BAKALAUREUSETÖÖ Merekaitseala võrgustikud Läänemeres (0)

TARTU ÜLIKOOL 
ÖKOLOOGIA JA MAATEADUSTE INSTITUUT 
ZOOLOOGIA OSAKOND  
HÜDROBIOLOOGIA ÕPPETOOL 
 
 
 
 
Taavi Porkveli 
MEREKAITSEALADE VÕRGUSTIKU LOOMISE ALUSED JA 
RAHVUSVAHELINE KOOSTÖÖ LÄÄNEMERE 
TINGIMUSTES  
Bakalaureusetöö 
 
 
Juhendaja :  Tiia Möller 
 
 
 
 
TARTU 2013 
 
 
 
 
 
 
 
Sisukord 
 
Sissejuhatus ................................................................................................................................ 3 
1 Merekaitsealad ........................................................................................................................ 4 
1.1. Ajalugu ja merekaitsealade vajadus ................................................................................ 4 
1.2. Mõiste ja aspektid merekaitsealade loomisel .................................................................. 5 
2. Sinised koridorid ja merekaitsealade võrgustikud ................................................................. 8 
2.2. Merekaitsealade võrgustike olulisus .............................................................................. 10 
2.3. Merekaitsealade valik sõltuvalt ühendatusest ja elupaiga omadustest .......................... 11 
3. Kaitsealad  Läänemeres ......................................................................................................... 14 
3.1. Läänemere lühiiseloomustus ......................................................................................... 14 
3.2. Merekaitse  korraldamine Läänemeres ........................................................................... 16 
3.2.1. Väärtuslikud merepõhja elupaigad  Läänemeres ..................................................... 18 
3.2.2. HELCOM  ................................................................................................................ 20 
3.3. Merekaitsealad Läänemeres .......................................................................................... 21 
Kokkuvõte ................................................................................................................................ 23 
Summary .................................................................................................................................. 24 
Tänuavaldus ............................................................................................................................. 25 
Kasutatud kirjandus .................................................................................................................. 26 
 
 
 
 
2 
 
Sissejuhatus 
 
Merekeskkond   tervikuna   on  oma  elustiku  ja  seal  toimuvate  keeruliste  protsesside  tõttu 
väga   mitmekesine   ja  inimmõistusele  paljuski  veel  mõistatuslik.  Läbi  aegade  on  rohkem 
tähelepanu pööratud maismaale ning merekeskkond ja selle  elustik  on tahaplaanile jäänud 
( Roberts et al., 2003).  
Vaatamata   merekeskkonna   vähesele  uuritusele  on  mere  kaitse  vajaduse  teadvustamine 
võtmas  üha  laiemaid  mastaape.  Järg-järgult  hakatakse  mõistma,  kui  suurel  määral 
survestavad  inimesed  oma   tegevusega   mitte  ainult  maismaa  biotoope,  vaid  ka 
merekeskkonda.  Tõenäoliselt  tuleneb  kaitsevajadustest  arusaamine  peamiselt  sellest,  et 
looduslike  elupaikade  ja  koosluste  kurnamine  ning  loodusressursside  vähenemine 
mõjutab üha enam ka inimest ennast. 
Kaitse  eesmärgiks  on  looduslikele  ökosüsteemidele  iseloomulike  omaduste  ja  neid 
reguleerivate  protsesside  jätkusuutlik   toimimine .  Järjest  olulisemaks   vahendiks  
bioloogilise  mitmekesisuse  säilitamisel,  elupaikade  kaitsmisel  ja  samuti  ka  kalanduse 
jätkusuutlikul  majandamisel  on  tõusmas  merekaitsealade  moodustamine  ( Greenpeace , 
2006) Sinised koridorid on olulised elupaikade ja bioloogilise mitmekesisust säilitamisel 
ja neid võetakse merekaitsealade võrgustike planeerimisel väga tõsiselt arvesse ( ülevaade 
Martin et al., 2006).  
Üks ohustatumatest veekogudest maailmas on Läänemeri ning inimeste poolt põhjustatud 
reostuskoormus   ainult  võimendab   looduslikke   raskeid  elutingimusi.  Läänemeres  ei  ole 
küll palju liike, kuid seal  elavate  isendite arvukus ning  biomass  on väga suur. Tööstuse 
arenguga  ja  inimeste  järjest  suureneva  huviga  merekeskkonna  vastu,  ei  ole   praeguseks  
Läänemeres enam ühtegi inimmõjust vaba biotoopi. Kuidas korraldada efektiivset kaitset 
Läänemeres  ja  milliseid  Läänemere  spetsiifilisi  omadusi  tuleks  merekaitsealasid  luues 
arvesse võtta, on üks olulisemaid küsimusi.  
Käesoleva  töö  eesmärk  on  anda  lühiülevaade  merekaitsega  seonduvast,  käsitlemist 
leiavad  mitmed  olulised  aspektid  merekaitsealade  loomisel  ja  nende  reguleerimisel. 
Lähemalt käsitlemist leiab merekaitsealade võrgustiku ning siniste koridoride temaatika. 
Põhjalikum ülevaade antakse Läänemere kaitse hetkeseisust ning eesmärkidest.  
3 
 
1 Merekaitsealad 
1.1. Ajalugu ja merekaitsealade vajadus 
                    
19.  sajandi  lõpul  hakkasid  teadlased  märkama  merekeskkonnaga  seotud  muutusi.  1883. 
aastal juhtis inglise  bioloog   Thomas   Huxley  laiemalt tähelepanu sellele, et  kalavarud  on 
ammenduvad,  kuid  esialgu  ei  tehtud  merekeskkonna  kaitseks  midagi  otsustavat. 
Arvatavasti  võis  üks  põhjus  olla  selles,  et  inimeste  mõju  merekeskkonnale  ei  olnud  nii 
suur  kui  tänapäeval.  Läbi  aegade  on  arvatud,  et  meri  on  inimtegevuse  suhtes  küllaltki 
vastupidav ning suudab säilitada mitmekesisuse ja ajapikku taastuda (Sobel & Dahlgren, 
2004).  Kuid  üha  suureneva  rahvaarvu  kasvuga  ja  majandustegevuse  intensiivistumisega 
maailmas on oluliselt tõusnud ka ookeanide ja teiste veekogude häiritus.  
 
Vaatamata  sellele,  et  maakera  pindalast  ligi  70%  kuulub   merede   alla,  said  maismaa 
ökosüsteemid  terve  20.  sajandi  vältel  merealadega  võrreldes  palju  suurema  tähelepanu 
osaliseks (Roberts et al., 2003). Merekeskkonna kaitsmine muutus oluliseks alles eelmise 
sajandi  teisest  poolest  ning  kindlasti  on  merekeskkonna  vähesel  uuritavusel  selles  suur 
osa.    Nüüdseks  on  seoses  inimeste  parema  juurdepääsuga  merekeskkonnale  jõutud 
arusaamale, et mere kaitsmine on vähemalt sama oluline kui maismaa kaitsmine (Roberts 
et  al.,  2003).  Seoses  gaasitorude,  tuuleparkide  ja  kaevanduste  rajamisega  häiritakse 
tugevalt põhjaelustikku ning nende elupaigad satuvad suurde ohtu. Samuti saab meri väga 
suurt  koormust  laevanduse,  infrastruktuuri,  puhkemajanduse  jõudsa  arenguga.  Viimasel 
ajal on hakatud üha rohkem mõistma, et mereelustik on väga tundlik sellisele survele ja 
merekaitsealade loomine ja merekasutuse parem  planeerimine on üks  põhilisi vahendeid 
loodusliku mitmekesisuse säilitamiseks ( Internet 1). 
 
Bioloogilise  mitmekesisuse  säilitamiseks  ja  jätkusuutlikuks  mere  poolt  pakutavate 
ressursside majandamiseks   on alates 1974.  aastast   allkirjastatud   mitmeid rahvusvahelisi 
ja  riiklikke  konventsioone  ja  poliitilisi  raamdirektiive  üle  kogu  maailma  –  Läänemere 
puhul  näiteks  Helsingi   Komisjon .  Antud  dokumentide  paljude  nõudmiste  seast  on 
merekaitsealade  loomine  üks  olulisemaid  vahendeid  kaitse  reguleerimisel  (Boedeker  et 
al., 2010). Merealade kaitset korraldades peab arvestama puuduliku informatsiooniga nii 
merekeskkonnast  kui  loodusressursside  seisundist.  Merekeskkond  on  väga  dünaamiline, 
kuid samas stabiilne, mille mõjutused on tihtipeale laiaulatuslikud (Internet 3).  
4 
 
 
Kuid  veel  praegugi  on  mere  ökosüsteemide  ja  bioloogilise  mitmesisuse  kaitse  mitu 
sammu   maas   maismaa  kaitsest.  2003.  aastal  kuulus  kaitse  alla  kõigest  0,5%  maailma 
ookeanidest–  maismaast  kuulus  siis  kaitse  alla  12%  (sh  arvestamata  suurt   kaitseala  
Antarktika  mandril ) (Boedeker et al, 2010). 2010. aasta seisuga oli merekaitsealasid juba 
5880, mis on üle 150% rohkem kui 2003. aastal. Pindalaliselt on kaitse all ligi 4,2 miljonit 
km2  merealasid.  See  on  1,17%  kogu  maailma  merepinnast,  kuid  peamiselt  asuvad 
merekaitsealad  mandrilava  piirkondades,  hõlmates  umbes  4,32%    maailma  šelfialadest. 
Mandrilavadest  eemal  on  merekaitsealade  esindatus  kõigest  0,91%  (Toropova  et  al., 
2010).  
 
1.2. Mõiste ja aspektid merekaitsealade loomisel 
  
Merekaitseala  (ingl  k  marine    protected   area)  on  definitsiooni  järgi  kaitseala,  mis  on 
loodud  mõne  mereosa  ning  selle  elustiku  ja  elupaikade  kaitseks  ( Masing ,  1992). 
Merekaitsealad  kujutavad  endast  keerulist  bioloogilist  ja  ühiskondlikult  olulist  nähtust. 
Merekaitseala paremaks kavandamiseks peab kaitseala loomisel arvesse võtma asukohale 
iseloomulikke   liike,  elupaiku  ja  ökosüsteeme  ning  samuti  nende  kõigi  laiemat  jaotust 
(Sobel & Dahlgren, 2004).  
 
