Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt: Ein interdisziplinäres Fachbuch [1. Aufl. 2019] 978-3-662-58649-5, 978-3-662-58650-1

In diesem disziplinübergreifenden Fachbuch, welches die Brücke zwischen den Natur- und Sozialwissenschaften schlägt, wer

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Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt: Ein interdisziplinäres Fachbuch [1. Aufl. 2019]
 978-3-662-58649-5, 978-3-662-58650-1

Table of contents :
Front Matter ....Pages I-XXII
Front Matter ....Pages 1-1
Einführung in die Renaturierungsökologie (Stefan Zerbe)....Pages 3-32
Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? Referenzökosysteme für die Renaturierung (Stefan Zerbe)....Pages 33-42
Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung (Stefan Zerbe)....Pages 43-58
Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten (Stefan Zerbe)....Pages 59-76
Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung (Stefan Zerbe)....Pages 77-87
Monitoring und Erfolgskontrolle (Stefan Zerbe)....Pages 89-103
Front Matter ....Pages 105-106
Wälder (Stefan Zerbe)....Pages 107-149
Moore (Stefan Zerbe)....Pages 151-182
Subalpines und alpines Grasland (Stefan Zerbe)....Pages 183-207
Fließgewässer (Stefan Zerbe)....Pages 209-233
Natürliche und anthropogene Stillgewässer (Stefan Zerbe)....Pages 235-263
Von Salz beeinflusste Ökosysteme und Nutzungstypen (Stefan Zerbe)....Pages 265-295
Marine Lebensräume in Nord- und Ostsee (Stefan Zerbe)....Pages 297-314
Heiden im Tief- und Bergland (Stefan Zerbe)....Pages 315-340
Wiesen und Weiden mesophiler, feuchter und kalkhaltiger Standorte (Stefan Zerbe)....Pages 341-373
Sandmager- bzw. Sandtrockenrasen der Küsten und des Binnenlandes (Stefan Zerbe)....Pages 375-392
Äcker (Stefan Zerbe)....Pages 393-406
Traditionelle Agroforstsysteme (Stefan Zerbe)....Pages 407-416
Städtische Ökosysteme (Stefan Zerbe)....Pages 417-440
Berg- bzw. Tagebaustandorte und Deponien (Stefan Zerbe)....Pages 441-462
Front Matter ....Pages 463-463
Gründe und Motivationen für eine Ökosystemrenaturierung (Stefan Zerbe)....Pages 465-472
Akteure und ihre Rolle in der Ökosystemrenaturierung: Konfliktlösung und Akzeptanz durch Partizipation (Stefan Zerbe)....Pages 473-487
Ökonomische Aspekte der Renaturierung: Kosten und Nutzen (Stefan Zerbe)....Pages 489-508
Normen und Werte in der Ökosystemrenaturierung (Stefan Zerbe)....Pages 509-528
Front Matter ....Pages 529-529
Zusammenfassende Überlegungen und Ausblick (Stefan Zerbe)....Pages 531-541
Back Matter ....Pages 543-731

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Stefan Zerbe

Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt Ein interdisziplinäres Fachbuch

Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt

Stefan Zerbe

Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt Ein interdisziplinäres Fachbuch

Stefan Zerbe Faculty of Science and Technology Free University of Bozen-Bolzano Bozen-Bolzano, Italien

ISBN 978-3-662-58649-5 ISBN 978-3-662-58650-1  (eBook) https://doi.org/10.1007/978-3-662-58650-1 Die Deutsche Nationalbibliothek verzeichnet diese Publikation in der Deutschen Nationalbibliografie; detaillierte bibliografische Daten sind im Internet über http://dnb.d-nb.de abrufbar. Springer Spektrum © Springer-Verlag GmbH Deutschland, ein Teil von Springer Nature 2019 Das Werk einschließlich aller seiner Teile ist urheberrechtlich geschützt. Jede Verwertung, die nicht ausdrücklich vom Urheberrechtsgesetz zugelassen ist, bedarf der vorherigen Zustimmung des Verlags. Das gilt insbesondere für Vervielfältigungen, Bearbeitungen, Übersetzungen, Mikroverfilmungen und die Einspeicherung und Verarbeitung in elektronischen Systemen. Die Wiedergabe von allgemein beschreibenden Bezeichnungen, Marken, Unternehmensnamen etc. in diesem Werk bedeutet nicht, dass diese frei durch jedermann benutzt werden dürfen. Die Berechtigung zur Benutzung unterliegt, auch ohne gesonderten Hinweis hierzu, den Regeln des Markenrechts. Die Rechte des jeweiligen Zeicheninhabers sind zu beachten. Der Verlag, die Autoren und die Herausgeber gehen davon aus, dass die Angaben und Informationen in diesem Werk zum Zeitpunkt der Veröffentlichung vollständig und korrekt sind. Weder der Verlag, noch die Autoren oder die Herausgeber übernehmen, ausdrücklich oder implizit, Gewähr für den Inhalt des Werkes, etwaige Fehler oder Äußerungen. Der Verlag bleibt im Hinblick auf geografische Zuordnungen und Gebietsbezeichnungen in veröffentlichten Karten und Institutionsadressen neutral. Verantwortlich im Verlag: Sarah Koch Springer Spektrum ist ein Imprint der eingetragenen Gesellschaft Springer-Verlag GmbH, DE und ist ein Teil von Springer Nature Die Anschrift der Gesellschaft ist: Heidelberger Platz 3, 14197 Berlin, Germany

V

The more clearly we can focus our attention on the wonders and realities of the universe about us, the less taste we shall have for destruction. (Rachel Carson, April 1952)

VII

Meinen Kindern gewidmet

Vorwort Im Jahr 2018 war der „globale Erdüberlastungstag“ (Earth Overshoot Day) am 1. August. Das bedeutet, dass an diesem Tag bereits alle natürlichen, nachhaltig nutzbaren Ressourcen der Erde, die für ein ganzes Jahr reichen sollten, verbraucht waren (UBA 2018). Dieser Erdüberlastungstag ist im Vergleich zu 2016 um sieben Tage nach vorn gerückt, was auf einen zunehmenden, nichtnachhaltigen Ressourcenverbrauch hinweist. Man mag über diesen Ansatz, über die Datengrundlagen und über die Festlegung eines genauen Tages streiten. Was allerdings zu den unwiderlegbaren wissenschaftlichen Fakten gehört, ist die Übernutzung unserer natürlichen Ressourcen bzw. Naturkapitalien durch die Weltbevölkerung und die Konsequenzen, die sich hieraus für die Öko- bzw. Nutzungssysteme der Erde und die sozioökonomischen Bedingungen der Gesellschaften ergeben. Weltweit sind dies insbesondere der Verlust an biologischer Vielfalt, Klimawandel, Probleme der Wasserversorgung, nicht nur quantitativ, sondern auch qualitativ im Hinblick auf Eutrophierung und Verschmutzung des Wassers mit Schadstoffen, Verschmutzung der Meere, Bodenerosion von den Berglandschaften bis in das Tiefland, Bodenversalzung mit abnehmender landwirtschaftlicher Produktivität und Desertifikation in ariden und semiariden Gebieten – und all das bei Bevölkerungswachstum, steigendem Energiebedarf und Intensivierung der Landnutzung und damit steigendem Ressourcenverbrauch in stetig zunehmendem Maße. Dass die erneuerbaren Naturressourcen nur in dem Maße verbraucht werden sollen, wie sie sich wieder regenerieren können, ist keine neue Erkenntnis, sondern wurde bereits in einigen indigenen menschlichen Populationen seit alters zur dauerhaften Sicherung der Überlebensfähigkeit praktiziert (Diamond 2011). Spätestens mit dem Buch Die Grenzen des Wachstums machte aber der Club of Rome (Meadows et al. 1972) eindringlich darauf aufmerksam, dass bestimmte natürliche Ressourcen nicht regenerierbar und deshalb endlich sind. Bereits vor ca. 20 Jahren wies Daily (1995) darauf hin, dass ca. 45 % der Landoberfläche eine reduzierte Kapazität für die Landnutzung hatten, d. h. mehr oder weniger stark anthropogen degradiert waren. Sie macht hierfür eine nichtnachhaltige Landbewirtschaftung verantwortlich. Diese fortschreitende Degradation wird auch gegenwärtig für viele Landnutzungstypen ökologisch und ökonomisch quantifiziert, wie in diesem Buch dargestellt wird. Die aktuelle Diskussion über das „Insektensterben“ (z. B. NEFO 2017) etwa macht deutlich, dass die angestrebten Ziele des Natur- bzw. Umweltschutzes in Mitteleuropa trotz jahrzehntelanger gesellschaftspolitischer und praktischer Bemühungen sowie der gegenwärtigen natur- und umweltschutzrechtlichen Rahmenbedingungen vielfach kaum erreicht sind. Auch wenn man den aufgeregten Begrifflichkeiten wie „Waldsterben“ (in den 1980er und 1990er Jahren) und „Insektensterben“ nicht folgen möchte, kommt man nicht umhin, sich mit den Fakten der damit verbundenen Umweltprobleme zu beschäftigen und nach Lösungsansätzen zu suchen. Abgesehen von den tatsächlich lokal aufgrund hoher Schadstoffimmissionen abgestorbenen Waldbeständen (z. B. in den Hochlagen des Erzgebirges) hat die Diskussion um das „Waldsterben“ ebenfalls ganz entscheidende Impulse für die Waldökosystemforschung in Mitteleuropa gegeben und zu einer beträchtlichen Erweiterung der Kenntnisse über die Funktionen

IX Vorwort



und Leistungen unserer Waldökosysteme geführt. Auch das „Insektensterben“ lässt sich nicht nur als emotionaler „Hype“ abtun. Die Studie von Hallmann et al. (2017), die in den vergangenen 27 Jahren für verschiedene Lebensraumtypen einen Rückgang der Biomasse fliegender Insekten um ca. 75 % feststellt, ist nur eine von vielen wissenschaftlichen Untersuchungen, die qualitativ und quantitativ den steten Artenrückgang bzw. Biodiversitätsverlust weltweit dokumentieren und damit eindringlich auf den Verlust wichtiger Ökosystemleistungen hinweisen. Damit stellt sich einerseits die Frage, wie wir zukünftig die natürlichen Ressourcen nachhaltiger nutzen, und andererseits, wie wir die bereits verbrauchten Ressourcen bzw. Naturkapitalien wiederherstellen können. Die Renaturierung von Ökosystemen, wissenschaftlich untermauert durch die Renaturierungsökologie, bietet hierzu eine der möglichen Antworten. Während die praktische Renaturierung bereits so alt ist wie die sesshaft gewordenen menschlichen Gesellschaften, hat sich die Renaturierungsökologie erst seit der zweiten Hälfte des 20. Jahrhunderts als Teildisziplin der Ökologie international etabliert und rasch weiterentwickelt. Mittlerweile blickt dieser Zweig der Ökologie auf mehrere Jahrzehnte Forschung zurück und kann heute für die Praxis von Landnutzung, Landschaftsmanagement und Naturschutz einen umfangreichen und wertvollen Kenntnisstand liefern. Wie in dem vorliegenden Buch dargelegt wird, mangelt es weder an Daten und Fakten zum Zustand vieler Öko- bzw. Nutzungssysteme Mitteleuropas noch an Konzepten und Werkzeugen, diesen zu ermitteln und daraus für die Praxis Handlungsempfehlungen abzuleiten. Dennoch sind wir vielfach noch weit davon entfernt, die gesteckten Ziele einer Wiederherstellung funktionstüchtiger Ökosysteme sowie einer nachhaltigen Landnutzung mit den Konzepten und Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung in den gesetzten Zeiträumen zu erreichen. Wenn Ökosysteme gar „renaturiert“ werden, indem Pestizide gespritzt, Vegetation abgebrannt oder Boden und Vegetation komplett abgetragen und entsorgt werden, so möchte man mitunter diese Ökosysteme vor den „Ökosystemrenaturierern“ schützen. Das vorliegende Fachbuch wird in einem Einführungsteil die Grundlagen der Renaturierungsökologie darstellen. Begründungen und Motivationen für die Renaturierung sowie Referenzsysteme werden erläutert. Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung werden in einem ersten Überblick vorgestellt, um diese dann am Beispiel der vielfältigen Ökosystem- und Nutzungstypen Mitteleuropas näher zu spezifizieren. Dabei werden die Ökosystem- bzw. Nutzungstypen ökologisch kurz vorgestellt, deren Ökosystemleistungen hervorgehoben, der Renaturierungsbedarf erläutert und die bisher gewonnenen Kenntnisse und Erfahrungen einer Renaturierung aus Forschung und Praxis dargestellt. Ein kurzer Abriss der Nutzungsgeschichte naturnaher Ökosysteme bzw. der Entstehungsgeschichte kulturbedingter Nutzungssysteme ist hierbei unabdingbar für die Ableitung von Renaturierungszielen bzw. die Identifizierung von Referenzsystemen für eine Renaturierung. Dies folgt der Prämisse, dass man nur mit Kenntnis der historischen Entwicklungsprozesse den gegenwärtigen Zustand verstehen und hieraus Handlungsempfehlungen für die zukünftige Landnutzung ableiten kann. Die praktische Ökosystemrenaturierung basiert zwar wesentlich auf den Konzepten und Kenntnissen der Ökologie, kann aber nur erfolgreich sein, wenn sie in einen interbzw. transdisziplinären Kontext eingebunden wird. So spielen sowohl umweltökono-

X

Vorwort

mische Erwägungen und Bewertungen eine tragende Rolle wie auch umweltethische, soziologische, anthropologische und religiöse Aspekte, was im sozial- bzw. humanwissenschaftlichen Teil dieses Fachbuches behandelt wird. Das Vordringen eines Naturwissenschaftlers in humanwissenschaftliche Disziplinen ist ein Wagnis. Der Experte der jeweiligen humanwissenschaftlichen Disziplin mag über Begriffe, Argumentationslinien und einen Mangel an Gründlichkeit in seiner jeweiligen Disziplin stolpern. Dennoch soll gerade dieser interdisziplinäre Brückenschlag zu weiterführenden Diskussionen und einer Intensivierung des Diskurses der Natur- mit den Humanwissenschaften, insbesondere zur Lösung von Umweltproblemen und zur Entwicklung von Strategien im Umgang mit dem globalen Wandel (global change), anregen. Mit dem Überschreiten seiner Disziplin, um hierdurch Kausalitäten im Hinblick auf Umweltprobleme zu untersuchen und Lösungsmöglichkeiten aufzuzeigen, betritt der Wissenschaftler das Feld einer transdisziplinären Wissenschaft (7 Kap. 22). In diesem Sinne folgt dieses Fachbuch einem transdisziplinären Ansatz. Der geografische Fokus dieses Fachbuches liegt auf Mitteleuropa, einschließlich der Alpen, im Wesentlichen mit den Ländern Deutschland, Österreich, Polen, Schweiz, Slowakei und Tschechien. So werden für diesen geografischen Raum die wichtigsten mitteleuropäischen Ökosystem- bzw. Landnutzungstypen besprochen. Wälder, Flüsse einschließlich ihrer Auen, Seen, Moore und alpine Grasländer als natürliche bzw. naturnahe Ökosysteme werden hierbei ebenso wie die anthropogenen Landnutzungstypen Grünland, Heiden, Äcker, Agroforstsysteme, Abbaugruben und Siedlungsflächen berücksichtigt. Dennoch würde ein umfassender Einblick in die Renaturierungsökologie und praktische Ökosystemrenaturierung zu kurz greifen, wenn Konzepte und Erfahrungen aus anderen Regionen Europas bzw. der Erde vernachlässigt würden. Beispielsweise wären Ausführungen zur Renaturierung von Salzgrasland unvollständig ohne die zahlreichen Untersuchungen und Erfahrungen aus England. Ähnliches gilt beispielsweise auch für die umfangreichen Forschungen und Praxiserfahrungen zur Renaturierung von Heiden aus England, Skandinavien und den Niederlanden. So wird mit der Berücksichtigung von Literatur auch außerhalb Mitteleuropas versucht, ein umfassendes, aktuelles Bild der Renaturierungsökologie bzw. Ökosystemrenaturierung zu zeichnen. Die zahlreichen Literaturzitate mögen dem Lesefluss mitunter etwas hinderlich sein, doch sind sie notwendig, um sicherzustellen, dass viele Daten und Fakten, die für die Renaturierung von Ökosystemen von Relevanz sind, bereits umfassend durch entsprechende wissenschaftliche Forschungen erarbeitet worden sind. Zudem sollen diese Hinweise dem Leser ermöglichen, weitergehende Recherchen zu bestimmten Sachverhalten vorzunehmen, auch vor dem Hintergrund, dass Daten und Fakten unterschiedlich interpretiert werden können. In den einzelnen Kapiteln werden Schlüsselbegriffe fett hervorgehoben. Zu den jeweiligen Ökosystem- bzw. Landnutzungstypen werden Fallbeispiele aus der praktischen Renaturierung dargestellt. Die Fallbeispiele spiegeln hierbei eine erfolgreiche Renaturierung wider, sollen ggf. aber auch auf Probleme der praktischen Ökosystemrenaturierung hinweisen. Zweifelsohne hat die Auswahl der Fallbeispiele auch einen subjektiven Charakter, jedoch folgt diese in der Regel den Kriterien einer umfassend vorliegenden Dokumentation des Renaturierungsprozesses von der Planung über die Umsetzung bis hin zur Erfolgskontrolle, einschließlich sozio­ ökonomischer Aspekte, wie beispielsweise Kosten und Akzeptanz. Zahlreiche der hier

XI Vorwort



vorgestellten Fallbeispiele können auch als Beispiele der guten fachlichen Praxis (Best Practice) gelten. Das vorliegende Buch entstand in wesentlichen Teilen während eines Sabbatjahres, welches mir die Freie Universität Bozen (Südtirol, Italien) großzügig gewährte. Im Verlauf dieses Jahres wurde ich während meiner Studienreisen von verschiedenen Gastgebern herzlich aufgenommen, denen mein Dank gilt, namentlich (in zeitlicher Reihenfolge) Familie Peria auf der italienischen Insel Elba, Prof. Dr. Ana Bozena Sabogal Dunin Borkowski De Alegria an der Pontificia Universidad Católica del Perú (PUCP) in Lima (Peru), David Unger in Cobán (Guatemala), Luz Marina Delgado in San Marcos (Guatemala), Prof. Dr. Victoriano Ramón Vallejo Calzada an der Universitat de Barcelona und am Centro de Estudios Ambientales del Mediterráneo (CEAM) in Valencia (Spanien) und Prof. Dr. Ingo Kowarik an der Technischen Universität Berlin. Während dieser Zeit haben mich Diskussionen und Gespräche mit zahlreichen Personen bzw. Fachkollegen inspiriert, denen ebenso mein Dank gilt. Für die kritische Durchsicht und inhaltliche Anregungen zu den einzelnen Kapiteln danke ich (in alphabetischer Reihenfolge) Prof. Dr. Christian Ammer (Universität Göttingen) zu 7 Kap. 7, Dr. Arthur Brande (TU Berlin) zu 7 Kap. 8, Dr. Ralf Döring (Institut für Seefischerei am Johann Heinrich von Thünen-Institut) zu 7 Kap. 13, Prof. em. Dr. Ulrich Hampicke (Universität Greifswald) zu 7 Kap. 17 und 23, Dr. Michael Hupfer (Leibniz-Institut für Gewässerökologie und Binnenfischerei, Berlin) zu 7 Kap. 11, Prof. Dr. Jochen Kantelhardt (Universität für Bodenkultur, Wien) zu 7 Kap. 23, Prof. Dr. Ingo Kowarik (TU Berlin) zu 7 Kap. 5 und 19, Prof. Dr. Volker Lüderitz (Hochschule Magdeburg-Stendal) zu 7 Kap. 10, Prof. Dr. Christoph Leuschner (Universität Göttingen) zu 7 Kap. 7, Prof. Dr. Konrad Ott (Universität Kiel) zu 7 Kap. 24, Dr. Markus Salomon (Sachverständigenrat für Umweltfragen, Deutschland) zu 7 Kap. 13, Prof. Dr. Jutta Zeitz (Humboldt Universität Berlin) zu 7 Kap. 8 und Dr. Wiebke Züghardt (Bundesamt für Naturschutz) zu 7 Kap. 6. Des Weiteren danke ich für wertvolle Hinweise und Anregungen zu einzelnen Themengebieten (ebenso in alphabetischer Reihenfolge) Dr. Albin Blaschka (Höhere Bundeslehr- und Forschungsanstalt Raumberg-Gumpenstein), Prof. Dr. Dietmar Brandes (Universität Braunschweig), Prof. Dr. Eckhard Jedicke (Hochschule Geisenheim), Prof. Dr. Vera Luthardt (Hochschule für Nachhaltige Entwicklung, Eberswalde), LFD Uwe Schölmerich (Regionalforstamt Rhein-Sieg-Erft), Heike Seehofer (Regierungspräsidium Stuttgart), Dr. Elisabeth Tauber (Freie Universität Bozen), Dr. Werner Westhus (Thüringer Landesanstalt für Umwelt und Geologie) sowie Prof. Dr. Dorothy Louise Zinn (Freie Universität Bozen). Für die interessanten Begehungen von Fallbeispielen zur Ökosystemrenaturierung vor Ort danke ich Jörg Fürstenow (Heinz Sielmann Stiftung) in der Döberitzer Heide, Werner Schubert und Bettina Gräf (Biologische Station Hochsauerland) zu Bergheiden im Sauerland, Jürg Bunje (Niedersächsischer Nationalpark Wattenmeer) und Dr. Holger Freund (Universität Oldenburg) auf der Nordsee-Insel Langeoog, Gregor Eßer (Rheinisch-Westfälische-Energiewerke) zur Renaturierung von Braunkohletagebau-Land-

XII

Vorwort

schaften im Rheinland und Dr. Hanna Köstler (Büro Dr. Köstler) zum Schöneberger Südgelände, Berlin. Für die Unterstützung bei der Erstellung von Abbildungen danke ich Dr. Luigimaria Borruso, Dr. Barbara Plagg und Dr. Andrea Polo. Dr. André Terwei (Bundesanstalt für Gewässerkunde, Koblenz) sei herzlich gedankt für seinen professionellen und scharfen Blick beim Korrekturlesen des Buchmanuskripts. Und schließlich danke ich dem Springer-Verlag und seinen Mitarbeiterinnen für die professionelle Druckvorbereitung des Buches und die stets angenehme Kooperation und Kommunikation. Hinweis: Aus Gründen der besseren Lesbarkeit verwende ich in diesem Buch überwiegend das generische Maskulinum. Dies impliziert immer beide Formen, schließt also die weibliche Form mit ein. Stefan Zerbe

Bozen im Juni 2019

XIII

Inhaltsverzeichnis I

Allgemeine Grundlagen

1 1.1

Einführung in die Renaturierungsökologie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3

1.2 1.2.1 1.2.2 1.3 1.4 1.5 1.6 1.7

Ökosystemrenaturierung und Renaturierungsökologie in historischer Perspektive . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 8 Ökologische Grundbegriffe und Schlüsselkonzepte als Basis für die Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11 Arten und Populationen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12 Ökosysteme und Landschaften. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 17 Ökosystemleistungen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23 Degradation von Ökosystemen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25 Was bedeutet Ökosystemrenaturierung? Vorschlag einer Definition. . . . . . . . . . . . . . 25 Skalenebenen der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30 Gemeinsamkeiten und Abgrenzung der Ökosystemrenaturierung in Bezug auf die Praxis anderer Fachrichtungen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31

2

Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? Referenzökosysteme für die Renaturierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 33

2.1 2.2 2.3

Ursprüngliche bzw. historische Referenz. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 36 Referenzökosysteme der aktuellen Kulturlandschaft. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 37 Potenzieller bzw. hypothetischer Referenzzustand. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41

Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43 3 3.1 Nichtstun (passive Renaturierung). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44 3.2 Aufhalten bzw. Zurückdrängung der natürlichen Sukzession. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 45 3.3 Entzug bzw. Reduktion von Nährstoffen aus Boden und Wasser. . . . . . . . . . . . . . . . . . 46 3.3.1 Terrestrische Standorte, Feuchtgebiete und Moore . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47 3.3.2 Stillgewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49 3.4 Entzug von Schadstoffen durch Bioremediation. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 50 3.5 Veränderung des Wasserhaushalts, Wiedervernässung und hydromorphologische Eingriffe. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52 3.6 Erosionssicherung und Wiederbegrünung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53 3.7 Diasporeneintrag und Wiedereinführen von Zielarten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53 3.8 Inokulation mit Mykorrhiza-Pilzen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54 3.9 Zurückdrängung unerwünschter Arten durch Pestizide. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54 3.10 Kalkung versauerter Ökosysteme. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54 3.11 Düngung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55 3.12 Fazit. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55 4 4.1 4.2 4.3

Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 59 Wiedereinführung von Pflanzenarten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 60 Wiederansiedlung von Tierarten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 66 Fallbeispiel: Wiedereinführung des Braunbären im Trentino, Norditalien (EU-Projekt LIFE Ursus). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 73

XIV

Inhaltsverzeichnis

5

Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 77

5.1 5.2 5.3

Sind nichteinheimische Arten problematisch? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 79 Nichteinheimische Arten in der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81 Handlungsempfehlungen für den Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82 Mit Vernunft und Sachlichkeit für das Fremde: Zum Einsatz nichteinheimischer Arten bei der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 86

5.4

6 6.1 6.2 6.3 6.4

Monitoring und Erfolgskontrolle . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 89 Grundlageninformationen und Empfehlungen für ein ökologisches Monitoring. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92 Wann ist ein Renaturierungsprojekt erfolgreich?. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 93 Ökologische bzw. naturschutzfachliche Parameter für ein Monitoring und die Erfolgskontrolle. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 97 Fallbeispiele und Best Practice. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 103

II

Renaturierung spezifischer Ökosysteme bzw. Nutzungstypen in Mitteleuropa mit den Alpen

7 7.1

Wälder. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 107 Waldentwicklung in Mitteleuropa unter dem Einfluss des Menschen: Vom Naturwald zur intensiven Holzproduktion. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 111 Vegetation und Ökologie mitteleuropäischer Wälder. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 115 Ökosystemleistungen von Wäldern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 120 Degradation von Wäldern und Renaturierungsbedarf. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 127 Nationale und internationale Rahmenbedingungen und Renaturierungsziele. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 131 Das Konzept der differenzierten Waldnutzung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 132 Erfassung der Naturnähe von Wäldern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 133 Nutzung natürlicher Prozesse für die Renaturierung von Wäldern und Waldstandorten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 134 Regeneration von anthropogen degradierten Oberböden und atmogener Stickstoffeintrag. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 134 Natürliche Verjüngung von Zielbaumarten in Nadelholzforsten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 136 Zur Bedeutung kurzlebiger Baumarten bei der Waldrenaturierung . . . . . . . . . . . . . . . . . 137 Renaturierung von Feuchtwäldern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 139 Renaturierung von Waldlandschaften . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 141 Erhalt und Wiederbelebung traditioneller Waldnutzungsformen. . . . . . . . . . . . . . . . . 141 Fallbeispiel: Neuer Wald und neue Waldlandschaften nach Braunkohleabbau im Rheinland – Rekultivierung im Südrevier. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 145

7.2 7.3 7.4 7.5 7.6 7.7 7.8 7.8.1 7.8.2 7.8.3 7.9 7.10 7.11 7.12

XV Inhaltsverzeichnis



Moore . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 151 Vom natürlichen zum degradierten Moor: Zur Geschichte der Moornutzung in Mitteleuropa. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 153 8.2 Ökologie und Typisierung von Mooren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 156 8.3 Ökosystemleistungen von Mooren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 162 8.4 Degradationsstufen von Mooren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 168 8.5 Regionale, nationale und internationale Moorschutzbestrebungen . . . . . . . . . . . . . . 168 8.6 Vorbereitung der Renaturierung und Renaturierungsziele . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 169 8.7 Renaturierungsmaßnahmen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 170 8.7.1 Wiedervernässung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 170 8.7.2 Flachabtorfung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 172 8.7.3 Einbringen von Zielarten und Ammenpflanzen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 173 8.7.4 Phosphordynamik und Nährstoffentzug. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 174 8.8 Schutz durch Nutzung – integrativer Moorschutz. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 175 8.8.1 Röhrichte als Nutzpflanzen auf Mooren . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 176 8.8.2 Forstwirtschaft auf Niedermooren. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 177 8.9 Monitoring und Erfolgskontrolle . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 177 8.10 Fallbeispiel: Das Dosenmoor in Schleswig-Holstein . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 179 8 8.1

9 9.1 9.2 9.3 9.4 9.5 9.6 9.6.1 9.6.2 9.6.3 9.6.4 9.7 9.8

10 10.1 10.2 10.3 10.4 10.5 10.6 10.6.1 10.6.2 10.6.3

Subalpines und alpines Grasland . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 183 Die Alpen als Lebens- und Wirtschaftsraum. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 184 Ökologische Standortbedingungen des Hochgebirges. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 186 Alpenkonvention zum Schutz und zur nachhaltigen Entwicklung des Alpenraumes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 190 Besondere Herausforderungen der Renaturierung von Hochgebirgsstandorten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 191 Renaturierungsziele für die Hochlagen der Alpen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 195 Renaturierungsmaßnahmen in den subalpinen und alpinen Hochlagen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 195 Zurückdrängung der Gehölzsukzession. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 195 Wiederbegrünung von Skipisten und beschädigten Weideflächen. . . . . . . . . . . . . . . . . . 196 Nährstoffentzug nach Eutrophierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 202 Wiedereinführung bestimmter Tier- und Pflanzenarten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 202 Vermeiden von Eingriffen in den Hochlagen der Alpen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 203 Fallbeispiel: Wiederherstellung der alpinen Kulturlandschaft durch Almwirtschaft in der Steiermark. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 203 Fließgewässer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 209 Ökologie von Fließgewässern und deren Auen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 211 Nutzungsgeschichte und Degradation von Fließgewässern . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 215 Ökosystemleistungen von Fließgewässern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 219 Ökologische Zustandsbewertung von Fließgewässern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 222 Internationale Initiativen zur Renaturierung von Fließgewässern. . . . . . . . . . . . . . . . . 224 Maßnahmen zur Fließgewässerrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 225 Eingriffe in die Flussmorphologie. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 225 Verbesserung der physikalisch-chemischen Wasserbedingungen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 228 Wiedereinführung von fließgewässerspezifischen Arten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 228

XVI

Inhaltsverzeichnis

10.6.4 Entfernen von Pflanzenarten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 229 10.7 Erfolgskontrolle. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 230 10.8 Fallbeispiel Elbaue bei Lenzen: Natürliche Dynamik in einer vom Fluss geprägten Kulturlandschaft. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 230

