Milleks on kasulik

Erinevate looduslike ja pool-looduslike koosluste ja maastikuelementide säilitamine maastikus, seal hulgas ka liigirikaste rohumaade, hekkide, rohumaaribade jne, on üks olulisemaid ja efektiivsemaid viise soodustada elurikkust põllumajandusmaastikes [1–5]. Seejuures on eriti oluline väärtuslike rohumaade hulk maastikus, sest just need pakuvad elupaika väga arvukatele liikidele (sh. ohustatud liikidele) ning soodustavad elurikkuse tõusu ka ümbritsevas maastikus [6–8]. Pool-looduslike alade positiivne mõju maastikus on leitud arvukatele liigirühmadele, näiteks liblikatele [4,6,7], mesilastele [1,9], jooksiklastele, sirelastele, lutikalistele, ämblikele [1], taimedele, mardikatele, vihmaussidele [5] ja lindudele [3–5]. Elurikkuse tõustes maastikus suureneb ka näiteks tolmeldamise ning loodusliku kahjuritõrje efektiivsus, mis aitab tõsta põldudel saagikust [2] ning vähendab vajadust pestitsiidide kasutamise järele [10], olles seega ka otseselt majanduslikult kasulik.

Lisaks rohumaadele on olulised ka erinevad liigirikkad ja kõrge kvaliteediga joonelemendid maastikus nagu rohumaaribad, hekid ja kraavid, sest väga paljudele liikidele sobib just suur servaalade tihedus põllumajandusmaastikes [2,11,12]. Servaalade tihedus sõltub lisaks joonelementidele muidugi ka üksikute põldude jt. alade suurusest (rohkem liigendatud maastikus on ka rohkem servi). On leitud, et just kõrge servaalade tihedusega maastikes saavutavad enamik tolmeldajatest ja suur osa kahjurite vaenlastest kõrgeima arvukuse ning tagavad efektiivse tolmeldamise ja kahjuritõrje põldudel. Kõige kõrgem saagikus leitigi just maastikes, kus oli 10–20% pool-looduslike alasid ning samal ajal suur servalalade tihedus [2].

Kuidas rajada

Liigirikkaid rohumaid on võimalik taastada nii vaesunud rohumaadest kui ka põllumaadest. Sõltuvalt tingimustest võib parem olla rohumaa algusest peale uuesti loomine [13] või kasutada rohkem ära erinevaid majandamisvõtteid [5,8,14,15] ja juba maastikus olemasolevaid ressursse (lähedalasuvad rohumaad, liigirikkad rohumaasaared keset intensiivselt kasutatavat rohumaad või põldu, erinevad maastikuelemendid jne) [14,16]. Eelkõige tasub liigirikka rohumaa taastamiseks või rajamiseks valida kohad, kus on ümbritsevas maastikus palju hea kvaliteediga rohumaid [14,17,18], kuid taastamise edukus sõltub ka ala tingimustest, ajaloost ning kasutada olevast ajast ja rahast [17,19].

Rohumaid taastades või rajades tasub (eriti endistel põllumaadel) jälgida, et mulla tingimused oleksid võimalikult sarnased soovitava koosluse omale, s.h. et mulla toitainete sisaldus (lämmastik, fosfor, kaalium) ei oleks liiga kõrge [13,19,20]. Näiteks muldadel, kus P sisaldus on üle 5 mg/100 g mulla kohta või K sisaldus üle 30 mg/100 g kohta ei leidu enamasti rohkem kui 20 liiki 100 m² kohta. Seejuures on eriti oluline jälgida P sisaldust, sest P on tugevalt seotud mullaosakestega ega leostu nii kergesti (erinevalt lämmastikust ja kaaliumist), samuti on selle eemaldamine biomassiga väga aeglane [13]. Äärmuslikul juhul võib olla vajalik pealmise mullakihi eemaldamine, kuid see on kallis ning suurtel aladel raskesti teostatav [17].

Kui rohumaa rajamiseks kasutatav maa on eelnevalt olnud kasutusel põllumaana, siis võib olla vajalik liigirikaste seemnesegude kasutamine, sest mulla seemnepangas tõenäoliselt enam ei esine [13]. Kuna suurtele aladele on liigirikaste segude külvamine on üsna kallis, siis on soovitatav suuremale osale alast külvata liigivaesemat segu ning väikestele blokkidele selle sees liigirikkaid segusid, kust need liigid saavad siis ise edasi levida [17]. Samuti on võimalik kõrge liigirikkusega aladelt heinaga tuua taastatavale alale seemneid ja selle abil kiirelt ja efektiivselt liigirikkust suurendada [5,17,19].