Hoolimata   suurusest   ja  mõningate  eranditega,  on  merekaitsealadel  täheldatud 
funktsionaalsete  organismirühmade  tiheduse,  biomassi,  individuaalse  suuruse  ja 
mitmekesisuse  kasvu.   Uringud   näitavad,  et  koosluste   mitmekesisus   ja  organismide 
keskmine  suurus  kaitsealade  sees  on  20-30%  suurem  kui  aladel,  mis  ei  ole  kaitse  all. 
Organismide tihedus on nendel aladel umbes kaks korda ning biomass isegi kuni 3 korda 
suurem.  Sellised  tulemused  on  suhteliselt  täpsed  hoolimata  võimalikest  vigadest 
erinevates uurimustes (Halpern, 2003). 
 
Aspektid,  millest  merekaitsealasid  luues  lähtutakse,  jagunevad  peamiselt  kolmeks: 
bioloogilised,  majanduslikud  ja  sotsiaalsed.  Käesolevas  töös  on  rohkem  tähelepanu 
pööratud  bioloogilistele  aspektidele.  Sageli  eelistatakse  sotsiaalseid  ja  majanduslikke 
väärtusi bioloogilistele, kuid järk-järgult on kasvanud arusaam bioloogilise mitmekesisuse 
kaitse   vajadustest   ning  tõenäoliselt  on  just  see  üks  kaitse  olulisemaid  tegureid.  Kui 
5 
 
inimesed  suudavad  säilitada  looduslikud  elupaigad  looma-ja  taimeliikidele,  on  ka  meie 
enda elukeskkond puhtam ja jätkusuutlikum.  
 
Merekaitsealad  ja  nende  moodustamine  on  muutumas  järjest  olulisemaks  vahendiks 
bioloogilise  mitmekesisuse  säilitamise,  elupaikade  kaitsmise  ja  samuti  ka  kalanduse 
seisukohalt.    Merekaitseala  võib  täita  erinevaid  ülesandeid,  alustades  liikide  kaitsmisest 
terves tema elupaigas või  ökosüsteemis, lõpetades kindlate huvide või  üksikute isendite 
kaitsega   (Greenpeace,  2006).  Samas  on  merekaitsealade  loomisel  täheldatud  konflikti 
esinemist ,  mis  seisneb  looduskaitsjate  ja  kalurite  vahel  ( Klein   et  al.,  2008).  Esimeste 
eesmärk on elustiku kaitse ning teiste soov enamasti kalastamisega elatist teenida. Kuid 
arvestades  rahvaarvu  jõudsat  kasvu  ja  kalastamise  populaarsust,  ammenduksid 
tõenäoliselt  kalavarud  ilma  kaitsealadeta  mingil  hetkel  sootuks.  Merekaitsealade  üha 
laialdasema  rajamisega  üle  maailma  on  tõusnud  ka  inimeste  teadlikkus  nende  mõjude 
kohta merelistele liikidele, kooslustele ja ökosüsteemidele ning tõuseb ka edaspidi (Sobel 
& Dahlgren, 2004). 
 
Inimeste  mõjutused  kõige  produktiivsemates  mere  ökosüsteemides  on  viinud  toiduahela 
ülemiste 
troofiliste 
tasemete 
süstemaatilisele 
arvukuse 
vähenemisele.  
Primaarproduktsooni 
kasutamisega 
on 
ohustatud 
kõige 
väärtuslikumad 
ja 
tähelepanuväärsemad  mere   megafauna   liigid,  samas  on  häiritud  ka  koosluste  ja 
ökosüsteemide  koosseis  ja   funktsioneerimine   alustades  vetikametsadest  lõpetades 
korallrahudega  (Roberts,  et  al.,  2003).  Seega  on  oluline  piirata  inimtegevuse  mõju, 
millega  rikutakse  looduslikke toiduahelaid ka nendes piirkondades, kus näiliselt valitseb 
suur   liigirikkus .  Ehk  ühe  liigi  ära  kadumine  võib  tugevalt  mõjutada  teisi  troofilisi 
tasemeid. 
 
Põhimõtted,  mille  järgi  valitakse  merekaitsealasid  jagunevad  üldiselt  kaheks.  Esimene, 
struktuuri-põhine mudel lähtub elupaiga tüüpide esindatusest biogeograafilises regioonis. 
Teine, protsessi-põhine mudel lähtub kriitiliselt sellest, kuidas ökosüsteem funktsioneerib 
( Jones , 2001). 
 
1)  Struktuuripõhist  mudelit  iseloomustab  põhimõte,  et  parem  on  luua  ja  edukalt 
majandada  selliseid  merekaitsealasid,  mis  ei  pruugi  vastata  ideaalsetele 
ökoloogilistele  tingimustele,  kuid  siiski  täidavad  püstitatud  eesmärke  kui  luua 
6 
 
teoreetiliselt  ideaalseid  merekaitsealasid,  mis  ei  täida  edukalt  oma  eesmärki  ja 
raiskavad  tööle kulutatud ressursse. Vastavalt soovitatakse merekaitsealade valimisel 
ja  nende  loomise  protsessi  kaasata  kohalikke  elanikke    võimalikult   varajases  
staadiumis   ja  võimaldada  neil  tutvuda  planeeritavate  merekaitsealadega,  et  vältida 
potensiaalseid ühiskondlikke probleeme. Ressursi kasutamise ja liigikaitse küsimusi ei 
saa eraldada, kuna merekaitsealade sisse on arvatud ka kaubanduslikult tähtsad liigid 
ja elupaigad. Seega võetakse majanduslikke ja sotsiaalseid faktoreid struktuuripõhise 
mudeli  puhul  laiemas  ulatuses  arvesse  kui  kohalikud  inimesed  saavad 
merekaitsealasid  valida  esialgsetest,   teadlaste   poolt  kinnitatud  nimekirjadest  (Jones, 
2001). 
 
2)  Protsessipõhist  mudelit  iseloomustab  põhimõte,  et  merekaitsealade  valimine  peaks 
lähtuma  teaduslikest  uuringutest  ökoloogiliselt  kriitiliste  alade  kohta  ja  suunama 
kohalikke  inimesi  aksepteerima  teaduslikult  esmatähtsaid  kaitsealasid  (Jones,  2001). 
See mudel ei jäta otsustusprotsessis kohalikele inimestele suurt valikuvõimalust ning 
see  võib  viia  ühiskondlike  probleemideni.  Kuid  ökoloogilisest  vaatenurgast  on 
protsessipõhine mudel otstarbekam ning tulemuslikum.  
 
Kui  kahe,  ökoloogilistelt  väärtustelt  võrdse,  ala  puhul  tekib   dilemma   kumba  paika 
kaitseala  loomisel  eelistada,  otsustatakse  see  sotsiaalmajanduslike  kriteeriumite  põhjal. 
Kahjuks  peetakse  paljudel  juhtudel  sotsiaalmajanduslikke  tegureid  samaväärseteks  või 
antakse  neile  isegi  suurem  väärtus  võrreldes  ökoloogiliste  aspektidega.  Selline, 
bioloogiliselt  kasina  väärtusega  alade  valimine  ei  pruugi  saavutada  püstitatud  kaitse 
eesmärke (Roberts et al., 2003). 
 
 
 
 
 
 
7 
 
 
2. Sinised koridorid ja merekaitsealade võrgustikud 
2.1. Siniste koridoride iseloomustus ja seotud mõisted 
Sinised  koridorid  on  käsitletavad  kui  meres  esinevad  ühenduskanalid  või  -teed,  mis  on 
olulised populatsioonidevahelisel  liikumisel  ning  liikide  ja  koosluste  levikumustri 
säilimise  ja  toimimise  seisukohalt.  Sinised  koridorid  võivad  ühe  võimalusena  olla 
kujundatud   bioloogiliste   mehhanismide  abil  ning  seega   kirjeldavad   võimalikku  või 
valitud liikumisvõimeliste organismide teekonda. Teise variandina võivad olla kujundatud 
füüsikaliste  teguritega,  kus  osa  elustikust  kantakse  ühest  kohast  teise  passiivselt,  seda 
võivad teha näiteks hoovused  või voolud (Martin, et al., 2006). 
Samuti  omavad  sinised  koridorid  suurt  tähtsust  bioloogilise  mitmekesisuse  säilimise 
seisukohast .  Maismaal  on  sama  funktsiooniga  ühenduskanalid  või  –teed  tuntud  kui 
rohelised koridorid (Primack et al., 2008). 
Kuna  üha  enam  kasvavate  antropogeensete  mõjutuste  tagajärjel  muutuvad  looduslikud 
elupaigad  pidevalt  ning  toimub  looduslike  elupaikade  fragmenteerumine,  on  sinised 
koridorid  üheks  võtmekomponendiks  elupaikade  ja  bioloogilise  mitmekesisuse 
kaitsmisel. 
Elupaiga 
fragmenteerumine 
kahandab 
paljude 
liikide 
reproduktsioonivõimekust,  liikuvust,  ellujäämise  võimalust  ja  populatsioonide  suurust 
kogu maakeral (Martin, et al., 2006). 
Tänu  erinevate  organismide  liikumisteede  lihtsamaks  muutmisele  suudavad  sinised 
koridorid tõsta elurikkust nendes elupaikades, kus on näiteks fragmenteerumise tagajärjel 
oht  osapopulatsiooni  väljasuremisele.  Sellega  vähendavad  sinised  koridorid  oluliselt  
väikeste populatsioonide väljasuremismäära (Hilty et al., 2006). 
Väga oluline aspekt, mõistmaks erinevate liikide elupaikade eelistusi ja populatsioonide 
vahelisi  liikumisi,  on  ühendatus  (ing  k  connectivity)  populatsioonide  vahel,  mis  näitab, 
kui  efektiivselt  toimub  populatsioonidevaheline  liikumine  siniste  koridoride  abil. 
Ühendatus  jagatakse  vastavalt  sellele  efektiivsusele  nelja  kategooriasse  (Martin  et  al., 
2006): 
8 
 