Natürliche und anthropogene Stillgewässer. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 235 11 11.1 Vielfalt der Seen in Mitteleuropa . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 237 11.2 Ökologie von Stillgewässern . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 240 11.2.1 Schichtung, Zonierung und Sediment. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 240 11.2.2 Flora und Vegetation. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 241 11.3 Anthropogene Beeinträchtigungen von Seen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 242 11.3.1 Nähr- und Schadstoffbelastung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 242 11.3.2 Temperaturanstieg in Seen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 246 11.3.3 Verbau von Seeufern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 246 11.3.4 Nichteinheimische Arten in Seen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 246 11.4 Ökologische Zustandsbewertung von Seen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 247 11.5 Ökosystemleistungen von Seen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 249 11.5.1 Lebensraum für Arten und Biozönosen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 249 11.5.2 Fischerei . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 250 11.5.3 Selbstreinigung des Wassers. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 250 11.5.4 Seen als Kohlenstoffspeicher. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 250 11.5.5 Lebensqualität und Gesundheit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 251 11.5.6 Seen als Archive für Landschaftsentwicklung und Umweltveränderungen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 251 11.6 Renaturierungsmaßnahmen in Seen und an deren Ufern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 251 11.6.1 Renaturierung des Seeufers . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 251 11.6.2 Eingriffe in das Seesediment. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 254 11.6.3 Eingriffe in den Wasserkörper bzw. in die Wasserchemie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 255 11.6.4 Biomanipulation als künstlicher Eingriff in das Nahrungsnetz von Seen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 257 11.6.5 Biologisches Seemanagement mit der Zebramuschel. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 259 11.6.6 Ernte der submersen und schwimmenden Makrophyten zur „Aushagerung“. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 260 11.7 Abschließende Bewertung der Verfahren. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 260 11.8 Fallbeispiel: Der Tegeler See in Berlin als urbanes Gewässer. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 261 12 12.1 12.1.1 12.1.2 12.1.3 12.1.4

Von Salz beeinflusste Ökosysteme und Nutzungstypen. . . . . . . . . . . . . . . . . . 265

Salzwiesen der Küsten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 266 Standortökologie und Vegetation salzgeprägter Küstenlebensräume. . . . . . . . . . . . . . . 267 Ökosystemleistungen von Küstensalzwiesen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 269 Nutzungsgeschichte und Veränderungen der Küstensalzwiesen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 272 Politische Rahmenbedingungen zum Schutz und zur Renaturierung der Küstenlebensräume in Mittel- und Westeuropa. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 275 12.1.5 Maßnahmen zur Wiederherstellung von Salzwiesen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 279 12.1.6 Fallbeispiel: Renaturierung von Salzwiesen im Nationalpark Wattenmeer auf der Nordseeinsel Langeoog. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 283 12.2 Salzstandorte des Binnenlandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 288 12.2.1 Vorkommen, Ökologie und naturschutzfachliche Bedeutung primärer Binnensalzstellen Mitteleuropas. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 288

XVII Inhaltsverzeichnis



12.2.2 Sekundäre Binnensalzstellen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 290 12.2.3 Nutzungsgeschichte, Degradation und Gefährdung von Binnensalzstellen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 291 12.2.4 Renaturierungsmaßnahmen auf Binnensalzstellen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 292 12.2.5 Fallbeispiel: Binnensalzstelle Altensalzwedel in Sachsen-Anhalt – erste Erfolge einer Renaturierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 294

Marine Lebensräume in Nord- und Ostsee . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 297 13 13.1 Meeresökosysteme Nord- und Ostsee. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 299 13.1.1 Nordsee. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 299 13.1.2 Ostsee . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 300 13.2 Belastungen der Meeresökosysteme Nord- und Ostsee. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 301 13.3 Bedeutung der Meere für den Menschen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 307 13.4 Internationale Schutzbestrebungen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 309 13.5 Ein übergreifendes Konzept für die Wiederherstellung mariner Ökosystemleistungen?. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 311 13.6 Maßnahmen der Renaturierung im marinen Bereich. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 312 13.6.1 Beeinflussung der biotischen Ökosystemkompartimente . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 312 13.6.2 Beeinflussung der abiotischen Bedingungen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 314 14 14.1 14.2 14.3 14.3.1 14.3.2 14.4 14.5 14.5.1 14.5.2 14.5.3 14.6 14.7

Heiden im Tief- und Bergland . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 315 Vegetationsformation Heide und ihre Verbreitung in Europa. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 316 Entstehung und Nutzungsgeschichte der Heiden. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 316 Ökologie und Dynamik von Heiden. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 319 Klima, Boden, Vegetation und Fauna. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 319 Entwicklungsphasen von Calluna-Heiden. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 325 Renaturierungsbedarf. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 325 Renaturierungsmaßnahmen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 328 Renaturierung und Management von Sandheiden des Tieflands. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 328 Renaturierung von Feuchtheiden des Tieflandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 333 Renaturierung von Küstenheiden. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 334 Probleme für die Renaturierung und das Management von Heiden. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 334 Fallbeispiel: Landnutzung und Naturschutz im Spannungsfeld von Vergangenheit, Gegenwart und Zukunft – Wiederherstellung von Bergheiden im Hochsauerland. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 336

15

Wiesen und Weiden mesophiler, feuchter und kalkhaltiger Standorte. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 341

15.1 15.2 15.3 15.4

Geschichte des Grünlandes in Mitteleuropa. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 343 Ökologie des Grünlandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 346 Degradation des Grünlandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 353 Ökosystemleistungen extensiv genutzten, artenreichen Grünlandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 356 Initiativen und Förderprogramme zur Renaturierung artenreichen Grünlandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 358

15.5

XVIII

Inhaltsverzeichnis

Maßnahmen zur Wiederherstellung von Ökosystemleistungen des Grünlandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 360 15.6.1 Wiederherstellung von Grünland nach einer Zwischennutzung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 360 15.6.2 Offenhaltung bzw. Pflegemanagement durch Mahd, Beweidung und Entbuschung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 363 15.6.3 Oberbodenabtrag und -inversion. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 365 15.6.4 Aushagerung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 365 15.6.5 Wiedervernässung zur Renaturierung von Feuchtgrünland und Flutrasen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 366 15.6.6 Wiedereinbringung von Zielarten und Diasporentransfer . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 367 15.6.7 Inokulation mit Mykorrhiza-Pilzen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 371 15.7 Fallbeispiel: Grünlandrenaturierung im Biosphärenreservat Rhön – eine Initiative zur Landschafts- und Regionalentwicklung . . . . . . . . . . . . . . . . 371 15.6

16

Sandmager- bzw. Sandtrockenrasen der Küsten und des Binnenlandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 375

Vorkommen und historische Entwicklung von Sandstandorten in Mitteleuropa. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 376 16.1.1 Küstendünen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 376 16.1.2 Sandökosysteme des Binnenlandes. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 378 16.2 Ökologie und Dynamik von Sandmager- bzw. Sandtrockenrasen. . . . . . . . . . . . . . . . . 379 16.3 Bedeutung für den Arten-, Biotop- und Kulturlandschaftsschutz und Renaturierungsbedarf. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 382 16.4 Renaturierungsstrategien und -maßnahmen für offene Sandlebensräume. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 386 16.4.1 Beweidung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 386 16.4.2 Oberbodenabtrag und -inversion. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 387 16.4.3 Auftrag von nährstoffarmem Tiefensand . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 388 16.4.4 Aushagerung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 388 16.4.5 Manueller und maschineller Diasporentransfer. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 388 16.4.6 Zulassen von Dynamik. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 389 16.5 Fallbeispiel: Der ehemalige Truppenübungsplatz Döberitz – Megaherbivoren und Schafe anstelle von Militärpanzern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 389 16.1

17 17.1 17.2 17.3 17.4

18 18.1 18.1.1 18.1.2 18.1.3

Äcker . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 393 Geschichte: Vom Blütenmeer zum Hochleistungsacker. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 394 Flora, Fauna und Vegetation von Äckern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 397 Naturschutz- und Renaturierungsstrategien: Artenreiche Schutzäcker und Randstreifen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 399 Fallbeispiel: Extensivierung als Renaturierung von artenreichen Äckern in NO-Deutschland. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 403 Traditionelle Agroforstsysteme. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 407 Streuobstwiesen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 408 Nutzungsgeschichte und heutiger Bestand. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 408 Bedeutung für Naturschutz und den Menschen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 409 Förderstrategien und Renaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 411

XIX Inhaltsverzeichnis



18.1.4 Fallbeispiel: Europa fördert den Vogelschutz in Streuobstwiesen Baden-Württembergs . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 412 18.2 Lärchenwiesen und -weiden in den Alpen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 413 18.2.1 Bestand und Nutzung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 413 18.2.2 Ökosystemleistungen: Artenvielfalt und Kohlenstoffspeicher. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 414 18.2.3 Förderung eines Kulturlandschaftselements. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 415 18.3 Baumwiesen in Skandinavien und dem Baltikum. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 416 19 19.1 19.2 19.3 19.4 19.5 19.6 19.7

Städtische Ökosysteme. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 417 Besonderheiten urbaner Ökosysteme. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 420 Städtische Umwelt und menschliche Gesundheit . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 426 Motivation und nationale bzw. internationale Impulse für die Renaturierung von Stadtnatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 430 Renaturierung und Renaturierungsmaßnahmen auf urbanen Standorten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 432 Neue Ansätze grüner Stadtentwicklung und der Wiederherstellung von Stadtnatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 434 Internationale Perspektive einer nachhaltigen Stadtentwicklung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 435 Fallbeispiel: Wildnis in der Innenstadt – das Schöneberger Südgelände in Berlin . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 437

20 20.1

Berg- bzw. Tagebaustandorte und Deponien. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 441

III

Renaturierung im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt: Sozial- bzw. humanwissenschaftliche Aspekte

21

Gründe und Motivationen für eine Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 465

21.1

Umweltwissenschaftliche Fakten zur Begründung einer Renaturierung von Ökosystemen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 466

Standortsökologische Besonderheiten von Abbaustellen und Bergbaufolgeflächen . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 443 20.1.1 Flächengröße. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 443 20.1.2 Geomorphologie . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 444 20.1.3 Geologie und Böden. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 444 20.1.4 Wasserhaushalt und Wasserqualität. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 445 20.1.5 Flora, Fauna und Vegetation. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 446 20.2 Planerische und rechtliche Grundlagen zur Renaturierung von Abbaustellen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 447 20.3 Passive und aktive Ökosystemrenaturierung auf Abbauflächen . . . . . . . . . . . . . . . . . . 449 20.4 Renaturierung von Bergbauhalden und Haldenabdeckung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 455 20.5 Renaturierung von Mülldeponien . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 457 20.6 Fallbeispiel: Kreidebrüche auf Rügen – anthropogene Vielfalt an Arten und Lebensräumen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 459

XX

Inhaltsverzeichnis

Degradation und Ökosystemleistungen: Kosten und Nutzen als Begründung für die Renaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 467 21.3 Rechtliche Verpflichtungen und internationale Vereinbarungen. . . . . . . . . . . . . . . . . . 468 21.3.1 Nationale Vorgaben. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 468 21.3.2 Internationale Konventionen und Vereinbarungen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 469 21.4 Umweltethische, religiöse und emotionale Begründungen und Motivationen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 470 21.2

22

Akteure und ihre Rolle in der Ökosystemrenaturierung: Konfliktlösung und Akzeptanz durch Partizipation. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 473

Akteursanalyse. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 474 Akteure im Naturschutz und der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 476 Mangelnde Akzeptanz als limitierender Faktor der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 477 22.3.1 Wiedereinführung von Großräubern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 479 22.3.2 Ablehnung von natürlichen Prozessen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 482 22.3.3 Akzeptanz durch Information. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 483 22.4 Wissenschaft und Praxis ziehen am gleichen Strang: Transdisziplinäre Forschung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 484 22.1 22.2 22.3

23

Ökonomische Aspekte der Renaturierung: Kosten und Nutzen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 489

23.1

Methoden zur Erfassung von Kosten und Nutzen der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 491 Marktpreis- und kostenbasierte Methoden. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 491 Methoden zur ökonomischen Bewertung von Nichtmarktgütern. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 492 Habitat- oder Ressourcen-Äquivalenz-Analyse. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 493 Ergebnisübertragung (benefit transfer) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 493 Opportunitätskosten. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 494 Umfassende Kosten-Nutzen-Analyse: Von der Degradation zur Renaturierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 494 Welche Faktoren beeinflussen die Renaturierungskosten? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 495 Finanzierungsquellen für die Renaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 496 Kosten und Nutzen der Ökosystemrenaturierung mit Beispielen aus Europa. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 499 Grünlandrenaturierung: Einbringen von Zielarten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 499 Heiderenaturierung und -management in Nordwestdeutschland. . . . . . . . . . . . . . . . . . . 499 Beweidung zur Renaturierung und zum Management von Offenland. . . . . . . . . . . . . . . 502 Ökosystemrenaturierung zum Klimaschutz. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 505 Wild- und Honigbienen als Bestäuber in der Landwirtschaft. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 506 Erst rechnen, dann handeln . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 507

23.1.1 23.1.2 23.1.3 23.1.4 23.2 23.3 23.4 23.5 23.6 23.6.1 23.6.2 23.6.3 23.6.4 23.6.5 23.7

Normen und Werte in der Ökosystemrenaturierung . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 509 24 24.1 Umweltethik und Implikationen für die Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . 511 24.1.1 Natur als Fälschung? Kritik aus der Umweltethik an der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 514 24.2 Renaturierung im Dienste einer starken Nachhaltigkeit. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 516 24.3 Traditionelles ökologisches Wissen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 517

XXI Inhaltsverzeichnis



24.4 Umweltanthropologie. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 518 24.5 Ökosystemrenaturierung als tätige Verantwortung für die Schöpfung. . . . . . . . . . . . 520 24.6 Renaturierungsmaßnahmen auf dem ethischen Prüfstand. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 521 24.6.1 Einsatz von Pestiziden in der Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 522 24.6.2 Kontrolliertes Brennen zum Erhalt von Offenland. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 523 24.6.3 Oberbodenabtrag . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 525 24.7 Nichteinheimische Organismen und Fremdenfeindlichkeit. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 528

IV Synthese 25 25.1 25.2 25.3

25.4 25.5 25.6 25.7 25.8

Zusammenfassende Überlegungen und Ausblick. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 531 Limitierende Faktoren für die Ökosystemrenaturierung. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 532 Langfristig degradieren und kurzfristig regenerieren? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 534 Ökosystemrenaturierung gegen die Eutrophierung der terrestrischen und aquatischen Lebensräume – eine Sisyphusarbeit?. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 536 Grenzen der Planbarkeit, Unsicherheiten und Unvorhergesehenes – mehr Dynamik zulassen. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 538 Ökosystemrenaturierung im Lichte aktueller Trends . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 539 Ökosystemrenaturierung um jeden Preis? . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 539 Wissen, Wissenstransfer und gesellschaftspolitische Entscheidungen . . . . . . . . . . . . 540 Fazit. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 541

Serviceteil Verzeichnis der Arten . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 544 Literatur. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 568 Stichwortverzeichnis. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 723

Über den Autor Stefan Zerbe Stefan Zerbe, Professor für Umwelt und Angewandte Botanik an der Freien Universität Bozen in Südtirol (Italien) Stefan Zerbe hat an den Universitäten Würzburg und Stuttgart-Hohenheim Biologie mit dem Schwerpunkt Ökologie studiert. Er war wissenschaftlicher Mitarbeiter an der Universität Würzburg und der Technischen Universität Berlin, wo er 1992 zum Dr. rer. nat. promoviert hat. Am Institut für Ökologie der TU Berlin forschte und lehrte er bis 2005. 1998 wurde er im Fach Botanik habilitiert. Nach einer Gastprofessur für Biologie/Botanik an der TU Berlin wechselte er auf den Lehrstuhl für Geobotanik und Landschaftsökologie an die Universität Greifswald, wo er das Institut für Botanik und Landschafts­ ökologie als Geschäftsführender Direktor leitete. 2006 folgte er einem Direktruf an die Freie Universität Bozen in Südtirol auf die Professur Umwelt und ­Angewandte Botanik. Stefan Zerbe gründete und leitete zwei internationale Masterstudiengänge: Landscape Ecology and Nature Conservation (LENC) an der Universität Greifswald und Environmental Management of Mountain Areas (EMMA) an der Freien Universität Bozen. Aus zahlreichen regionalen wie auch internationalen und interdisziplinären Forschungsprojekten und Kooperationen auf nationaler wie internationaler Ebene sind über 250 wissenschaftliche Publikationen, Buchbeiträge und Monografien entstanden. Neben vielfältigen anderen Interessen und Themenbereichen in Forschung und Lehre beschäftigt sich Stefan Zerbe bereits seit seiner Doktorarbeit über die Vegetation von Fichtenmonokulturen und deren Umwandlung zu Laubmischwäldern mithilfe natürlicher ökologischer Prozesse mit der Renaturierung von Ökosystemen. Hierbei bilden Grundlagenforschung und praktische Aspekte der Ökosystemrenaturierung einen Fokus. Das vorliegende Fachbuch ist deshalb sowohl eine Synthese des aktuellen Wissensstands in interdisziplinärer Perspektive als auch eine Reflexion der eigenen Forschungsarbeiten im Hinblick auf eine nachhaltige Landnutzung und Ressourceneffizienz.

1

Allgemeine Grundlagen Inhaltsverzeichnis Kapitel 1

Einführung in die Renaturierungsökologie – 3

Kapitel 2

Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? Referenzökosysteme für die Renaturierung – 33

Kapitel 3

Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung – 43

Kapitel 4

Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten – 59

Kapitel 5

Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung – 77

Kapitel 6

Monitoring und Erfolgskontrolle – 89

I

3

Einführung in die Renaturierungsökologie 1.1 Ökosystemrenaturierung und Renaturierungsökologie in historischer Perspektive – 8 1.2 Ökologische Grundbegriffe und Schlüsselkonzepte als Basis für die Ökosystemrenaturierung – 11 1.3 Ökosystemleistungen – 23 1.4 Degradation von Ökosystemen – 25 1.5 Was bedeutet Ökosystemrenaturierung? Vorschlag einer Definition – 25 1.6 Skalenebenen der Ökosystemrenaturierung – 30 1.7 Gemeinsamkeiten und Abgrenzung der Ökosystemrenaturierung in Bezug auf die Praxis anderer Fachrichtungen – 31

© Springer-Verlag GmbH Deutschland, ein Teil von Springer Nature 2019 S. Zerbe, Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt, https://doi.org/10.1007/978-3-662-58650-1_1

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

Die Renaturierung von Ökosystemen wurde in den vergangenen Jahrzehnten weltweit zunehmend zu einer Herausforderung – mit dem Ziel, dem Verlust an Ökosystem (dienst)leistungen entgegenzuwirken sowie die natürlichen Ressourcen bzw. das Naturkapital (natural capital) auf lokaler, regionaler und globaler Ebene wiederherzustellen (Aronson et al. 2007; Jackson und Hobbs 2009; Zerbe et al. 2009). Hierzu liegen umfassende

wissenschaftliche Grundlagen und viele Jahrzehnte Praxis der Ökosystemrenaturierung vor. Die Renaturierungsökologie, als Teildisziplin der Ökologie bzw. Landschaftsökologie, hat hierzu einen erheblichen Beitrag geleistet (vgl. Übersicht über Lehr- und Fachbücher in . Tab. 1.1). Es besteht heute allerdings auch Konsens darüber, dass ein Ökosystem bzw. Nutzungstyp mit dessen spezifischen Ökosystemleistungen nur dann

. Tab. 1.1  Auswahl an thematisch und geografisch übergreifenden Lehr- und Fachbüchern der Renaturierungsökologie bzw. Ökosystemrenaturierung seit 1980, chronologisch nach Erscheinungsjahr geordnet Autoren

Jahr

Buchtitel

Bradshaw und Chadwick

1980

The Restoration of Land: The Ecology and Reclamation of Derelict and Degraded Land

Jordan III et al.

1987

Restoration Ecology: A Synthetic Approach to Ecological Research

Berger

1990

Environmental Restoration: Science and Strategies for Restoring the Earth

Baldwin et al.

1994

Beyond Preservation: Restoring and Inventing Landscapes

Harris et al.

1996

Land Restoration and Reclamation, Principles and Practice

Elliot

1997

Faking Nature: Ethics of Environmental Restoration

Rana

1998

Damaged Ecosystems and Restoration

Harker et al.

1999

Landscape Restoration Handbook

Bradshaw

2000

Methods in Ecological Restoration

Gobster und Hull

2000

Restoring nature: Perspectives from the Social Sciences and Humanities

Throop

2000

Environmental Restoration: Ethics, Theory, and Practice

Urbanska et al.

2000

Restoration Ecology and Sustainable Development

Perrow und Davy

2002

Handbook of Ecological Restoration: Restoration in Practice

Mitsch und Jørgensen

2003

Ecological Engineering and Ecosystem Restoration

Higgs

2003

Nature by Design: People, Natural Process, and Ecological Restoration

Wong und Bradshaw

2003

The Restoration and Management of Derelict Land: Modern Approaches

Temperton et al.

2004

Assembly Rules and Restoration Ecology: Bridging the Gap Between Theory and Practice

Egan und Howell

2005

The Historical Ecology Handbook: A Restorationist’s Guide to Reference Ecosystems (Fortsetzung)

Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

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. Tab. 1.1  (Fortsetzung) Autoren

Jahr

Buchtitel

Falk et al.

2006

Foundations of Restoration Ecology

Friederici

2006

Nature’s Restoration: People and Places on the Front Lines of Conservation

Aronson et al.

2007

Restoring Natural Capital: Science, Business, and Practice

Boyce et al.

2007

Reclaiming Nature: Environmental Justice and Ecological Restoration

Naveh

2007

Transdisciplinary Challenges in Landscape Ecology and Restoration Ecology – An Anthology

Walker et al.

2007

Linking Restoration and Ecological Succession

Hobbs und Suding

2008

New Models for Ecosystem Dynamics and Restoration

Lennartz

2008

Renaturierung: Programmatik und Effektivitätsmessung

Perrow und Davy

2008

Handbook of Ecological Restoration: Principles of Restoration

Morrison

2009

Restoring Wildlife: Ecological Concepts and Practice of Applications

Pardue und Olvera

2009

Ecological Restoration

Zerbe und Wiegleb

2009

Renaturierung von Ökosystemen in Mitteleuropa

Brown et al.

2010

Sustainable Land Development and Restoration: Decision Consequence Analysis

Comín

2010

Ecological Restoration: A Global Challenge

Tongway und Ludwig

2010

Restoring Disturbed Landscapes: Putting Principles into Practice

Egan et al.

2011

Human Dimensions of Ecological Restoration: Integrating Science, Nature, and Culture

Greipsson

2011

Restoration Ecology

Jordan III und Lubick

2011

Making Nature Whole: A History of Ecological Restoration

Allison

2012

Ecological Restoration and Environmental Change: Renewing Damaged Ecosystems

Andel und Aronson

2012

Restoration Ecology: The New Frontier

Galatowitsch

2012

Ecological Restoration

Howell et al.

2012

Introduction to Restoration Ecology

Prasad

2012

Restoration and Conservation Ecology

Carmen Santa-Regina und Santa-Regina

2013

Restoration and Ecosystem Consequences of Changing Biodiversity

Clewell und Aronson

2013

Ecological Restoration: Principles, Values, and Structure of an Emerging Profession

Van Wieren

2013

Restored to Earth: Christianity, Environmental Ethics, and Ecological Restoration

Rieger et al.

2014

Project Planning and Management for Ecological Restoration (Fortsetzung)

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. Tab. 1.1  (Fortsetzung) Autoren

Jahr

Buchtitel

Simonis et al.

2014

Re-Naturierung: Gesellschaft im Einklang mit der Natur

Chabay et al.

2015

Land Restoration: Reclaiming Landscapes for a Sustainable Future

Pereira und Navarro

2015

Rewilding European Landscapes

Palmer et al.

2016

Foundations of Restoration Ecology

Squires

2016

Ecological Restoration: Global Challenges, Social Aspects and Environmental Benefits

Telesetsky et al.

2016

Ecological Restoration in International Environmental Law

Allison und Murphy

2017

Routledge Handbook of Ecological and Environmental Restoration

erfolgreich renaturiert werden kann, wenn nicht nur ökologischen Grundlagen und Prinzipien gefolgt wird, sondern die Ökosystemrenaturierung auch in einen sozioökonomischen Kontext eingebettet ist (Cairns und Heckman 1996; Higgs 1997; Gobster und Hull 2000; Throop 2000; Diggelen et al. 2001; Aronson et al. 2007; Egan et al. 2011; Squires 2016). Die Praxis der Ökosystemrenaturierung liegt damit im Spannungsfeld

von zahlreichen anderen wissenschaftlichen Disziplinen und deren Implikationen für die Praxis (. Abb. 1.1). So benötigt eine Wiederherstellung von funktionsfähigen Ökosystemen mit deren Leistungen auf einem ehemaligen Industriestandort im Stadtgebiet, insbesondere bei Einsatz aufwendiger Maßnahmen, eine Kostenkalkulation ebenso wie die Integration von betroffenen Akteuren und Entscheidungsträgern. Die Renaturierungsökologie wird

Allgemeine Ökologie, Bodenkunde, Chemie, Hydrologie, Biologie,

Renaturierungsökologie Landschaftsökologie, Agrar-/Forstwissenschaften u.a.

Ökonomie, Soziologie, Anthropologie, Ethnologie, Geschichte, Psychologie, Theologie, Gesundheitswissenschaften u.a.

Praktischer Beitrag von …

Ökosystemrenaturierung

Naturwissenschaften

Wissenschaftlicher Beitrag von …

Sozial-/Humanwissenschaften

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

Naturschutz Landschaftsplanung Landschaftsarchitektur Ingenieurbiologie Umweltchemie

. Abb. 1.1  Die Praxis der Ökosystemrenaturierung im interdisziplinären Kontext, wissenschaftlich begleitet durch die Natur- und Sozial-/Humanwissenschaften sowie praktische Beiträge aus der angewandten Forschung verschiedener Disziplinen. Das dargestellte Übergreifen der Naturwissenschaften in die Sozial- bzw. Humanwissenschaften soll den transdisziplinären Charakter insbesondere der Renaturierungsökologie hervorheben

Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

transdisziplinär, wenn sie sich zur Lösung komplexer Umweltprobleme beispielsweise der Konzepte, Denkweisen und Methoden aus den Human- bzw. Sozialwissenschaften bedient (vgl. Mittelstrass 2011; Bernstein 2015; zu Mode 1 der Transdisziplinarität vgl. Scholz 2011; Scholz und Steiner 2015a; 7 Abschn. 22.4) bzw. „über traditionelle Systemgrenzen hinausgeht“ (Rentz 2004, S. 150). Als eine der wichtigsten Triebfedern bzw. Rechtfertigungen für eine Renaturierung von Ökosystemen gelten der Verlust und die Wiederherstellung der biologischen Vielfalt auf der Ebene der Arten (einschließlich der genetischen Vielfalt), der Lebensräume sowie der Landschaften. Dies wird in Übersichtsstudien immer wieder herausgestellt, so z. B. für Heiden (. Abb. 1.2) und für Moore (Bonnett et al. 2009). Zweifelsohne ist der Verlust der Biodiversität ein globales Problem, auf das von wissenschaftlicher und naturschutzfachlicher Seite seit Jahrzehnten eindringlich hingewiesen wird (z. B. Ehrlich 1994; Tilman et al.