Paljude liikide looduslik taasasustamine rohumaale võib olla suhteliselt aeglane, kas siis levikupiirangute tõttu (kui ümbruskonnas on liigirikkaid rohumaid vähe või on nad üksteisest kaugel) või siis ei suuda nende seemned võistelda olemasolevate taimedega ega saa alal kasvama hakata [14,18]. Öster ja teised (2009) [14] hindasid, et umbes 50 aasta jooksul võiksid ligikaudu pooled tüüpilistest rohumaataime liikidest ümbruskonnas taastatud alale kohale levida, kuid nad ei pruugi suuta seal kuigi rohkearvuliselt kasvama minna ilma mõningase abita. Samas, kui liigirikkad rohumaasaarekesed asusid keset rohumaaks muudetavat endist põldu, siis oli liikide jõudmine alale üsna edukas [16], seega sõltub taastamise edukus oluliselt maastiku kontekstist [17,18]. Seega tasub rohumaade looduslikku taastamist (mis on kõige odavam viis) kasutada siis, kui ala taastamisega ei ole kiiret ning ümbruses on piisavalt liigirikkaid (pool-)looduslikke kooslusi [14,17].

Liigirikkuse kasvu taastatavatel või uutel rajatud rohumaadel saab soodustada erinevate majandamisvõtetega. Ekstensiivne niitmine on hea viis vähendada suurekasvuliste taimede mõju teistele ning heina äraveoga on võimalik rohumaalt üleliigseid toitained eemaldada. Samas kipub ainult niitmisega taimede liigirikkuse taastumine olema üsna aeglane [15,17,21]. Väikeseskaalaliste häiringute tekitamine kas kunstlikult või siis läbi karjatamise on hea viis soodustada seemnete kasvama hakkamist rohumaadel [5,8,14,22]. Madalal koormusel karjatamine on hinnatud üheks paremaks viisiks liigirikkaid rohumaid taastada ning soodustada nende üldist elurikkust [8]. Ka ainult karjatades võib olla rohumaa taastumine aeglane, kui tingimused taastumiseks on ebasoodsamad. Sellisel juhul tuleks lisaks kasutada ka eelpool mainitud meetodeid nagu väikeste häiringute tekitamine, toitainete ärakanne ja külvamine [15].

Sõltuvalt kohalikest tingimustest, ümbritsevast maastikust ja valitud meetoditest või taastamise edukus olla näha juba 5 aasta pärast, kuid võib võtta ka oluliselt kauem. Liigirikkuse tõus taastatud rohumaal võib toimuda veel aastakümned [5].

Kuidas hooldada

Liigirikaste rohumaade hooldamiseks sobib ekstensiivne niitmine või madalal koormusel karjatamine [15]. Võib kasutada ka nende kahe kombinatsiooni ning karjatada loomi alal suve lõpus peale niitmist [23]. Esimestel aastatel peale rohumaa rajamist võib olla valik niit sagedamini (2–3 korda aastas), hiljem 1 või 2 korda, sõltuvalt ala produktiivsusest (suurema produktiivsusega alal võib niita rohkem, väiksema produktiivsusega aladel võib mõne aasta ka teinekord vahele jätta) [24,25]. Eelistatult on hea kasutada majandamisviise, mida selles piirkonnas või konkreetsel alal on ajalooliselt kasutatud [26–28]. Niitmise korral võiks kasutada järkjärgulist või mosaiikset majandamist, ehk siis niita ala mitmes osas (paari-kolme nädalaste vahedega) või jätta alale niitmata ribad ning mõlemal juhul jätta võimalusel mõni osa ka järgmise aastani niitmata [29–32]. Niitmata jäänud laigud võiksid olla iga aasta erinevas kohas. Niita tasuks pigem hiljem, mis soodustab eelkõige kõrgema selgrootute ja lindude liigirikkuse kujunemist [33–36], kuigi teatud osasid võib niita ka suve alguse poole, et pikendada taimede õitsemisaega suve lõpus ja tagada tolmeldajatele ressursse läbi suve [37]. Niidetud hein tuleb kindlasti alalt eemaldada. Sarnaselt võib variatiivsust tekitada ja karjatamisega, kasutades näiteks ajutisi aedu teatud rohumaa osade eraldamiseks [26]. Variatiivsus majandamisel (nii ruumis kui ajas) aitab kaasa elurikkuse tõusule rohumaal ja kogu maastikus [27–29] (loe lähemalt).