  Tugev,  kui  populatsioonidevaheline  liikumine  suudab  tõhusalt  ära  hoida  kohaliku 
populatsiooni häirituse või alampopulatsiooni väljasuremise. 
  Keskmine, kui populatsioonid taastuvad piisava aja jooksul pärast alampopulatsioonide 
väljasuremist. 
  Nõrk,  kui  kohaliku  alampopulatsiooni  arengudünaamika  ei  seostu  ega  ole  mõjutatud 
regionaalse  populatsiooni  dünaamikaga  ja   taastumine   võtab  pärast  väljasuremisi  kaua 
aega. 
  Ei eksisteeri, kui kujuneb endemism ehk piiratud levik. 
Ühendatuse  määr  biootiliste  koosluste  levikumustris  sõltub  perspektiividest,  mida 
tahetakse saavutada. Samuti erinevate organismide võimetest  liikuda  ühest kohast teise ja 
motivatsioonist  hüljata  kodupaik.  Ühendatuse  säilitamine  ja  taastamine  tähendab  sageli 
loodusliku  elupaiga  eest  hoolitsemist  või  selle  laiendamist,  mis  peaks    suurendama 
liigirikkust (Hilty et al., 2006). 
Ühendatuse  puhul  on  väga  oluline  ruumiline,  aga  ka  ajaline  levikumuster,  mille  põhjal 
saab hinnata populatsiooni dünaamikat. Paljude rannikumere liikide puhul on täheldatud 
kõige  enam  vastsestaadiumis  olevate  isendite   levimist   (ing  k  larval  dispersal),  mistõttu 
pööratakse enam tähelepanu varases elustaadiumis isendite jälgimisele ning protsessidele, 
mis nende levimist mere ökosüsteemides mõjutavad. Tegurid, mis levikut mõjutavad, on 
oma   olemuselt   biofüüsikalised.  Bioloogiliste  teguritena  käsitletakse  protsesse,  mis 
mõjutavad järglaste produtseerimist, kasvu, arengut ja ellujäämist; füüsikalised protsessid 
mõjutavad  levikut  vee  tsirkulatsiooniga  kaasneva  advektsiooni  ja  difusiooni  kaudu; 
biofüüsikalised  tegurid  on  vastastikmõjud  erinevate  iseärasustega  isendite  ja  pidevalt 
muutuvate keskkonnatingimuste vahel (Cowen & Sponaugle, 2009). Merekeskkonnas on 
hõljumi  levimine  kontrollitud  peamiselt  vee  tsirkulatsiooniga,  kuid  kindlaks  tehtud 
levikumustrid võivad olla mõjutatud ka vertikaalsete mõjutuste  ja varieeruvate suremuse 
riskide poolt erinevates piirkondades  ( Paris et al., 2007; Cowen & Sponaugle, 2009). 
Vastavalt  sellele,  kui  hea  või  halb  ühendatus  teatud  piirkondade  või  liikide  vahel  on, 
saame paremini  planeerida  merekaitsealasid ja kõike sellega seonduvat. Sinised koridorid 
suudavad  vähendada  liikide  kadumise  määra,  kuid  seda  ainult  keskmise  suurusega 
fragmentidel, sest erinevate liikide puhul on liikumine liigispetsiifiline ja pinna järjepidev 
muutumine mõjutab oluliselt liigirikkust (Martin et al., 2006). 
 
9 
 
2.2. Merekaitsealade võrgustike olulisus 
 
Isoleeritud kaitsealad ei suuda tihtipeale pikaajaliselt säilitada bioloogilist mitmekesisust 
ning  seepärast  on  vajalik  luua  kaitsealade  võrgustik,  mis  ühendab  nii   olemasolevad   kui 
loodavad  kaitsealad  (Roberts,  1997).  Kui  spetsiifilise  kaitsealaga  ühenduses  olevad 
paigad  on ohustatud, võib vastava ala kaitsmine osutuda ebaefektiivseks juba seetõttu, et 
kaitstavalt  alalt  liiguvad  organismid  erinevate  vajaduste  rahuldamiseks  -  toitumine, 
paaritumine   jne  -  ohustatud  või  mittekaitstud  suurema  riskiga  piirkonda.  Kaitsealade 
loomisel  peab  arvestama  liigispetsiifiliste  mõjudega  elupaikade  hülgamisel  ja 
fragmenteerumisel  koos  elupaikade   liigilise   koosseisuga.  Tuginedes  nendele  suhetele  on 
oluline  üles  märkida  kohalike  liikide  esinemise  tõenäosus.  Kaitsealade  võrgustikud  on 
selle tulemusena võimelised esindama kõiki liike (Martin et al., 2006). 
Kaitsealade võrgustikud, kus inimtegevus on täielikult keelatud (ing k no-take reserves), 
aitavad  vähendada  kaaspüügi,  vette  tagasilaskmise  ja  röövpüügi  käigus  ohtu  sattunud 
liikide  suremust,  vähendada  kalapüügivarustusega  tekitatud  elupaikade  kahjustusi  ning 
tõsta haruldaste ja pikaajaliselt taastuvate elupaikade püsimajäämise tõenäosust  ( Murray  
et al., 1999).  
Üks  kõige  levinumaid  eesmärke  merekaitsealade  ja  nende  võrgustike  rajamisel  on 
säilitada  ökosüsteemile  iseloomulikud  omadused  ja  seda  reguleerivate  protsesside 
toimimine.    Kaitsealade  võrgustikud  on  efektiivsemad  bioloogilise  mitmekesisuse 
kaitsmisel  erinevate  tasemete  puhul.  Merekaitsealade  võrgustikud  suudavad  vähendada 
ohustatud  liikide  kadumismäära,  taastada  populatsioonide  suurust  ja  koosluste 
mitmekesisust  elupaikades,  kus  halvenenud   elutingimused   on  viinud  vastava  elupaiga 
hülgamisele kohalike liikide poolt (Sobel & Dahlgren, 2004).  
Merekaitsealade võrgustikud suudavad võrreldes üksikute kaitsealadega paremini kaitsta 
ekspluateerimise  käigus   kurnatud   ökoloogilisi  protsesse.  Potensiaalsed   kasutegurid   on  
võtmeliikide  rohkuse  säilitamine,  ökosüsteemi  vastupidavuse   suurendamine   erinevate 
stressifaktorite  suhtes,  mida  püütakse  saavutada  häiringute  minimaliseerimisega, 
toiduahela  ja  troofiliste  struktuuride  säilitamine  ning  looduslike  protsesside 
jätkusuutlikus.  Samas  üritatakse  säilitada  ka  kvaliteetseid  toitumisalasid   kaladele ,  mis 
takistab  eluslooduse  suhtes  hoolimatute  majandustegevuste  arendamist  (Sobel  & 
Dahlgren, 2004). 
10 
 
Lisaks  majanduslikele  ja  sotsiaalsetele  probleemidele  kujutab  ka   kliimasoojenemine  
endast  uut  ja  väga  tõsist  ohtu  merekeskkonna  ökosüsteemidele.  Kliimamuutused 
tõstatavad uusi küsimusi efektiivsete merekaitsealade loomisel, kuid kirjanduses on seda 
probleemi võrreldes sotsiaalsete, majanduslike ja bioloogiliste kriteeriumitega suhteliselt 
vähe käsitletud (McLeod et al, 2008).  
Ideaalset  ja  üheselt  kindlaksmääratud  merekaitsealade  suurust  ei  ole  olemas.  See  peaks 
olema määratud iga merekaitseala spetsiifilise eesmärgi põhjal, mida tahetakse saavutada 
ja  millised  on  liigid  ning  elupaigad,  mida  soovitakse  kaitsta.  Väikesed  kaitsealad,  mille 
suurus  on  alla  1  km2,  võivad  olla  tõhusad  kindlate  kriitiliste  elupaikade  kaitsmisel,  kuid 
on  täieliku  bioloogilise  mitmekesisuse  kaitsmisel  ebapiisavad.  Võrreldes  suuremate 
aladega  on  neid  ka  lihtsam  rakendada  ja  jälgida.  Suuremad  merekaitsealad  suudavad 
paremini tagada geneetilise mitmekesisuse, kuna nad  kaitsevad   suuremaid   populatsioone , 
mis  produtseerivad  rohkem  järglasi.  Kuid  kõige  efektiivsemad  on  merekaitsealade 
võrgustikud, kus üksikud merekaitsealad vastavad minimaalsetele suuruse nõudmistele ja 
on  reguleeritud  laiema  raamistikuga.  Selline   raamistik   peaks  sisaldama  suurt, 
mitmeotstarbelist  kaitseala  nii  kalavarude  jätkusuutlikuks  majandamiseks  kui  ka 
bioloogilise  mitmekesisuse  kaitseks.  20-30  km  diameetriga  merekaitsealad  on  piisavalt 
suured, et kaitsta  laias  ulatuses erinevaid elupaigatüüpe ja ökoloogilisi protsesse, millest 
nad sõltuvad (McLeod et al, 2008). 
 
2.3.  Merekaitsealade  valik  sõltuvalt  ühendatusest  ja  elupaiga 
omadustest 
Nagu eelmisest alapeatükist järeldus, on merekaitsealade võrgustike loomine otstarbekam 
kui  üksikute  alade  kaitse.  Võrgustike  efektiivsus  sõltub  nii  erinevate  elupaikade 
omadustest kui ka populatsioonide ja liikide ühendatusest individuaalsete merekaitsealade 
vahel (Berglund et al., 2012). Praegused ökoloogilised strateegiad lähtuvad optimaalsete 
merekaitsealade  valikul  peamiselt määratletud bioloogilise mitmekesisuse nõuetest, nagu 
seda  on  liigirikkuse  säilitamine,  endeemsete  liikide  kaitse  või  erinevate  elupaigatüüpide 
esindatus (Possingham et al., 2000).  Kuid üha enam on kaitsealade planeerimisel hakatud 
arvestama ka isendite levimisega (ing k dispersal) ja ühendatusega erinevate piirkondade 
vahel (Gaines et al., 2003).  
11 
 
 
Empiirilisi  hinnanguid  ühenduvuse  kohta  on  tihtipeale  võimalik  teha  ainult  piiratud 
ruumilisel  ja  ajalisel  skaalal,  kuid  üha  rohkem  on  hakatud   uurima   ühenduvust 
biofüüsikaliste tegurite abil, nagu vee  tsirkulatsioon  ja vastsete transport (Roberts, 1997). 
Kui  küsida  kas  efektiivselt  toimivaid  merekaitsealade  võrgustike  selekteerides  tuleks 
lähtuda pigem ühendatusest või elupaiga omadustest, siis Berglund et al. (2012)  artiklist  
slegub,  et  informatsiooni  kättesaadavus  ühendatusest  nõuab  väiksemaid  kulutusi  ja  on 
seega  otstarbekam.  Artiklis  esitati  ettepanek  kasutada  uut  meetodit  optimaalsete 
merekaitseala  võrgustike  valimiseks,  mis  põhineb  omaväärtuste  häirituse  teoorial  (ing  k 
eigenvalue  perturbation  theory  ehk  EPT)    ja  on   rakendatav   ühendatavuse  kaudu. 
Madalate  populatsioonitiheduste  korral,  mis  on  iseloomulikud  ohustatud  liikidele,  aitab 
see  meetod  valida  kaitsealade  võrgustikud,  mis  maksimeerivad  kasvukiiruse  kogu 
võrgustikus ( Jacobi & Jonsson, 2011).  
 