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1994; Pimm et al. 1995; Sala et al. 2000; Barthlott et al. 2009; Cardinale et al. 2012; Hooper et al. 2012) und in vielen Ländern der Erde, spätestens seit der Umweltkonferenz von Rio de Janeiro im Jahr 1992, in umweltpolitische Strategien und Handlungen umgesetzt wird. Dennoch greift die Schwerpunktsetzung der Ökosystemrenaturierung auf den Erhalt und die Wiederherstellung der Biodiversität zu kurz, wenn nicht umfassend die gesamten Ökosystemleistungen (7 Abschn. 1.3) qualitativ und quantitativ miteinbezogen und vor dem Hintergrund der Nachhaltigkeit (7 Kap. 24) bewertet werden. Zunächst werden in diesem Kapitel wichtige Grundlagen der Renaturierungsökologie dargestellt, die für das Verständnis dieses Fachbuches unabdingbar sind. Es wird ein kurzer historischer Abriss der Ökosystemrenaturierung und Renaturierungsökologie gegeben. Ökologische Grundbegriffe bzw. Schlüsselkonzepte werden erläutert, die für die Praxis der Ökosystemrenaturierung die

. Abb. 1.2  Wissenschaftliche Publikationen im Zeitraum 1900–2011 über Heiden mit einem Fokus auf Biodiversität, Naturschutz und Renaturierung. (Nach Fagúndez 2013)

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

wissenschaftlichen Grundlagen liefern. Hierbei wird insbesondere auch auf das Konzept der Ökosystemleistungen (z.  T. auch als Ökosystemdienstleistungen bezeichnet) eingegangen und der Begriff „Degradation“ erörtert. Aus dem gegenwärtigen Stand des Wissens wird eine neue Definition der Ökosystemrenaturierung abgeleitet. Abschließend werden in diesem Kapitel die unterschiedlichen Skalenebenen der Ökosystemrenaturierung umrissen. In Teil I dieses Fachbuches liegt der Fokus auf ökologischen bzw. naturwissenschaftlichen Befunden, und in Teil II wird ein Brückenschlag zu den human- bzw. sozialwissenschaftlichen Disziplinen mit deren Implikationen für die Ökosystemrenaturierung vorgenommen. 1.1  Ökosystemrenaturierung

und Renaturierungsökologie in historischer Perspektive

Die Renaturierung von Ökosystemen ist so alt und gebräuchlich wie der landwirtschaftlich tätige Mensch, reicht also prinzipiell bis ins Neolithikum zurück, denn nichts anderes als eine Art der Renaturierung ist die Brache auf landwirtschaftlichen Kulturflächen, auf denen sich die abiotischen Ressourcen regenerieren. Wie der kurze historische Abriss der Geschichte des Ackerbaus in 7 Kap. 17 zeigt, fand die Brache in der traditionellen Dreifelderwirtschaft erst dann ein Ende, als mineralischer Dünger eingeführt wurde und dieser höhere landwirtschaftliche Erträge durch eine kontinuierliche Nährstoffzufuhr möglich machte. Eines der großflächigsten und umfassendsten Renaturierungsprojekte in Mitteleuropa überhaupt waren vor ca. 200 Jahren die Aufforstungen des durch Übernutzung entstandenen Offenlandes mit Nadelgehölzen. Beweidung, Rodung, Streunutzung und andere die natürlichen abiotischen und biotischen Ressourcen auszehrende Nutzungen hatten

zu einem großflächigen Verlust der Wälder und damit der Ressource Holz geführt. Wälder waren in vielen Regionen weitestgehend abgeholzt, und Heiden und mageres Grünland bedeckten große Teile Mitteleuropas. Die Aufforstungen v. a. mit Kiefer im Tiefland und Fichte im Mittelgebirge, insbesondere seit Ende des 18. Jahrhunderts, stellten auch den Beginn einer geregelten Forstwirtschaft (7 Kap. 7) und des Nachhaltigkeitsgedankens dar (7 Kap. 24). Noch ohne die theoretischen Grundlagen der modernen Renaturierungsökologie, wurden bereits seit Anfang des vergangenen Jahrhunderts gezielt genutzte und degradierte Standorte renaturiert. So entstand beispielsweise der im Stil des Neobarock errichtete Körnerpark in Neukölln (Berlin) in den Jahren 1912 bis 1916 als eine Maßnahme der Rekultivierung auf dem Gelände einer ehemaligen Kiesgrube. Welch hohe Bedeutung diese Parkanlage heute mit Blick auf die Ökosystemleistungen in einem der am dichtesten besiedelten Bezirke Berlins hat (Statistischer Bericht 2016 für Neukölln: 14.295 Einwohner pro km2), erschließt sich dem Besucher leicht durch das Miteinander von Mensch und Natur an einem Sommertag (. Abb. 1.3). Mehrere Jahrzehnte Erfahrungen der Renaturierung liegen insbesondere für Flüsse, Moore, Seen und die großflächigen Braunkohletagebau-Folgelandschaften vor. Aus all den unterschiedlichen Erfahrungen in den verschiedenen Ökosystemen bzw. Landnutzungstypen heraus hat sich die Renaturierungsökologie konzeptionell und methodisch entwickelt. Als international richtungsweisend für die Entwicklung der Renaturierungsökologie werden die Aktivitäten zur Wiederherstellung der charakteristischen Prärien in Nordamerika seit den 1930er Jahren angesehen. Als eine der ersten Initiativen wird hierbei die Renaturierung der Curtis Prairie des Arboretums der University of Wisconsin–Madison genannt (Sperry 1983; Cottam 1987; Wegener et al. 2008), auch wenn dies kein wissenschaftlich

1.1 · Ökosystemrenaturierung und Renaturierungsökologie in …

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. Abb. 1.3  Der Körnerpark in Berlin-Neukölln, Anfang des 20. Jahrhunderts aus der Rekultivierung einer ehemaligen Kiesgrube hervorgegangen. (S. Zerbe, August 2017)

dokumentiertes, renaturierungsökologisches Experiment war (Anderson 2009) und mittlerweile eher den Charakter eines Gründungsmythos der Renaturierungsökologie hat (Jordan III und Lubick 2011, S. 75). Mit Blick auf Mitteleuropa beginnen in diesem Zeitraum auch hier erste gezielte Renaturierungsversuche auf wissenschaftlicher Grundlage. Sieht man von ersten Initiativen vor 1920 ab, so begannen ausgedehntere Rekultivierungsmaßnahmen mit Aufforstungen im Rheinischen Braunkohlerevier in den Jahren 1920 bis 1945 (Schölmerich 2013). Heute sind diese, z.  T. sehr naturnahen Wälder, die interessante Experimentalflächen der Waldrenaturierung darstellen, bereits über 80 Jahre alt (7 Kap. 7). Hinzu kommen ökologische Untersuchungen auf Abraumhalden des Bergbaus. In den 1960er  Jahren wurden beispielsweise von Bornkamm (1985) vegetationsökologische Dauerbeobachtungsflächen auf Aufschüttungsmaterial des Braunkohletagebaus angelegt, um die natürliche Besiedlung im Verlauf einer passiven Renaturierung zu untersuchen. Konzeptionell bereits gut in den Naturwissenschaften (z. B. Biologie, Ökologie, Hydrologie) verankert, wurden z. B. in Schweden

(Björk 2014) seit den 1960er Jahren Projekte der Seenrenaturierung durchgeführt. Auch die Renaturierung von Mooren und Fließgewässern kann auf eine langjährige Praxiserfahrung zurückblicken (z. B. Brülisauer und Klötzli 1998; Succow und Joosten 2001; Jürging 2006). Seit den 1990er Jahren bringt die Forstwirtschaft in vielen deutschen Bundesländern mit naturschutzfachlich und ökologisch begründeten Waldbauprogrammen den Waldumbau und damit die Renaturierung von Wäldern voran. Abgesehen von diesen naturnahen Ökosystemen liegt heute ein Fokus einerseits auf traditionellen Nutzungssystemen der Kulturlandschaft, wie z.  B. Wiesen, Weiden, Trockenrasen und Heiden, und andererseits auf stark gestörten Landschaften wie Abbaustellen (z.  B. Braunkohle), Truppenübungsplätzen und urban-industriellen Standorten. Neben einer Vielzahl von lokalen und kleinflächigen, häufig leider nur unzureichend wissenschaftlich dokumentierten Renaturierungsprojekten haben insbesondere auch groß angelegte Renaturierungsvorhaben Impulse für die Entwicklung der Renaturierungsökologie gegeben. Viele der vom Bund geförderten Naturschutzgroßprojekte mit einer Gesamtfläche aller bisher geförderten Projekte von ca.  3700  km2

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

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. Abb. 1.4  Abgeschlossene und laufende Naturschutzgroßprojekte in Deutschland (Stand: 1. Juli 2016); viele dieser Projekte haben auch eine Wiederherstellung von Lebensräumen zum Ziel. (Aus Doerpinghaus und Bruker 2016)

(. Abb. 1.4) sehen beispielsweise eine Renaturierung von Lebensräumen vor (Doerpinghaus und Bruker 2016). Ähnlich wie dies Jordan III und Lubick (2011) mit einem Fokus auf Nordamerika vornehmen, wäre es sicherlich ebenfalls lohnend, die Geschichte der Renaturierungsökologie und der Ökosystemrenaturierung in Mitteleuropa umfassend aufzubereiten, auch mit Blick auf die Wechselwirkungen der Natur- und Humanwissenschaften sowie die interdisziplinären

Impulse, die sich aus diesem Zusammenspiel der verschiedenen Wissenschaftsdisziplinen ergeben. Für die Entwicklung der Renaturierungsökologie als Teildisziplin der Ökologie muss als internationaler Meilenstein die Gründung der Society for Ecological Restoration (SER) im Jahr 1987 gelten. Die Gesellschaft umfasst Vertreter aus Wissenschaft und Praxis und bietet mit regelmäßigen internationalen Konferenzen eine Plattform des ­Informationsaustauschs.

1.2 · Ökologische Grundbegriffe und Schlüsselkonzepte als Basis …

Zudem gibt die SER einen Newsletter heraus, der über aktuelle Aktivitäten in Forschung, Lehre und der Renaturierungspraxis informiert (7 www.ser.org). Im Vergleich zu diesen internationalen Aktivitäten wurde erst 1997 innerhalb der Gesellschaft für Ökologie (GfÖ) ein Arbeitskreis Renaturierungsökologie gegründet, welcher 2016 zum AK Naturschutz und Renaturierungsökologie vereint worden ist. Neben der wissenschaftlichen Zeitschrift Restoration Ecology, die von der SER herausgegeben wird, widmen sich auch andere internationale wissenschaftliche Zeitschriften dem Schwerpunkt Renaturierungsökologie bzw. Ökosystemrenaturierung, so z. B. Environmental Management, Ecologi­ cal Restoration, Ecological Engineering, Land Degradation and Development, Landscape and Ecological Engineering, Restoration & Management Notes und Ecological Manage­ ment & Restoration. Eine Vielzahl englisch- und deutschsprachiger Zeitschriften für Wissenschaft und Praxis, u.  a. in den Disziplinen Ökologie, Tierökologie, Vegetationsökologie, Landschaftsökologie, Ingenieurbiologie, Land- und Forstwissenschaft sowie Umweltwissenschaften, berichtet zunehmend über Projekte und Experimente der Ökosystemrenaturierung im weitesten Sinne (vgl. Ormerod 2003; Fagúndez 2013). Seit den 1980er Jahren werden kontinuierlich umfassende Lehr- und Fachbücher mit unterschiedlichen thematischen und geografischen Schwerpunkten herausgegeben (. Tab. 1.1). Über praktische Renaturierungsprojekte informieren auch die finanziellen Träger der Projekte (7 Kap. 23), etwa die Europäische Union, Naturschutzverbände, Stiftungen (z. B. Deutsche Bundesstiftung Umwelt, Umweltstiftung Michael Otto, Michael Succow Stiftung, Deutsche Wildtier Stiftung, Stiftungen im Stifterverband) oder die nationalen Ämter für Natur- und Umweltschutz. Zudem finden sich Hinweise auf Renaturierungsprojekte in den Kommunen bzw. auf deren Webseiten. Ein Problem für die Renaturierungsökologie, insbesondere im Hinblick auf die kritische

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Analyse der vielen praktischen Erfahrungen und deren Auswertung für zukünftige Renaturierungsvorhaben, ist, dass Informationen häufig nur schwer zugänglich in der grauen Literatur niedergelegt sind. Zudem wird im Gegensatz zu, zumindest kurzzeitig erfolgreichen Renaturierungsprojekten, oft nicht ausreichend oder überhaupt nicht über die Misserfolge berichtet, was es erschwert, hieraus zu lernen und die Ansätze, Methoden und Maßnahmen der Renaturierung von Ökosystemen konsequent weiterzuentwickeln. Im Rahmen der Studiengänge Biologie, Ökologie, Landschaftsökologie, Umwelt- bzw. Ressourcenmanagement, Umweltingenieurwesen, Agrar- und Forstwissenschaft, Ingenieurökologie, Umweltplanung etc. werden heute auf der Ebene von Bachelor oder Master an vielen Universitäten und Fachhochschulen Europas Kurse bzw. Module zur Renaturierungsökologie oder Ökosystemrenaturierung angeboten. Studiengänge, die ausschließlich auf die Renaturierung von Ökosystemen ausgerichtet sind, ggf. mit einem speziellen Fokus (z. B. Feuchtgebiete), sind in Europa bisher vergleichsweise selten (. Tab. 1.2). Dagegen kann man an außereuropäischen Universitäten Ökosystemrenaturierung z.  B. an der Simon Fraser University in Burnaby, B.C., in Kanada und am Defiance College und Paul Smith’s College, an der Montana State University, der State University of New York, der Texas University sowie der University of Florida in den Vereinigten Staaten von Amerika studieren (SER 2017 mit Stand 2016). 1.2  Ökologische Grundbegriffe

und Schlüsselkonzepte als Basis für die Ökosystemrenaturierung

Als Teildisziplin der Ökologie baut die Renaturierungsökologie auf deren wissenschaftlicher Terminologie sowie den ökologischen Grundlagen bzw. Schlüsselkonzepten auf. Zahlreiche dieser Schlüsselkonzepte finden

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

. Tab. 1.2  Beispiele von Studienprogrammen (Masterprogramm (MSc) oder Weiterbildung) mit einem Fokus auf Ökosystemrenaturierung bzw. Renaturierungsökologie in Europa. D = Deutschland, E = Spanien, NL = Niederlande, PL = Polen, UK = Großbritannien Studienprogramm

Universität

Land

Ausbildungsform

Biology – Biodiversity: Conservation and Restoration

Antwerpen

NL

MSc

Ecology, Environmental Management and Restoration

Barcelona

E

MSc

Environmental Diagnosis and Management

London (Royal Holloway)

UK

MSc

Environmental Protection: Restoration and Management of Environment

Warschau

PL

MSc

Land Reclamation and Restoration

Cranfield

UK

MSc

Landscape Restoration for Sustainable Development: A Business Approach

Rotterdam (School of Management)

NL

Weiterbildung

Wetland Science and Conservation

Bangor

UK

MSc

in der praktischen Ökosystemrenaturierung ihre Anwendung (. Tab. 1.4). Vielfach werden ökologische Hypothesen im Rahmen von Renaturierungsprojekten in einem Versuch-und-Irrtum-Verfahren (trial and error) verifiziert oder falsifiziert. Bradshaw (1987, S. 23) hat dies treffend mit den Worten „ecosystem restoration is an acid test for ecology“ ausgedrückt. Auch wenn bei der Notwendigkeit eines raschen Handels (z.  B. starke Ausbreitung unerwünschter Arten) oder neuartigen Ausgangsbedingungen (z. B. aufgelassener Industriestandort) und damit einem Mangel an wissenschaftlichen Grundlagenuntersuchungen die Ökosystemrenaturierung nach Diggelen et al. (2001, S. 115) eher „Kunst“ als Wissenschaft ist, so hat die Renaturierungsökologie in den vergangenen Jahrzehnten einen umfassenden Wissensstand erreicht, der sich gewinnbringend in die Renaturierungspraxis einbringen lässt. Im Folgenden werden einige wichtige Grundbegriffe bzw. ökologische Schlüsselkonzepte kurz umrissen, wobei zwischen der Populations- bzw. Artebene sowie der Ökosystem- bzw. Landschaftsebene unterschieden wird, auch wenn dies nicht immer konsequent möglich ist. Für weitergehendes Studium sei

auf die zahlreich vorliegenden ökologischen Lehrbücher (z. B. Chapman und Reiss 1999; Odum und Barrett 2004; Begon et al. 2005; Schulze et al. 2005; Smith und Smith 2009; Loreau 2010; Chapin et al. 2011; Nentwig et al. 2012; Frey und Lösch 2014; Leuschner und Ellenberg 2017a, b) und die entsprechenden Kapitel dieses Buches verwiesen, in denen der konkrete Bezug zur Ökosystemrenaturierung hergestellt wird (Teil II). 1.2.1  Arten und Populationen z Artenpool

Die Artenzahl in einem bestimmten räumlichen Ausschnitt (z.  B. eines Waldökosystems) wird durch die verfügbaren Arten auf der nächsthöheren räumlichen Ebene (Waldlandschaft, biogeografische Region) bestimmt (Zobel 1997; Zobel et al. 1998; Herben 2000; Lepš 2001; . Abb. 1.5). Der Artenpool eines geografischen Raumes ist nicht statisch, sondern dynamisch. Diese Dynamik wird heute im Wesentlichen durch den Menschen beeinflusst, d. h., es können Arten aufgrund des Nutzungseinflusses und der Veränderungen von Lebensräumen aus dem

1.2 · Ökologische Grundbegriffe und Schlüsselkonzepte als Basis …

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. Abb. 1.5  Der Artenpool auf verschiedenen räumlichen Skalenebenen und eine mögliche Beeinflussung durch die Wiedereinführung von Arten. (Nach Zobel 1997)

Artenpool verschwinden (zur globalen Situation vgl. IUCN 2016), oder die anthropogene Einführung von nichteinheimischen Arten (Neobiota; Kowarik 2010) vergrößert den Artenpool, wie z. B. in Städten (7 Kap. 5 und 19). Durch die Wiedereinführung von Arten kann sowohl der lokale (z. B. Wiedereinführung von Grünlandarten auf einer Mähwiese) wie auch der regionale Artenpool (z. B. Wiedereinführung von Großräubern) verändert werden (7 Kap. 4). z Metapopulation

Nach dem Modell der Metapopulation sind Populationen einer Art in deren Areal räumlich als Teilpopulationen getrennt (Hanski und Gaggiotti 2004). Bei diesem System von Populationen ergibt sich aufgrund des Aussterbens einer lokalen Teilpopulation und deren Neubegründung durch Immigration ein ständiger Wandel der räumlichen Verbreitung einer Art innerhalb des potenziellen Siedlungsgebiets (Nentwig et al. 2012). Der Individuenaustausch (Genfluss) in diesem System von Populationen trägt auch dazu bei, dass die Teilpopulationen genetisch nicht verarmen. Verschiedene Modelle gehen von verschieden großen Teilpopulationen aus, so z. B. das Modell der Inselbiogeografie von einer großen sowie verschiedenen kleinen Teilpopulationen (MacArthur und

Wilson 1967) oder das von verschiedenen, ähnlich großen Teilpopulationen (Levins 1969). Kenntnisse über Populationsbiologie und -ökologie einer Art sowie Populationsdynamik, Ausbreitungsvektoren und Habitatansprüche sind einerseits für das Verständnis dieser Metapopulationen und andererseits für die Ableitung von Zielen und Maßnahmen zum Arten- und Biotopschutz unabdingbar. Die Ökosystemrenaturierung hat häufig zum Ziel, insbesondere in einer nutzungsbedingt stark fragmentierten Landschaft mit deren (oft isolierten) Restbeständen an naturschutzfachlich wertvollen Biotopen, durch eine Wiederherstellung der entsprechenden abiotischen Standortbedingungen Teilpopulationen zu stabilisieren oder den lokal-regionalen Artenpool durch eine Wiedereinführung von Individuen aufzufüllen (Biere et al. 2012; Van Wieren 2012). Entsprechendes Management, z. B. im Rahmen eines funktionellen Biotopverbunds, soll den Individuenaustausch zwischen den Teilpopulationen fördern. Weitere Implikationen des Metapopulationsmodells für die Ökosystemrenaturierung werden von Maschinski (2006) erörtert. z Diasporen und Diasporenbank

Als Diasporen werden die Ausbreitungseinheiten von Pflanzen bezeichnet. Diese umfassen Früchte bzw. Samen der Gefäßpflanzen und

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

Sporen der Kryptogamen (Moose, Pilze, Flechten). Die Diasporen bilden im Boden eine Diasporenbank, die in Abhängigkeit von den abiotischen Umweltbedingungen und vom Vegetations- bzw. Nutzungstyp kurz- (wenige Jahre) bis langlebig (viele Jahrzehnte) sein kann. Die Diasporenbank mitteleuropäischer Vegetations- bzw. Nutzungstypen ist vergleichsweise gut untersucht (z. B. Schmid und Stöcklin 1991; Thompson et al. 1997; Bonn und Poschlod 1998; Wäldchen et al. 2005; Baskin und Baskin 2014; Murphy 2016), sodass die praktische Ökosystemrenaturierung diese theoretischen Grundlagen nutzen kann. Das Vorhandensein einer Diasporenbank mit den entsprechenden Zielarten, die Verarmung an Diasporen im Boden durch eine intensive Nutzung oder gar der vollständige Verlust z. B. nach einem Oberbodenabtrag gehören mit zu den wichtigsten Faktoren, die bei einer Renaturierung zu berücksichtigen sind. Trotz der sehr guten theoretischen Grundlagen empfiehlt sich häufig eine Analyse der aktuellen, lokalen Diasporenbank, um hieraus die Notwendigkeit der künstlichen Einbringung von Arten im Rahmen einer Renaturierung ableiten zu können. Solche Untersuchungen, die die keimfähigen Diasporen qualitativ und quantitativ ermitteln, sind allerdings meist zeitaufwendig (z. B. Skowronek et al. 2013). z Ausbreitungstypen der Pflanzen

Die Ausbreitung von pflanzlichen Diasporen erfolgt artspezifisch und wird in Ausbreitungstypen differenziert (Müller-Schneider 1986; Frank und Klotz 1990; Bonn und Poschlod 1998). In Abhängigkeit vom Ausbreitungsvektor unterscheidet man Zoochorie (durch Tiere mit Endound Exozoochorie), Anemochorie (Wind), Hydrochorie (Wasser) und Hemerochorie (durch den Menschen). Hinzu kommt die Autochorie, bei der die Pflanze durch entsprechende Mechanismen selbst für die Entfernung der Diasporen von der Mutterpflanze sorgt wie z. B. beim Springkraut (Impatiens spec.). Die Ausbreitungstypen können noch

feiner differenziert werden, wobei dieselbe Art auch verschiedene Strategien verfolgen kann. Die Ausbreitung der Arten spielt bei der Wiederherstellung von Lebensräumen durch Renaturierung eine oft entscheidende Rolle. Da eine langsame natürliche Ausbreitung von Arten (im Wald beispielsweise durch Ameisen) häufig einen limitierenden Faktor bei einer Renaturierung darstellt, werden die Zielarten oft direkt (z. B. durch Einsaat, Aufbringung von Mahdgut bzw. Heu oder durch Pflanzung) oder indirekt (z. B. über Weidetiere) gezielt in die zu renaturierende Fläche eingebracht. z Safe site

Der Mikrostandort, der einem Pflanzensamen unter den gegebenen abiotischen und biotischen Standortbedingungen (s. unten) die sichere Keimung und Keimlingsentwicklung gewährt, wird als safe site (Kratochwil und Schwabe 2001: „Schutzstellen“) bezeichnet (Harper et al. 1961). Urbanska (2000) hat gerade auch mit Blick auf renaturierungsökologische Fragestellungen das Konzept erweitert auf vegetative Ausbreitungseinheiten. Zudem kann ein und derselbe Mikrostandort eine Schutzstelle für Diasporen mehrerer Arten darstellen. Insbesondere beim Einbringen von Zielarten über Diasporen muss bei der Renaturierungsfläche sichergestellt sein, dass die entsprechenden safe sites vorhanden sind, etwa durch eine Wiedervernässung (z.  B. Feuchtwiese) oder Bodenverwundung durch Beweidung (z. B. Heide oder Magerrasen). z Lebensformen

Raunkiaer (1934) hat die Pflanzen nach der Lage der Überdauerungsknospen während der ungünstigen Jahreszeit differenziert in die Lebensformen Phanerophyten (Bäume und Sträucher), Chamaephyten (Zwergsträucher), Hemikryptophyten („Erdschürfepflanzen“), Kryptophyten (Pflanzen mit Überdauerungsorganen wie Knollen, Zwiebeln oder Rhizomen im Boden oder unter Wasser) und Therophyten (als Same überdauernd).

1.2 · Ökologische Grundbegriffe und Schlüsselkonzepte als Basis …

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Kratochwil und Schwabe (2001) verstehen heute unter einer Lebensform den gesamten Komplex von artspezifischen Eigenschaften, die in Anpassung an die besonderen physiografischen Bedingungen (z. B. Relief, Klima, Licht) eines bestimmten Lebensraumes entstanden sind. Kennzeichnend sind hierbei morphologische und physiologische Merkmale, die das Überleben einer Art in einem bestimmten Lebensraum ermöglichen. Das System der Lebensformen ist mittlerweile sehr viel differenzierter (z. B. Ellenberg und Mueller-Dombois 1967; Frey und Lösch 2014) und findet auch in der Tierökologie Anwendung, welche die Lebensformentypen nach Ernährungs- und Fortbewegungsweise sowie dem Aufenthaltsort differenziert (Koepcke 1973, 1974; Kratochwil und Schwabe 2001). Ellenberg und Leuschner (2010) heben hervor, dass der Anteil der Bäume im mitteleuropäischen Lebensformenspektrum mit 1,8 % sehr gering ist, dagegen 45 % von den Hemikryptophyten gestellt werden (. Tab. 1.3). Angaben zu den Lebensformen der mitteleuropäischen Pflanzenarten finden sich in der Liste der Zeigerwerte von Ellenberg et al. (1992).

erhöhen bzw. zu optimieren. Diese Strategien werden in Strategietypen differenziert. Ausgehend von einer einfachen Differenzierung in r- und K-Strategen hat Grime (1974, 1979) mit Blick auf Störungen und das Ressourcenangebot in Ökosystemen drei Strategietypen eingeführt: 5 Konkurrenz-Strategen (competitors): Meist langlebige, konkurrenzstarke Arten 5 Stresstoleranz-Strategen (stress tolera­ tors): Meist langsames Wachstum auf Extremstandorten mit schwer verfügbaren Ressourcen 5 Ruderal-Strategen (ruderals): Kurzlebige, meist krautige Arten, die einen raschen Zuwachs haben, v. a. in die generative Produktion investieren (hohe Samenzahlen) und an häufige Störungen angepasst sind

z Strategietypen

z Funktionelle Gruppen

Pflanzen und Tiere haben bestimmte Strategien entwickelt, um auf die abiotischen und biotischen Standorteigenschaften zu reagieren und damit ihre Konkurrenzfähigkeit zu

Insbesondere in der Biodiversitätsforschung haben in den vergangenen Jahren funktionelle Gruppen zunehmend an Bedeutung gewonnen. Diese umfassen Pflanzen (plant

In diesem System der Strategietypen gibt es vielfältige Übergänge zwischen den drei Typen (Frank und Klotz 1990). Strategietypen stellen funktionelle Gruppen (s. unten) dar, die z. B. bei der Auswahl von Zielarten in einem bestimmten Lebensraum und dessen Management Berücksichtigung finden.

. Tab. 1.3  Lebensformenspektrum von ca. 2880 Gefäßpflanzen Mitteleuropas. (Nach Ellenberg und Leuschner 2010) Lebensform

Abk.

Beschreibung

%

Phanerophyten

P

Bäume

1,8

Nanophanerophyten

N

Sträucher

8,4

Chamaephyten holzig

Z

Zwergsträucher

4,8

Chamaephyten krautig

C

Knospen über der Erde

6,0

Hemikryptophyten

H

Knospen an der Erdoberfläche

45,0

Geophyten

G

Unterirdisch mit Speicherorganen überdauernd

10,4

Therophyten

T

Einjährige Arten

18,9

Hydrophyten

A

Unter Wasser überdauernd

4,6

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1

Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

functional types), Tiere oder Mikroorganismen, die sich in einer oder mehreren morphologischen, physiologischen bzw. phänologischen Eigenschaften bzw. Merkmalen (functional traits) innerhalb des Ökosystems gleichen und damit zu Gruppen zusammengefasst werden können (vgl. Poschlod et al. 2003; Violle et al. 2007). Beispiele für solche Merkmale bei Pflanzen sind Lebens(s.  oben) bzw. Wuchsformen, Blattfläche, Eigenschaften der Samen (z.  B. Gewicht, Größe), Ausbreitungstyp (s.  oben) sowie vegetative bzw. generative Reproduktion. Die Vielfalt an funktionellen Gruppen wird beispielsweise im Hinblick auf Stabilität und Resilienz (s. unten) der Ökosysteme diskutiert (z. B. Eisenhauer et al. 2011; Byun et al. 2013; Fry et al. 2013). Mit Blick auf funktionelle Gruppen können Ökosystemprozesse und insbesondere die Auswirkungen anthropogener Einflüsse, des Ökosystemmanagements oder von Renaturierungsmaßnahmen in ihrer Kausalität besser verstanden werden (z. B. Duckworth et al. 2000; Roscher et al. 2012; Gillhaussen et  al. 2014; Piekarska-Stachowiak et al. 2014; Müller et al. 2016). Gemäß den Empfehlungen der SER (2004) ist ein Merkmal eines renaturierten Ökosystems das Vorhandensein aller funktionellen Gruppen, die für die Entwicklung bzw. die Stabilität des Ökosystems notwendig sind, bzw. dass die fehlenden Gruppen potenziell die Fläche auf natürlichem Wege besiedeln können (s. unten). z Ökosystem-Ingenieure (ecosystem engineers)

Arten, die ihren Lebensraum physikalisch stark beeinflussen, diesen gestalten und damit direkt oder indirekt die Ressourcenverfügbarkeit für andere Arten verändern, werden als Ökosystem-Ingenieure bezeichnet (Jones et al. 1994; De Visser et al. 2013). Diese können in allen Organismengruppen vorkommen. Für die Renaturierung von Flusslandschaften spielt beispielsweise der Europäische Biber (Castor fiber) eine wichtige Rolle, da er sowohl die Vegetation stark beeinflussen als

auch den Landschaftswasserhaushalt verändern kann (7 Kap. 10). Auch unter kleinwüchsigen Lebewesen (z.  B. Wirbellosen), die aber in großer Individuenzahl in einem Lebensraum auftreten können, wie beispielsweise Ameisen und Regenwürmer, gibt es Ökosystem-Ingenieure (Jones et al. 1994; Folgarait 1998; Jouquet et al. 2006). Ökosystem-Ingenieure können bei der Renaturierung von Lebensräumen einen wertvollen Beitrag leisten, indem sie beispielsweise die Zersetzung von Humus fördern (z. B. Regenwürmer, Mikroorganismen) oder zur Ausbreitung von Zielarten beitragen (z. B. Ameisen, Vögel). Wie das Beispiel des Bibers zeigt, können allerdings auch unerwünschte Ökosystemveränderungen auftreten. z Ammenpflanzen (nurse plants)

Bestimmte Pflanzenarten beeinflussen andere Pflanzen in ihrer Keimung bzw. ihrem Wachstum positiv (facilitation), indem sie beispielsweise Schutz (z. B. im Hinblick auf das Mikroklima) bei der Keimung oder dem Wachstum der Jungpflanze bieten (Ren et al. 2008). Weitere Vorteile können Schutz gegen Herbivorie oder eine verbesserte Nährstoffund Wasserversorgung am Mikrostandort (safe site; s. oben) sein. Ammenpflanzen können bei der Renaturierung genutzt werden, um die Vegetationsentwicklung an Extremstandorten oder bestimmte Zielarten zu fördern (Frey und Lösch 2014). Beispielsweise sind bei der Moorrenaturierung Scheidiges Wollgras (Eriophorum vaginatum), Schmalblättriges Wollgras (E. angustifolium) und Grau-Segge (Carex canescens) als Ammenpflanzen identifiziert worden (Sliva 1997; Wendel 2010). Auch bei der Renaturierung von ehemaligen Braunkohletagebauflächen mit ihren z. T. extremen Bodenbedingungen oder auf alpinen Standorten können Ammenpflanzen eine Rolle spielen (Anthelme et al. 2014). z Mykorrhiza

Die Mykorrhiza ist eine Form der Symbiose, bei der ein Pilz mit der Wurzel der höheren Pflanze in Kontakt und einem Stoffaustausch

1.2 · Ökologische Grundbegriffe und Schlüsselkonzepte als Basis …

steht. Die Mykorrhiza-Pilze liefern der Pflanze Nährsalze und Wasser und erhalten einen Teil der durch die Photosynthese der Höheren Pflanzen erzeugten Assimilate. Die Mykorrhiza spielt, neben vielen anderen angewandten Aspekten in der Ökosystemrenaturierung (Turnau und Haselwandter 2002), insbesondere bei Gehölzen und der Waldentwicklung eine große Rolle, aber auch auf mageren Standorten, auf denen eine standörtliche Nährstofflimitierung besteht (z. B. Phosphor auf Kalktrockenrasen). So kann beispielsweise bei einer Aufforstung eines Rohbodens nach Braunkohletagebau eine Beimpfung mit den entsprechenden Pilzen notwendig werden, um die Waldentwicklung zu beschleunigen (7 Kap. 20). z Bet hedging (Risikostreuung)

Pflanzen streuen das Risiko einer Keimung, indem die Samen nicht alle bei geeigneten Umweltbedingungen auskeimen. Einige bleiben dormant. So kann die Mortalität der Keimlinge unter sehr variablen Umweltbedingungen durch die Keimung eines Anteils der Samen in einem anderen Jahr kompensiert werden (Philippi 1993). Auch Tiere verfolgen diese Strategie z. B. mit ihrem Eigelege und deren unterschiedlicher Entwicklung (Freese und Zwölfer 1996; Olofsson et al. 2009) oder Mikroorganismen mit ihren Sporen (Baskin und Baskin 2014). Diese Strategie ist bedeutsam für Populationen in Lebensräumen, die stark schwankenden abiotischen Standortbedingungen unterliegen oder stark gestört sind wie z. B. Äcker (7 Kap. 17). 1.2.2  Ökosysteme und

Landschaften

z Ökosystem (ecosystem) und Ökosystemfunktionen (ecosystem functions)

Ein Ökosystem ist ein dynamischer Komplex von Lebensgemeinschaften aus Pflanzen, Tieren und Mikroorganismen sowie deren nicht lebender Umwelt, die als funktionelle Einheit in