Kirjandus

1. Hendrickx F, Maelfait JP, Van Wingerden W, et al. How landscape structure, land-use intensity and habitat diversity affect components of total arthropod diversity in agricultural landscapes. J Appl Ecol 2007;44(2):340–51. https://doi.org/10.1111/j.1365-2664.2006.01270.x.
2. Martin EA, Dainese M, Clough Y, et al. The interplay of landscape composition and configuration: new pathways to manage functional biodiversity and agroecosystem services across Europe. Ecol Lett 2019;22:1083–94. https://doi.org/10.1111/ele.13265.
3. Zingg S, Grenz J, Humbert JY. Landscape-scale effects of land use intensity on birds and butterflies. Agric Ecosyst Environ 2018;267:119–28. https://doi.org/10.1016/j.agee.2018.08.014.
4. Ritschard E, Zingg S, Arlettaz R, Humbert J-Y. Biodiversitätsförderflächen: Vögel und Tagfalter profitieren von der Fläche und Qualität. Agrar Schweiz 2019;10(5):206–13.
5. Dicks LV, Ashpole JE, Dänhardt J, et al. Farmland Conservation Pages 291-330. Action: Restore/create species-rich, semi-natural grassland. In: Sutherland WJ, Dicks LV, Ockendon N, Petrovan SO, Smith RK, eds. What Work. Conserv. 2019. Cambridge, UK: Open Book Publishers; 2019;
6. Kivinen S, Luoto M, Kuussaari M, Saarinen K. Effects of land cover and climate on species richness of butterflies in boreal agricultural landscapes. Agric Ecosyst Environ 2007;122(4):453–60. https://doi.org/10.1016/j.agee.2007.02.011.
7. Öckinger E, Smith HG. Semi-natural grasslands as population sources for pollinating insects in agricultural landscapes. J Appl Ecol 2007;44(1):50–9.
8. Isselstein J, Jeangros B, Pavlu V. Agronomic aspects of biodiversity targeted management of temperate grasslands in Europe – A review. Agron Res 2005;3(2):139–51.
9. Williams NM, Kremen C. Resource distributions among habitats determine solitary bee. Ecol Appl 2007;17(3):910–21. https://doi.org/10.1890/06-0269.
10. Marshall EJP, Moonen AC. Field margins in northern Europe: Their functions and interactions with agriculture. Agric Ecosyst Environ 2002;89(1–2):5–21. https://doi.org/10.1016/S0167-8809(01)00315-2.
11. Nicholls CI, Altieri MA. Plant biodiversity enhances bees and other insect pollinators in agroecosystems. A review. Agron Sustain Dev 2013;33(2):257–74. https://doi.org/10.1007/s13593-012-0092-y.
12. Smart SM, Bunce RGH, Firbank LG, Coward P. Do field boundaries act as refugia for grassland plant species diversity in intensively managed agricultural landscapes in Britain? Agric Ecosyst Environ 2002;91(1–3):73–87. https://doi.org/10.1016/S0167-8809(01)00259-6.
13. Janssens F, Peeters A, Tallowin JRB, et al. Relationship between soil chemical factors and grasslands diversity. Plant Soil 1998;202:69–78.
14. Öster M, Ask K, Römermann C, Tackenberg O, Eriksson O. Plant colonization of ex-arable fields from adjacent species-rich grasslands: The importance of dispersal vs. recruitment ability. Agric Ecosyst Environ 2009;130(3–4):93–9. https://doi.org/10.1016/j.agee.2008.12.005.
15. Walker KJ, Stevens PA, Stevens DP, Mountford JO, Manchester SJ, Pywell RF. The restoration and re-creation of species-rich lowland grassland on land formerly managed for intensive agriculture in the UK. Biol Conserv 2004;119:1–18.
16. Cousins SAO, Lindborg R. Remnant grassland habitats as source communities for plant diversification in agricultural landscapes. Biol Conserv 2008;141(1):233–40. https://doi.org/10.1016/j.biocon.2007.09.016.
17. Török P, Vida E, Deák B, Lengyel S, Tóthmérész B. Grassland restoration on former croplands in Europe: An assessment of applicability of techniques and costs. Biodivers Conserv 2011;20(11):2311–32. https://doi.org/10.1007/s10531-011-9992-4.
18. Muller S, Dutoit T, Alard D, Grévilliot F. Restoration and rehabilitation of species-rich grassland ecosystems in France: A review. Restor Ecol 1998;6(1):94–101. https://doi.org/10.1046/j.1526-100x.1998.06112.x.
19. Manchester SJ, McNally S, Treweek JR, Sparks TH, Mountford JO. The cost and practicality of techniques for the reversion of arable land to lowland wet grassland - An experimental study and review. J Environ Manage 1999;55(2):91–109. https://doi.org/10.1006/jema.1998.0236.