Kui aga ühendatus ja elupaiga omadused mõlemad on määratud, siis kombineeritakse see 
informatsioon  optimaalsete  võrgustike  selekteerimisel.  Sellisel  juhul  võib  elupaiga 
kvaliteedi  omadusi  kasutada  ka  ühendatavusel  põhineva  EPT  meetodi  poolt  pakutavate 
lahenduste,  mille  puhul  mingi  ala  väärtused  on  mõnest  elupaiga  omadusest  olulisemaks 
määratud,  kitsendamisel.  Parema  jõudlusega  kaitsealade  võrgustikud  saavutati 
kombineerides  informatsioon  ühendatusest  ja  elupaiga  kvaliteedist,  kuid  suurt  erinevust 
võrreldes ainult ühendatuse kasutamisega ei ilmnenud (Joonis 1) (Berglund et al., 2012).  
 
12 
 
Joonis  1.  Merekaitsealde  võrgustike  jõudlust  (metapopulatsiooni  suurus  madala 
esindatuse  korral),  mille  valikul  on  kasutatud  informatsiooni  kas  ainult  ühendatuse 
(sinine  joon)  või  ainult  parimate  elupaikade  kasvutempo  (punane  joon)  kohta,  on 
võrreldud võrgustikega, mis on valitud EPT analüüsi käigus ning sisaldab informatsiooni 
nii  elupaiga  kvaliteedi  kui  ühendatuse  kohta.  Horisontaal  teljel  on  väärtused 
normaliseeritud, et optimaalse kombineeritud merekaitseala võrgustiku jõudluse väärtus 
1  vastaks  0.1 intervallile joonisel  (Muudetud  autori  poolt, originaalandmed Berglund  et 
al., 2012). 
  
Berglundi  et  al.  (2012)  artiklis  jõutakse  järeldusele,  et  väga  avatud  populatsioonide 
püsimajäämise  seisukohalt  on  ühendatavus  palju  olulisem  kui  elupaiga  omadused.  Kui 
elupaiga  omadusi  on  sageli  raske  hinnata  või  ennustada  nende  jätkusuutlikust,  siis 
ühendatavust  on  võimalik  bioloogilisi  ja  füüsikalisi  mudeleid  sidudes  realistlikult 
ennustada.  Valitud  merekaitsealade  võrgustike  suutlikkusel  omab  ühendatavus  tugevat 
mõju  oma  piisavalt  muutumatute  mustritega  ajas  ning  see  annab  tulevikuks  häid 
juhtnööre,  kuidas  kavandada  hästi  funktsioneerivaid  merekaitsealade  võrgustikke 
(Berglund et al., 2012).  
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
13 
 
3. Kaitsealad Läänemeres   
 
 
 
 
 
3.1. Läänemere lühiiseloomustus 
Läänemeri on Musta mere järel suuruselt teine riimveeline veekogu maailmas ning ei ole 
just  palju  liike,  kes  oleks  selles  vees   kohastunud   elama.    Hüdroloogilisest   aspektist   on 
veevahetuse  mehhanismid  Läänemere ja Põhjamere vahel väga keerulised. Riimveel, mis 
pärineb Läänemerest, on madalam tihedus ning seetõttu liigub see mööda pinda küllaltki 
takistamatult,  vastupidiselt  soolasele  veele,  mille  teekonnal  Põhjamerest  on  takistuseks 
mitmeid  veealuseid  barjääre.   Nendest   faktidest  lähtudes  on  võimalik  uurida  soolsuse 
gradienti mööda Läänemerd (lühiülevaade toodud Martin et al., 2006). 
See, et  Läänemeri on suhteliselt liigivaene, ei tähenda seda, et seal elaks vähe isendeid. 
Vastupidi, Läänemeres on suur isendite hulk ja biomass, kuigi enamik isendeid elab oma 
soolsus -taluvuse  piiril .  Juba esimesed uurimused zoobentose mitmekesisuse kohta 1942. 
aastal Adolf  Remane’i poolt näitasid liikide sõltuvust soolsusest. Kattegat’i väinas elab 
palju  liike,  kes  on  kohastunud  eluks  soolases  vees,  kuid  liikudes  mööda  Läänemerd 
idapoole,  väheneb  selliste  liikide  arvukus  väga  kiiresti.  Mitmed  olulised  soolases 
merevees  elavad liigid ei ole Läänemeres esindatud. Praegused Läänemere bioloogilised 
kooslused  on tekkinud küllaltki  lühikese perioodi vältel  ning see on üks tõenäolisemaid 
seletusi sellele, et Läänemeres esineb palju endeemseid liike (lühiülevaade toodud Martin 
et al., 2006).  
Elustik  peab   kohastuma   erinevate   aastaaegadega   ning  eriti  raske  on  talv,  kui   pealmine  
veekiht  võib  jäätuda  ja  alumistes  veekihtides  tekib  hapniku  ja  toitainete  defitsiit.  Kuna 
elutingimused on niigi rasked, on Läänemere ökosüsteemid eriti tundlikud inimeste poolt 
põhjustatud  reostuskoormuse  suhtes.  Hüppelise  rahvaarvu  kasvuga  on  tõusnud  ka 
looduslike ökosüsteemide häiritus inimese poolt. Gaasitorude, tuuleparkide, kaevanduste 
rajamisega merre ning tööstuse arenguga on inimese mõju kasvanud nii, et tänapäeval ei 
ole  Läänemeres  enam  inimmõjust   vabu   biotoope  (Internet  4).  Läänemere   valgala   on 
samuti suur ja sellel elab umbes 85 miljonit inimest.  
Tööstuse  arenguga  on  tõusnud  oluliselt  ka  veealune  müratase,  mis  mõjutab  näiteks 
Läänemeres elutsevat pringlit (Phocoena phocoena). Loomad väldivad müra-allikat ning 
see  võib  piirata  nende  omavahelist  suhtlust  ning  põhjustada  stressi  ja  kuulmishäireid.  
14 
 
Laevade   liikumisteed   avaldavad  taimedele  peamiselt  negatiivset  mõju.  Arvatavasti  on 
selle põhjuseks  intensiivsem settimine ja vee hägusus, aga ka laevade mootorite ja lainete 
poolt põhjustatud mehaanilised mõjutused (lühiülevaade toodud Martin et al., 2006) 
 
Võõrliikide   invasioon   on  üks  järk-järgult  kasvavaid  probleeme  veekogude 
ökosüsteemides. See, peamiselt inimese poolt põhjustatud protsess, on tekitanud olukorra, 
kus  ettearvamatud  ja  tihti  pöördumatud  muutused  on  avaldanud  mõju  biootilisele  ja 
abiootilisele keskkonnale veekogudes üle maailma. Kuid Läänemere ökosüsteemis ei ole 
veel  täheldatud  massilist  kohalike  liikide  asendumist  võõrliikide  poolt.  Selle  põhjuseks 
võib olla paljude vabade elupaikade ja erinevate nishide olemasolu geoloogiliselt  noores  
Läänemeres.    Tavaliselt  introdutseeritakse  uued  liigid  vette  laevandusega  –  näiteks 
ballastveega või laevakerel olevate setetega (Leppäkoski et al., 2002).  
 
Sügavuse  suurenedes  valguse  hulk  kahaneb  ja  assimileerimine  muutub  taimedele 
raskemaks. Assimilatsiooniks vajalikku päikesevalgust on piisavalt produktsioonivööndis, 
mis  Läänemere  kõige  selgeveelisematel  avamere-aladel  ulatub  vaid  üksikutes  kohtades 
kuni  45  meetri  sügavusele.  Siselahtedes  võib  kehvade   valgustingimuste   tõttu   taimestiku  
levik  piirduda  vaid  3-5  meetri  sügavusega;  siselahtede  hägususe  tingib  enamasti  rohke 
tahkete osakeste hulk vees, mis on tekitatud peamiselt inimeste poolt  (Bonsdorff, 2005). 
Üha   suurenev   rahvaarv,  hästi  arenenud  põllumajandussektor  ja  teised  inimtegevused, 
nagu  näiteks  energia  tootmine  ja  transport,  on  viinud  toitainete,  peamiselt  fosfori  ja 
lämmastiku,    sisalduse  suurenemisele  Läänemeres.  See  omakorda  on  viinud 
eutrofeerumisega seotud probleemideni ja väljakutseteni ( Andersen  & Laamanen, 2009). 
Eutrofeerumine  arvatakse olevat üheks tõsisemaks inimtegevuse poolt põhjustatud  ohuks  
rannikumere  ökosüsteemidele  ning   erandiks   ei  ole  ka  Läänemeri.  Eutrofikatsiooni  poolt 
põhjustatud  mõjutused  on  geomorfoloogilistest  ja  hüdroloogilistest  teguritest  sõltuvalt  
erinevates  paikades  isesugused  (ülevaade  Martin  et  al.,  2006).  Näiteks  avaldab 
eutrofeerumine  madalatele  ja  suletud  merealadele  hoopis  teistsugust  mõju  ning  pigem 
tõstab  põhjaloomastiku  biomassi,  kui  sügavatele  merealadele,  kus   orgaanika   settimine 
alandab oluliselt vee hapnikusisaldust (Lauringson, 2005).  
Kõik need faktid aitavad meil paremini mõista, miks Läänemeres on oluline kaitsealade 
moodustamine  ja  nende  võrgustike  reguleerimine.  Küsimus,  kuidas  seda  teha  seda 
15 
 