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1

Wechselbeziehungen (über Energie- und Stoffflüsse) stehen (Patten und Odum 1981; Begon et  al. 2016). Die Wechselbeziehungen der Organismen bestehen in einem Nahrungsnetz aus Primärproduzenten, Konsumenten und Destruenten. Diese funktionalen Beziehungen bzw. Prozesse innerhalb des Ökosystems werden als Ökosystemfunktionen (ecosystem func­ tions) bezeichnet und umfassen beispielsweise die Primärproduktion, Denitrifikation, Mineralisation, Bodenbildung, Selbstreinigung und Speicherung von Wasser, die biochemischen Kreisläufe (z. B. Stickstoff, Phosphor), Pollenausbreitung sowie Bestäubung (Groot et  al. 2002; Jax 2005). Im Gegensatz zu den Ökosystem(dienst)leistungen (7 Abschn. 1.3), die explizit auf den Menschen bezogen sind, bedürfen die Ökosystemfunktionen definitionsgemäß nicht dem Menschen, auch wenn diese sehr häufig vom Menschen beeinflusst werden. Die Größe bzw. Begrenzung eines Ökosystems kann räumlich oder funktional definiert werden. In der Ökosystemrenaturierung wird häufig das Ökosystem mit einem Biotop oder Landnutzungstyp (z. B. Wald, Acker, Wiese) gleichgesetzt. Eine Stadt kann als Ökosystem oder auch Ökosystemkomplex verstanden werden (7 Kap. 19). z Standort (site) und Standortfaktoren (site factors)

Der Standort ist die Summe aller abiotischen und biotischen Faktoren, die auf ein Ökosystem, ein Biotop bzw. eine Lebensgemeinschaft wirken. Die abiotischen Standortfaktoren umfassen Klima (Sonneneinstrahlung, Niederschlagshöhe, Schneedecke, Luftfeuchtigkeit, Temperatur, Windverhältnisse), Boden (z. B. Ausgangsgestein, Bodenart, Wassergehalt, Humusart und -menge, Kalkgehalt, pH-Wert, Nährstoffgehalt, Salzgehalt, Grundwasserstand), Relief (z. B. Hangneigung) und die biotischen Standortfaktoren die Pflanzen, Tiere und Mikroorganismen. Zu den biotischen Standortfaktoren gehört auch der Einfluss des Menschen. Bei der Ökosystemrenaturierung werden häufig die abiotischen Standortfaktoren

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

beeinflusst (z. B. durch Oberbodenabtrag auf Heiden oder Flachabtorfung von Mooren, Wiedervernässung von Salzgrasland der Küsten), um damit geeignete Bedingungen für Zielarten bzw. die Zielvegetation herzustellen. z Biozönose und Pflanzengesellschaften

Tier- und Pflanzenarten, die miteinander in einer Gemeinschaft (community) leben und die zumindest teilweise in direkten oder indirekten Wechselbeziehungen stehen, bilden eine Biozönose (Lebensgemeinschaft; Kratochwil und Schwabe 2001). Die für Lebensräume bzw. Standorte typischen Pflanzenartenbestände werden als Pflanzengesellschaften bezeichnet. Sie sind Untersuchungsgegenstand der Pflanzensoziologie (Phytozönologie) bzw. Vegetationsökologie (z. B. Braun-Blanquet 1964; Dierßen 1990; Dierschke 1994; Glavac 1996; Wilmanns 1998; Ellenberg und Leuschner 2010; Leuschner und Ellenberg 2017a, b). z Diversität

Diversität umfasst in der Ökologie verschiedene Aspekte und Skalenebenen der Vielfalt, Vielzahl, Variabilität und Komplexität. Als Forschungsgegenstand der Biologie und Ökologie sind der Begriff und dessen Analyse keineswegs neu (vgl. die Studien von C. von Linné, C. Darwin, A. von Humboldt; vgl. auch Whittaker 1972), hat sich aber seit der UN-Konferenz für Umwelt und Entwicklung in Rio de Janeiro 1992 mit dem Zusatz „Bio“ (= Biodiversität) sehr rasch in der Ökologie und im Naturschutz und damit in Wissenschaft und Praxis verbreitet. Biodiversität oder biologische Vielfalt bezeichnet gemäß der Biodiversitätskonvention (Convention on Biological Diversity, CBD 2016) „die Variabilität unter lebenden Organismen jeglicher Herkunft, darunter unter anderem terrestrische, marine und andere aquatische Ökosysteme und die ökologischen Komplexe, zu denen sie gehören“. Hier werden auch explizit, neben der Vielfalt der Arten, die Ebenen der genetischen Vielfalt innerhalb

der Arten und die Vielfalt der Lebensräume (bzw. Ökosysteme) und Landschaften miteinbezogen. Für weiterführende Informationen zu Diversität bzw. Biodiversität und zur Gefährdung der Artenvielfalt sei u. a. auf Wilson (1988), Kratochwil und Schwabe (2001), Streit (2007), Barthlott et al. (2008, 2009), Reichholf (2008), Baur (2010), Neßhöver (2013) sowie Wittig und Niekisch (2014) verwiesen. Die Wiederherstellung der Vielfalt auf diesen unterschiedlichen biologischen Organisationsebenen ist weltweit eines der Hauptziele der Ökosystemrenaturierung (z. B. Isselstein et al. 2005; EU 2011; Jørgensen 2015). z Unimodale Diversitätshypothese (humpback model, „Buckelkurve“)

Bei dieser Hypothese geht man davon aus, dass zwischen der Produktivität bzw. dem Nährstoffgehalt (z.  B. Stickstoff, Phosphor, Kalium) des Standorts und der Phytodiversität eine hump back-Beziehung (= unimodale bzw. eingipflige Beziehung; . Abb. 1.6) besteht (Grime 1979, 2001). Unter nährstoffarmen Bedingungen ist die Artenzahl eher gering und steigt mit zunehmender Ressourcenverfügbarkeit zunächst an. Mit steigender Produktivität kommt es zu einem Rückgang der Artenzahl. Diese Beziehung ist für verschiedene

. Abb. 1.6  Beziehung zwischen der oberirdischen Phytomasse und der Artenvielfalt; um artenreiche Lebensräume wiederherzustellen, bedarf es einer Beeinflussung des Nährstoffgehalts bzw. der Produktivität des Standorts. (Vereinfacht dargestellt nach Al-Mufti et al. 1977; Grime 1979)

1.2 · Ökologische Grundbegriffe und Schlüsselkonzepte als Basis …

Lebensräume nachgewiesen (z.  B. Al-Mufti et al. 1977; Willems 1980; Day et al. 1988; Oomes 1990; Wheeler und Shaw 1991; Janssens et al. 1998; Graham und Duda 2011; Fraser et al. 2015). Für die Renaturierung artenreicher Lebensräume auf eutrophierten Standorten bedeutet dies, dass durch entsprechende Maßnahmen der Nährstoffgehalt des Bodens reduziert werden muss, um die Artenvielfalt zu erhöhen (Marrs 1993). z Störung

Die Störung bezeichnet in der Ökologie ein einzelnes, zeitlich abgrenzbares Ereignis, das in ein Ökosystem, die Biozönose oder Population eingreift und damit sowohl die abiotischen als auch die biotischen Standortbedingungen zumindest kurzfristig verändert. Eine Störung nimmt damit Einfluss auf die Struktur und auch die Prozesse eines Ökosystems (White und Pickett 1985; White und Jentsch 2004). Beispiele für Störungen mitteleuropäischer Ökosysteme sind Feuer, Windwurf im Wald infolge eines starken Sturms oder Lawinenabgang in den Alpen. Künstliche Störungen werden in der Ökosystemrenaturierung eingesetzt, um bestimmte Zielzustände zu erreichen, z. B. Pionierstadien der Vegetationsentwicklung auf Sandtrockenrasen (7 Kap. 16). z Stress

Im Gegensatz zur Störung als räumlich und zeitlich abgrenzbares Einzelereignis bezeichnet Stress einen über einen längeren Zeitraum bzw. dauerhaften physikalischen (z. B. Wind, Kälte, Hitze), chemischen (z. B. Eutrophierung, Schwermetallbelastung) oder biologischen (z. B. Mahd, Beweidung) Einfluss auf Pflanzen oder Ökosysteme, der deren Produktivität und Entwicklung einschränkt (Grime 1977). Unter den Pflanzen, Tieren und Mikroorganismen gibt es zahlreiche Strategien, mit dem Stress umzugehen (vgl. Strategietypen in 7 Abschn. 1.2.1). Diese reichen von Toleranz bis zu spezifischen morphologischen, anatomischen, physiologischen und phänologischen Anpassungen

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(Brunold et al. 1996). Das ökologische Konzept des Stresses auf Pflanzen, Tiere und Vegetation wird beispielsweise eingesetzt, um bestimmte anthropogene Landnutzungstypen mit deren spezifischer biologischen Vielfalt zu renaturieren, wie z. B. Weiden oder Heiden mit dem Einsatz von Tieren oder Salzwiesen unter dem Einfluss des Meerwassers. Wirkt sich Stress negativ auf Ökosysteme aus, wie im Falle der starken Eutrophierung des Bodens oder der Schadstoffbelastung, können renaturierungsökologische Maßnahmen dazu beitragen, diesen Stress zu mindern oder deren Folgen zu beseitigen (z. B. durch Phytoremediation; 7 Kap. 3). z Sukzession

Sukzession bedeutet in der Ökologie und insbesondere der Ökosystemkunde die gerichtete, regelhaft verlaufende Entwicklung der Vegetation bzw. der Lebensgemeinschaften auf einem bestimmten Standort entlang eines Zeitgradienten. Die Sukzession kann durch eine Störung ausgelöst werden, wobei in der Regel die abiotischen Standortbedingungen und die Verfügbarkeit von Diasporen die Vegetationsentwicklung bestimmen. In Mitteleuropa herrscht die Sekundärsukzession vor, d. h., Vegetation und Diasporen sind bereits vorhanden. Die typische Sukzession in Mitteleuropa verläuft von natürlicherweise entstandenem oder anthropogenem Offenland zu Wald. Bei der Primärsukzession erfolgt eine komplette Neubesiedlung, in Mitteleuropa beispielsweise auf Bergbauhalden oder auf Tagebauflächen (7 Kap. 20). Die Sukzession kann auch ganz wesentlich durch die Vegetation selbst beeinflusst werden, wie dies z. B. bei einer Ansiedlung der Robinie (Robinia pseudoacacia) auf mageren Standorten der Fall ist. Durch den enormen Stickstoffeintrag von bis zu 300 kg pro ha und Jahr (Cierjacks et al. 2013) siedeln sich rasch Stickstoffzeiger wie Große Brennnessel und Schwarzer Holunder an, die konkurrenzschwache und niedrigwüchsige Arten unterdrücken. In der Ökosystemrenaturierung wird

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

entweder die Sukzession künstlich gefördert bzw. beschleunigt (z. B. bei Waldrenaturierung durch Aufforstung oder Wiederbegrünung von Halden) oder durch entsprechende Maßnahmen aufgehalten, wie z. B. bei der Wiederherstellung und dem Management von artenreichem Grünland oder Sandtrockenrasen (. Abb. 1.7). z Kritische Belastungsgrenze (critical load)

Die kritische Belastungsgrenze bezeichnet einen Schwellenwert eines Stoffeintrags, über dem mit einer signifikanten Veränderung des Ökosystems bzw. der Vegetation zu rechnen ist. Häufig findet der critical load-Ansatz Anwendung bei nährstoffarmen Lebensräumen, wie z. B. Sandheiden, Magerrasen oder oligotrophen Nieder- und

Hochmooren, bei denen eine Nährstoffzufuhr beispielsweise über atmogene Stoffeinträge (v. a. Stickstoff und Phosphor) zu einer Zunahme von Gräsern (z. B. Draht-Schmiele, Land-Reitgras) führt (Bobbink und Hettelingh 2011). Aber auch bei Schwermetallen oder organischen Schadstoffen und bei anderen Ökosystemtypen, wie beispielsweise Seen, ist das Konzept anwendbar. Dieser Schwellenwert lässt sich experimentell ermitteln (Vries et al. 2015). Die ökosystembezogenen Belastungsgrenzen lassen sich weltweit im geografischen Kontext für umweltpolitische Entscheidungen nutzen (Bobbink et al. 2010). Werden die entsprechenden Schwellenwerte überschritten, was im Falle des Stickstoffs in vielen Regionen Mitteleuropas der Fall ist, so wird dem bei einer Renaturierung mit

. Abb. 1.7  Beschleunigung oder Verhinderung der Sukzession im Rahmen der Renaturierung. (Döberitzer Heide; S. Zerbe, September 2017)

1.2 · Ökologische Grundbegriffe und Schlüsselkonzepte als Basis …

entsprechenden Maßnahmen (z.  B. Oberbodenabtrag) Rechnung getragen (7 Kap. 14 und 15). z Habitatfragmentierung

Heute kommen viele der naturschutzfachlich hochwertigen Lebensräume, die einst großflächig in Mitteleuropa verbreitet waren, z. B. Heiden, Kalktrockenrasen oder artenreiches Grünland, nur noch in Restbeständen und in isolierter Lage, d. h. fragmentiert, vor. Dadurch ist ein Populationsaustausch erschwert oder gar unmöglich geworden (7 Abschn. 1.2.1). Habitatfragmentierung führt weltweit zu einem Verlust der Biodiversität und kann lokal-regional zum Verschwinden von Populationen führen (Zwick 1992; Bailey et al. 2010; Krauss et al. 2010). Durch eine starke Fragmentierung werden die Randeffekte (edge effects) erhöht (Murcia 1995; Pfeifer et al. 2017). Seit den 1980er Jahren versucht man, im Naturschutz durch einen Biotopverbund mit Lebensraumvergrößerung, Korridoren und Trittsteinen diese Fragmentierung zu überwinden (Jedicke 1994; Fuchs et al. 2011). Die Schaffung von neuen Lebensraumstrukturen kann hierbei als struktureller Biotopverbund von einem funktionellen Biotopverbund unterschieden werden, bei dem beispielsweise wandernde Tierherden zur zoochoren Ausbreitung von Arten beitragen (7 Kap. 14 bis 16). Mit der Renaturierung von Ökosystemen wird versucht, die noch vorhandenen Populationen von Zielarten zu stabilisieren und Trittsteine oder neue Lebensräume für die Zielarten bzw. Zielvegetation zu schaffen. z Hypothese mittlerer Störungsintensität (intermediate disturbance hypothesis)

Die Hypothese mittlerer Störungsintensität geht davon aus, dass bei einer moderaten Störung eines Ökosystems (z. B. durch extensive Landnutzung) die Artenzahl ansteigt und diese bei einer Zunahme der Störung bzw. Intensivierung der Landnutzung zurückgeht (Grime 1973; Connell und Slatyer 1977; Connell 1978;

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Huston 1985; Wilkinson 1999). Die Hypothese wurde vielfach mit Blick auf bestimmte Ökosystem- bzw. Landnutzungstypen und anthropogene Eingriffe analysiert und kritisch diskutiert (z. B. Padisak 1993; Wohlgemuth et al. 2002; Zerbe et al. 2003; Svensson et al. 2012). Auch wenn die Hypothese umstritten ist oder z. T. gar abgelehnt wird (Fox 2013), ist bei der Ökosystemrenaturierung unbestritten, dass gerade in der Kulturlandschaft Störungen in vielen Lebensräumen die gewünschten Zielarten und die Zielvegetation begünstigen, wie z. B. auf Sandtrockenrasen oder Heiden. z Resilienz

Dieser aus der Psychologie stammende Begriff (z. B. Fleming und Ledogar 2008) bezeichnet in der Ökologie die Fähigkeit von Ökosystemen, nach Störungen (s. oben) den ursprünglichen Ausgangszustand wiederzuerlangen, anstatt in einen qualitativ anderen Systemzustand überzugehen (Holling 1973; Connell und Slatyer 1977; Kratochwil und Schwabe 2001). Dass dieses Konzept Gegenstand eines kritischen wissenschaftlichen Diskurses ist, soll hier nicht weiter vertieft werden (z. B. Brand et al. 2011). Problematisch ist sicherlich hierbei, dass ein ohnehin mehrdeutiger Begriff mit anderen mehrdeutigen Begriffen wie „Selbstorganisation“, „Stabilität“, „Elastizität“ „ökologischer Integrität“ oder „Anpassungsfähigkeit“ erklärt wird. Die Ökosystemrenaturierung setzt beispielsweise an Systemzuständen an, die sich aufgrund von sehr starken Störungen, einer Übernutzung bzw. Degradation aus dem Bereich der Resilienz (Abfederung von Störungen) herausbewegt haben. Durch die Ökosystemrenaturierung soll dann wieder ein Zustand erreicht werden, der Störungen bzw. Stress abpuffern kann (vgl. SER 2004). Dies ist insbesondere bei historischen Referenzzuständen (7 Kap. 2) problematisch, die unter dem Einfluss des globalen Wandels (z. B. Klimawandel, biologische Invasionen, Eutrophierung) und damit einem steten Veränderungsdruck stehen. Gerade in diesen Fällen plädieren Choi

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

et al. (2008) für mehr Flexibilität bei der Zielsetzung und den Renaturierungsmaßnahmen (vgl. auch White und Walker 1997; Suding et al. 2003; Suding und Gross 2006).

In . Tab. 1.4 werden Beispiele der Anwendung ökologischer Schlüsselkonzepte bzw. ökologischer Grundlagen in der Ökosystemrenaturierung aufgeführt.

. Tab. 1.4  Beispiele ökologischer Schlüsselkonzepte bzw. Grundlagen und deren Anwendung in der Ökosystemrenaturierung Ökologische Grundlagen

Beispiele von Anwendungen in der Renaturierungspraxis

Artenpool

Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten, Zurückdrängung von Neophyten oder Neozoen

Ammenpflanzen

Anpflanzung von Wollgras (Eriophorum spec.) zur Förderung des Torfmooswachstums bei der Moorrenaturierung

Ausbreitungstypen der Pflanzen

Triftweide mit Schafen zur Förderung der zoochoren Ausbreitung von Zielarten des mageren bzw. artenreichen Grünlands; Wiederherstellung der Längs- und Querdurchlässigkeit von Fließgewässern und deren Auen zur Förderung der Ausbreitung von auen- und fließgewässertypischen Arten

Critical load

Kontinuierliche Mahd zur Aushagerung, Oberbodenabtrag oder Beweidung, um den atmogenen Stickstoffeintrag zu kompensieren

Diasporenbank

Eintrag von Zielarten nach Verarmung der Diasporenbank oder einem Oberbodenabtrag durch Saat, Pflanzung, Mahdgut oder Beweidung (zoochore Ausbreitung); Aktivierung der Diasporenbank durch Viehtritt auf Offenlandbiotopen

Diversität

Entwicklung bzw. Aufrechterhaltung erwünschter Zustände durch entsprechendes Management: Einbringung von Zielarten, Zurückdrängung unerwünschter dominanter Arten, künstliches Schaffen von ökologischen Nischen durch Offenhaltung; Schaffung eines Biotopverbunds und Erhöhung der Nutzungsvielfalt mit positiven Auswirkungen auf die Artenvielfalt

Funktionelle Gruppen

Auswahl von sich stark vegetativ reproduzierenden Arten zur Fixierung erosionsgefährdeter Hänge; Förderung von Halophyten durch Deichöffnung an Küsten

Mykorrhiza

Beimpfen des Substrats bzw. Rohbodens mit Mykorrhiza-Pilzen auf z. B. ehemaligen Braunkohletagebauflächen oder Abraumhalden im Zuge von Aufforstungen

Ökosystem-Ingenieure

Wiedereinführung des Europäischen Bibers (Castor fiber) zur Unterstützung der natürlichen Flussauen- bzw. Feuchtgebietsdynamik

Störung

Aufreißen des Bodens mit Maschinen zur Wiederherstellung von initialen Sukzessionsstadien der Sandtrockenrasen, Oberbodenabtrag auf Grünland und Heiden

Stress

Gezielter Einsatz von Stress z. B. bei der Nährstoffaushagerung oder Offenhaltung und Wiedervernässung von Mooren bzw. Feuchtwiesen; Deichöffnung und Wiederzulassen natürlicher Überflutungsdynamik an Meeresküsten

Sukzession

Aufhalten bzw. Zurückdrängung der Gehölzsukzession zur Wiederherstellung von Offenland; Beschleunigung durch Gehölzpflanzung bei der Waldentwicklung auf ehemaligen Abbaustellen

1.3 · Ökosystemleistungen

1.3  Ökosystemleistungen

Obwohl die Leistungen der Ökosysteme für den Menschen bzw. die Gesellschaft bereits lange davor Gegenstand wissenschaftlicher Forschung waren, hat das Millennium Ecosystem Assessment (MEA) der Vereinten Nationen (MEA 2005) diesen Sachverhalt weltweit populär gemacht und eine Vielzahl von Studien aus verschiedensten Wissenschaftsdisziplinen initiiert. Ökosystemleistungen (Ökosystemdienstleistungen, ecosystem services) sind die Leistungen, die Ökosysteme für den Menschen liefern, bzw. bezeichnen den Nutzen, den die Menschen von Ökosystemen haben können. Aufbauend auf früheren Klassifikationen und Definitionen (z. B. Groot et al. 2002), werden im MEA die vier folgenden Kategorien differenziert (. Tab. 1.5): 1. Versorgung mit z. B. essbaren und nicht essbaren Produkten aus der Land- und Forstwirtschaft, sauberem Trinkwasser oder Rohstoffen für Arzneimittel 2. Regulation von z. B. Wasser- und Nährstoffhaushalt, Bodenprozessen (z. B. Erosionsschutz) und Klima (z. B. Mikroklima in Städten; 7 Kap. 19); hierzu zählen auch die Selbstreinigung des Wassers (z. B. durch Schilfbestände; 7 Kap. 11), die Bestäubung von (Nutz-)Pflanzen durch Insekten und die Zersetzung von organischem Abfall 3. Kulturelle Dienstleistungen z. B. für Erholung, Gesundheit, Umwelterziehung, wissenschaftliche Forschung und kulturelle Identität 4. Unterstützende Dienstleistungen, die sich im Wesentlichen mit den Ökosystemfunktionen wie z. B. Nährstoffkreisläufen und Bodenbildung decken, als Grundlage für die oben genannten Ökosystemleistungen Das Konzept der Ökosystemleistungen bestimmt zunehmend die Debatte zu den Problemfeldern Biodiversität und nachhaltige Landnutzung und ist eine der

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wichtigsten Grundlagen der Renaturierungsökologie bzw. Ökosystemrenaturierung, da die Wiederherstellung von Leistungen der Ökosysteme unter entsprechender zielgerichteter Beeinflussung der Ökosystemfunktionen das Ziel einer Ökosystemrenaturierung ist. Für die Quantifizierung der Ökosystemleistungen steht aus Ökologie, Land- und Forstwissenschaft, Hydrologie, Bodenkunde, Ökonomie und den Sozialwissenschaften ein umfangreiches Repertoire an Indikatoren zur Verfügung (z. B. Grunewald und Bastian 2013: Tab. 3.1 bis 3.3 und Albert et al. 2015). Bei der Besprechung der verschiedenen Ökosystembzw. Nutzungstypen (Teil II) wird ein besonderes Augenmerk auf deren spezifische Ökosystemleistungen gerichtet. In zunehmendem Maße werden auch die „Negativleistungen“ oder „Schadeinflüsse“ (ecosystem disservices) qualitativ und quantitativ erfasst (Lyytimäki und Sipilä 2009; Escobedo et al. 2011; Pataki et al. 2011; Swain et al. 2013; Döhren und Haase 2015). Diese umfassen die negativen Auswirkungen von Ökosystemen auf den Menschen bzw. die Gesellschaft, wie z.  B. direkte über starke Pollenemittenten und damit verbundene Probleme für die menschliche Gesundheit oder indirekte durch Kohlenstoffemissionen aufgrund des Einsatzes von Maschinen und T ­reibstoff beim Ökosystemmanagement (7 Kap. 19). Für die Planungspraxis, beispielsweise im Hinblick auf städtische Grünräume bzw. Baumpflanzungen in Siedlungsgebieten, kann es hilfreich sein, die „Schadeinflüsse“ gegen die Ökosystemleistungen sorgfältig qualitativ und quantitativ abzuwägen. Dabei sollte dies nicht in ein Entweder-oder von Entscheidungen münden, sondern als ein Kontinuum von komplexen positiven und negativen Wirkungen von Ökosystemen mit deren Kompartimenten gesehen werden (Escobedo et al. 2011). Entsprechende methodische Instrumente für diesen Abwägungs- bzw. Entscheidungsprozess in der Planungspraxis sind bereits erarbeitet worden (z. B. Vogt et al. 2017; Speak et al. 2018).

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1

Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

. Tab. 1.5  Vier Kategorien von Ökosystemleistungen mit Beispielen. (Nach MEA 2005; vgl. auch die umfassende Übersicht von Grunewald und Bastian 2013)

Ökosystemleistungen Kategorie 2: Versorgung

Kategorie 1: Basisleistungen bzw. unterstützende Leistungen • Photosynthese • Produktion sekundärer Pflanzenstoffe • Reproduktion der Organismen • Zersetzung der organischen Substanz • Mykorrhiza • Bakterielle Stickstofffixierung in Symbiose mit Höheren Pflanzen • Bestäubung • Ausbreitung von Diasporen • Durchwurzelung des Bodens • Sedimentation in Flussauen • Torfbildung • …

• Nahrungsmittel aus terrestrischen Ökosystemen (v. a. landwirtschaftliche Produkte) • Nahrungsmittel aus aquatischen Ökosystemen (z. B. Fische, Schalentiere) • Holz • Fasern • Tierfutter • organischer Dünger • Trinkwasser • Biochemikalien • genetische Information (z. B. für Biotechnologie) • … Kategorie 3: Regulation • • • • • • • • • •

Klima (z. B. Treibhausgase) Hochwasserschutz Selbstreinigung des Wassers Erosionsschutz Bestäubung von Kulturpflanzen biologische Schädlingsbekämpfung Lärmschutz Bodenfruchtbarkeit Erhalt der Biodiversität …

Kategorie 4: Kulturell • • • • • • • • •

Erholung wissenschaftliche Forschung Umweltbildung Ästhetik spirituelle und religiöse Werte Inspiration für Kunst Identifikation z. B. mit Heimat Bioindikation …

1.5 · Was bedeutet Ökosystemrenaturierung? Vorschlag einer Definition

1.4  Degradation von

Ökosystemen

Sowohl in renaturierungsökologischen Unter­ suchungen als auch für die Praxis der Ökosystemrenaturierung ist vielfach eine Degradation der Auslöser für Forschung oder das praktische Handeln. Zur Ableitung von Zielen und Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung ist es hilfreich, die Degradationsprozesse zu analysieren und zu verstehen (Hobbs und Norton 1996). Um hierbei wertfreie ökologische Analysen klar von einer Bewertung der Fakten zu trennen, bedarf es einer Erläuterung, zumal vielfach kein Konsens über die Bedeutung von Ökosystemdegradation besteht. Beispielsweise werden für Waldökosysteme von Lund (2009) über 50 verschiedene Definitionen von Walddegradation (forest degradation) zusammengestellt (vgl. Simula 2009). Die Degradation von Öko- bzw. Nutzungssystemen mit negativen Auswirkungen auf die abiotischen (Boden, Wasser, Luft) und biotischen Ressourcen (Organismen) wird in der Regel mit starken anthropogenen Eingriffen bzw. einer Nutzungsintensivierung verknüpft (Johnson et al. 1997; McIsaac und Brün 1999). Die WHO (2017a) setzt eine Degradation von Landflächen (land degradation) direkt mit dem Verlust von Ökosystemleistungen in Beziehung. Die FAO (2011) versteht unter Degradation von Wäldern eine reduzierte Kapazität für die Bereitstellungen von Ökosystemleistungen. Die Degradation von Ökosystemen lässt sich qualitativ und quantitativ erfassen und auf dieser Grundlage bewerten. Quantifizierbare Kriterien umfassen hierbei beispielsweise Artenzahl und -zusammensetzung, Biodiversität und entsprechende Indikatorarten in allen Ökosystemkompartimenten, Produktivität bzw. Biomasse der Biozönosen, Vegetationsbedeckung, Nähr- oder Schadstoffstoffgehalte in Böden und Pflanzen, den Grad der Bodenversalzung, den physikalischen Zustand des Bodens (z. B. Porenvolumen, Versiegelungsgrad), Bodenabtrag durch Erosion und den Grad der Ökosystem-

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fragmentierung (z.  B. Ravera 1989; Aronson et al. 1993; Furse et al. 2009; FAO 2011; Miler et al. 2015; Modica et al. 2015; Seibold et al. 2015; Virto et al. 2015). Mit den Kriterien Vegetation, Fauna, Torfakkumulation und Hydrologie sind beispielsweise die Degradationsstufen von Mooren differenziert worden (7 Kap. 8), mit denen sich der Renaturierungsbedarf ermitteln lässt und Handlungsempfehlungen ableiten lassen. Der Gradient reicht hierbei von intakten Mooren, die keiner Renaturierung, aber eines Schutzes bedürfen, bis hin zu sehr stark degradierten bzw. zerstörten Mooren, die sich nicht mehr renaturieren lassen. 1.5  Was bedeutet

Ökosystemrenaturierung? Vorschlag einer Definition

In Wissenschaft und Praxis führt der Begriff „Renaturierung“ häufig zu Kontroversen, insbesondere, wenn der Vorsatz „Re-“ mit einem „zurück“ zu etwas Ursprünglichem verbunden wird. Es ist hierbei hilfreich, sich die lateinische Wortherkunft vor Augen zu halten, bei der die Bedeutung des Präfixes „re-“ viel weiter reicht und neben „zurück“, nämlich auch „wieder“ oder „in den richtigen Stand“ (PONS 2016) ausdrücken kann, es also neben der regressiven Bedeutung auch eine progressive gibt, die in der Ökosystemrenaturierung vielfach zielführender ist. Dies ist umso wichtiger, wenn man davon ausgehen muss, dass in der mitteleuropäischen Kulturlandschaft, in der es wohl kaum ein Ökosystem mehr gibt, welches vom Menschen gänzlich unbeeinflusst ist, die Wiederherstellung von ursprünglichen Ökosystemen oder historischen Nutzungssystemen oft kaum oder zumindest nur mit erheblichem Aufwand möglich ist. Die Society for Ecological Restoration (SER 2004) definiert die Ökosystemrenaturierung als „the process of assisting the recovery of an ecosystem that has been degraded, damaged, or destroyed“. Aronson et  al. (2007) fügen hinzu, dass mit einer Ökosystemrenaturierung bestimmte Ökosystemfunktionen wieder-

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

hergestellt bzw. optimiert werden, die durch Nutzung stark beeinträchtigt worden oder ganz verloren gegangen sind (vgl. auch Cairns und Heckman 1996). Zerbe et al. (2009, S. 5) haben diese Definition dahingehend modifiziert, dass „die Ökosystemrenaturierung […] die Entwicklung bzw. Wiederherstellung eines durch den Menschen mehr oder weniger stark degradierten bis völlig zerstörten Ökosystems in Richtung auf einen naturnäheren Zustand [unterstützt]. Damit werden bestimmte Ökosystemleistungen und -strukturen vor dem Hintergrund aktueller ökologischer, sozioökonomischer und naturschutzfachlicher Rahmenbedingungen wiederhergestellt.“ Diese Definition macht keine Angaben über die anzuwendenden Maßnahmen. Vor dem Hintergrund der Entwicklung der Ökosystemrenaturierung und der Renaturierungsökologie und insbesondere dem zunehmenden Einsatz von ökosystemschädigenden Maßnahmen wie Pestiziden, Feuer oder Oberbodenabtrag (7 Kap. 24) wird hier eine weitergehende Modifikation einer Definition der Ökosystemrenaturierung vorgeschlagen, die auch die konzeptionelle Grundlage für das vorliegende Fachbuch darstellt: Die Ökosystemrenaturierung unterstützt mit naturschutzfachlich und ethisch vertretbaren Maßnahmen und mit einer Aktivierung bzw. Reaktivierung natürlicher Prozesse die Entwicklung eines mehr oder weniger stark anthropogen überformten bzw. degradierten Ökosystems in Richtung auf einen Zustand, welcher bestimmte Ökosystemleistungen mit den entsprechenden Ökosystemfunktionen vor dem Hintergrund ökologischer, sozioökonomischer, kultureller und naturschutzfachlicher Rahmenbedingungen bereitstellt. Die Ökosystemrenaturierung folgt prioritär den Zielen des Arten-, Biotop-, Umwelt-, Ressourcen- und/oder Kulturlandschaftsschutzes und dem Prinzip einer starken Nachhaltigkeit.

