F. 2020. Are secondary forests ready for climate change? It depends on magnitude of climate change, landscape diversity and ecosystem legacies. Forests,11 (9): 965.

Gaines, W. L. 1999. Monitoring biodiversity: quantification and interpretation. US Department of Agriculture, Forest Service, Pacific Northwest Research Station, 25 p.

Hlásny, T., Krokene, P., Liebhold, A., Montagné-Huck, C., Müller, J., Qin, H., Raffa, K., Schelhaas, M.-J., Seidl, R., Svoboda, M., Viiri, H. 2019. Living with bark beetles: impacts, outlook and management options. From Science to Policy 8. European Forest Institute, 52 pp.

Holling, C. S. 1973. Resilience and stability of ecological systems. Annual Review Ecology and Systematic, 4: 1–23.

Ilisson, T., Metslaid, M., Vodde, F., Jõgiste, K., Kurm, M. 2005. Storm disturbance in forest ecosystems in Estonia. Scandinavian Journal of Forest Research, 20(6): 88−93.

Jactel, H., Brockerhoff, E. G. 2007. Tree diversity reduces herbivory by forest insects. Ecology Letters, 10(9): 835−848.

Kausrud, K., Økland, B., Skarpaas, O., Grégoire, J.-C., Erbilgin, N., Stenseth, N. C. 2012. Population dynamics in changing environments: the case of an eruptive forest pest species. Biological Reviews, 87(1): 34–51.

Kärvemo, S., Rogell, B., Schroeder, M. 2014. Dynamics of spruce bark beetle infestation spots: Importance of local population size and landscape characteristics after a storm disturbance. Forest Ecology and Management, 334: 232−240.

Köster, K., Voolma, K., Jõgiste, K., Metslaid, M., Laarmann, D. 2009. Assessment of tree mortality after windthrow using photo-derived data. Annales Botanici Fennici, 46(4): 291−298.

Meikar, T. 2018. Tormituuled on aja edenedes üha rohkem Eesti metsi murdnud. Eesti Mets, 1: 26−29.

Nikinmaa, L., Lindner, M., Cantarello, E., Jump, A. S., Seidl, R., Winkel, G., Muys, B. 2020. Reviewing the use of resilience concepts in forest sciences. Current Forestry Reports, 6: 61–80.

Seidl, R., Honkaniemi, J., Aakala, T., Aleinikov, A., Angelstam, P., Bouchard, M., Boulanger, Y., Burton, P. J., De Grandpré, L., Gauthier, S., Hansen, W. D., Jepsen, J. U., Jõgiste, K., Kneeshaw, D. D., Kuuluvainen, T., Lisitsyna, O., Makoto, K., Mori, A. S., Pureswaran, D. S., Shorohova, E., Shubnitsina, E., Taylor, A. R., Vladimirova, N., Vodde, F., Senf, C. 2020. Globally consistent climate sensitivity of natural disturbances across boreal and temperate forest ecosystems. Ecography, 43(7): 967−978.

Seidl, R., Thom, D., Kautz, M., Martin-Benito, D., Peltoniemi, M., Vacchiano, G., Wild, J., Ascoli, D., Petr, M., Honkaniemi, J., Lexer, M. J., Trotsiuk, V., Mairota, P., Svoboda, M., Fabrika, M., Nagel, T. A., Reyer, C. PO. 2017. Forest disturbances under climate change. Nature Climate Change, 7: 395−402.

Viiron, K. 2016. Koiva torm lõi raieplaanid mitmeks kuuks sassi. Metsamees, 3(128): 9−13.

Voolma, K. 2005. Üraskirüüste võib võtta rohkem metsa kui torm. Eesti Mets, 2: 26−31.

Voolma, K. 20201. Kogemus: kuuse-kooreürask Kesk-Euroopa kuusikutes. Sinu Mets, 59: 18−19.

Voolma, K. 20202. Kuuse-kooreüraskit ohjeldab metsaomaniku tark tegevus. Sinu Mets, 59: 4−5.

Voolma, K. 20203. Hüvasti, kuusikud!? Üraskirüüste ja selle tagamaad Kesk-Euroopas. Eesti Mets, 2: 44−49.

Wermelinger, B. 2004. Ecology and management of the spruce bark beetle Ips typographus – a review of recent research. Forest Ecology and Management, 202(1-3): 67−82.

Õunap, H. 2000. Tormikahjustused soodustavad üraskirüüstet kuusikutes. Eesti Mets, 4: 10–11.

Õunap, H. 2002. Tormikahjustuste järel on oodata üraskirüüsteid. Eesti Mets, 1: 20–21.

Õunap, H. 2007. Põud soosib üraskit. Sinu Mets, 6: 3.