võimalikult  efektiivselt  ja  reeglina  piiratud  ressurssidega,  vajab  käsitlemist  nii  riigi  kui 
regiooni tasandil. 
3.2. Merekaitse korraldamine Läänemeres 
Igal Euroopa Liidu (EL) riigil on omapoolsed kohustused looduskaitses ning EL-i tasandil 
on mitmeid direktiive, mille eesmärk on tagada loodusliku mitmekesisuse säilimine ning 
ökosüsteemi  funktsioneerimine.  Kõige  olulisemateks  neist  võib  pidada  nelja  – 
loodusdirektiiv, linnudirektiiv , vee raamdirektiiv ning merestrateegia raamdirektiiv. 
EL  loodusdirektiiv  käsitleb  ohustatud  looma-  ja  taimeliike  ning  nende  elupaikade 
kaitsepõhimõtteid.    Iga  liikmesriik  määratleb  oma  piirides  loodusdirektiivis  käsitletavad 
liigid, mis on Euroopa Liidu tähtsusega, vastavatesse kategooriatesse ( Anon . 1992): 
  ohustatud liigid  –  need,  mida  ähvardab  antud  riigis  kadumisoht  (välja  arvatud 
sellised, mille looduslik levila riivab vaid äärega kõnealust riiki ning on naabermaades 
laiemalt levinud), 
  ohualtid liigid,  mis   eeldatavasti   praeguste  tingimuste  jätkudes  võivad  lähemas 
tulevikus sattuda ohustatud liikide sekka, 
   haruldased  liigid, mis on riski piiril, olles esindatud vaid väikeste asurkondadena, 
  endeemsed või elupaiga eripära tõttu erilist tähelepanu vajavad liigid.  
Loodusdirektiivi  I   lisas   on  välja  toodud  EL  territooriumil  asuvad  ohustatud 
elupaigatüübid,  mille  kaitseks  tuleb  moodustada  loodusalad.  EL-i  tähtsusega  liigid  on 
kaitsemeetmetest  lähtuvalt  jagatud  kolme  rühma  ning  need  liigirühmad  on  loetletud 
loodusdirektiivi  kolmes lisas (Anon. 1992): 
  II lisas toodud liikide kaitseks tuleb piiritleda kaitsealad – loodushoiuala  
  IV lisa loetleb  rangelt  kaitstavaid liike 
  V lisasse on koondatud majanduslikku tähtsust omavad liigid. 
Mõned  II  lisas  loetletud  liikidest  on  tähistatud  tärniga  (*).  Need  on  esmatähtsad  liigid, 
mille kaitsmise eest kannab EL erilist vastutust. Läänemeres võib neist liikidest hea õnne 
korral kohata atlandi tuura (Acipenser sturio) (Anon. 1992).  
Linnudirektiiv  seab   kohustuseks   moodustada   spetsiaalsed   linnualad,  mis  kaitseks  üle-
euroopaliselt ohustatud liike ning samuti ka rändlinde.  Direktiiv  piirab lindude küttimist 
16 
 
ja  nendega  kaubitsemist,  millega  püütakse  kaitsta  kõiki  linde  tapmise  ja  kinnipüüdmise 
eest (Anon. 1979).  
Linnudirektiivi  I lisas on välja toodud liigid, mille kaitseks tuleb luua linnualad. Samuti 
arvestatakse ka rändliikidega, kelle peatuspaiku tuleb kaitsta, kui keda I lisas kirjas ei ole. 
Kaitse  seisukohalt  omavad  märgalad  kui  olulised  lindude  elupaigad,  väga  suurt  tähtsust 
(Anon. 1979). 
Direktiivi  II  ja  IV  lisas  on  toodud   linnuliigid ,    keda  (II  lisa)  võib  küttida  ning  mis 
vahendid ja meetodid selleks keelatud on (IV lisa). Küttimine on täiesti keelatud lindude 
pesitsus -  ja  rändeajal.  Eranditena  tappa  II  lisas  mitte  olevaid  liike,  on  välja  toodud 
inimese  ohustatus  ning  kalavarudele,  viljasaagile,   metsale   või  kariloomadele  kahju 
tekitamine  lindude  liiga  suure  arvukuse  korral.  III  lisas  on  kirjas  linnuliigid,  kellega 
kaubitsemine  (loodusdirektiivi  järgi  keelatud)  on  lubatud   eeldusel ,  et   linnud   on   tapetud  
või  püütud  seaduslikul  teel.  V  lisa  toob  välja  valdkonnad  ja  viisid,  mis  on  lindude 
uurimisel prioriteetsed (Anon. 1979). 
Merestrateegia  raamdirektiiv  (MSRD)  kohustab  liikmesriike   rakendama   vajalikke 
meetmeid,  et  säilitada  või  saavutada  hiljemalt  aastaks  2020  oma  mereala  hea 
keskkonnaseisund .  Loodus-  ja  linnudirektiiv  olid  aluseks  Euroopa  Liidu  kaitsealade 
võrgustiku   Natura   2000  loomisel.  Antud  võrgustiku  eesmärk  on  tagada  Euroopa  kõige 
väärtuslikumate  ning  ohustatud  liikide  ning  elupaikade  ellujäämus.  Samas  keskendub 
võrgustik  vaid  antud  direktiivide  lisades  toodud  väärtustele,  mistõttu  jäävad  mitmed 
olulised  alad  tähelepanuta.  MSRD  võimaldab  sellest  puudujäägist  üle  olla  rõhutades 
ruumilise  kaitse  vajadust  ning  panustades  seeläbi  koostoimivale  ning  esinduslikule 
merekaitsealade  võrgustikule.  MSRD  on  esimene  akt,  mis  suunatud  otseselt  tervikliku 
merekeskkonna  kaitsele  ning  säilumisele  ning  Euroopa  Liidu  esimene  katse  hallata 
inimtegevust mere keskkonnas ökosüsteemipõhiselt ( Fleming -Lehtinen, 2011). 
Vee raamdirektiivi eesmärgiks on saavutada kõikide vete hea seisund 2015 aastaks ning 
selleks  peavad  kõik  EL  riigid  rakendama  valglapõhise  veemajanduse  põhimõtteid. 
Direktiiv hõlmab ka teisi veealaseid direktiive ning tegevusraamistiku elluviimisel ja hea 
seisundi tagamiseks peavad riigide neid ka täitma (Anon. 2008).   
 
17 
 
Lisaks väärivad äramärkimist veel: 
- Bioloogilise mitmekesisuse  konventsioon  (BMKK), mille seitsmest  alaprogrammist on 
mere  elurikkusega  seotud  2  –  saarte  elurikkus  ning  mere  ja  ranniku  elurikkus  (BMKK, 
1992). 
- HELCOMi  Läänemere tegevuskava ( Baltic  Sea  Action  Plan, BSAP), mille eesmärgiks 
on taastada Läänemere hea ökoloogiline seisund aastaks 2021 (HELCOM, 2007). 
-    EL-i  Läänemere  piirkonna  strateegia  aastast  2009  (Euroopa  Ühenduste  Komisjon, 
2009). 
-  EL-i  elurikkuse  strateegia  aastani  2020,  mille  eesmärk  on  peatada  elurikkuse  ning 
ökosüsteemi teenuste kadu EL-is aastaks 2020 (European  Parliament , 2012).  Muuhulgas  
on tegevuskavas vastavate varasemate direktiivide täielik rakendamine.  
3.2.1. Väärtuslikud merepõhja elupaigad Läänemeres 
Üks  kriteeriume,  mille  järgi  Läänemeres  merekaitsealasid   rajatakse ,  on  väärtuslikud 
merepõhja  elupaigad.  Elupaikade  väärtuslikkuse  hindamisel  arvestatakse  haruldaste  või 
muul  põhjusel  kaitset  vajavate  liikide  esinemist  nendes  piirkondades.  Euroopa  Liidu 
loodusdirektiivi  I  lisas  on  toodud  järgmised  avamere  ja   loodete   piirkondades  olevad 
väärtuslikud  elupaigad  (Anon.  1992),  millest   pikemalt   kirjeldatakse  Läänemeres 
esinevaid elupaiku:  
  Mereveega üleujutatud liivamadalad  
  Posidonia-“põhjad” (Posidonion oceanicae-kooslused)  
  Jõgede lehtersuudmed  
  Mõõnaga  paljanduvad mudased ja liivased laugmadalikud  
  Rannikulõukad 
   Laiad madalad abajad ja  lahed   
  Karid  
  Merepõhjast eristuvate gaaside mõjul moodustunud struktuurid (“sambad”)  
Mereveega  üleujutatud  liivamadalate  puhul  on  tegemist  erineva  kujuga  merepõhjast 
eristuvate,  valdavalt  liivastest  setetest   koosnevate   moodustistega  (Jüssi  et  al.,  2011). 
Taimestiku  esinemine  on  raskendatud  seoses  liivamadalate  esinemisega  hüdroloogiliselt 
aktiivsetes  piirkondades.  Põhjataimestiku  esinemise  korral  esineb    kõrgemate  taimede 
18 
 