Die grafischen Darstellungen einer Ökosystemrenaturierung beispielsweise von Bradshaw (1987), Zerbe et al. (2009) sowie Andel und Aronson (2012) bilden die Grundlage für die in . Abb. 1.8 differenzierten Prozesse der Übernutzung bzw. Degradation und der mit einer Ökosystemrenaturierung initiierten Prozesse, die zu einer raschen oder verzögerten Wiederherstellung der Ökosystemleistungen führen können. Die Wiederherstellung bestimmter Ökosystemleistungen (z. B. Kohlenstoffsenken durch Torfwachstum eines Moores) ist damit konsequenterweise auch mit den entsprechenden Ökosystemfunktionen (z. B. Grundwasserdynamik eines Niedermoores) verbunden. Im Hinblick auf die zu entwickelnden Ökobzw. Nutzungssysteme können nach Zerbe et al. (2009) drei Hauptziele differenziert werden (. Tab. 1.6): 1. Die Wiederherstellung von Ökosystemen der Naturlandschaft (bzw. eine möglichst starke Annäherung an diese), z. B. Fließgewässer, Seen, Hoch- und Niedermoore, Salzrasen und naturnahe Wälder. Dieses Ziel wird neben eventuellen initialen Eingriffen zur Herstellung bestimmter abiotischer Standortbedingungen v. a. durch das Beenden oder die Minimierung von Nutzungen, d. h. durch das weitestgehende Zulassen natürlicher ökologischer Prozesse, erreicht. Nach Diggelen et al. (2001, S. 116) wäre dies die „wahre“ (true) Renaturierung. 2. Die Wiederherstellung von, meist traditionellen Nutzungssystemen der historischen Kulturlandschaft, z. B. Feuchtgrünland, Heiden, Magerrasen, artenreiche Äcker, Streuobstweisen oder traditionelle Waldbewirtschaftungsformen (vgl. Swart et al. 2001: arcadian approach). Dies kann nur durch die Wiedereinführung historischer Nutzungsarten bzw. die Simulation derselben geschehen. Hierzu zählen auch Konzepte der Entwicklung neuer Kulturlandschaften, in die angepasste Nutzungen und Reste der Naturlandschaft

1.5 · Was bedeutet Ökosystemrenaturierung? Vorschlag einer Definition

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. Abb. 1.8  Renaturierung von Ökosystemen in Mitteleuropa mit einer Wiederherstellung der durch Übernutzung beeinträchtigten bzw. verloren gegangenen Ökosystemleistungen. A = erfolgreiche Renaturierung, B = zeitlich stark verzögerter Renaturierungserfolg (z. B. bei Mooren), C = erfolglose Renaturierung, D = weitere Degradation der Öko- bzw. Nutzungssysteme. (Modifiziert nach Zerbe et al. 2009)

. Tab. 1.6  Die drei Hauptziele der Ökosystemrenaturierung mit Beispielen von Ökosystem- und Nutzungstypen, bei denen diese Ziele im Wesentlichen verfolgt werden Hauptziele der Ökosystemrenaturierung

Beispiele für Ökosystem- bzw. Nutzungstypen

Ökosysteme bzw. Biotope der Naturlandschaft

Naturnahe Buchenwälder, Auenwälder, Röhrichte der Flussund Seeufer, Hoch- und Niedermoore, Seen, Flussauen, Salzwiesen, alpine Matten

Öko- bzw. Nutzungssysteme der traditionellen Kulturlandschaft

Glatthafer- und Goldhaferwiesen, Feuchtgrünland, Kalkmagerrasen, Sandtrockenrasen, Streuobstwiesen, artenreiche Äcker, Niedermoorwiesen, Heiden, Hutewälder, Nieder- und Mittelwälder, beweidete Binnensalzstellen

Neuartige Ökosysteme bzw. Biotope (novel ecosystems)

Vegetation auf Bergbau- bzw. Müllhalden und ehemaligen Industriestandorten, neophytenreiche Vegetation in Städten, z. T. Biotope der Bergbaufolgelandschaften

integriert werden (zur Renaturierung von Kulturlandschaften vgl. z. B. Hobbs 2002; Moreira et al. 2006; zur Entwicklung von halboffenen Weidelandschaften vgl. Redecker et al. 2002). Die Ziele können sowohl durch eine Extensivierung (z. B. Renaturierung einer artenreichen Wiese auf einer Fläche mit artenarmem Intensivgrünland) als auch durch eine „Intensivierung“ erreicht werden, wenn z. B. durch

das Entfernen von Gehölzen die Sukzession zurückgedrängt wird, um Offenland wiederherzustellen. 3. Die Herstellung von neuartigen Öko- bzw. Nutzungssystemen in stark gestörten Landschaften, z. B. Bergbaufolgelandschaften, oder auf urban-industriellen Flächen. Hierzu gehört auch das Konzept der creative conservation (Luscombe und Scott 2010), welches das Einbringen von

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

Wildpflanzen, z. B. in Industriegelände, oder generell alle Formen der Wiederbegrünung in städtischen Siedlungsbereichen beinhaltet. Für die Neuschaffung von Ökosystemen auf vom Menschen sehr stark überformten Standorten haben Hobbs et al. (2006) den Begriff emerging bzw. novel ecosystems (neuartige Ökosysteme) eingeführt. Auch der Ansatz des designer ecosystem (McDonald et al. 2016), als die Renaturierung eines Ökosystems ohne eine Referenz in der histo-

rischen oder aktuellen Kulturlandschaft, lässt sich hier zuordnen. In der Renaturierungsökologie oder im spezifischen Kontext der praktischen Ökosystemrenaturierung hat sich mittlerweile ein weites Begriffsfeld entwickelt (. Tab. 1.7). Die unterschiedlichen Begriffe spiegeln hierbei verschiedene Fachdisziplinen und deren Konzepte, Traditionen bzw. Instrumentarien, Ziele, Vollständigkeit und Zeithorizont der Wiederherstellung bestimmter

. Tab. 1.7  Unterschiedliche Konzepte bzw. Begriffe der Renaturierung im weitesten Sinne mit entsprechender Bezeichnung im englischen Sprachgebrauch und ggf. mit einem Beispiel aus der Literatur. ≈ = ungefähre Bedeutung Deutscher Begriff

Englischer Begriff

Erläuterung bzw. Anwendungsbeispiele

Design

Creation, designer ecosystem, fabrication (Jackson et al. 1995; MacMahon und Holl 2001; Clewell und Aronson 2013; McDonald et al. 2016)

Schaffung (Design) eines neuartigen Ökosystems (novel ecosystem) ohne historische oder aktuelle Referenz

Extensivierung

De-intensification (Postma-Blaauw et al. 2012)

Umwandlung von vormals intensiv genutztem Grünland durch Extensivierung der Nutzung

Regeneration

Regeneration (Clewell und Aronson 2013)

Wiederbewaldung oder generell Wiederbesiedlung mit Vegetation durch natürliche Sukzession

Rehabilitation

Rehabilitation (Aronson et al. 1993; Cooke 1999)

Geomorphologisch-hydrologische Eingriffe zur Flussrenaturierung, Seenrenaturierung; meist mit Blick auf die natürlichen Ökosystemfunktionen

Rekonstruktion

Reconstruction (Bradshaw 1983)

Wiederherstellung von Vegetation bzw. Ökosystemen auf stark gestörten Standorten wie z. B. Abbaustellen, ggf. mit technischen Mitteln (ähnlich Rekultivierung)

Rekultivierung

Recultivation, reclamation, re-vegetation, creation, fabrication (Clewell und Aronson 2013)

Wiederherstellung von land- und forstwirtschaftlicher oder anderer Nutzungen auf Abbaustellen (z. B. auf ehemaligen Braunkohletagebauflächen); häufig mit der Schaffung von neuen Ökosystemen und einer Wiederherstellung der Produktionsleistung verbunden

Remediation

Remediation, bioremediation, phytoremediation

Festlegung bzw. Entzug von Schadstoffen aus dem Boden bzw. dem Wasser mit Hilfe von Pflanzen (Phytoremediation) oder anderen Organismen wie z. B. Bakterien (Bioremediation) (Fortsetzung)

1.5 · Was bedeutet Ökosystemrenaturierung? Vorschlag einer Definition

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. Tab. 1.7  (Fortsetzung) Deutscher Begriff

Englischer Begriff

Erläuterung bzw. Anwendungsbeispiele

Renaturierung

Restoration, renaturalization

Im weitesten Sinne die Wiederherstellung bestimmter Öko- bzw. Nutzungssysteme mit deren spezifischen Ökosystemleistungen, meist mit dem Ziel eines naturnäheren Zustands

Restauration

Restoration

Wiederherstellung eines naturnahen Ökosystems, in der Regel gemäß eines historischen, sehr naturnahen Referenzzustands wie z. B. Moore, Seen und Steppen

Restitution

Restitution, restoration (Rubarenzya et al. 2008)

Aktive Wiederherstellung eines naturnahen, ggf. ursprünglichen Zustands, in jedem Fall mit technischen Mitteln bzw. Maßnahmen (z. B. Feuchtgebiete oder Flüsse)

Revitalisierung

Revitalization (Hughes und Rood 2003)

Wiederherstellung von abiotischen Standortbedingungen bzw. Ökosystemfunktionen als Voraussetzung für die Ansiedlung von standorttypischen Lebensgemeinschaften, z. B. in Fließgewässern und deren Auen oder bei Mooren

Sanierung

≈ remediation

Eingriff in die abiotischen Faktoren von Stillgewässern, meist mit chemisch-technischen Mitteln, im Wasserkörper bzw. im Einzugsgebiet zur Verbesserung der Wasserqualität und Wiederherstellung von seentypischen Lebensgemeinschaften

(Seen-)Therapie

Therapy

Gesamtheit der Maßnahmen zur Verbesserung des ökologischen Zustands von Stillgewässern mit z. T. technischen Eingriffen in die abiotischen und biotischen Standortbedingungen

Wiederherstellung ökologischer Integrität

Recovery of ecosystem integrity (SER 2004)

Wiederherstellung der Ökosystemfunktionen mit einer entsprechenden Biodiversität, Ökosystemstruktur bzw. Artenzusammensetzung gemäß eines Referenzzustands

Wiederherstellung von Ökosystemgesundheit

Recovery of ecosystem health (Rapport et al. 2001; SER 2004)

Wiederherstellung der Ökosystemfunktionen gemäß eines Referenzzustands, sodass das Ökosystem dynamisch und resilient auf Störungen reagieren kann

Ökosystemzustände oder Ausmaß des technischen Mitteleinsatzes wider. Zur Diversifizierung der Begriffe hat sicherlich auch beigetragen, dass Renaturierung oft sehr eng mit der Rückführung in einen natürlichen, ursprünglichen Zustand ausgelegt wird (vgl. z. B. Cooke 1999; s. oben). Vor dem Hintergrund der Begriffsvielfalt, der Kontroversen um den Begriff „Renaturierung“ und der

Kritik an der Ökosystemrenaturierung z. B. seitens der Umweltethik (7 Kap. 24) werden in diesem Buch die Begriffe „Renaturierung“ bzw. „renaturieren“ als Dachbegriffe verwendet mit Bezug auf die hier vorgeschlagene Definition. Spezifische Implikationen in Bezug auf bestimmte Ökosystem- bzw. Nutzungstypen werden an entsprechender Stelle dargestellt (Teil II).

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Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

1.6  Skalenebenen der

Ökosystemrenaturierung

Wohl die meisten Renaturierungsprojekte fokussieren auf einen bestimmten Ökosystembzw. Nutzungstyp. So wird beispielsweise eine Grünland- oder Heidefläche, ein Moor, ein Flussabschnitt, ein See, ein Waldbestand oder ein Hang in den Alpen auf lokaler Ebene renaturiert. Auf Landschaftsebene kann z. B. ein hydrologisches Einzugsgebiet mit seinen unterschiedlichen Ökosystem- und Nutzungstypen und Nebengewässern renaturiert werden. So stellen beispielsweise Bannister et al. (2005) für Großbritannien fest, dass es bisher zwar kein übergreifendes Renaturierungsprojekt eines gesamten Flusseinzugsgebiets gibt, Ansätze und Konzepte hierfür aber bereits vorliegen. In Deutschland verfolgt das von der EU geförderte LIFE-Projekt „LiLa Living Lahn – ein Fluss, viele Ansprüche“ dieses Ziel, indem es dazu beiträgt, die Lahn ökologisch aufzuwerten und, unter Berücksichtigung der bisherigen Nutzung als Bundeswasserstraße sowie naturschutzfachlicher und gewässerökologischer Aspekte, ein Gesamtkonzept für den Fluss zu erarbeiten, was insbesondere durch die Integration der zahlreichen Nutzungsinteressen erreicht werden soll (Land Hessen 2017). Renaturierung auf Landschaftsebene erfolgt beispielsweise auch in den Braunkohlefolgelandschaften (7 Kap. 20), in großflächigen Landschaften, die als Nationalparks ausgewiesen sind (7 Kap. 7) oder traditionellen Kulturlandschaften, wie z. B. Hutelandschaften. Ökosystemrenaturierung auf Landschaftsebene wird insbesondere auch dort notwendig, wo fragmentierte Habitate oder Teilpopulationen wieder vernetzt oder Pufferzonen geschaffen werden sollen (Hobbs und Norton 1996). Als ein landschaftsübergreifendes Rena­ turierungsprojekt in Mitteleuropa kann wohl bisher nur die großflächige Wiederherstellung von Wäldern durch die Nadelholzaufforstungen vor ca.  200  Jahren bezeichnet

werden (7 Kap. 7). Dies umfasste sowohl die Mittelgebirge wie auch das Tiefland und hat letztendlich dazu beigetragen, dass heute ca. 30–40 % der jeweiligen Landesfläche in den mitteleuropäischen Ländern mit Wald bedeckt sind. Weitere Ansätze bestehen mit internationalen Renaturierungsinitiativen der mitteleuropäischen Flüsse, wie beispielsweise der Elbe und des Rheins (Moss und Monstadt 2008). Als landschaftsübergreifend muss auch die Wiedereinführung von Braunbären beispielsweise in den Südalpen gelten (7 Kap. 4). Die Renaturierung der Nord- und Ostsee als Meeresökosysteme würde die kleinste Maßstabsebene in Europa (Mittel-, West,- Nord- und Osteuropa) betreffen, welche mehrere Einzugsgebiete der großen europäischen Flüsse und zahlreiche Landschaften bzw. Landschaftskomplexe in verschiedenen Klimazonen umfasst. Impulse für ein übergreifendes Konzept zur Renaturierung der Meeresökosysteme werden beispielsweise mit der Meeresstrategie-Rahmenrichtlinie der EU gegeben (7 Kap. 13). Somit lassen sich im Wesentlichen drei Skalenebenen der Renaturierung differenzieren: 1. Ökosystem bzw. Nutzungstyp (große Maßstabsebene) 2. Landschaft bzw. Flusseinzugsgebiet (mittlere Maßstabsebene) 3. Landschaftskomplexe bzw. mehrere Flusseinzugsgebiete (kleine Maßstabsebene) Viele Umweltprobleme, für deren Lösung die Renaturierungsökologie bzw. Ökosystemrenaturierung einen wichtigen Beitrag leisten kann, wie beispielsweise die Eutrophierung von Böden, Oberflächengewässern und Grundwasser, die großflächige Erosion in intensiv genutzten Berggebieten und Tallagen, der weltweite Biodiversitätsverlust, der globale Klimawandel, die Desertifikation in ariden und semiariden Gebieten und insbesondere die anthropogene Belastung der Meeresökosysteme, können heute nur noch mit landschaftsübergreifenden Ansätzen und mit internationalen Initiativen gelöst werden.

1.7 · Gemeinsamkeiten und Abgrenzung der Ökosystemrenaturierung in …

1.7  Gemeinsamkeiten

und Abgrenzung der Ökosystemrenaturierung in Bezug auf die Praxis anderer Fachrichtungen

Als Teildisziplin der Ökologie ist die Renaturierungsökologie gegenüber anderen naturwissenschaftlichen Disziplinen konzeptionell und methodisch gut verankert und abgrenzbar und bedient sich anderer Teildisziplinen, z. B. der Aut- und Populationsökologie, der Biozönologie, der Geobotanik oder der Landschaftsökologie. Dagegen gibt es für die Ökosystemrenaturierung mit der Praxis anderer Fachrichtungen, die sich mit der Planung, der Gestaltung, dem Erhalt bzw. Schutz und der Wiederherstellung von Ökosystemen bzw. Landnutzungssystemen beschäftigen, zahlreiche Überschneidungen (. Abb. 1.1). So weist die praktische Ökosystemrenaturierung viele Überschneidungen mit dem Arten- und Biotopschutz auf (Naturschutz im engeren Sinn; nature conserva­ tion, preservation, protection). Dies betrifft einerseits die Ziele wie den Schutz bzw. die Wiederherstellung der Populationen von in ihrem Bestand gefährdeten Arten oder von naturschutzfachlich wertvollen Biotopen bzw. FFH-Lebensräumen (FFH  = Fauna-Flora-Habitat) und andererseits die Maßnahmen. Maßnahmen, etwa Beweidung, Aushagerung und Mahd zur Wiederherstellung eines bestimmten Nutzungssystems, werden auch im Rahmen der kontinuierlichen Pflege bzw. des Managements von schützenswerten Biotopen eingesetzt (7 Kap. 3). Insbesondere bei der Renaturierung von Flüssen, die vormals durch technische Maßnahmen in ihrem Verlauf und ihren Strukturen stark verändert wurden, oder in stark gestörten Landschaften wie Tagebaufolgelandschaften auf Bergbauhalden oder urban-industriellen Standorten, aber auch zur Wiederherstellung traditioneller Land-

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1

nutzungstypen kommen verschiedene technische Maßnahmen zur Anwendung. In diesem Fall gibt es erhebliche Überschneidungen mit der Ingenieurökologie (ecological enginee­ ring) bzw. -biologie. Die Ingenieurbiologie wird nach Schiechtl und Stern (1994) definiert als „eine Bautechnik, die sich biologischer Erkenntnisse bei der Errichtung von Erd- und Wasserbauten und bei der Sicherung instabiler Hänge und Ufer bedient“ (vgl. auch Hartmann 1992; Mitsch und Jørgensen 2003; Kangas 2004; Zeh 2007; Hacker und Johannsen 2011; Florineth 2012). Technische Eingriffe in die Hydromorphologie von Flüssen (7 Kap. 10), das Fixieren von erosionsgefährdeten Hängen mit Geotextilien und Ansaaten (7 Kap. 9), Oberbodenabtrag bzw. -auftrag oder die Stabilisierung von Ufern mit pflanzlichen Materialien (7 Kap. 10) werden hierbei sowohl bei der Ökosystemrenaturierung als auch als ingenieurbiologische Maßnahmen eingesetzt. Während aber bei der Ökosystemrenaturierung die Priorität auf dem Umwelt-, Natur- bzw. Ressourcenschutz liegt (7 Abschn. 1.5), steht bei der Ingenieurbiologie, als technisch-naturwissenschaftlichem Fachgebiet, die Verwendung von lebenden Pflanzen und Pflanzenteilen, oft in Verbindung mit unbelebten Baustoffen im Erd- und Wasserbau und häufig zur Sicherung gegen Naturgefahren, im Vordergrund. Mit Blick auf Gewässer bieten ingenieurbiologische Techniken und Ziele jedoch alleine keine Gewähr für eine Wiederherstellung von Ökosystemleistungen der Gewässer und damit einer Renaturierung (Gerstgraser et al. 2005; vgl. auch Clewell und Aronson 2013). Auch Maßnahmen, die die Umweltchemie zur Manipulation bzw. zur Reinigung von mit Schad- oder Nährstoffen belasteten Ökosystemen entwickelt hat, können bei der Ökosystemrenaturierung zur Anwendung kommen, beispielsweise bei der Seentherapie (7 Kap. 11) oder der Phytoremediation auf Deponien und Abraumhalden (7 Kap. 3).

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1

Kapitel 1 · Einführung in die Renaturierungsökologie

Überschneidungen mit der Landschaftsarchitektur ergeben sich bei der Gestaltung

und bei technischen Eingriffen bei stark gestörten oder zerstörten Ökosystemen wie z. B. in Tagebaufolge- oder Stadtlandschaften (vgl. Clewell und Aronson 2013). So schlägt beispielsweise das von Wilson

(1984) und Kellert und Wilson (1993) eingeführte Biophilie-Konzept, welches in der Landschaftsarchitektur z. B. zur Gestaltung biophiler Städte (biophilic cities) umgesetzt wird (Beatley 2010; Ignatieva und Ahrné 2013; Berr 2017) eine Brücke zur Ökosystemrenaturierung im urbanen Raum.

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Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? Referenzökosysteme für die Renaturierung 2.1 Ursprüngliche bzw. historische Referenz – 36 2.2 Referenzökosysteme der aktuellen Kulturlandschaft – 37 2.3 Potenzieller bzw. hypothetischer Referenzzustand – 41

© Springer-Verlag GmbH Deutschland, ein Teil von Springer Nature 2019 S. Zerbe, Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt, https://doi.org/10.1007/978-3-662-58650-1_2

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Kapitel 2 · Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? …

Für praktische Fragen wie die Identifizierung des Renaturierungspotenzials, die Auswahl von geeigneten Renaturierungs- bzw. Managementmaßnahmen, die Abstimmung und ggf. Lösung von Nutzungskonflikten mit den Akteuren und die Finanzierung einer Ökosystemrenaturierung ist eine Zielbestimmung im Vorfeld einer Renaturierung unabdingbar. Auch für die Erfolgskontrolle ist eine genaue Kenntnis der Ausgangsbedingungen und des gewünschten Zielzustands von großer Bedeutung, um einen Erfolg oder aber auch Misserfolg der Renaturierung bewerten und die Erfahrungen zukünftig für ähnliche Renaturierungsprojekte nutzen zu können (7 Kap. 6). Die Identifikation eines oder mehrerer möglicher ökologischer Referenzsysteme in Mitteleuropa vor dem Hintergrund der umfangreichen Datenlage stellt kein großes Problem dar. Schwierig kann vielmehr die Abstimmung der unterschiedlichen Nutzungsinteressen bzw. von Zielkonflikten sein. Dies wird in . Abb. 2.1 anschaulich für

einen Landschaftsausschnitt dargestellt, der für vier verschiedene Zielarten ganz unterschiedliche Habitatstrukturen aufweisen muss. Die Sozialwissenschaften bieten zur Identifikation und Lösung solcher Zielkonflikte ein breites methodisches Instrumentarium an (7 Kap. 22). Ein weiteres Problem erwächst, wenn die Ökosystemrenaturierung zu anderen, ggf. auch unvorhergesehenen Ergebnissen führt, als es die Planung vorsah. Für die Festlegung eines Referenzzustands als Ziel der Renaturierung bieten sich drei grundsätzliche Vorgehensweisen an, die eine zeitliche Perspektive beinhalten: 1. Der Referenzzustand für die Renaturierung ist historisch. Die historischen Zeitscheiben reichen hierbei von der unmittelbaren Vergangenheit (wenige Jahrzehnte) über Jahrhunderte zurückliegende Zeiträume in der Kulturlandschaft bis hin zu einem Zustand der Ursprünglichkeit ohne größere Beeinflussungen durch den Menschen in der Naturlandschaft.

. Abb. 2.1  Vier verschiedene Renaturierungsszenarien entsprechend den Zielarten. a Elch (naturnahe Wälder), b Uferschnepfe (hoher Anteil von Wiesen), c Kornweihe (strukturreiche Landschaft mit Offenland und Gehölzen), d Fischotter (Offenland mit Gewässerkorridoren). (Nach Harms et al. 1993)

Kapitel 2 · Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? …

2. Als Referenzsysteme können Ökosysteme oder Nutzungstypen der aktuellen Kulturlandschaft herangezogen werden. Diese können auch aktuell noch vorhandene Relikte eines traditionellen Nutzungstyps sein, wie z. B. Heide, Hutewald, Streuobstweise oder eine Lärchenwiese in den Alpen. 3. Der Referenzzustand kann potenziell bzw. hypothetisch ermittelt werden. Alle diese Vorgehensweisen können in Mitteleuropa auf eine umfangreiche und detaillierte Datenlage zur historischen und aktuellen Natur- und Kulturlandschaft mit deren Ökosystemen, Vegetation, Biozönosen, Flora und Fauna zurückgreifen (z. B. Ozenda 1988; Wilmanns 1998; Kratochwil und Schwabe 2001; Oberdorfer et al. 2001; Ellenberg und Leuschner 2010). Zudem liegen Empfehlungen zum methodischen Vorgehen bei der Bestimmung von Referenzzuständen in der Ökosystemrenaturierung vor (Holl und Ciarns 2002; SER 2004; Clewell et al. 2009). Ein Synergismus zwischen Renaturierung, Naturschutz und Landschaftsplanung bzgl. Leitbildern und der Leitbildmethode als Planungsmethode (Wiegleb et al. 2013) liegt auf der Hand. In bestimmten Fällen kann das Referenzsystem quasi einer exakten „Kopiervorlage“ entsprechen, in anderen kann es nur eine Richtung

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der Renaturierung andeuten (Clewell et  al. 2005). Zu bedenken gilt es bei diesen Optionen zur Bestimmung einer Referenz, dass sie einen mehr oder weniger konkreten Zustand darstellen und in der Regel wenig Spielraum für Dynamik, Prozesse bzw. Unsicherheit (uncertainty) lassen (vgl. White und Walker 1997; Choi et al. 2008; Hiers et al. 2012). Diese Dynamik ist aber gerade in Ökosystemen, wie beispielsweise Flüssen mit deren Überschwemmungsregime und ihren Auen, Küstenökosystemen oder auch neuartigen Ökosystemen in Stadt- oder Tagebaulandschaften, ein wesentliches Merkmal. Mit dieser Unsicherheit gerade bei der Ökosystemrenaturierung umzugehen, bleibt eine Herausforderung (Samuels und Lockwood 2002; Darby und Sear 2008; McCarthy 2014). Hier können Ansätze zielführend sein, die eine größere Flexibilität der Ökosystementwicklung zulassen oder stärker prozessorientiert sind (Choi et al. 2008; Hiers et al. 2012). Für bestimmte Lebensräume können damit einerseits enge Zielvorgaben gemacht werden, für andere Renaturierungsvorhaben ergibt sich eine Spannbreite an möglichen Zielzuständen (. Abb. 2.2). Die Wahl eines geeigneten Referenzzustands für eine Ökosystemrenaturierung ist keine wissenschaftliche Entscheidung. Allerdings liefert die Renaturierungsökologie die

. Abb. 2.2  Renaturierung mit Fokus auf einen bestimmten Referenzzustand wie z. B. bei der Renaturierung einer Heide oder eines Kalkmagerrasens mit einer spezifischen Vegetationsstruktur und Artenzusammensetzung (a) oder mit Fokus auf Entwicklungsprozesse mit mehreren möglichen Zielzuständen (b)

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Kapitel 2 · Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? …

wissenschaftlichen Grundlagen und unterstützt den Entscheidungsprozess mit Analysen, Daten und Methoden. Zur Operationalisierung werden ökologische Attribute herangezogen (z. B. Ziel- oder Zeigerarten, Grundwasserstand, Nährstoffgehalt), die dann auch im Rahmen eines Monitorings geprüft werden können (SER 2004; Clewell 2009; 7 Kap. 6). Die letztendliche Entscheidung für einen Referenzzustand und damit einem Entwicklungsziel ist dann allerdings normativ und das Ergebnis einer Priorisierung von Optionen und ggf. einer Abstimmung zwischen den Akteuren und möglichen Nutzungskonflikten (7 Kap. 22). Auch gilt es zu berücksichtigen, dass Leitbilder und Referenzen gegenwärtigen Paradigmen und Trends im Naturschutz folgen und diese sich ändern können. So folgte beispielsweise der Arten- und Biotopschutz von seinen Anfängen bis in die zweite Hälfte des 20. Jahrhunderts weitgehend statischen Ansätzen. Seit den 1990er Jahren ist dann der Prozessschutz in die Naturschutzdiskussion eingebracht worden (Sturm 1993; Felinks und Wiegleb 1998; Jedicke 1998). Allerdings tut man sich nach wie vor mit dem Zulassen einer natürlichen Entwicklung von Ökosystemen und damit dem Unvorhergesehenen, nicht Planbaren oder der vom Menschen unbeeinflussten Wildnis schwer (vgl. Piechocki et al. 2010; Schuster 2010). 2.1  Ursprüngliche bzw.

historische Referenz

In der ursprünglichen Naturlandschaft hat der Mensch noch nicht tiefgreifend die Landschaft verändert. Diese Zustände können mittels Pollenanalyse in Mooren, Seesedimenten oder Gletschern rekonstruiert werden (7 Kap. 8). In großflächigen Mooren, Seen oder Gletschern mit großen Polleneinzugsgebieten kann die überregionale Landschaftsentwicklung (z. B. Rösch 1993; Brande 2003) und in kleinen Waldmooren oder Seen die lokal-regionale Vegetationsentwicklung (z. B. Weichhardt-Kulessa et al. 2007; Rösch und

Lechterbeck 2016) rekonstruiert werden. Die „Ursprünglichkeit“ der Landschaft und Vegetation ist allerdings räumlich-zeitlich relativ. Während beispielsweise viele mediterrane Landschaften zur Zeit der römischen Hochkultur bereits mehr oder weniger intensiv nutzungsbedingt überformt waren (Walsh 2013), sind viele Regionen nördlich der Alpen und insbesondere die Mittelgebirge erst mit den mittelalterlichen Siedlungserweiterungen und Rodungen von Natur- zu Kulturlandschaften geworden (zum Spessart vgl. z. B. Zerbe 2002a). Die Pollenanalyse, seit dem 17.  Jahrhundert auch verbunden mit detaillierten historischen Karten, erlaubt eine Rekonstruktion von Vegetation und Landschaft in verschiedenen Zeitscheiben (Rubin et al. 2008), die jeweils als Referenzzustände für die Ökosystemrenaturierung dienen können. Zur Erfassung der Landschaftsgeschichte und historischer Zustände der Kulturlandschaft können zudem Böden, Geomorphologie, archäologische Befunde, historische Elemente in der aktuellen Kulturlandschaft (z. B. Wanja et al. 2007), Archivalien, die Dendrochronologie sowie historische Gemälde, Fotografien, Luftbilder und Karten – und dies interdisziplinär verknüpft – herangezogen werden. Auch traditionelles, indigenes bzw. lokales ökologisches Wissen (traditional, indigenous, local ecological knowledge) erlaubt eine Rekonstruktion historischer Zustände (Berkes et al. 2000; Molnár et al. 2015; 7 Abschn. 24.3). In Mitteleuropa wird man kaum ein Ökosystem durch Renaturierung zu einem ursprünglichen Zustand „zurück“ entwickeln können. Alleine die überregionalen, z.  T. sehr hohen atmogenen Nährstoffeinträge (v. a. Stickstoff) schaffen neue Standortverhältnisse, abgesehen von den vielfältigen weiteren anthropogenen Einflüssen in den vergangenen Jahrhunderten. Doch kann man sich im Hinblick auf spezifische Parameter an einer Ursprünglichkeit orientieren, beispielsweise bei der Renaturierung von Mooren, Seen, Fließgewässern und Küstensalzwiesen am natürlichen Wasserhaushalt oder der

2.2 · Referenzökosysteme der aktuellen Kulturlandschaft

­ atürlichen Überschwemmungsdynamik, bei n Wäldern an einer natürlichen Bestandsdynamik und Struktur oder bei der Wiedereinführung von Arten an dem ursprünglichen Artenpool. Insbesondere für viele Ökosystem- bzw. Nutzungssysteme des Offenlandes wird häufig die durch großflächige Rodungen und Beweidung entstandene, weitgehend waldfreie vorindustrielle Kulturlandschaft als Referenz bzw. Leitbild für den Naturschutz (Artenund Biotopschutz) und die Renaturierung herangezogen (Redecker et al. 2002; Zerbe et al. 2009; Hampicke 2013; Haber 2014). Bis Mitte des 19.  Jahrhunderts erreichten extensives Grünland, Mager- bzw. Trockenrasen und Heiden ihre maximale Ausdehnung (7 Kap. 14 und 15), wie dies auch anschaulich in der zeitgenössischen Malerei dargestellt wird (Makowski und Buderath 1983). Allerdings muss man sich klarmachen, dass die über Jahrhunderte vorangetriebene großflächige Waldvernichtung, intensive Beweidung des Offenlandes, verbunden mit Plaggenwirtschaft im Tiefland, die Streunutzung in den Wäldern, Waldweide, Köhlerei und andere nichtnachhaltige landwirtschaftliche bzw. agroforstliche Nutzungen zu einer mitteleuropaweiten Degradation der Öko- bzw. Nutzungssysteme geführt haben (Plachter 1995; Pfadenhauer 2002). Heute sind es häufig gerade diese in Bezug auf Boden und Vegetation übernutzten Ökosysteme, die im Fokus des Arten- und Biotopschutzes und der Renaturierung stehen, da sie Lebensräume für viele seltene und gefährdete Arten sind (Pfadenhauer 2002) und darüber hinaus, wie beispielsweise die Heidereste (z. B. Lüneburger Heide in Deutschland, Veluwe in den Niederlanden), Wacholderheiden (z.  B. auf der Schwäbischen Alb) und ausgedehnten Trocken- und Magerrasen (z. B. im unteren Odertal oder im Vinschgau in Südtirol) einen erheblichen lokal-regionalen Wirtschaftsfaktor für Erholung und Tourismus darstellen. Viele der traditionellen Landnutzungstypen des Offenlandes sind in Europa auch in historischer Perspektive sehr gut untersucht (z. B.