20. Ewing JM, Vepraskas MJ, Broome SW, White JG. Changes in wetland soil morphological and chemical properties after 15, 20, and 30 years of agricultural production. Geoderma 2012;179–180:73–80. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2012.02.018.
21. Hellström K, Huhta A-P, Rautio P, Tuomi J. Search for optimal mowing regime — slow community change in a restoration trial in northern Finland. Ann Bot Fenn 2006;43(5):338–48.
22. Hellström K, Huhta AP, Rautio P, Tuomi J. Seed introduction and gap creation facilitate restoration of meadow species richness. J Nat Conserv 2009;17(4):236–44. https://doi.org/10.1016/j.jnc.2009.04.007.
23. Klimek S, Marini L, Hofmann M, Isselstein J. Additive partitioning of plant diversity with respect to grassland management regime, fertilisation and abiotic factors. Basic Appl Ecol 2008;9(6):626–34.
24. Klimeš L, Hájek M, Mudrák O, et al. Effects of changes in management on resistance and resilience in three grassland communities. Appl Veg Sci 2013;16(4):640–9. https://doi.org/10.1111/avsc.12032.
25. Tälle M, Deák B, Poschlod P, Valkó O, Westerberg L, Milberg P. Similar effects of different mowing frequencies on the conservation value of semi-natural grasslands in Europe. Biodivers Conserv 2018;27(10):2451–75. https://doi.org/10.1007/s10531-018-1562-6.
26. Dahlström A, Lennartsson T, Wissman J, Frycklund I. Biodiversity and traditional land use in south-central Sweden: The significance of management timing. Environ Hist Camb 2008;14(3):385–403. https://doi.org/10.3197/096734008X333572.
27. Diacon-Bolli J, Dalang T, Holderegger R, Bürgi M. Heterogeneity fosters biodiversity: Linking history and ecology of dry calcareous grasslands. Basic Appl Ecol 2012;13(8):641–53.
28. Bonari G, Fajmon K, Malenovský I, et al. Management of semi-natural grasslands benefiting both plant and insect diversity: The importance of heterogeneity and tradition. Agric Ecosyst Environ 2017;246:243–52. https://doi.org/10.1016/j.agee.2017.06.010.
29. Mazalová M, Šipoš J, Rada S, Kašák J, Šarapatka B, Kuras T. Responses of grassland arthropods to various biodiversity-friendly management practices: Is there a compromise? Eur J Entomol 2015;112(4):734–46. https://doi.org/10.14411/eje.2015.076.
30. Valkó O, Török P, Matus G, Tóthmérész B. Is regular mowing the most appropriate and cost-effective management maintaining diversity and biomass of target forbs in mountain hay meadows? Flora Morphol Distrib Funct Ecol Plants 2012;207(4):303–9. https://doi.org/10.1016/j.flora.2012.02.003.
31. Cizek O, Zamecnik J, Tropek R, Kocarek P, Konvicka M. Diversification of mowing regime increases arthropods diversity in species-poor cultural hay meadows. J Insect Conserv 2012;16(2):215–26. https://doi.org/10.1007/s10841-011-9407-6.
32. Lebeau J, Wesselingh RA, Van Dyck H. Butterfly density and behaviour in uncut hay meadow strips: Behavioural ecological consequences of an agri-environmental scheme. PLoS One 2015;10(8):1–17. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0134945.
33. van Klink R, Menz MHM, Baur H, et al. Larval and phenological traits predict insect community response to mowing regime manipulations. Ecol Appl 2019;29(4). https://doi.org/10.1002/eap.1900.
34. Meyer S, Unternährer D, Arlettaz R, Humbert JY, Menz MHM. Promoting diverse communities of wild bees and hoverflies requires a landscape approach to managing meadows. Agric Ecosyst Environ 2017;239:376–84. https://doi.org/10.1016/j.agee.2017.01.037.
35. Buri P, Arlettaz R, Humbert JY. Delaying mowing and leaving uncut refuges boosts orthopterans in extensively managed meadows: Evidence drawn from field-scale experimentation. Agric Ecosyst Environ 2013;181:22–30. https://doi.org/10.1016/j.agee.2013.09.003.
36. Broyer J, Sukhanova O, Mischenko A. How to sustain meadow passerine populations in Europe through alternative mowing management. Agric Ecosyst Environ 2016;215:133–9. https://doi.org/10.1016/j.agee.2015.09.019.
37. Johansen L, Westin A, Wehn S, et al. Traditional semi-natural grassland management with heterogeneous mowing times enhances flower resources for pollinators in agricultural landscapes. Glob Ecol Conserv 2019;18:e00619. https://doi.org/10.1016/j.gecco.2019.e00619.