liigike  ja  harvem  mändvetikate  kooslused.  Põhjaloomastik  samuti  suhteliselt  liigi-ja 
biomassivaene  –  levinumad  liigid  on  balti  lamekarp,  liivauurikkarp  ja  südakarp  ( Paal , 
2000; Internet 3). 
Posidonia-“põhjad”  (Posidonion  oceanicae-kooslused).  Posidonion  oceanicae  on 
Vahemeres  esinev  endeemne  liik  mille  lehed  võivad  kasvada  meetri   pikkuseks   ja  mis 
moodustab  tihedaid  ja  ulatuslikke  rohelisi   niite   ( Diaz   &  Duarte,  2008).  Seda 
elupaigatüüpi on tõlgentatud ka kui vees kasvavate kõrgemate taimede  kooslus  ning seda 
pooldavad ka teiste Läänemeremaade, näiteks Saksamaa ja Poola, spetsialistid. Posidonia 
merepõhjad  asuvad  valgusküllases  tsoonis,  hõlmates  liivaseid,  mudaseid  ja  saviseid 
põhjasid.   Lainetuse   mõju  on  suhteliselt  nõrk  ning  elustikule  iseloomulik  sessiilne 
põhjaloomastik ja kõrgemad taimed (Paal, 2000; Internet 3). 
Jõgede lehtersuue ehk  estuaar  on definitsiooni järgi suure jõe sügav, mere poole  laienev  
suue või  kitsas  suudmelaht (Masing, 1992). Jõest kandub sinna palju toitaineid ja seetõttu 
on  ka  veeläbipaistvus  väiksem.  Estuaare  iseloomustavad  talvel  pikk  jääperiood  ja  suvel 
kõrged  vee  temperatuurid.  Elustikule  on  iseloomulik  väga  erinev  veesoolsus  taluvus 
(Masing,  1992).   Taimedest   on  esindatud  peamiselt  pilliroog,  meri-mugulkõrkjas,  kare 
kaisel,  kamm- penikeel ,  kaelus-penikeel,  tähkjas  vesikuusk,  kare  mändvetikas,  ruuge 
mändvetikas,  näsa-  mändvetikas,  põisadru  ja  agarik.  Spetsiaalselt  vastavale 
elupaigatüübile  kohastunud  loomaliike  Eesti  vetes  ei  leidu.  Kalaliikidest  võivad 
estuaarides elada näiteks  ahven , haug , kiisk , hink ja roosärg (Paal, 2000; Internet 3) 
Mõõnaga paljanduvad mudased ja liivased laugmadalikud on mere  rannikualad , mis 
madala  veeseisu  ajal  ei  ole  kaetud  veega,  kus  puuduvad   soontaimed ,  kuid  leiduda  võib 
sinikuid ja ränivetikaid.  Selle elupaigatüübi juurde loetakse ka ööpäevas paariks tunniks 
mõõnaga paljanduvad pika  meriheina  (Zostera  marina ) koosluste kasvualad (Paal, 2000). 
Need elupaigatüübid on eriti tähtsad toitumisalad metslindudele ja kurvitsalistele (Internet 
7).   Loomastiku    liigiline   koosseis  sõltub  hapnikutingimustest  ja  taimestiku  olemasolust. 
Kaladest  elutsevad  mõõnaga  paljanduvatel  mudastel  ja  liivastel  laugmadalikel  särg, 
ogalik ja nurg (Paal, 2000; Internet 3) 
Rannikulõukad  ehk  laguunid  on  madalad  rannikuveekogud,  kus  vee  soolsus  ja  hulk 
võivad olla muutlikud, sõltudes veevahetusest merega ja sademete hulgast ning  magevee  
sissevoolust  maismaalt  (Paal,  2000;  Internet  3).  Läänemere  rannikulõugastele  on 
19 
 
iseloomulik  roostike  esinemine  ta  taimestik  koosneb  erinevatest  soontaime  kooslustest, 
kuid  suurt  tähtsust  omavad  ka  mändvetika  kooslused.  Kaladest  võivad  seal  elutseda 
ogalik, hink, särg, ahven (Internet 3). 
Laiad madalad abajad ja lahed on mereosad mida iseloomustavad madalad sügavused 
ning suhteline kaitstus lainetuse eest. (Internet 3)Selles elupaigatüübis esineb põhjasetete 
ning  kasvupinnaste  ulatuslik  varieeruvus,  samuti  bentiliste  koosluste  selgesti  väljenduv 
vööndilisus  millele  on  omane  suur  looduslik  mitmekesisus  (Paal,  2000). 
Tunnusloomadeks  on  balti  lamekarp,  liiva  uurikkarp,  söödav   rannakarp ,  ahven,  säinas, 
viidikas,  vimb . Taimedest leidub seal mitmeid mändvetika liike, meriheina, põisadadru ja 
ka harilikku pilliroogu (Internet 3). 
Karid on merepõhjast tunduvalt kõrgemale ulatuvad veealused või mõõnaga paljanduvad 
kõvast  substraadist  moodustunud  pinnamoodustised,  mis  asuvad  peamiselt  sublitoraali 
vööndis.  Karidele on iseloomulik  bentiliste vetika- ja loomakoosluste vööndilisus ning 
elustiku  kõrge  produktiivsus.  See  elupaigatüüp  on  Eesti  rannikumeres  suhteliselt 
haruldane   ja  seetõttu  ka  üks  väärtuslikemaid.  Taimedest  esineb  kõige  rohkem  pruun-ja 
punavetikakooslusi  nind  soodsate  valgustingimuste   olemasolul   areneb  sublitoraalis  ka 
kõrge  põisadru  kooslus.  Loomadest  on  peamisteks  tunnusliikideks  söödav  rannakarp  ja 
rändkarp.  Kaladest  võivad  seal  elutseda   lest ,  emakala,   kammeljas ,  merisiig  ja   nolgus  
(Paal, 2000; Internet 3).  
 
3.2.2. HELCOM 
Helsingi  komisjon  ehk  HELCOM  toimib  valitsustevahelise  koostööna  Eesti,  Euroopa 
Ühenduse,  Leedu,  Läti,  Poola,  Rootsi,  Saksamaa,  Soome,  Taani  ja  Venemaa vahel  ning 
tegeleb  Läänemere  merekeskkonna  kaitsmisega  reostuse  eest.  HELCOM’i  eesmärk  on 
tagada  Läänemere  terve  elukeskkond  koos  bioloogilise  mitmekesisusega,  mis  toimiks 
koos  ühtse  tervikuna  ja  moodustaks  hea  keskkonnaseisundi  ning  samal  ajal  toetaks 
erinevaid jätkusuutlike majanduslikke ja sotsiaalseid tegevusi (Internet 2). Komisjon saab 
kokku  kord  aastas  ning  aeg-ajalt  kohtuvad  ka  liikmesriikide  ministrid,  kus  arutatakse 
merekeskkonna  kaitse  alaseid   soovitusi   (Internet  5).  HELCOM  sai  alguse  1974.  aastal, 
kui  7  Läänemere-äärset  riiki  allkirjastasid  konventsiooni,  kus  käsitleti  esimest  korda  
Läänemeres  ja  selle  ümbruses  kõiki  reostusallikaid.  Kuid  alles  2000.  aastal  jõustus 
20 
 
poliitiliselt muudetud ja täiendatud konventsioon, millega on liitunud kõik 9 Läänemere-
äärset  riiki  ja  Euroopa  Ühendus  ning  mis  hõlmab  kogu  Läänemere  ala,  kaasaarvatud 
siseveekogusid ja merepõhja (Internet 6). Kõikidel  liikmesriikidel  on vastutus tarvitusele 
võtta  kõik  reostuse  ennetamiseks  ja  vältimiseks  vajalikud  meetmed,  mis  aitaks  kaasa 
Läänemere  taastumisele  ja  ökoloogilise  tasakaalu  säilimisele.  HELCOMi   prioriteedid  
Läänemerd kaitstes on järgmised (Internet 5): 
  Keskkonnaseire ja keskkonnamõju hindamine  
  Põllumajanduses tekkiva ülemäärasest toitainete koormusest põhjustatud eutrofeerumise 
vastane võitlus 
  Ohtlike ainete reostuse vältimine 
  Meresõiduohutuse ja õnnetustele reageerimise  võime parandamine 
  Mere ja ranniku bioloogilise mitmekesisuse kaitse ja säilitamine  
 
Riiklikud  kaitsealad  on  loodud  eelkõige  väärtuslikemates  ja  õrnemates  piirkondades, 
tagades  mere  loodusväärtuste  säilimise  ja  neil  on  samuti  oluline  roll  merekeskkonna 
kaitsmisel (Fammler, 2007).  
3.3. Merekaitsealad Läänemeres 
Hetkeseisuga   on  ca  12%  Läänemerest  kaitstud   Natura   2000  aladena  (Boedeker  et  al., 
2010,  EEA  2012),  täites  sellega  maailma  mereregioonidele  seatud  rahvusvahelise  kaitse 
sihtmärgi  10%.  Samas  on  territoriaalmerest  väljaspool  kaitstavat  mereala  vaid  5%,  mis 
tähendab,  et  pelaagilised  ning  sügava  vee  liigid  ning  elupaigad  on  peamiselt  kaitseta. 
Riikide  panused  on samuti erinevad – Saksamaa vetes on Natura 2000 aladena määratud 
45%, Rootsis vaid 6%. Eesti, Taani, Läti ning Poola vetes on kaitstud 15-20% merealast, 
Soomes  8%  ning  Leedus  12%.  Euroopa  Parlamendi  2012.  aasta  aruande  kohaselt  peaks 
vähemalt  10-20%  neist  merekaitsealadest  olema  määratud  kui  „kalavarude  taastumise 
alad“ ehk siis keelustama kalapüügi antud aladel tagamaks töönduskalade taastootlust. 
2013. aastal on välja  pakutud  13 mereala laiendamaks olemasolevaid või  loomaks  täiesti 
uusi  merekaitsealasid  Natura  2000  võrgustikus  (Joonis  2)  (Oceana  2013).  Ettepanek 
hõlmab alasid  Botnia  lahes, Kattegatis ning Läänemere avaosas, mis on praeguse seisuga 
täielikult  kaitseta;  heas  seisundis  sügava  veega  alasid  ning  suure  ning  erilise  liigilise 
mitmekesisusega alasid. Koos nende aladega oleks kaitstavate alade pindala Läänemeres 
kokku 31 000 km2 (20% senise 12% asemel).   
21 
 
 
Joonis 2. Läänemeres olemasolevad Natura 2000 alad ning 2013.aastal väljapakutud 13 uut 
väärtuslikku ning kaitset vajavat piirkonda (Muudetud autori poolt, originaal  Oceana, 2013).  
22 
 