37

2

Küster 1998, 1999). So liegen beispielsweise umfassende Kenntnisse über die Vegetationsökologie, Dynamik und Regeneration von Cal­ luna-Heiden in West- und Mitteleuropa vor (7 Kap. 14), aus denen sich auch historische Referenzzustände ableiten lassen. Bei einem in vielen Gebieten Europas dauerhaft sehr hohen atmogenen Stickstoffeintrag und damit Überschreiten der kritischen Belastungsgrenze (criti­ cal load) ist allerdings zu überdenken, ob man den Referenzzustand nicht an die aktuellen Standortbedingungen anpasst und sich stärker an aktuellen Entwicklungsprozessen auch bei historischen Elementen der traditionellen Kulturlandschaft orientiert (. Abb. 2.2). Dies gilt auch für mageres Grünland wie beispielsweise Kalktrockenrasen. 2.2  Referenzökosysteme der

aktuellen Kulturlandschaft

Ökosysteme bzw. Nutzungstypen der aktuellen Kulturlandschaft als Referenz für eine Renaturierung heranzuziehen, bietet zahlreiche Vorteile. Zum einen lassen sich der Zielzustand bzgl. der abiotischen (Boden, Wasserhaushalt) und biotischen Faktoren (Flora, Vegetation, Fauna, Mikroorganismen) sowie der Einfluss von Nutzung bzw. Management auf die Biozönosen und deren Regeneration und Dynamik direkt qualitativ und quantitativ erfassen und müssen nicht rekonstruiert werden, zum anderen können sozioökonomische Aspekte wie z.  B. Managementkosten direkt und vor dem aktuellen sozioökonomischen Hintergrund ermittelt werden. Zudem können, wie im Falle eines Transfers von Zielarten, die Referenzökosysteme direkt in die praktische Renaturierung miteingebunden werden. Eine Vielzahl an biologisch-ökologischen Informationen lässt sich mittlerweile aus umfangreichen Datenbanken ableiten (. Tab. 2.1). An seine Grenzen stößt der Ansatz einer aktuellen Referenz, wenn es diese in der betreffenden, intensiv genutzten und stark überformten Kulturlandschaft nicht mehr

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2

Kapitel 2 · Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? …

. Tab. 2.1  Beispiele für nationale und internationale biologisch-ökologische, landschaftsökologische und naturschutzfachliche Datenbanken (in alphabetischer Reihenfolge der Kurzbezeichnung) in Mitteleuropa bzw. weltweit, die zur Ableitung von Referenzzuständen bei der Ökosystemrenaturierung bzw. generell für die Wiederherstellung von Ökosystemleistungen hilfreich sein können Datenbank

Inhalt

Literaturhinweise

BERGWALD

Vegetationsdatenbank für die Bayerischen Alpen

Ewald (2012)

Biological Flora of Central Europe

Biologie und Ökologie der Pflanzen Mitteleuropas (publiziert in der wissenschaftlichen Zeitschrift Flora)

Matthies und Poschlod (2000)

BioPop

Biologisch-ökologische Merkmale von Pflanzenarten Deutschlands (s. FloraWeb)

Poschlod et al. (2003)

Dispersal Diaspore Database

Informationen zur Samenausbreitung von derzeit über 5000 Pflanzenarten

Hintze et al. (2013)

Ellenberg-Zeigerwerte

Zeigerwerte für die Flora Mitteleuropas hinsichtlich abiotischer Faktoren (Boden, Wasser, Klima)

Ellenberg et al. (1992)

EM-DAT (International Disaster Database)

Datenbank der weltweiten Naturkatastrophen und deren Auswirkungen seit 1900

CRED (2009); EEA (2012)

EUNIS (European Nature Information System)

Daten zu Arten, Lebensräumen und Standorten des europäischen Natura2000-Netzwerks

Riecken et al. (2006); EEA (2017a)

European Soil Database

Verbreitung und Charakteristik europäischer Böden

EC (2003)

European Vegetation Archive (EVA)

Vegetationsaufnahmen in Europa

Chytrý et al. (2016); European Vegetation Survey (2017)

Fauna Europaea

Verzeichnis der Tierarten in Europa mit deren Verbreitung

Fauna Europaea (2013); Jong et al. (2014)

Fauna Indicativa

Ökologische Präferenzen und biologische Eigenschaften der Tiergruppen Libellen, Heuschrecken, Laufkäfer und Tagfalter

Klaiber et al. (2017a, b)

Flora Database of the Czech Republic

Vorkommen und Verbreitung der Gefäßpflanzen in Tschechien

Danihelka et al. (2009)

FloraFaunaSüdtirol

Verzeichnis der Flora und Fauna Südtirols mit Verbreitung und biologisch-ökologischen Angaben

Naturmuseum Südtirol (2017)

Flora Indicativa

Ökologische Zeigerwerte und biologische Kennzeichen der Flora der Schweiz und der Alpen

Landolt et al. (2010)

FloraWeb

Wildwachsende Pflanzenarten, Pflanzengesellschaften und natürliche Vegetation Deutschlands

BfN (2016d)

Global Biodiversity Information Facility

Internationale Datenbank zur globalen Biodiversität (z. B. Arten, Publikationen)

Gbif (2017) (Fortsetzung)

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2.2 · Referenzökosysteme der aktuellen Kulturlandschaft

2

. Tab. 2.1  (Fortsetzung) Datenbank

Inhalt

Literaturhinweise

Global Index of Vegetation-Plot Databases (GIVD)

Verzeichnis von weltweit über 130 Datenbanken (>80 in Europa) mit >2,4 Mio. Vegetationsaufnahmeflächen à 1–1000 m2

Dengler et al. (2011)

Info Flora

Verzeichnis der Pflanzenarten mit Verbreitung, Ökologie und Schutzstatus in der Schweiz

ZDSF (2017)

LEDA

Datenbank zu biologisch-ökologischen Merkmalen von ca. 3000 Pflanzenarten in NW-Europa

Kleyer et al. (2008)

LUCAS

Daten zur Landnutzung in Europa

EU (2017a)

Naturwaldreservate in Deutschland

Forstliche und standortkundliche Daten zu den über 700 Naturwaldreservaten in Deutschland

Meyer et al. (2007); Münch (2007)

Neobiota

Gebietsfremde und invasive Arten in Deutschland

BfN (2016e)

NOBANIS

Europäisches Netzwerk zum Austausch von Information über nichteinheimische und invasive Arten mit Arten-Steckbriefen

NOBANIS (2015)

Rote Listen der Arten und Biotope Deutschlands

Verzeichnis von in ihrem Bestand gefährdeten Pflanzen- und Tierarten sowie gefährdeten Lebensräumen

Z. B. Ludwig und Schnittler (1996); Riecken et al. (2006); BfN (2016d, 2018); Finck et al. (2017)

SynBioSys Europe

Daten zu Standort, Flora und Vegetation in Europa

Schaminée et al. (2007)

TRY (Plant Trait Database)

Weltweites Verzeichnis von biologisch-ökologischen Merkmalen von Pflanzenarten (Stand 2017: ca. 148.000 Taxa) mit Berücksichtigung von >90 Datenbanken mit ca. 50 Merkmalsgruppen

Kattge et al. (2011)

WISIA

Schutzstatus von international und national geschützten Arten

BfN (2017a)

gibt. Dies trifft beispielsweise für naturnahe Wälder in großflächig landwirtschaftlich genutzten Gebieten zu oder für traditionelle Kulturlandschaftselemente, die nur in wenigen Resten und dann evtl. noch stark degradiert vorhanden sind. Das Netz von Großschutzgebieten (Nationalparks, Biopshärenreservaten), Naturschutzgebieten und FFH-Gebieten in Mitteleuropa bietet gute Voraussetzungen für die

Ermittlung von Referenzzuständen bei der Renaturierung. Für die naturnahe Waldwirtschaft und die Renaturierung naturnaher Wälder in Deutschland hat man mittlerweile ein weitreichendes Netz an Total- bzw. Naturwaldreservaten in Deutschland etabliert (. Abb. 2.3). Aktuell sind in Deutschland über 700 Naturwaldreservate mit einer Waldfläche von ca. 35.000 ha ausgewiesen (BLE 2015). Die großflächigen Waldgesellschaften

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Kapitel 2 · Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? …

2

. Abb. 2.3  Naturwaldreservate in Deutschland als Referenz für einen naturnahen Waldbau. (Aus BLE 2015)

sind in etwa flächenproportional vertreten, während nur kleinflächig auftretende und seltene Waldgesellschaften mit einer Mindestzahl repräsentiert werden (Meyer et al. 2007). Diese Bestände werden kontinuierlich und in Abhängigkeit der zur Verfügung stehenden finanziellen Mittel mehr oder weniger intensiv

hinsichtlich der Vegetations- und Strukturentwicklung und ihrer Verjüngungsdynamik beobachtet. Die Ergebnisse dieser Dauerbeobachtung und einzelner Forschungsprojekte werden in zunehmendem Maße im naturnahen Waldbau genutzt (Bücking 1997; Ammer und Utschik 2004; Winter 2005; Meyer et al. 2007).

2.3 · Potenzieller bzw. hypothetischer Referenzzustand

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2

2.3  Potenzieller bzw.

hypothetischer Referenzzustand

Gerade für die Renaturierung von Wäldern kommt der Naturnähe eine hohe Bedeutung zu (s. oben). Zur Erfassung bzw. Bewertung von Naturnähe liegen zahlreiche Konzepte vor (vgl. Übersicht von Kowarik 1988; Walentowski und Winter 2007). Eines, welches bei der Entwicklung waldbaulicher Zielvorstellungen häufig zur Anwendung kommt, ist das von Tüxen (1956) eingeführte und später vielfach kritisch diskutierte bzw. mehrfach modifizierte (Stumpel und Kalkhoven 1978; Kowarik 1987; Härdtle 1995; Leuschner 1997; Zerbe 1997, 1998; Chytrý 1998; Moravec 1998; Chiarucci et al. 2010; Loidi et al. 2010; Loidi und Fernández-González 2012) Konzept der potenziellen natürlichen Vegetation (pnV). Obwohl das pnV-Konzept auf kleiner Maßstabsebene (1:50.000) mit großen Unsicherheiten behaftet und oft wenig praxistauglich. Folgende Limitierungen für die Praxistauglichkeit bestehen (Zerbe 1998): 5 Mangelnde Reproduzierbarkeit bei vielen Kartierungen aufgrund der nicht klar nachvollziehbaren Methode der Konstruktion einer pnV, z. B. im Hinblick auf die Berücksichtigung reversibler bzw. irreversibler Standortveränderungen durch den Menschen. 5 Der hypothetische Charakter der pnV nimmt mit zunehmenden anthropogenen Standortveränderungen v. a. in urban-industriellen Landschaften, aber auch in historisch alten Agrarlandschaften zu (. Abb. 2.4).

. Abb. 2.4  Zunahme des hypothetischen Charakters der potenziellen natürlichen Vegetation bei steigendem anthropogenen Einfluss (nach dem Hemerobie-Konzept; vgl. Kowarik 2014) auf die Öko- bzw. Nutzungssysteme. (Nach Zerbe 1998)

5 Die durch den Nutzungseinfluss geschaffene Landschaftsvielfalt, die z. B. im Rahmen des Arten- und Biotopschutzes eine positive Bewertung erfährt, wird durch die potenzielle natürliche Vegetation stark nivelliert. Dies gilt beispielsweise auch für die Vielfalt von Waldlandschaften, wie dies am Beispiel des Spessarts gezeigt wurde (Zerbe 1999a). Hier stehen 23 verschiedenen, pflanzensoziologisch differenzierten Gesellschaftstypen der aktuellen realen Vegetation nur acht Waldpflanzengesellschaften einer für diesen Naturraum konstruierten potenziellen natürlichen Vegetation gegenüber. 5 Eine der kritischsten Aspekte gerade für die Naturschutz- und Renaturierungspraxis ist die von Tüxen (1956: „schlagartig“) bei der pnV-Kartierung ausgeschlossene Sukzession. So wäre streng genommen auf einem armen Sandboden des norddeutschen Tieflandes, der darüber hinaus jahrhundertelang mit Plaggenwirtschaft zu einer Calluna-Heide degradiert ist, die „schlagartig“ konstruierte potenzielle natürliche Vegetation ein schlecht wüchsiger Kiefernbestand; dennoch kann sich im Laufe einer langfristigen Sukzession, verbunden mit einer Anreicherung

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2

Kapitel 2 · Welcher Lebensraum soll wiederhergestellt werden? …

von organischem Material und Nährstoffen, ein Buchenwald entwickeln (Leuschner et al. 1993; Leuschner 1997). Für die Renaturierung eines naturnahen, sich selbst regenerierenden, langfristig stabilen Waldbestands sollte aber gerade diese Sukzession, ggf. über einen Eichenmischwald hin zu einem Buchenwald, miteinbezogen werden (Zerbe und Jansen 2008). Dennoch können pnV-Kartierungen für Bewer­ tungen und Zielbestimmungen im Naturschutz und bei der Ökosystemrenaturierung genutzt werden, zumal europaweit bereits sehr zahlreiche Karten der pnV auf unterschiedlichen Maßstabsebenen vorliegen (Loidi und Fernández-González 2012). Dies sollte allerdings für die Praxis nicht überbewertet werden. Jede pnV-Kartierung muss sich an naturnahen Resten der Vegetation in einer über Jahrhunderte vom Menschen mehr oder weniger stark überprägten Kulturlandschaft orientieren (zur Kartierungsmethode vgl. Tüxen 1956 und Dierschke 1994). So haben beispielsweise Reste sehr naturnaher Wälder („Urwälder“; Korpel 1995; Scherzinger 1996) oder solche Waldbestände, die sich nach einer Einstellung der Nutzung naturnah entwickeln (z. B. Wälder in Nationalparks, naturnahe Waldnaturschutzgebiete, Naturwaldreservate; 7 Kap. 7) eine wichtige Referenzfunktion für die Renaturierung von Wäldern in Mitteleuropa (s. oben). Potenzielle Referenzzustände spielen auch bei der Renaturierung von Fließgewässern eine wichtige Rolle. So ist das Leitbild für eine

Gewässerrenaturierung der heutige potenzielle natürliche Gewässerzustand (hpnG),

der aus historischen Daten, noch vorkommenden Fließgewässerabschnitten mit geringer bis sehr geringer anthropogener Überformung bzw. Belastung abgeleitet werden kann oder hypothetisch konstruiert wird (EU 2000; Lüderitz und Jüppner 2009; Lüderitz et al. 2009). Die Fließgewässertypisierung Mitteleuropas bietet hierbei eine wichtige Grundlage (7 Kap. 10). Für die Ableitung von Referenzzuständen bzw. Leitbildern auf sehr stark vom Menschen überformten Standorten, wie beispielsweise im urban-industriellen Bereich, in Tagebaulandschaften oder auf kontaminierten Böden, müssen mitunter hypothetische Zustände entwickelt werden, da es keine entsprechenden Referenzen in der mitteleuropäischen Kulturlandschaft gibt („neuartige Ökosysteme“ nach Hobbs et al. 2006). Für die Renaturierung von Gehölzbeständen bzw. Wäldern ist ein Abgleich der abiotischen Standortbedingungen (z.  B. Boden mit pH-Wert, Wasserhaushalt, Nährstoffgehalt, Porenvolumen) mit der Biologie und Ökologie bzw. den Standortansprüchen mitteleuropäischer Baumarten und dem regionalen Artenpool zielführend. Praktische Empfehlungen für die Entwicklung von Pionierwäldern auf ehemaligen Braunkohletagebauflächen liegen beispielsweise von Tischew et al. (2009) vor. Für Tagebaufolgelandschaften sind entsprechende Entscheidungsfindungssysteme entwickelt worden (Vente und Aerts 2000; Ganas et al. 2004; Wagner et al. 2016).

43

Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung 3.1 Nichtstun (passive Renaturierung) – 44 3.2 Aufhalten bzw. Zurückdrängung der natürlichen Sukzession – 45 3.3 Entzug bzw. Reduktion von Nährstoffen aus Boden und Wasser – 46 3.4 Entzug von Schadstoffen durch Bioremediation – 50 3.5 Veränderung des Wasserhaushalts, Wiedervernässung und hydromorphologische Eingriffe – 52 3.6 Erosionssicherung und Wiederbegrünung – 53 3.7 Diasporeneintrag und Wiedereinführen von Zielarten – 53 3.8 Inokulation mit Mykorrhiza-Pilzen – 54 3.9 Zurückdrängung unerwünschter Arten durch Pestizide – 54 3.10 Kalkung versauerter Ökosysteme – 54 3.11 Düngung – 55 3.12 Fazit – 55

© Springer-Verlag GmbH Deutschland, ein Teil von Springer Nature 2019 S. Zerbe, Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt, https://doi.org/10.1007/978-3-662-58650-1_3

3

44

Kapitel 3 · Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung

3

. Abb. 3.1  Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung zur Wiederherstellung von Ökosystemleistungen mit unterschiedlichen Eingriffsintensitäten vom Nichtstun bis zur Ingenieurbiologie, jeweils mit Beispielen

Viele Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung kommen in verschiedenen Ökosystembzw. Nutzungstypen zur Anwendung, da sie dieselben Ziele verfolgen. So werden beispielsweise Maßnahmen der Wiedervernässung zur Renaturierung von Feuchtgrünland, von Mooren und von Küstensalzwiesen durchgeführt. Oberbodenabtrag zur raschen Reduktion überhöhter Nährstoff- oder Schadstoffgehalte im Boden wird zur Renaturierung von artenreichem, magerem Grünland, Niedermooren („Flachabtorfung“), Heiden („Plaggen“) und urban-industriellen Ökosystemen auf kontaminierten Standorten durchgeführt, und wenn man die Sedimente in Gewässern miteinbezieht, dann findet diese Maßnahme prinzipiell auch in limnischen Systemen (Abpumpen von Sediment) Anwendung. Aus diesem Grund sollen hier die Maßnahmen der praktischen Ökosystemrenaturierung im Überblick dargestellt werden. Diese werden dann in den entsprechenden Kapiteln zu den Ökosystem- bzw. Nutzungstypen (Teil II) spezifiziert. Maßnahmen beeinflussen einerseits die abiotischen, andererseits die biotischen Standortfaktoren, wobei beide Maßnahmenkomplexe sich in der Regel gegenseitig beeinflussen. Viele der im Folgenden dargestellten Maßnahmen sind für die Ökosystemrenaturierung aus anderen Praxisbereichen übernommen, andere speziell für die Ökosystemrenaturierung entwickelt worden. So werden beispielsweise

Beweidung und Mahd seit Jahrzehnten im Biotop- bzw. Schutzgebietsmanagement eingesetzt (z. B. Wegener 1991; Jedicke et al. 1996; Redecker et al. 2002; Finck et al. 2009; Plachter und Hampicke 2010). Gewässerrückbau und Renaturierung von erodierten Hängen im Bergland und der alpinen Stufe bedienen sich technischer Maßnahmen der Ingenieurbiologie (z. B. Hacker und Johannsen 2011; Florineth 2012; Grubinger 2015). Eingriffe in Seen zur Verbesserung der Wasserqualität und des Lebensraumes für Wasserorganismen oder die Phytoremediation schlagen die Brücke zur Praxis der Umweltchemie (7 Kap. 11). Die Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung reichen vom Nichtstun (passive Renaturierung) bis hin zu tiefgreifenden technischen Maßnahmen, die den fließenden Übergang zur Ingenieurbiologie darstellen (. Abb. 3.1). 3.1  Nichtstun (passive

Renaturierung)

Die wohl einfachste und vielfach kostengünstigste Maßnahme, ein Ökosystem zu renaturieren, ist das Nichtstun oder die passive Renaturierung (Prach und Pyšek 2001; Moral et al. 2007; Prach und Hobbs 2008). Hierbei überlässt man die Renaturierung den natürlichen ökologischen Entwicklungsprozessen, häufig verbunden mit dem Zulassen der natürlichen Sukzession, und greift nicht lenkend in die Ökosystementwicklung ein.

3.2 · Aufhalten bzw. Zurückdrängung der natürlichen Sukzession

Die passive Renaturierung wird beispielsweise bei der Wiederherstellung von naturnahen Waldökosystemen (7 Kap. 7) oder bei der Renaturierung von Tagebauflächen bzw. Steinbrüchen (7 Kap. 20) angewandt, wobei spezifische Renaturierungsziele bereits nach wenigen Jahren (z. B. Sandtrockenrasen mit charakteristischer Flora, Fauna und Vegetation auf einer Halde des Braunkohletagebaus) oder aber erst nach vielen Jahrzehnten erreicht werden (z. B. Wiederherstellung naturnaher Wälder). Auch bei der Wiederherstellung von Trockenrasen auf vormals ackerbaulich genutzten Flächen kann die spontane Sukzession eine Option der Renaturierung sein (Prach et al. 2014). Das Nichtstun in der Renaturierung entspricht dem Naturschutzziel Prozessschutz (7 Kap. 2 und 7), welches in Nationalparks auf großer Fläche umgesetzt wird (. Abb. 3.2). Damit ist die passive Renaturierung stark prozessorientiert (. Abb. 2.2) und kann zu unterschiedlichen, unter sich verändernden Umweltbedingungen (z.  B. Klimawandel, Ausbreitung nichteinheimischer Arten) bisweilen zu nicht vorhersehbaren Zielzuständen führen. Auch wenn das Nichtstun mittel- bis langfristig zu sehr naturnahen Ökosystemen führen und die Kosten für die Ökosystemrenaturierung

. Abb. 3.2  Natürliche Entwicklung mit dem Absterben von Altbäumen und einer spontanen Gehölzverjüngung in Waldbeständen, die aus der forstwirtschaftlichen Nutzung genommen wurden. (S. Zerbe, Juli 1991; im Naturschutzgebiet Fauler Ort in Brandenburg)

45

3

erheblich senken kann, stößt es mitunter auf Akzeptanzprobleme, wenn beispielsweise die natürlichen Prozesse zum altersbedingten Zerfall von Waldbeständen oder zur Ausbreitung unerwünschter Arten führen (7 Abschn. 22.3). Unter bestimmten Bedingungen jedoch schließt sich das Nichtstun als Renaturierungsmaßnahme aus, insbesondere dann, wenn es sich um kontaminierte terrestrische Standorte oder Gewässer handelt (z. B. mit hoher Schwermetallbelastung), deren Selbstreinigungskapazität ökologisch, räumlich und zeitlich nicht ausreicht, die Ökosystemleistungen auf natürlichem Wege wiederherzustellen. 3.2  Aufhalten bzw.

Zurückdrängung der natürlichen Sukzession

Mitteleuropa wäre bis auf die Hochgebirgslagen und sehr trockene bzw. sehr nasse Standorte natürlicherweise von Wäldern bedeckt. Nach einer Zurückdrängung des Waldes durch die Landnutzung und einer nachfolgenden Auflassung würde sich dementsprechend im Zuge einer natürlichen Sukzession mittel- bis langfristig wieder Wald einstellen. Auf vielen Offenlandflächen, die Gegenstand einer Renaturierung sind, ist diese Sukzession allerdings unerwünscht und wird aufgehalten. Bei Grünland und Heiden geschieht dies durch regelmäßige Mahd bzw. kontinuierliche Beweidung. Niedermoore werden „entkusselt“ (d. h. Beseitigung junger Gehölze, sog. Kussel), wenn der Gehölzbestand zu dicht wird und die lichtbedürftigen Pflanzen bedrängt oder den Wasserhaushalt des Moores negativ beeinflusst. Für verschiedene Weideverfahren beispielsweise auf Almen stellen Guggenberger et al. (2014) Vor- und Nachteile gegenüber (. Tab. 3.1). Handelt es sich um anthropogene Waldbestände wie beispielsweise Nieder- und Mittelwälder oder schützenswerte Alteichenbestände, so können nur entsprechende forstliche Eingriffe die natürliche Sukzession aufhalten, welche auf den meisten mitteleuropäischen

46

Kapitel 3 · Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung

. Tab. 3.1  Vor- und Nachteile verschiedener Weideverfahren auf Almen. (Modifiziert und ergänzt nach Guggenberger et al. 2014) Weideverfahren

Vorteile

Nachteile

Freie Beweidung/Freilauf

Kein Zaun notwendig Geringe Personalkosten Selektives Fressen möglich Gute Tiergesundheit Kaum Parasitenbelastung

Höhere Tierverluste (z. B. auch durch Großräuber wie Wölfe) Erschwerte Kontrolle Keine gezielte Renaturierung Tiere können die Alm verlassen

Behirtung

Geringe Tierverluste Gute Futterausnutzung

Erhöhte Personalkosten Nur geringe Renaturierung

Hütehaltung

Gezielte Renaturierung Optimale Futterausnutzung Geringe Tierverluste Ständige Kontrolle der ­Tiergesundheit

Hohe Personalkosten Kosten für Zaun Stärkere Belastung mit Parasiten Kosten für Hütte und Hund

Standweide

Selektiver Fraß möglich Kaum Parasitenbelastung Tiere können Alm nicht verlassen

Kosten und Aufwand für Zaun Keine Renaturierung

Umtriebsweide

Gezielte Beweidung Gute Futterausnutzung Leichte Kontrolle der Schafe Leichte Kontrolle des Zaunes

Kosten für Zaun Erhöhter Arbeitsaufwand Eventuelle Belastung mit Parasiten Keine Renaturierung

3

Waldstandorten zu Buchen- bzw. Buchenmischwäldern verlaufen würde (7 Kap. 7; . Abb. 3.3). Zur Renaturierung halboffener Hutelandschaften mit einem Baumbestand bzw. einem Mosaik aus Wald und Offenland kann die Wiedereinführung der Waldweide eine auch sozioökonomisch tragfähige Alternative darstellen (7 Kap. 7). 3.3  Entzug bzw. Reduktion von

Nährstoffen aus Boden und Wasser

Insbesondere bei der Wiederherstellung von traditionellen bzw. ehemals extensiv genutzten Lebensräumen, die sich vor einer Degradation aufgrund von Eutrophierung durch eine hohe Artenvielfalt oder das Vorkommen von seltenen und gefährdeten Arten ausgezeichnet haben, kommt dem Nährstoffentzug eine hohe

Bedeutung zu. Dies betrifft beispielsweise Äcker (7 Kap. 17), Magerwiesen und -rasen (7 Kap. 15 und 16) oder Heiden (7 Kap. 14). Auch bei der Moorrenaturierung kann ein Nährstoffentzug, insbesondere nach einer landwirtschaftlichen Zwischennutzung, notwendig werden (7 Kap. 8). Meist handelt es sich um die Nährstoffe Stickstoff und Phosphor, die sich durch direkte oder indirekte Einträge beispielsweise mit einer Düngung oder aufgrund atmogener Stoffeinträge im Oberboden angereichert haben und die Ausbreitung artenarmer, konkurrenzstarker Vegetationsbestände begünstigen. Im Folgenden werden Maßnahmen vorgestellt, mit denen terrestrischen Standorten oder Gewässern Nährstoffe entzogen werden können. Die Maßnahmen umfassen hierbei einen kontinuierlichen, mitunter langwierigen (Aushagerung) und einen raschen, durch eine tiefgreifende, einmalige Maßnahme erzielten Nährstoffentzug.