Kokkuvõte 
Merekaitsealade  loomise  vajaduse  teadvustamine  on  viinud  üha  ulatuslikumate 
merekaitsealade  loomiseni.  On  täheldatud,  et  üksikud  kaitsealad  ei  suuda  pikaajaliselt 
säilitada bioloogilist mitmekesisust ning seepärast on vajalik luua kaitsealade võrgustik, mis 
ühendab  nii  olemasolevad  kui  loodavad  kaitsealad.  Kaitsealade  võrgustikud  suudavad 
paremini tagada bioloogilise mitmekesisuse ja elupaikade kaitstuse. 
Merekaitsealade suurused sõltuvad iga kaitseala spetsiifilistest eesmärkidest ja liikidest ning 
elupaikadest, mida soovitakse kaitsta. Üheselt kindlaksmääratud merekaitseala suurust ei ole 
olemas.  Kaitsealade  loomisel  on  oluline  arvestada  liigispetsiifiliste  mõjudega  elupaikade 
hülgamisel  ja fragmenteerumisel koos elupaikade liigilise koosseisuga.  Uringud näitavad, et 
koosluste mitmekesisus ja organismide keskmine suurus kaitsealade sees on 20-30% suurem 
kui aladel, mis ei ole kaitse all. Organismide tihedus on nendel aladel umbes kaks korda ning 
biomass isegi kuni 3 korda suurem. 
Kaitsealade  loomisel  on  mitmeid    põhimõtteid.    Struktuuri-põhine  mudel  lähtub 
elupaigatüüpide  esindatusest  biogeograafilises  regioonis  ning  kaasab  kaitsealade  loomise 
otsustusprotsessidesse ka kohalikke elanikke. Teine, protsessi-põhine mudel lähtub kriitiliselt 
sellest, kuidas ökosüsteem funktsioneerib ning ei soosi kohalike inimeste kaasamist.   
Kaitsealade  planeerimisel  on  üha  enam  hakatud  arvestama  ka  isendite  levimisega  ja 
ühendatusega  erinevate  piirkondade  vahel.  Adekvaatseid   uuringuid   ühendatavuse  kohta  on 
tihtipeale  piiratud  ruumilisel  ja  ajalisel  skaalal  väga  raske  teostada,  kuid  kui  informatsioon 
ühendatuse  kohta  on  olemas,  aitab  see  luua  hästi  funktsioneerivaid  merekaitsealade 
võrgustikke.   Parima   jõudlusega  kaitsealade  võrgustikud  saavutati  kombineerides 
informatsioon  ühendatusest  ja  elupaiga  kvaliteedist,  kuid  suurt  erinevust  võrreldes  ainult 
ühendatuse kasutamisega ei ilmnenud. 
Läänemere  kaitse  seisukohalt  on  olulised  mitmed  Euroopa  Liidu  (EL)  tasandil  mitmed 
direktiivid ,  mille  eesmärk  on  tagada  loodusliku  mitmekesisuse  säilimine  ning  ökosüsteemi 
funktsioneerimine.  Kõige  olulisemad  neist  on  loodusdirektiiv,  linnudirektiiv,  vee 
raamdirektiiv ning merestrateegia raamdirektiiv. 
 
 
23 
 
Summary 
Principles of designing Marine Protected Area networks and international co-operation 
in the Baltic Sea 
The  acknowledgement  for  need  of  marine  protected   areas   (MPA)  has   lead   to  an 
increasing  expansion  of  the   latter .  It  has  been  noted  that  individual  MPA’s  can  not 
conserve biodiversity in the long run.  Hence  the need for MPA networks that connects the 
established   and  new  protected  areas  is   essential .  MPA  networks  can  ensure  better 
biodiversity and habitat protection . 
The   scope   of  marine  protected  areas  depends  on  the   specific   goals,   species   and   habitats  
that  need  protection.  Unambigiously  determined  MPA   size   does  not   exist .  When 
designing  a protected  area, it is   important   to  take into  consideration  the  species specific 
repercussions to abandonment of habitats and fragmentation, with habitat composition of 
species.  Reasearch  indicate  that  the   diversity   of  communities  and   average   size  of 
organisms  among  protected areas are 20-30%  greater  than in the areas that are not under 
protection.  Also  the   density   of  organisms  and  biomass  in  those  areas  are   approximately  
two time and three times greater, respectively. 
There  are many principals when creating protected areas. Structure- based  model emanates 
from  representation  of  the  habitat   types   in  biogeagraphical   region   and  includes  local 
residents in the  decision - making   process  of creating protected habitats. Second, process-
based model emanates from the  critical  point of view of the functioning of ecosystem and 
does not  favor the inclusion of local residents. 
More and more have been  started  to take into consideration the  spread  and connectivity of 
species   between   regions,  in  the   planning   of  protected  areas.  Adequate  reasearch  on 
connectivity  is  often  difficult  to  execute  in  the  limited  spatial  and  temporal  scale. 
However ,  if  the  information  about  connectivity  exists,  then  it  helps  in  creating  of 
functioning MPA networks. The  best  protected area networks  performance  was achieved 
by  combination  of  information  about  connectivity  and  habitat  quality,  but  no   major  
difference  appeared when only connectivity was taken into consideration. 
In terms of protecting the Baltic Sea, there are many important directives in the European 
Union  that  are   designed   to  ensure   conservation   of  natures  biodiversity  and   proper  
functioning  of  ecosystem.  Most  important  of  these  are:  The   Birds   Directive,  Habitats 
Directive, Water  Framework Directive and Marine  Strategy  Framework Directive. 
24 
 
Tänuavaldus 
 
Tahaksin tänada oma juhendajat, Tiia Möllerit, kelle nõuanded olid suureks abiks selle 
töö valmimisel. 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
25 
 
Kasutatud kirjandus 
Anon. 1979.  Council  Directive 79/409/EEC of 2 April 1979 on the conservation of  wild  birds 
(Birds Directive).  Official Journal of the European Union, L 103, 25.04.1979. 
Anon.  1992.  Council  Directive  92/43/EEC  of  21  May  1992  on  the  conservation  of  natural 
habitats  and  of  wild   fauna   and   flora   (Habitats  Directive).  Official  Journal  of  the  European 
Union,  L  206,  22.7.1992.  (EUROOPA  NÕUKOGU  DIREKTIIV  92/43/EMÜ,  looduslike 
elupaikade ning loodusliku taimestiku ja loomastiku kaitse kohta, 21.05.1992) 
Anon.  2008.  Directive  2008/56/EC  of  the  European  Parliament  and  the  Council  of  17  June 
2008  establishing  a  framework  for  community  action  in  the   field   of  marine  environmental 
policy   (Marine  Strategy  Framework  Directive).  Official  Journal  of  the  European  Union,  L 
164/19, 25.06.2008. 
Andersen  J.  H.  &  Laamanen  M.  (editors),  J.  Aigars,  P.Axe,  M.  Blomqvist,  J.  Carstensen,  
U.  Claussen,  A.  B.  Josefson,  V.  F.-Lehtinen,  M.  Järvinen,  H.  Kaartokallio,  S.  Kaitala,  P. 
Kauppila, S. Knuuttila, L. Korovin,  S. Korpinen, P. Kotilainen, A. Kubiliute, P. Kuuppo, E. 
Ł.-Pastuszak,  G.  Martin,  G.  Nausch,  A.  Norkko,  H.  Pitkänen,  T.  R.-Airola,  R.  Sedin,  N. 
Wasmund  &  A.  Villnäs,  2009.  Eutrophication  in  the  Baltic  Sea.  Baltic  Sea  Enviroment 
Proceedings No 115B. An integrated thematic assessment of the effects of nutrient enrichment 
in the Baltic Sea region.  Helsinki Commission. lk 7-148 
 
Berglund et al., 2012 – Berglund, M., M. N. Jacobi, Per R. Jonsson, 2012. Optimal selection 
of marine protected areas based on connectivity and habitat quality.  Ecological Modelling, 
240, 105-112 
BMKK,  1992  –  U.N.  Conference  on  Environment  and   Development :   Convention   on 
Biological  
Diversity. 
31 
I.L.M. 
818 
Internetist 
kättesaadav: 
http://www.cbd.int/convention/text/default.shtml 
Boedeker  et  al.,  2010  –  D.  Boedeker,  H.  Paulomäki,  S.  Ranft,  M.  Pyhälä,  R.  Pesch,  W. 
Schröder,    2010.    Towards  an  ecologically  coherent   network   of  well- managed   Marine 
Protected Areas -  Implementation  report  on the  status  and ecological coherence of HELCOM 
BSPA network,  6-143 
26 
 
Bonsdorff,  2005  –  E.  Bonsdorff,  2005.  Zoobenthic  diversity-gradients  in  the  Baltic  Sea: 
Continuous   post-glacial  succession in  a stressed  ecosystem.  Journal  of Experimental Marine 
Biology and Ecology, 330,  383–391 
Cowen  &  Sponaugle,  2009  –  R.  K.  Cowen,  Su  Sponaugle,  2009.  Larval  Dispersal  and 
Marine Population Connectivity. The Annual Review of Marine  Science , 443-460 
Diaz & Duarte, 2008 – E. Diaz, C. M. Duarte, 2008.   Management  of Natura 2000 habitats * 
Posidonia  beds  (Posidonion  oceanicae)  1120,  Directive  92/43/EEC  on  the  conservation  of 
natural habitats and of wild life fauna and flora. European commission,  
EEA, 2012 – Protected areas in Europe - an  overview . European Enviroment Agency Report 
No 5/2012  
European Parliament, 2012 – EU Biodiversity Strategy to 2020 – towards implementation. 
20.04.2012 Internetist kättesaadav:  
http://ec.europa.eu/environment/nature/biodiversity/comm2006/2020.htm 
Euroopa Ühenduste Komisjon, 2009 – Komisjoni teatis Euroopa Parlamendile, Nõukogule, 
Euroopa  Majandus-  ja  Sotsiaalkomiteele  ja  Regioonide  Komiteele,  mis  käsitleb  ELi 
Läänemere piirkonna strateegiat, 10.06.2009. 
Fammler,  2007 – H. Fammler, 2007. Marine protected areas in the  Eastern  Baltic Sea, LIFE 
Project , Technical INTERIM report 
Fleming-Lehtinen,  2011  –  Fleming-Lehtinen,  V.  2011.  Biodiversity- Related   Requirements 
of the Marine Strategy Framework Directive. Report from Life+ MARMONI Project, Project 
Nr. 
LIFE09 
NAT/LV/000238. 
Internetis 
kättesaadav: 
http://marmoni. 
balticseaportal.net/wp/wp-content/uploads/2011/03/ 
BIODIVERSITY-RELATED-
REQUIREMENTS-OF-THE-MARINE-STRATEGYFRAMEWORK- DIRECTIVE.pdf. 
Gaines, 2003 – S. D. Gaines, B. Gaylord, J. L. Largier, 2003. Avoiding current oversights in 
marine reserve  design. Ecological Applications, 13, 32–46 
Greenpeace,  2006  –  International  Greenpeace  report,  2006.  Marine  Reserves  for  the 
Mediterranean Sea;  1-60 
27 
 