3.3 · Entzug bzw. Reduktion von Nährstoffen aus Boden und Wasser

47

3

wird. Mit der Zugabe von anorganischem Stickstoff kann der Entzug insbesondere von Phosphor beschleunigt werden, da hierdurch das Pflanzenwachstum und die Nährstoffaufnahme erhöht werden (Marrs 1993). z Mahd

. Abb. 3.3  Ökogramm mit den unter mitteleuropäischem Klima waldbildenden Baumarten unter natürlichem Konkurrenzdruck entlang der gesamten Standortamplitude von trockenen bis nassen bzw. stark sauren bis alkalischen Böden; nur die sehr nassen und sehr trockenen Standorte tragen keinen Wald. Aufgrund der weiten Standortamplitude und Konkurrenzkraft der Rot-Buche (Fagus sylvatica) wäre diese vorherrschend auf den meisten Waldstandorten Mitteleuropas; auch auf sehr armen und sauren Böden mit mächtiger Humusauflage (a) und im staunassen Bereich mit sandigen Böden (b), Ellenberg und Leuschner (2010). Im Standortbereich der Buche ist eine Wiederherstellung bzw. der Erhalt anderer Waldtypen (z. B. nutzungsbedingte Eichenwälder) nur mit forstlichen Eingriffen bzw. durch ein Waldbiotopmanagement möglich

3.3.1  Terrestrische Standorte,

Feuchtgebiete und Moore

z Anbau von Pflanzen

Durch den Anbau von Pflanzen, die einen hohen Nährstoffbedarf haben und diesen in ihre oberirdische Biomasse aufnehmen, können beispielsweise dem Boden Nährstoffe (z. B. Phosphor) entzogen werden. Erfahrungen im Hinblick auf eine Renaturierung liegen hierzu für den Anbau von Saat-Roggen (Secale cereale), Mais (Zea mays) oder anderen Grasarten wie beispielsweise Weidelgras (Lolium spec.) vor (Dyke et al. 1983; Marrs 1993; Nie et al. 2010). Zwingend notwendig ist hierbei, dass das Pflanzenmaterial dem Nährstoffkreislauf durch Mahd bzw. Ernte entzogen

Durch wiederholte Mahd und Abtransport des Mähgutes können Ökosystemen terrestrischer und semiterrestrischer Standorte kontinuierlich Nährstoffe entzogen werden (Aushagerung). In Abhängigkeit von den natürlichen Standortbedingungen (z. B. Kalkböden), der Mahdhäufigkeit und der Nährstoffbelastung des Standortes kann sich der Erfolg dieser Maßnahme erst nach Jahrzehnten oder sogar in absehbaren Zeiträumen gar nicht einstellen (z. B. Briemle 1999; Bakker et al. 2002), sodass ein effizienter Nährstoffentzug aus dem Boden nur mit einer Kombination anderer Maßnahmen erreicht werden kann. z Beweidung

Insbesondere bei der Renaturierung von artenreichen, trockenen oder feuchten Magerweiden unter mittleren, sauren oder basischen Bodenbedingungen oder von anthropogenen Heiden kommt eine Beweidung zum Einsatz. Durch den Fraß der Tiere werden dem Standort Pflanzenbiomasse bzw. Nährstoffe entzogen. Allerdings müssen die Tiere nach der Weide von der Renaturierungsfläche entfernt werden, da sonst ihr Kot die Nährstoffe wieder in den Kreislauf des Zielbiotops zurückführt. Die Beweidung ist eine Maßnahme der Ökosystemrenaturierung, die ein komplexes Wirkungsgefüge aufweist und dem Erreichen verschiedener Renaturierungsziele dient, so dem Nährstoffentzug, dem Aufhalten der Gehölzsukzession, dem Diasporenübertrag (funktioneller Biotopverbund), der Wiedereinführung traditioneller Tierrassen und/ oder der Wiederherstellung von traditionellen Kulturlandschaften.

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Kapitel 3 · Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung

z Oberbodenabtrag und Oberbodeninversion

3

Eine sehr aufwendige und häufig teure Maßnahme des Nährstoffentzugs ist der Oberbodenabtrag auf terrestrischen Standorten bzw. die Flachabtorfung auf Niedermooren. Hierbei wird durch Maschinen der stark eutrophierte Oberboden bis zu einer Tiefe von mehreren Dezimetern abgetragen und entsorgt (. Abb. 3.4). Diese Maßnahme wird bei der Grasland- (Oberbodenabtrag), Heide- (Plaggen, Schoppern) und Moorrenaturierung (Flachabtorfung) eingesetzt, z. T. als Anwendung traditioneller Verfahren wie beispielsweise dem Plaggen auf Heiden (7 Kap. 14). Oberbodenabtrag führt zu einer schlagartigen Senkung des Nährstoffgehalts des zu renaturierenden Ökosystems, hat aber auch erhebliche Nachteile. So werden auch die gesamte Diasporenbank und die Bodentiere im Oberboden entfernt. Die hohen Kosten der Maßnahme (Maschineneinsatz, Personal) und ggf. der Entsorgung des Bodenmaterials stellen einen limitierenden Faktor dar (7 Kap. 23 und 25). Ähnlich wie der Einsatz von kontrolliertem Brennen oder von Pestiziden müssen solche Maßnahmen zur Renaturierung von Ökosystemen ethisch reflektiert und im Hinblick auf ihre Anwendbarkeit in der Ökosystemrenaturierung und vor dem Hintergrund des Nachhaltigkeitsgedankens prinzipiell hinterfragt werden (7 Kap. 24).

. Abb. 3.4  Maschineller Vegetations- und Oberbodenabtrag zur Wiederherstellung einer Bergheide im Hochsauerland. (Mit freundlicher Genehmigung von W. Schubert)

Sind nur die obersten Zenti- bzw. Dezimeter des Bodens stark mit Nährstoffen belastet, kann auch das Pflügen oder eine Oberbodeninversion und damit das Mischen des nährstoffreichen Ober- mit dem nähr­ stoffärmeren Unterboden zu einer Nährstoffreduktion führen. Diese Maßnahme findet beispielsweise bei der Wiederherstellung von Sandtrockenrasen Anwendung und schafft dabei gleichzeitig offene Flächen für die Ansiedlung konkurrenzschwacher Pflanzenarten und spezifischer Insekten (7 Kap. 16). z Kontrolliertes Brennen

Insbesondere zur Renaturierung von Heiden (7 Kap. 14) wird auch kontrolliertes Brennen als Maßnahme zur Reduktion des Nährstoffgehalts eingesetzt, allerdings hinsichtlich der Aushagerung bisher mit geringem Erfolg (z. B. Marrs 1993; Härdtle 2009). Der Einsatz von Feuer sowie der Oberbodenabtrag als Maßnahme der Ökosystemrenaturierung werden in 7 Kap. 24 kritisch diskutiert. z Künstliche Bodenversauerung

Marrs (1993) diskutiert die künstliche Bodenversauerung, um einerseits die Auswaschung von Nährstoffen zu erhöhen, was beispielsweise durch die Zugabe von sauren Torfen, Schwefel oder Pyrit erreicht werden kann. Andererseits sollen damit die standörtlichen Voraussetzungen für die Ansiedlung von Zielarten auf bodensauren Standorten geschaffen werden. So wurde z. B. zur Renaturierung von Calluna-Heiden (7 Kap. 14) in England experimentell elementarer Schwefel und Eisensulfat eingesetzt, um den pH-Wert auf Standorten zu senken, die zwischenzeitlich als Acker oder Grünland genutzt worden sind (Walker et al. 2007; Diaz et al. 2008). Elementarer Schwefel wird in Form von Pellets ausgebracht und im Boden mikrobiell zu Schwefelsäure umgewandelt. Auch Eisensulfat hat auf den Boden einen Versauerungseffekt. Es bindet Phosphat in stabile Eisen- oder Aluminiumkomplexe und reduziert damit seine Verfügbarkeit für Höhere Pflanzen (Walker et al. 2004). Mit

3.3 · Entzug bzw. Reduktion von Nährstoffen aus Boden und Wasser

dieser Maßnahme sollte die Einstellung der abiotischen Bedingungen zur Etablierung der typischen Heidevegetation auf bodensauren und nährstoffarmen Standorten beschleunigt werden. Allerdings können solche Maßnahmen auch negative Auswirkungen auf Boden (z. B. Freisetzung von toxischen Aluminium­ ionen) und Grundwasser nach sich ziehen, sodass ihr Einsatz, abgesehen von den Kosten, in der Ökosystemrenaturierung sehr kritisch reflektiert werden muss. z Zugabe von Kohlenstoff

Neben dem Entzug von Stoffen bzw. Bodenmaterial kann auch die Zugabe bestimmter Stoffe zu einer Nährstoffreduktion führen. So lässt sich durch die Zugabe von Kohlenstoff die Pflanzenproduktivität bei der Wiederherstellung von artenreichen Wiesen und Weiden, Sandtrockenrasen, Bergwiesen oder Heiden insbesondere nach einer Ackernutzung senken, um damit den anspruchslosen Zielarten einen Konkurrenzvorteil zu verschaffen (Morgan 1994; Török et al. 2000; Blumenthal et al. 2003). Mit der Kohlenstoffzugabe z. B. in Form von Zucker (Eschen et  al. 2006), Sägemehl (Wilson und Gerry 1995; Reever Morghan und Seastedt 1999; Corbin und D’Antonio 2004; Spiegelberger et al. 2009) oder Holzhackschnitzeln (Eschen et al. 2007) sollen Bodenbakterien und -pilze aktiviert werden, um die pflanzenverfügbaren Nährstoffe zu immobilisieren (Schmidt et  al. 1997; Blumenthal et al. 2003). Hierzu liegen experimentelle Untersuchungen vor, die belegen, dass die Kohlenstoffzugabe die Konzen­ tration anorganischen Stickstoffs im Boden senkt (Schmidt et al. 1997; Török et al. 2000) und die oberirdische pflanzliche Biomasse reduziert (Michelsen et al. 1999; Alpert und Maron 2000; Blumenthal et al. 2003). Ob die beobachteten Veränderungen der Artenzusammensetzung (z.  B. McLendon und Redente 1992; Michelsen et al. 1999; Alpert und Maron 2000; Corbin und D’Antonio 2004; Perry et al. 2004) allerdings tatsächlich

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3

mit den durch die Kohlenstoffzugabe manipulierten bodenchemischen Verhältnissen zusammenhängen oder die Folge von anderen komplexen Wirkungsbeziehungen (z. B. Lichtkonkurrenz) sind, müssen weitere Untersuchungen v. a. mit Blick auf die funktionellen Gruppen der Pflanzenarten zeigen (Eschen et al. 2006). Bisher ist diese Maßnahme kaum aus der Experimentierphase herausgetreten. Für eine Anwendung in der Praxis könnten Aufwand und Kosten limitierend sein. Allerdings bietet diese Maßnahme eine Alternative zum Oberbodenabtrag, insbesondere bei sehr empfindlichen Ökosystemen wie beispielsweise in den alpinen Hochlagen (Spiegelberger et al. 2009). z Auftrag von nährstoffarmem Substrat

Um nährstoffärmere Standortbedingungen im Oberboden nach einer Eutrophierung zu erreichen, kann auch nährstoffarmes Substrat aufgebracht werden. Dies wurde beispielsweise bei der Wiederherstellung von Sandtrockenrasen durch den Auftrag von Tiefensand in der Praxis erprobt (7 Kap. 16). 3.3.2  Stillgewässer z Ernte von Phytomasse

Ähnlich wie bei der Mahd von terrestrischen und semiterrestrischen Lebensräumen kann auch die Phytomasse in Stillgewässern mit dem Ziel der Nährstoffreduktion regelmäßig entfernt werden. So können Helophyten (z. B. Gewöhnliches Schilf) oder Schwebematten aus dem Gewässer entnommen werden (z. B. Zerbe et al. 2013). Hierfür wurden u.  a. entsprechende Erntemaschinen entwickelt (7 Kap. 11; . Abb. 3.5). z Absaugen des Seesediments

In stark eutrophierten Stillgewässern, z. B. in Siedlungsgebieten oder in intensiv landwirtschaftlich genutzten Landschaften, führt das Absaugen des Schlammes am Gewässerboden

50

Kapitel 3 · Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung

3

. Abb. 3.5  Mähboot „Manati“ des Ruhrverbands zur Entnahme von Phytomasse aus Gewässern. (Mit freundlicher Genehmigung von K. van de Weyer)

zu einem Nährstoffentzug (Roelofs et  al. 2002; 7 Kap. 11). Hierbei soll insbesondere die Phosphorfracht im Seesediment stark reduziert werden. Diese Maßnahme ist sehr aufwendig und kostenintensiv. Der Gewässerschlamm kann Schadstoffe (z.  B. Schwermetalle) enthalten und muss, den gesetzlichen Bestimmungen (z.  B. Bundes-Bodenschutzgesetz) folgend, demnach vor einer Nutzung (z. B. in der Landwirtschaft) bzw. einer Entsorgung sorgfältig analysiert werden. z Ausfällen von Phosphor

Bei der Renaturierung eutrophierter Stillgewässer kommen auch Fällmittel zum Einsatz, d. h. insbesondere Eisen- und Aluminiumsalze, die das Ausfällen von Phosphor durch die Bildung schwer löslicher Hydroxide und deren Sedimentation bewirken. Bei solchen Maßnahmen zur Seenrenaturierung sind, neben ökonomischen Kosten-Nutzen-Analysen auch umweltethische Aspekte zu berücksichtigen (7 Kap. 24).

3.4  Entzug von Schadstoffen

durch Bioremediation

Neben den oben beschriebenen Verfahren zum Entzug von Nährstoffen, die – wie beispielsweise beim Oberbodenabtrag und dem Abpumpen des Seesediments – auch bei mit Schadstoffen kontaminierten Standorten Anwendung finden können, können auch bestimmte Organismen (Pflanzen, Mikroorganismen) eingesetzt werden, um dem Boden entweder die Schadstoffe zu entziehen, diese dauerhaft festzulegen oder durch chemische Prozesse unschädlich zu machen – mit dem Ziel, die Flächen wieder für eine landoder forstwirtschaftliche Nutzung urbar (z. B. Bergbauhalden) oder im Siedlungsbereich nutzbar zu machen. Bei diesen Verfahren handelt es sich um eine Bioremediation (Karigar und Rao 2011; Adams et al. 2015; Dzionek et al. 2016). Bei der Phytoremediation (phytoreme­ diation) macht man sich zunutze, dass Pflanzen Nähr- und Schadstoffe dem Boden entziehen

3.4 · Entzug von Schadstoffen durch Bioremediation

(phytoextraction) und in ihrem Gewebe akkumulieren (phytoaccumulation) oder durch chemische Prozesse im Wurzelraum stabilisieren (phytostabilisation) bzw. ausfällen (rhizofiltration) können (. Abb. 3.6). Weitere Prozesse der Phytoremediation sind der Abbau von Schadstoffen durch biochemische Prozesse (phytodegradation) oder die Abgabe von gasförmigen Stoffen über die Blätter (phytovola­ tization). Die Phytoremediation wird als eine kostengünstige und umweltfreundliche Maßnahme angesehen, um kontaminierte Standorte von z. B. Schwermetallen zu reinigen (Kumar et al. 1995; Salt et al. 1998; McGrath und Zhao 2003; Meuser 2012; Ali et al. 2013; Dadea et al. 2017). Mittlerweile sind weltweit über 500 Pflanzenarten als Hyperakkumulatoren identifiziert worden (Krämer 2010), wobei die Effizienz der Pflanze bzw. der Erfolg der Maßnahme von verschiedenen Bodenfaktoren wie beispielsweise Bodenart, pH-Wert, Kationenaustauschkapazität und dem Anteil der

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3

organischen Substanz abhängt (Rieuwerts et al. 1998; Yoon et al. 2006; Zeng et al. 2011). Hierbei können synergistische Effekte zwischen Höheren Pflanzen und bestimmten Bakterien erzielt werden, wenn die Mikroorganismen im Boden die Verfügbarkeit von Nähr- sowie Schadstoffen für die Höheren Pflanzen erhöhen und damit auch die Schadstoffaufnahme effizienter machen (He et al. 2010; Misra et al. 2013; Oves et al. 2013; Ahemad 2015). Die entsprechenden physiologischen bzw. chemischen Mechanismen, die dieser Interaktion zwischen Höheren Pflanzen und Bakterien zugrunde liegen, werden von Ahemad (2015) erläutert. Hybridpappeln können beispielsweise zur Reinigung von organischen Schadstoffen (z. B. Atrazin, TNT, Trichlorethylen) und Weiden (Salix spec.), Hanf (Cannabis sativa s. l.) bzw. Saat-Lein (Linum usitatissimum) zur Bodensanierung bei Schwermetallbelastung eingesetzt werden (Pulford und Watson 2003; Kuzovkina und Quigley 2005; Gomes 2012).

. Abb. 3.6  Die verschiedenen Prozesse der Phytoremediation in der Pflanze und im Boden. (Modifiziert nach Gomes 2012)

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3

Kapitel 3 · Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung

Gewöhnliches Schilf (Phragmites australis) als „Multifunktionspflanze“ kommt nicht nur in Pflanzenkläranlagen aufgrund der Fähigkeit der Wasserreinigung im Wurzelraum zur Anwendung (Gedan et al. 2013; Köbbing et al. 2013/2014), sondern kann auch zur Phytoremediation auf terrestrischen, semiterrestrischen und aquatischen Standorten eingesetzt werden (Windham et al. 2003; Mal und Narine 2004; Weis und Weis 2004; Kiviat 2013). Hierbei spielen die wurzelassoziierten Bakteriengemeinschaften eine entscheidende Rolle (Borruso et al. 2015, 2016). Zukünftig wird der Bioremediation im Hinblick auf neuartige Schadstoffe wie z. B. Arzneimittelrückstände im Wasser eine zunehmende Rolle zukommen (z. B. Madukasi et al. 2010; Rana et al. 2017). Auch bei Pflanzen der Salzwiesen wird ein Potenzial zur Phytoremediation angenommen, insbesondere in solchen Küstenräumen, wo es zu einem Eintrag von Schwermetallen bzw. anderen Schadstoffen aus Siedlungsgebieten kommt (Gedan et al. 2009). Die Sauerstoffversorgung in der Rhizosphäre führt zu einer Mobilisierung und Aufnahme der Schwermetalle in den Salzwiesenpflanzen (Weis und Weis 2004). Die Toleranz der Halophyten gegenüber dem Salzstress wird hierbei auch als Prädisposition gegenüber dem Stress aufgrund der Schwermetallbelastung angesehen (Williams et al. 1994; Windham et al. 2003). Zur Abwasserreinigung können zudem Mikro- und Makroalgen zur Anwendung kommen. Unter experimentellen Laborbedingungen wurden z. B. von den Algen Chlorella spec. und Scenedesmus spec. sehr effizient Rückstände von Arzneimitteln und kosmetischen Produkten sowie Koffein aus urbanen Abwässern zu flüchtigen Verbindungen umgebaut (Matamoros et al. 2015). Auch die Entfernung von Schwermetallen aus dem Abwasser durch die Algen (biosorption) zeigt unter Laborbedingungen gute Ergebnisse (Mehta und Gaur 2005; Shanab et al. 2012; Chekroun und Baghour 2013; Kipigroch et al. 2016; vgl. auch Brenner et al. 2008). Die eingesetzten Algen können nach ihrem Einsatz zur ­Phytoremediation auch zur

Produktion von Biokraftstoffen genutzt werden (Bohutskyi et al. 2016). 3.5  Veränderung des

Wasserhaushalts, Wiedervernässung und hydromorphologische Eingriffe

Vor dem Hintergrund der sehr hohen Bedeutung der Ressource Wasser für den Menschen, des Rückgangs vom Wasser stark beeinflusster, naturnaher Lebensräume des Binnenlandes und der Meeresküsten und der zahlreichen nationalen und internationalen Initiativen zur Verbesserung der Wasserqualität und der Wiederherstellung eines „guten ökologischen“ Zustands aquatischer Lebensräume (z. B. Europäische Wasserrahmenrichtlinie; . Tab. 21.1) kommt der Regulation des Wasserhaushalts und der Wiederherstellung einer naturnahen Wasserdynamik im Zuge der Ökosystemrenaturierung eine herausragende Rolle zu. Bei der Renaturierung von Mooren und Feuchtwiesen kommt der Wiedervernässung von ehemals entwässerten Moorstandorten eine hohe Bedeutung zu. Die verschiedenen Maßnahmen, die vom Zuschütten der Entwässerungsgräben bis hin zu Bauwerken für die künstliche Wasserzufuhr zu den Renaturierungsflächen reichen können, werden in 7 Kap. 8 eingehend beschrieben. Bei der Renaturierung von Salzgrasländern an den Küsten und der Wiederherstellung natürlicher Flussauendynamik wird der Landschaftswasserhaushalt durch einen Deichrückbau beeinflusst (7 Abschn. 12.1). Bei der Renaturierung der Gewässer mit deren aquatischen und semiterrestrischen Lebensräumen müssen häufig die in der Vergangenheit durchgeführten Verbauungs- und Begradigungsmaßnahmen rückgängig oder naturnah modifiziert werden. Dies kann starke Eingriffe in die Hydromorphologie notwendig machen mit Maßnahmen aus der Ingenieurbiologie, wie z. B. das Anheben des Gewässerbettes oder

3.7 · Diasporeneintrag und Wiedereinführen von Zielarten

das Einbringen von Totholz zur Beeinflussung der Gewässerdynamik (7 Kap. 10). 3.6  Erosionssicherung und

Wiederbegrünung

Muss eine Vegetationsbedeckung, z.  B. auf übernutzten, stark erodierten Skipisten in den Hochlagen der Alpen oder auf Bergbauhalden, wiederhergestellt werden, finden häufig ingenieurbiologische Maßnahmen Anwendung. Zur Erosionssicherung können Geotextilien, Rasenziegel, Rollsoden oder Schilfmatten verwendet werden (7 Kap. 9 und 20). Auch eine Transplantation von Vegetation mit dem Oberboden (Sodentransplantation) von einer Spenderfläche kann eine Renaturierung in die gewünschte Richtung beschleunigen. Zudem können Pflanzungen mit Gehölzen, die ein hohes vegetatives Regenerationsvermögen haben (z.  B. Weiden, Gattung Salix) rasch erosionsgefährdete Hänge stabilisieren (Kuzovkina und Quigley 2005). 3.7  Diasporeneintrag und

Wiedereinführen von Zielarten

Neben der Wiederherstellung erwünschter abiotischer Standortbedingungen, z. B. durch Wiedervernässung oder die Reduktion des Bodennährstoffgehalts, kommt der Wiederherstellung der Zielvegetation, häufig mit der Wiedereinführung oder der Stabilisierung von Populationen seltener und gefährdeter Arten, in der Ökosystemrenaturierung eine zentrale Rolle zu. So liegen in der Renaturierungsökologie und Renaturierungspraxis mittlerweile Erfahrungen aus mehreren Jahrzehnten zum Diasporeneintrag bzw. der Wiedereinführung von Zielarten vor (z. B. Kiehl et al. 2010; 7 Kap. 4). Pflanzenarten können durch das Einbringen des Diasporenmaterials z. B. über Saat, Mahdgut oder Heu oder durch Pflanzung

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3

eingebracht werde (7 Kap. 9, 15 und 20). Das Material kann von Spenderflächen entnommen werden, die in ihrem Artenbestand der Zielvegetation der Renaturierungsfläche entsprechen. Bei Saatgut, welches im Rahmen der Ökosystemrenaturierung Anwen­ dung fin­det, wird empfohlen, soweit möglich, auf autochthones Material zurückzugreifen. Zudem können Tiere, die auf einer Spenderfläche geweidet haben und Diasporen in den Hufen, im Fell oder im Kot transportieren (endo- und exozoo­chore Diasporenausbreitung; 7 Abschn. 1.2.1), sehr effektiv zum Einbringen von Zielarten auf einer Renaturierungsfläche beitragen (. Tab. 15.3). Im Rahmen eines funktionellen Biotopverbunds können Herden somit auch zu einem Populationsaustausch zwischen beweideten Ökosystemen beitragen. Ebenso kann durch das Einbringen von Mutterboden mit einer entsprechenden Diasporenbank die Zielvegetation auf einer Renaturierungsfläche gefördert werden. Dies wird insbesondere bei der Renaturierung von subalpinen und alpinen Ökosystemen oder bei der Begrünung von Rohböden hervorgehoben (7 Kap. 9 und 20), auch weil damit nicht nur der Diasporen- und Nährstoffvorrat, sondern auch vegetative Pflanzenteile, Bodenorganismen und die Mykorrhiza-Pilze übertragen werden, die gerade für die Pflanzenarten der extremen alpinen Hochlagen (Lesica und Antibus 1986) oder bei der Besiedlung von Rohböden des Braunkohletagebaus eine besondere Rolle spielen. Bei der Begrünung von Rohböden empfehlen Kirmer und Tischew (2006) mit Verweis auf entsprechende Studien, den samenreichen Oberboden von der Spenderfläche bis zu einer maximalen Tiefe von ca. 20 cm zu entnehmen und diesen mit einer Schichtstärke von maximal 3–5 cm auszubringen. An anderer Stelle wurde zur Beschleunigung der Waldentwicklung auf ehemaligen Braunkohletagebauflächen humoser Oberboden aus bestehenden Wäldern übertragen (Wolf 1987, 2000; ­Borchers et al. 1998).

54

Kapitel 3 · Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung

3.8  Inokulation mit

Mykorrhiza-Pilzen

3

Wie bereits in 7 Abschn. 1.2.1 dargestellt, ist die Symbiose von Höheren Pflanzen und Pilzen auf vielen Standorten von entscheidender Bedeutung für die Vegetationsentwicklung und das Wachstum der Pflanzen. So sind viele Höhere Pflanzen auf mageren, trockenen Standorten wie z. B. Kalkmagerrasen oder auf Rohböden, wie sie beim Rohstoffabbau entstehen, auf eine Mykorrhiza angewiesen. Um die Vegetationsentwicklung und das Wachstum entsprechender Zielarten z. B. bei einer Begrünung von Bergbauhalden oder der Aufforstung von Tagebaufolgeflächen zu beschleunigen, werden verschiedene Verfahren des Einbringens von bzw. die Inokulation mit Mykorrhiza-Pilzen empfohlen. So können die Mykorrhiza-Pilze beispielsweise mit dem Übertrag von Mutterboden oder der durchwurzelten Erde an den Jungpflanzen beim Pflanzen der Zielarten (z. B. Aufforstungen) eingebracht werden (Lesica und Antibus 1986; Heijden et al. 1998; Renker et al. 2004; Gebhardt et al. 2007; Asmelash et al. 2016; Koziol und Bever 2017). 3.9  Zurückdrängung

unerwünschter Arten durch Pestizide

Insbesondere bei den Renaturierungsprojekten, bei denen, einem historischen oder aktuellen Referenzzustand folgend (. Abb. 2.2), eine bestimmte Zielvegetation wiederhergestellt oder Zielarten eingebracht bzw. deren Populationen stabilisiert werden sollen, kommt der Regulation unerwünschter Arten gegenüber den gewünschten Zielarten eine wichtige Bedeutung zu. Unerwünschte Arten sind z. B. Gehölze im Grünland, dominante Gräser auf Heiden oder Sandtrockenrasen oder invasive nichteinheimische Kräuter, Stauden oder Gehölze. Dies wird entweder durch die bereits beschriebenen Maßnahmen zur

Beeinflussung der abiotischen bzw. biotischen Standortfaktoren erreicht (Mahd, Beweidung, Aushagerung, Diasporeneintrag usw.), oder unerwünschte Arten werden gezielt zurückgedrängt, wie dies z. B. mit dem „Entkus­ seln“ von Gehölzen auf Mooren praktiziert wird (7 Kap. 8). Insbesondere für invasive nichteinheimische Arten werden zahlreiche Managementempfehlungen zu deren Zurückdrängung gegeben (vgl. Zusammenstellung von Kowarik 2010), wobei diese Praxis und die ihr zugrunde liegenden Erwägungen in 7 Kap. 5 kritisch reflektiert werden. Zunehmend wird im Rahmen einer „Ökosystemrenaturierung“ auch über den Einsatz von Pestiziden berichtet, wie beispielsweise zur Zurückdrängung des Adlerfarns auf Küstenheiden (Måren et al. 2008; Lewis und Shepherd 2009) oder des Gewöhnlichen Pfeifengrases auf Feuchtheiden (Todd et al. 2000; Marrs et al. 2004; vgl. auch Pywell et al. 2011). Dass sich der Einsatz von Pestiziden zur Renaturierung von Ökosystemen allerdings nicht rechtfertigen lässt, wird in 7 Kap. 23 erörtert. 3.10  Kalkung versauerter

Ökosysteme

Die Ausbringung von Kalk ist eine häufig angewendete Maßnahme, um den negativen Auswirkungen einer Versauerung beispielsweise von Mooren (Duren et al. 1998; Sliva und Pfadenhauer 1999; Grootjans et al. 2006a) oder Seen (Hupfer und Hilt 2008; Björk 2014) entgegenzuwirken. Erfolgreiche Beispiele aus der Sanierung versauerter Weichwasserseen liegen aus den Niederlanden und Schweden vor (Roelofs et al. 2002; Björk 2014). Allerdings ist diese Maßnahme nicht unumstritten, da eine direkte massive Kalkung versauerter Seen zur Sedimentation von Kalk und einer unerwünschten Mobilisierung von Nährstoffen durch gesteigerte Abbauraten organischer Substanz am Gewässergrund führen kann (Roelofs et  al. 1994; Hölzel et al. 2009). Diese negativen Folgen

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3.12 · Fazit

sind auch aus Waldökosystemen bekannt, bei denen eine Kalkung als Gegenmaßnahme zur Waldbodenversauerung in den 1990er Jahren angewandt, aufgrund der unerwünschten raschen Nährstoffmobilisierung bald aber wieder weitgehend eingestellt wurde (zu den ökosystemaren Prozessen nach Waldkalkungen vgl. Meiwes 2013). In Langzeituntersuchungen zeigt sich, dass diese Maßnahmen zwar kurzzeitig einen Erfolg andeuten, aber langfristig häufig unwirksam sind oder zu negativen Effekten führen (7 Kap. 11). 3.11  Düngung

Obwohl in Mitteleuropa die Düngung v. a. mit Stickstoff, Phosphor und Kalium auf landwirtschaftlichen Nutzflächen, die direkten Stoffeinträge aus urban-industriellen Gebieten durch Grundwasser und Oberflächengewässer sowie die atmogenen Nährstoffeinträge zur Eutrophierung und damit zu einem der wichtigsten Ursachen der Degradation naturschutzfachlich hochwertiger Ökosysteme führen, kann es dennoch sinnvoll sein, unter bestimmten Voraussetzungen bei der Ökosystemrenaturierung Nährstoffe in Form einer Düngung zuzuführen. Dies wurde bereits in 7 Abschn. 3.3.1 im Zusammenhang mit dem Anbau von Gräsern zur Aushagerung von mit Phosphor eutrophierten Böden erläutert. Beispielsweise wird bei der Renaturierung subalpiner und alpiner Vegetation eine initiale Düngung empfohlen, um in den extremen Hochlagen eine Vegetationsentwicklung und damit den Erosionsschutz aufgrund der Vegetationsbedeckung zu beschleunigen (7 Kap. 9).