HELCOM,  2007  –  Baltic  Sea  Action  Plan,  15.11.2007.  by  the  HELCOM  Extraordinary 
Ministerial Meeting 
Hilty  et  al.,  2006  –  J.  A.  Hilty,  W.  Z.  Lidicker  Jr.,  A.  M.  Merenlender,  2006.  Corridor 
ecology  -  The  science  and   Practice   of  Linking   Landscapes   for  Biodiversity  Conservation, 
50-108  
Jacobi & Jonsson, 2011 – M. N Jacobi & P. R. Jonsson, 2011. Optimal networks of  nature  
reserves  can  be   found    through   eigenvalue  perturbation  theory  of  the  connectivity  matrix. 
Ecological Applications 21: p 1861–1870.  
Jones, 2001 – Peter J.S. Jones, 2001. Marine protected area  strategies : issues , divergences and 
the search for the middle   ground , lk 12 
Jüssi  et  al.,  2011  –  I.  Jüssi,  A.   Kalamees ,    M.  Kuris,  A.  Kuus,  G.  Martin,  T.  Möller,  M. 
Vetemaa, 2011. Väärtuslikud avameremadalikud Eesti vetes, Balti Keskkonnafoorum, lk 6-93 
Klein et al., 2008 – C. J. Klein, A.  Chan , L. Kircher, A. J. Cundiff, N. Gardner, Y. Hrovat, A. 
Scholz,  B.  E.   Kendall ,  S.  Airam´e,  2008.    Striking  a   Balance   between  Biodiversity 
Conservation and Socioeconomic Viability in the Design of Marine Protected Areas, lk 691-
700 
Lauringson  V.,  2005  –  V.Lauringson,  2005.  Eutrofeerumise  mõju  põhjaloomastiku 
kooslustele Eesti rannikumeres,  Magistritöö, Tartu Ülikool, lk 7 
Leppäkoski  E  et  al.,  2002  –  E.  Leppäkoski,  S.  Gollasch,  P.  Gruszka,  H.  Ojaveer,  S. 
Olenin, V. Panov, 2002. The Baltic - a sea of invaders. Canadian Journal of Fisheries and 
Aquatic Sciences, 59(7): lk 1175-1188 
Martin  et  al.,  2006  –  G.  Martin,  A.  Makinen,    Å.  Andersson,  G.  E.  Dinesen,  J.  Kotta,  J. 
Hansen, K. Herkül, K. W. Ockelmann, P.  Nilsson , S. Korpinen, 2006. Literature review of the 
“ Blue  Corridors”  concept  and it´s applicability to the Baltic Sea. Balance interim report no 4, 
lk 2-49 
Masing, 1992 – V. Masing, 1992. Ökoloogialeksikon; Eesti Entsüklopeediakirjastus, Tallinn 
Murray et al., 1999 – S. N. Murray, R. E. Ambrose, J. A. Bohnsack, L. W. Botsford, M. 
H.   Carr ,  G.  E.   Davis ,  P.  K.  Dayton,  D.  Gotshall,  D.  R.  Gunderson,  M.  A.  Hixon,  J. 
28 
 
Lubchenco, M. Mangel, A. MacCall, D. A. McArdle, J. C. Ogden, J. Roughgarden, R. M. 
Starr ,  M.  J.  Tegner  &  M.  M.  Yoklavich,  1999.  No-take  Reserve  Networks:  Sustaining 
Fishery  Populations and Marine Ecosystems. Fisheries volume 24, issue 11, lk 11-25 
McLeod et al., 2008 – E. McLeod, R.  Salm , A. Green & J. Almany, 2008. Designing marine 
protected  area  networks  to  address  the  impacts  of  climate   change ,  Frontiers  in  Ecology  and 
the Environment 7, lk 362–370 
Oceana, 2013 - Oceana proposals for Baltic Sea and Kattegat. Oceana Report,  March  2013. 
Internetis kättesaadav: http://oceana.org/sites/default/files/reports/OCEANA_Introduction.pdf 
Paal, 2000 – J. Paal, H.Mäemets, T.Kõiv, V. Kuusemets  & J.Öövel, 2000 „Loodusdirektiivi“ 
elupaigatüüpide käsiraamat, TÜ botaanika ja ökoloogia instituut, Eesti Natura 2000 
Paris,  2007  –  C.B.Paris,  L.  M.  Chérubin,  R.  K.  Cowen,  2007.  Surfing,  spinning,  or  diving 
from reef to reef: effects on population connectivity. Marine Ecology Progress Series 347, lk 
285–300 (Autor ei ole  allikaga  lähemalt tutvunud. Ülevaade antud Berglund et al. 2012) 
Primack  et  al.,  2008  -  Primack,  R.  P.,  R. Kuresoo   &  M.  Sammul,  2008.  Sissejuhatus 
looduskaitsebioloogiasse. Tartu: Eesti Loodusfoto, lk 373 
Possingham  et  al.,  2000  –  H.  Possingham.  I.  Ball,    S.  Andelman,  2000.  Mathematical 
methods for identifying representative reserve netorks. Quantitative methods for conservation 
biology. S. Ferson and M. Burgman (eds). Springer-Verlag, New  York , lk 291-305. (Autor ei 
ole allikaga lähemalt tutvunud. Ülevaade antud Berglund et al. 2012) 
Sobel  &  Dahlgren,  2004  –  J.  Sobel  &  G.  Dahlgren,  2004.  Marine  reserves:  A  guide  to 
science, design, and use, lk 3-361 
Roberts, 1997 – C. M. Roberts, 1997. Connectivity and Management of Caribbean Coral  
Reefs, Science vol. 278, lk 1454-1456  
Roberts et al., 2003 – C. M. Roberts, S.Andelman, G. Branch , R. H. Bustamante, J. C. 
Castilla, J. Dugan, B. S. Halpern, K. D. Lafferty, H. Leslie, J. Lubchenco, D. Mcardle, H. P. 
Possingham, M. Ruckelhaus & R. R. Warner 2003.  Ecological criteria  for evaluating 
candidate  sites for marine reserves; Ecological Applications 13: S199 –S214. 
29 
 
Toropova et al, 2010 – C.Toropova, I. Meliane, D. Laffoley, E. Matthews & M. Spalding, 
2010. Global Ocean Protection, Present Status and Future Possibilities.  
Internetiallikad 
Internet  1  –   Bioneer   ajakirja  kodulehekülg.  Vaarmari,  K.,  2011.  Merealade  kasutamine  ja 
kaitse: 
konkurents  
ja 
võidujooks. 
Internetist 
kättesaadav: 
http://www.bioneer.eu/eluviis/kliima/aid-11190/Merealade-kasutamine-ja-kaitse:-konkurents -
ja-v%C3%B5idujooks (07/05/2013) 
Internet  2  –  Helsinki  Commission,  Baltic  Marine  Enviroment  Protection  Commission 
kodulehekülg, 
About 
HELCOM. 
Internetist 
kättesaadav: 
http://www.helcom.fi/helcom/en_GB/aboutus/  (28/04/2013) 
Internet  3  –  Martin,  Georg.  Natura  2000  alad  Eesti  rannikumeres,  Eesti  Mereinstituut  
Internetist 
kättesaadav: 
www. natura2000 .envir.ee/files/doc/Veeseminari_ettekanded/Ettekanne_GM.ppt+&cd=1&hl=
en&ct=clnk&gl=ee (06/05/2013) 
Internet  4  –  Backer  H.,  J.  Leinikki,  S.  Leinikki,  P.  Oulasvirta,  A.  Ruuskanen,  2002. 
Kodulehekülje 
nimi: 
Aaltojen 
alla 
(Lainete 
all) 
Internetist 
kättesaadav: 
http://www.aaltojenalla.fi/cg i-
bin/bsbw/search.cgi?loc=1&3=3&lang=fin&file=LaineteAll&mark=&tm=universal_est&tm_
d=content_1&menu=menu9 (20/11/2012) 
Internet  5  –  Läänemere  kaitse  konventsioon,  Keskkonnaministeeriumi  kodulehekülg. 
Internetist kättesaadav: http://www.envir.ee/204864 
Internet  6  –  The  Helsinki  Convention,  Helsinki  Commission,  Baltic  Marine  Enviroment 
Protection 
Commission 
kodulehekülg. 
Internetist 
kättesaadav: 
http://www.helcom.fi/Convention/en_GB/convention/  
Internet 7 – A. Ikauniece, 2009. Mudflats and sandflats not coverd by seawater at low tide, 
HELCOM  Baltic  Marine  Enviroment  Protection  Commission  kodulehekülg.  Inernetist 
kättesaadav: 
http://www.helcom.fi/environment2/biodiv/endangered/Biotopes/en_GB/mudflats/ 
30 
 
 
Lihtlitsents  lõputöö reprodutseerimiseks ja lõputöö üldsusele kättesaadavaks tegemiseks  
 
Mina,   
 
 
 
Taavi Porkveli   
 
 
sünnikuupäevaga  
 
 
17.03.1990 
 
annan Tartu Ülikoolile tasuta loa (lihtlitsentsi) enda loodud teose 
 
Merekaitsealade võrgustike loomise alused ja rahvusvaheline koostöö Läänemere tingimustes,  
mille juhendaja on  
 
Tiia Möller, 
 
1.1. reprodutseerimiseks  säilitamise  ja  üldsusele  kättesaadavaks  tegemise  eesmärgil,  sealhulgas 
digitaalarhiivi  DSpace -is lisamise eesmärgil kuni autoriõiguse kehtivuse tähtaja lõppemiseni;  
1.2. üldsusele  kättesaadavaks  tegemiseks  Tartu  Ülikooli  veebikeskkonna  kaudu,  sealhulgas 
digitaalarhiivi DSpace´i kaudu kuni autoriõiguse kehtivuse tähtaja lõppemiseni. 
 
2.  olen teadlik, et punktis 1 nimetatud õigused jäävad alles ka autorile. 
 
3.   kinnitan ,  et  lihtlitsentsi  andmisega  ei  rikuta  teiste  isikute   intellektuaalomandi   ega 
isikuandmete kaitse seadusest tulenevaid õigusi.  
 
 
Tartus, 23.05.2013 
 
 
 
 
31