3

3.12  Fazit

Bei vielen Ökosystemrenaturierungen werden verschiedene Maßnahmen gleichzeitig oder sukzessive eingesetzt. So wird beispielsweise nach einem Oberbodenabtrag vielfach Diasporenmaterial der Zielartenkombination eingebracht. Jene Maßnahmen, die sich spezifisch auf den zu renaturierenden Ökosystem- bzw. Nutzungstyp beziehen, werden in 7 Kap. 7 bis 20 besprochen. Eine Übersicht über die häufig in der Renaturierung angewendeten Maßnahmen bzw. Verfahren gibt . Tab. 3.2, in der auch mögliche Probleme genannt werden. Es darf bei den Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung nicht übersehen werden, dass es sich z. T. gerade um solche Eingriffe handelt, die zu einer Ökosystemdegradation beitragen oder beigetragen haben. So sind anthropogene Heiden in Mitteleuropa beispielsweise durch eine kontinuierliche Entfernung des organischen Oberbodens („Plaggenwirtschaft“; 7 Kap. 14) entstanden, was zu einer Unterbrechung der natürlichen Nährstoffkreisläufe und einer Verarmung der Standorte geführt hat. Gerade solche Maßnahmen werden aber heute zur Renaturierung dieser Heiden eingesetzt. Zu den ökosystemdegradierenden Maßnahmen gehören auch das Brennen, die künstliche Eutrophierung und der Einsatz von Pestiziden. Diese Maßnahmen mögen aus ökologischer Sicht angebracht sein, ob sie aber aus sozioökonomischen oder umweltethischen Gründen bei der Ökosystemrenaturierung eingesetzt werden können, muss sorgfältig abgewogen werden (7 Kap. 23 und 24).

3

Ziel

Ökosystementwicklung ohne direkte Eingriffe des Menschen, Prozessschutz

Offenhaltung von Grünland, Zurückdrängung einer ersten Gehölzansiedlung, Nährstoffentzug durch Aushagerung

Aufrechterhalten und Management eines bestimmten Ökosystem- bzw. Nutzungstyps des Offen- bzw. Halboffenlandes, Nährstoffentzug, Diasporeneintrag durch Weidetiere, Wiedereinführung alter Tierrassen, Wiederherstellung von traditionellen Offenland-Wald-Biotopkomplexen

Einstellen der Zielartenkombination, Beschleunigung der Vegetationsentwicklung, Erosionsschutz

Sicherung von Populationen gefährdeter Arten, Erhöhung der Diversität (Artenpool), Stabilisierung noch vorhandener Populationen

Renaturierungsmaßnahme

Nichtstun

Mahd

Beweidung

Diasporeneintrag (durch Saatgut, Mulchen, Heumahd)

Wiedereinführung bestimmter Pflanzen- und Tierarten (Aussaat, Pflanzung, Auswilderung von Tieren)

Prinzipiell alle Ökosystem- und Nutzungstypen, naturnahe Landschaften und traditionelle Kulturlandschaften

Wiesen auf mittleren, sauren und basischen Standorten, Trockenrasen, Heiden, Bergbau- und Müllhalden, Tagebauflächen

Weiden, Heiden, Sandtrockenrasen, Kalkmagerrasen, Waldweide und traditionelle Agroforstsysteme, Hutelandschaften, Küstensalzwiesen, Binnensalzstelle, subalpines und alpines Grasland

(Feucht-)Wiesen, Magerrasen, Heiden, traditionelle Agroforstsysteme

Naturnahe Wälder, ehemalige Tagebauflächen, weitgehend intakte Moore, Küstensalzwiesen in Kombination mit Deichöffnung oder -rückverlegung

Beispiele von Ökosystem- bzw. Nutzungstypen

Standortbedingungen nicht geeignet für eine Etablierung, Biologie und Ökologie der Art nicht hinreichend bekannt, Kosten, mangelnde Akzeptanz (z. B. Großräuber)

Eintrag unerwünschter bzw. invasiver Arten, Diasporenmengen nicht ausreichend, Tierfraß, fehlende safe sites zur Keimung und Etablierung

Fraßverhalten der Weidetiere, zu niedrige oder zu hohe Beweidungsintensität, keine Verfügbarkeit von Landwirten bzw. Hirten, Vermarktung der Tierprodukte schwierig oder nicht möglich

Kosten, Nutzung bzw. Entsorgung der anfallenden Biomasse, keine landwirtschaftlichen Betriebe mehr vorhanden

Lange Zeitdauer zur Zielerreichung, Entwicklungsziele abweichend von der Planung

Mögliche Probleme

. Tab. 3.2  Häufige Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung in Mitteleuropa mit Zielen, Beispielen von zu renaturierenden Ökosystem- bzw. Nutzungstypen und möglichen Problemen

56 Kapitel 3 · Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung

Ziel

Nährstoffentzug nach Eutrophierung, Schadstoffentzug bzw. -festlegung (Phytoremediation)

Nährstoffentzug nach Eutrophierung

Übertrag von Mutterboden oder nährstoffarmem Sandboden, Diasporeneintrag, Übertrag von Mykorrhiza-Pilzen

Nährstoffreduktion im Oberboden, Schaffung von offenen Bodenstellen

Aufhalten der Sukzession auf Offenland, Nährstoffreduktion im Oberboden

Nährstoffentzug

Reduktion des Phosphors im Wasserkörper durch künstliche Sedimentation

Renaturierungsmaßnahme

Anbau von bestimmten Pflanzenarten

Oberbodenabtrag bzw. Flachabtorfung

Oberbodenauftrag

Pflügen bzw. Oberbodeninversion

Kontrolliertes Brennen

Absaugen des Sediments (Faulschlammes) vom Gewässergrund

Fällmittel (z. B. Eisen- und Aluminiumsalze)

. Tab. 3.2  (Fortsetzung)

Seen

Seen

Heiden

Äcker, Magerwiesen, Magerrasen, Sandtrockenrasen

Subalpine und alpine Rasen, Abbaustellen, Bergbauhalden, Sandtrockenrasen

Magerwiesen, Magerrasen, Niedermoore

Äcker, Magerwiesen, Bergbauhalden, Müllhalden, urban-industrielle Ökosysteme

Beispiele von Ökosystem- bzw. Nutzungstypen

(Fortsetzung)

Kosten, nur kurzzeitige Effekte bei weiterem Nährstoffeintrag aus dem Einzugsgebiet, Phosphor kann remobilisiert werden

Kosten, Entsorgung des evtl. kontaminierten Schlammes, nur kurzzeitige Effekte bei weiterem Nährstoffeintrag aus dem Einzugsgebiet

Kosten, rasche Kohlenstofffreisetzung, Schädigung von Populationen wenig mobiler Tierarten, mangelnde Akzeptanz

Schädigung der Diasporenbank, Förderung von Ruderalarten, Störung des Bodengefüges

Kosten, Bodenerosion an steilen Hängen, Schädigung des Spenderökosystems

Kosten, Entsorgung des Bodenmaterials, Abtrag der Diasporenbank, mangelnde Akzeptanz

Lange Zeitdauer des Nährstoffentzugs, geringes Pflanzenwachstum und niedrige Biomasseproduktion, Entsorgung der anfallenden (z. T. kontaminierten) Biomasse

Mögliche Probleme

3.12 · Fazit 57

3

Ziel

Anhebung des pH-Wertes versauerter Gewässer

Wiederherstellung des natürlichen Landschaftswasserhaushalts und der natürlichen Wasserdynamik

Wiederherstellen der natürlichen Flussdynamik und Lebensgemeinschaften der Flussauen sowie Schaffung von Retentionsräumen

Erosionsschutz, Förderung der natürlichen Sukzession

Kalkung

Wiedervernässung (einschl. Deichrückbau)

Eingriffe in die Hydromorphologie von Flüssen

Wiederbegrünung vegetationsfreier Flächen (Rasenziegel, Rollsoden, Soden-Transplantation, Einsaaten usw.)

Tagebauflächen, Bergbau- und Müllhalden, degradierte Skipisten, Uferböschungen

Fließgewässer und deren Auen, Altwässer

Moore, Feuchtwiesen, städtische Rieselfelder, Küstensalzwiesen, Binnensalzstellen

Seen

Beispiele von Ökosystem- bzw. Nutzungstypen

Kosten, mangelnde Regeneration der Zielarten

Kosten, mangelnde Akzeptanz, unvorhergesehene ökologische Prozesse, Ausbreitung unerwünschter Arten

Unvorhergesehene ökologische Prozesse, Methanfreisetzung aus Mooren, mangelnde Regeneration der Zielarten, mangelnde Akzeptanz

Rasche Mobilisierung von Nährstoffen und Eutrophierung, nur kurzzeitige Effekte

Mögliche Probleme

3

Renaturierungsmaßnahme

. Tab. 3.2  (Fortsetzung)

58 Kapitel 3 · Maßnahmen der Ökosystemrenaturierung

59

Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten 4.1 Wiedereinführung von Pflanzenarten – 60 4.2 Wiederansiedlung von Tierarten – 66 4.3 Fallbeispiel: Wiedereinführung des Braunbären im Trentino, Norditalien (EU-Projekt LIFE Ursus) – 73

© Springer-Verlag GmbH Deutschland, ein Teil von Springer Nature 2019 S. Zerbe, Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt, https://doi.org/10.1007/978-3-662-58650-1_4

4

60

4

Kapitel 4 · Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten

Unter Wiedereinführung von Arten werden hier alle Maßnahmen verstanden zur gezielten Unterstützung einer im Zielgebiet bzw. auf einem Zielstandort vom Aussterben bedrohten Population (reinforcement) oder zur Rückführung einer durch anthropogene Eingriffe innerhalb ihres natürlichen Verbreitungsgebiets verschwundenen Pflanzenoder Tierart (reintroduction; IUCN/SSC 2013). Letzteres bedeutet, dass die betreffende Art in den lokal-regionalen Artenpool (. Abb. 1.5) zurückgeführt wird, nachdem Nutzung bzw. Übernutzung zu ihrem Verschwinden geführt hat oder die Art gezielt ausgerottet wurde, wie z. B. Großraubtiere und Megaherbivoren. Die Wiederansiedlung kompensiert damit auch das ggf. geringe Ausbreitungsvermögen bestimmter Arten in einer stark fragmentierten Kulturlandschaft. Die wiedereingeführten Arten können Rote-Liste-, Ziel-, Schlüsseloder Schirmarten sein (7 Abschn. 6.3). Neben internationalen Vorgaben bzw. Empfehlungen (Rat der Europäischen Gemeinschaften 1992; UN 1992; IUCN/SSC 2013) sieht auch das Bundesnaturschutzgesetz (BNatschG § 37, Abs. 1 Nr. 3) die Wiederansiedlung von Arten vor, indem es „die Wiederansiedlung von Tieren und Pflanzen verdrängter wildlebender Arten in geeigneten Biotopen innerhalb ihres natürlichen Verbreitungsgebiets“ explizit nennt. Neben dem allgemeinen Ziel der Wiederherstellung spezifischer Biozönosen in den zu renaturierenden Lebensräumen, z. B. durch das Einbringen von diasporenhaltigem Pflanzenmaterial, wird in diesem Kapitel das Augenmerk auf das Wiedereinführen bestimmter Arten gerichtet. Die spezifischen Maßnahmen umfassen beispielsweise bei Tieren das Ausbringen von reproduktionsfähigen Individuen und bei Pflanzen die Aussaat oder die Anpflanzung der betreffenden Art. Während sich reinforcement und rein­ troduction am aktuellen, historischen bzw. ursprünglichen Areal einer Art orientieren, können auch Arten in einem Gebiet außerhalb ihres natürlichen Areals zu Schutzzwecken angesiedelt werden, was als Translokation (assisted migration) bezeichnet

wird (Koch und Kollmann 2012a). Dies wird z.  B. als Kompensation zum Aussterben von Arten durch den Klimawandel begründet (Thomas et  al. 2004; Thomas 2011). Im Gegensatz zu einer Wiedereinführung bzw. Stabilisierung einer Population im angestammten Areal wird dies allerdings kontrovers diskutiert (Hoegh-Guldberg et al. 2008; Loss et al. 2011; Weeks et al. 2011), insbesondere dann, wenn solche Translokationen mit der Problematik der „biologischen Invasionen“ verknüpft werden (Ricciardi und Simberloff 2009; 7 Kap. 5). In den vergangenen Jahrzehnten wurden weltweit mit der Wiederansiedlung von Tier- und Pflanzenarten umfangreiche Erfahrungen gesammelt, die in Übersichtswerken zusammengestellt worden sind (Falk et al. 1996; Seddon et al. 2005; Godefroid et al. 2011; Ewen et al. 2012; Maschinski und Haskins 2012; Jachowski et al. 2016). Beispielsweise ergab eine Suche mit dem Stichwort „Wiederansiedlung“ in der Literaturdatenbank für Naturschutz und Landschaftspflege des Bundesamtes für Naturschutz ca. 2100 Literaturhinweise (BfN 2016c: Stichtag 08.01.2018). Eine Datenbankanalyse von Koch und Kollmann (2012a) hat gezeigt, dass es in Deutschland nur ca. 10 % Wiederansiedlungsprojekte für Pflanzen gibt, ein überproportional höherer Anteil allerdings von Tieren. Säugetiere und Vögel sind hierbei überdurchschnittlich häufig Gegenstand von Wiederansiedlungsprojekten (Seddon et al. 2005; Koch und Kollmann 2012a). Ein gewisser Anteil der Wiederansiedlungen von Tier- und Pflanzenarten, v. a. durch Naturliebhaber oder lokale Naturschutzgruppen, dürfte sich einer Literaturrecherche entziehen, da dies nicht dokumentiert ist. 4.1  Wiedereinführung von

Pflanzenarten

In einer umfangreichen Literaturrecherche (einschl. der grauen, d. h. nicht in wissenschaftlichen Zeitschriften publizierten Literatur),

4.1 · Wiedereinführung von Pflanzenarten

unterstützt durch Befragungen, haben Godefroid et  al. (2011) über 230 Wiedereinführungsprojekte für Pflanzenarten in Europa identifiziert (vgl. . Tab. 4.1). Sie quantifizieren hierbei den Erfolg der Wiedereinführung basierend v. a. auf den Kriterien der Persistenz und der Reproduktion (Blüte, Fruchtbildung) der Pflanzenpopulationen. Als Gründe für den Misserfolg von Wiedereinführungen nennen sie: 5 Falsche Standortwahl 5 Standortveränderungen während des Experiments 5 Mangelndes Management nach der Wiedereinführung 5 Herbivorie (z. B. Lütt 2009) 5 Mangelnde Kenntnisse über die Biologie der betreffenden Art 5 Fehlende Mykorrhiza 5 Ausbringen zu weniger Individuen bzw. Diasporen Insgesamt zeichnen sie ein ernüchterndes Bild der Wiedereinführungsprojekte, was den Erfolg anbelangt. Nach Primack und Drayton (1997) ist eine Wiedereinführung von Pflanzen dann als erfolgreich zu bezeichnen, wenn 5 die Population an Individuen und besiedelter Fläche zunimmt, 5 Individuen blühen und fruchten und 5 sich ohne weitere unterstützende Maßnahmen einer Wiederansiedlung die zweite und dritte Generation regeneriert. Dies kann nur – abhängig von der Lebensdauer und dem Reproduktionszyklus der betreffenden Art – durch ein entsprechend langfristiges Monitoring festgestellt werden. Der Studie von Godefroid et al. (2011) zufolge kommen nach vier Jahren Monitoring (ein längeres Monitoring wurde kaum durchgeführt) weniger als 10 % der eingeführten Pflanzen zur Blüte. Ob die gebildeten Samen tatsächlich zur Keimung und Bildung neuer Individuen kommen, wird sehr selten nach der Wiedereinführung weiterverfolgt. Die Autoren leiten aus ihrer Studie ab, dass die meisten Wiedereinführungsprojekte über

61

4

einen längeren Zeitraum (>10  Jahre) kaum erfolgreich sein werden. Ziel muss es sein, überlebensfähige Populationen, (viable popula­ tions) zu etablieren, die auch ohne weitere Unterstützung des Menschen bzw. mit einem lebensraumspezifischen Management bestehen können (Griffith et al. 1989; Sarrazin und Barbault 1996; Bell et al. 2003). Godefroid et al. (2011) betonen zudem, dass eine fundierte Quantifizierung nicht erfolgreicher Projekte aus Literaturdaten kaum möglich ist, da diese zu selten publiziert werden (vgl. Berg 1996), was möglicherweise generell auf erfolglose Renaturierungsprojekte jeglicher Art zutreffen mag. So scheint die Wiederansiedlung von Pflanzenarten derzeit noch eher dem Versuchund-Irrtum-Prinzip zu folgen. Dennoch liegen einige Beispiele für ein längerfristiges Monitoring bzw. eine Erfolgskontrolle vor (7 Kap. 6). So stellten Becker und Becker (2010) beispielsweise nach einer Umsiedlung des Hirschzungenfarns (Asple­ nium scolopendrium) von einem genutzten Gipssteinbruch in eine nahe gelegene Gipsdoline in einem Beobachtungszeitraum von zehn Jahren fest, dass zwar einige wenige Pflanzen am neuen Standort abgestorben waren, die anderen Pflanzen aber Biomassezuwächse und Verjüngung zeigten (. Abb. 4.1). Auch die Wiederansiedlung der Gewöhnlichen Wassernuss (Trapa natans) als Kompensation für Baumaßnahmen für Verkehrswege in der Elbaue, die in den Jahren 1995 bis 1999 durchgeführt wurde, wird von Bolender et al. (2015) nach 19 Jahren als erfolgreich eingeschätzt. Durch gewässerökologische und wasserchemische Voruntersuchungen wurden 15 potenzielle Gewässer identifiziert, in denen jeweils bis zu zehn ausgereifte Früchte, durch „Schutzgehege“ gegen Tierfraß geschützt, ausgebracht wurden. Zur Erfolgskontrolle wurden fünf Vitalitätsstufen differenziert, die von Stufe 0 (keine Ansiedlung der Pflanze) bis 4 (großflächige Schwimmblattausbildung, Vorhandensein zahlreicher reifer Früchte) reichten. In sechs Gewässern mit einer Größe von ca. 1–40 ha wurden im Jahr 2014 Bestandsgrößen der

4

Mesotrophe, seggenreiche Flachmoore

Südböhmen, Tschechien

Bayern, nördlich von München

Paris, Fontainebleau

Bayerisches Vogtland, nördliches Fichtelgebirge

Harzrand, Südniedersachsen

Vogesen

Mittlere Frankenalb, Bayern

Osterzgebirge

Aldrovanda vesiculosa (Wasserfalle)

Anthericum ramosum (Rispige Graslilie)

Arenaria grandiflora (Großblütiges Sandkraut)

Arnica montana (Echte Arnika)

Asplenium scolopendrium (Hirschzungenfarn)

Calla palustris (SumpfCalla)

Cypripedium calceolus (Frauenschuh)

Gentianella lutescens (Karpaten-Kranzenzian)

Bergwiesen bzw. Borstgrasrasen

Lichte Kiefern-Fichtenwälder

Erlenwald, Gewässerränder

Gipsdoline mit Hangwald (Fraxino-Aceretum)

Magere Wiesen und Borstgrasrasen

Südexponierte, kalkhaltige Sand- und Felsstandorte

Kalkmagerrasen

Hartholzaue-Waldkomplex

Bayern, unteres Isartal

Adenophora liliifolia (Wohlriechende Schellenblume)

Ökosystem- bzw. Nutzungstyp

Geografische Region

Pflanzenart

5

3

>35

10

4

7

3

10

6

Beobachtungszeitraum bzw. Monitoring [Jahre]

+

+

+

+

+

(Fortsetzung)

Brunzel et al. (2017)

Brunzel und Sommer (2016)

Muller (2009)

Becker und Becker (2010)

Blachnik und Saller (2015)

Bottin et al. (2007)

Röder und Kiehl (2007)

+a –

Adamec (2005)

Scheuerer und Späth (2005)

Literaturhinweise



+

Einschätzung des Erfolgs der Maßnahme im Beobachtungszeitraum

. Tab. 4.1  Beispiele für die Wiederansiedlung von Pflanzenarten in Mittel- und Westeuropa, einschließlich der Alpen als Maßnahme der Renaturierung, mit einer Einschätzung des Wiederansiedlungserfolgs im Beobachtungszeitraum. + = erfolgreich, o = indifferent, − = nicht erfolgreich. (In Anlehnung an die Kriterien von Primack und Drayton 1997)

62 Kapitel 4 · Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten

Geografische Region

Schleswig-Holstein

Nordostdeutschland

Schleswig-Holstein

Isar-Aue, Bayern und verschiedene Flussläufe in Kärnten

Schleswig-Holstein

Flandern, Belgien

Sachsen-Anhalt, südliches Harzvorland

Pflanzenart

Helosciadium repens (Kriechender Sellerie)

Juncus atratus (Schwarzblütige Binse)

Luronium natans (Froschkraut)

Myricaria germanica (Deutsche Tamariske)

Oenanthe conioides (Schierlings-Wasserfenchel)

Pedicularis palustris (Sumpf-Läusekraut)

Pinguicula vulgaris (Echtes Fettkraut)

. Tab. 4.1  (Fortsetzung)

Gipsfelsen mit Blaugrasflur oberhalb eines Karstgewässers

Mesotrophes Übergangsmoor mit Großseggen

Tidebeeinflusste Elbbereiche

Weitgehend vegetationsfreie, durch regelmäßige Überflutung gestörte Flussufer

Wenig bewachsene Uferbereiche von flachen, nährstoffarmen bis mäßig nährstoffreichen Moorteichen

Flutrasen in der Havelaue (Potentillion anserinae)

Beweidete Flutrasen (Potentillion anserinae) an Teich- und Seerändern

Ökosystem- bzw. Nutzungstyp

25

6

2

45

2

>50

3

Beobachtungszeitraum bzw. Monitoring [Jahre]

+

+

+

+



o

+

o

Einschätzung des Erfolgs der Maßnahme im Beobachtungszeitraum

67

(Fortsetzung)

Z. B. Frey und Walter (1989); Schaub et al. (2009)

Brauneis (2011)

Z. B. Bloesch (1956); Feld (2000), Schaub et al. (2004); Stoltz und Helb (2004)

Z. B. Tosi et al. (2015)

Z. B. Engleder (2004); Arx et al. (2009); Schnyder et al. (2016)

Peters et al. (2009)

Z. B. Sjöberg und Ball (2011); Swinnen et al. (2017)

Kuemmerle et al. (2011); Tillmann et al. (2013)

Literaturhinweise

. Tab. 4.2  Beispiele für die Wiedereinführung von Tierarten (mit dem Schwerpunkt Mitteleuropa und Alpen) als Maßnahme der Renaturierung, mit einer Einschätzung des Wiederansiedlungserfolgs im Beobachtungszeitraum. + = erfolgreich, o = indifferent, – = nicht erfolgreich. (In Anlehnung an die Kriterien von Primack und Drayton 1997)

4.2 · Wiederansiedlung von Tierarten

4

Dürrenstein, Österreich

verschiedenen Bundesländer in Deutschland

Thüringer Frankenwald

Strix uralensis (Habichtkauz)

Tetrao urogallus (Auerhuhn)

Tetrastes bonasia (Haselhuhn)

Niedersachsen, Nordrhein-Westfalen

Hyla arborea (Europäischer Laubfrosch)

Sachsen

Natrix tessellata (Würfelnatter)

Fische

Bandenburg

Lacerta viridis (Östliche Smaragdeidechse)

Reptilien

Hessen

Bombina variegata (Gelbbauchunke)

Amphibien

Geografische Region

Felsiges Elbufer bei Meißen

Kiefernheiden auf nährstoffarmen Sandböden und Wegböschungen

Natürliche und künstliche Kleingewässer mit Röhrichtgürtel

Weide in der Flussaue mit kleinen Laichgewässern

Fichtenforste, Buchenwald

Nadel-Laubmischwälder

Fichten-TannenBuchenmischwald

Ökosystem- bzw. Nutzungstyp

15





+

˃25

7

+

o



+

Einschätzung des Erfolgs der Maßnahme im Beobachtungszeitraum

6

7

6–30

5

Beobachtungszeitraum bzw. Monitoring [Jahre]

4

Tierart

. Tab. 4.2  (Fortsetzung)

(Fortsetzung)

Strasser und Peters (2016)

Schneeweiß (2012)

Clausnitzer und Clausnitzer (1984); Meier et al. (2000); Glandt und Kronshage (2004); Brandt (2007); Durrer (2014)

Nicolay und Nicolay (2015)

Klaus et al. (2009)

Siano und Klaus (2013)

Kohl und Leditznig (2014)

Literaturhinweise

68 Kapitel 4 · Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten

Rhein mit Nebenflüssen

Salmo salar (Atlantischer Lachs) und S. trutta trutta (Meerforelle)

Niedersachsen

Brandenburg

Aeshna viridis (Grüne Mosaikjungfer)

Euphydryas aurinia (Goldener Scheckenfalter)

Wirbellose

Geografische Region

Tierart

. Tab. 4.2  (Fortsetzung)

Magere bis mäßig nährstoffreiche Kalk-Niedermoore mit extensiver Nutzung

Kleingewässer mit Krebsschere (Stratiotes aloides)

Flusslauf mit Laichhabitaten

Ökosystem- bzw. Nutzungstyp

10

3

>20

Beobachtungszeitraum bzw. Monitoring [Jahre]

– (auf 5 von 7 Ansiedlungsflächen), + (auf 2 Flächen)

+

+

Einschätzung des Erfolgs der Maßnahme im Beobachtungszeitraum

Kretschmer et al. (2016)

Kastner et al. (2016)

Roche (1994); Gerlier und Roche (1998); IKSR (2015)

Literaturhinweise

4.2 · Wiederansiedlung von Tierarten 69

4

70

Kapitel 4 · Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten

4

. Abb. 4.2  Nachweis adulter Lachse im Rheinsystem im Zeitraum 1990–2014 im Rahmen des kontinuierlichen Monitoringprogramms von „Rhein“ und „Rhein 2020“. (IKSR 2015)

von der widersprüchlichen menschlichen Wahrnehmung dieser Großraubtiere im Spannungsfeld von einer Bestie bis hin zum Sinnbild von Stärke, Freiheit oder anderen positiven menschlichen Charakterattributen (Egger 2001). Heute stehen sowohl Braunbär wie auch Wolf und Luchs international und/ oder national unter Schutz (Mech und Boitani 2010; Breitenmoser et al. 2015; McLellan et al. 2017). Während der Wolf sich aus seinen Refugien in Ost- und Südosteuropa wieder auf natürlichem Wege in Mitteleuropa eingefunden hat (Reinhardt et al. 2013; Chapron et al. 2014), sind Luchs und Bär, auch neben deren natürlichen Wanderungsbewegungen, gezielt mit entsprechenden Auswilderungsprogrammen in verschiedenen Regionen Europas wieder ausgebracht worden (. Tab. 4.2; Fallbeispiel in 7 Abschn. 4.3). Die derzeitige Verbreitung von Braunbär, Luchs, Wolf und Vielfraß ist in . Abb. 4.3 dargestellt, die Situation der europäischen Teilpopulationen des Wolfs zudem in . Tab. 4.3 (vgl. auch Kaczensky et al. 2012). Es scheint, dass die Großraubtiere gerade solche Lebensräume in der europäischen Kulturlandschaft wiederbesetzen, aus denen sich der Mensch aufgrund der aktuellen sozioökonomischen

Entwicklung, insbesondere in den peripheren Räumen, zurückzieht. Hinzu kommen die internationalen Initiativen der EU, die biologische Vielfalt und die Qualität bzw. Vernetzung von Lebensräumen zu verbessern. Somit suchen die Großraubtiere keineswegs die Nähe zum Menschen, auch wenn es vereinzelt zu Zusammenstößen mit dem Menschen kommt. Wissenschaftliche Befunde belegen, dass die Großraubtiere in der Regel direkte Begegnungen mit dem oder eine Nähe zum Menschen meiden (Sahlén et al. 2015). Problematisch für die Koexistenz von Mensch und Großraubtieren ist, dass diese Großraubtiere zumindest potenziell eine Gefährdung für den Menschen darstellen und es zu Nutzungskonflikten mit der Landwirtschaft und Jagd kommen kann. Oft liegt das Hauptproblem des Zusammenlebens von Mensch und Großraubtieren in Mitteleuropa mit den Alpen aber in einem unzureichenden oder fehlenden regionalen Managementkonzept und mangelnder Information der Bürger, insbesondere der Landnutzer. Nach Befragungen von Betroffenen bzw. Landnutzern wird immer wieder hervorgehoben, dass ein Informationsfluss und eine Kommunikation zwischen unterschiedlichen Interessensvertretern essenziell für die Entwicklung von

4.2 · Wiederansiedlung von Tierarten

71

4

. Abb. 4.3  Verbreitung von Braunbär (a), Europäischem Luchs (b), Wolf (c) und Vielfraß (d) (Stand: 2011). Dunkelblaue Flächen zeigen permanentes Vorkommen, hellblaue sporadisches Auftreten in Europa; die Nummern geben die verschiedenen Populationen und die orangefarbenen Linien deren Grenzen an. (Aus Chapron et al. 2014)

regionalen Lösungsstrategien für das Wildtiermanagement sind (z. B. Wallner und Hunziker 2001). Treves und Karanth (2003) weisen zudem darauf hin, dass ein nachhaltiges Wildtiermanagement in gleichem Maße von den biologisch-ökologischen Kenntnissen wie vom soziopolitischen Umfeld abhängig ist. Dass das Management der Großraubtiere eine internationale Herausforderung ist und nicht alleine auf regionaler und nationaler Ebene gelöst werden kann, ergibt sich aus der Habitatgröße und den Migrationsbewegungen

der Großraubtiere (Chapron et al. 2014). So können sich männliche Braunbären in einem Gebiet von bis zu 1600 km2 bewegen. Für Wölfe sind mit modernen telemetrischen Methoden Wanderungsbewegungen von Individuen bis zu einer Distanz von 1100 km nachgewiesen worden (Wabakken et al. 2007). Die Gefährdungen, die für die Populationen der Großraubtiere in der mitteleuropäischen Kulturlandschaft ausgehen, sind: 5 Zu kleine und isolierte Populationen (Aussterben, genetische Verarmung)

72

Kapitel 4 · Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten

. Tab. 4.3  Größe und Status der derzeitigen Wolfspopulationen in Europa. (LCIE 2016)

4

Populationen in Europa (Nr. vgl. . Abb. 4.3)

Länder

Populationsgröße (Stand: 2012)

Entwicklungstrend

Skandinavien (1)

Norwegen, Schweden

260–330

Ansteigend

Karelien (2)

Finnland

150–165

Rückgängig

Baltikum (3)

Estland, Lettland, Litauen, Polen

870–1400

Stabil

Mitteleuropäisches Tiefland (4)

Deutschland, Polen

36 Rudel

Ansteigend

Karpaten (5)

Slowakei, Tschechien, Polen, Rumänien, Ungarn, Serbien

3000

Stabil?

Minarische Alpen, Balkan (6)

Slowenien, Kroatien, Bosnien und Herzegowina, Montenegro, Albanien, Serbien, Griechenland, Bulgarien

3900

Stabil?

Italienische Halbinsel (7)

Italien

600–800

Stabil

Alpen (8)

Italien, Frankreich, Schweiz, Österreich, Slowenien

280

Ansteigend

Sierra Morena (9)

Spanien

1 Rudel

Rückgängig

Nordwestliche iberische Halbinsel (10)

Spanien, Portugal

2500 (Schätzung 2007)

Rückgängig?

5 Habitatfragmentierung durch Verkehrswege 5 Hybridisierung mit Haustieren (z. B. Wolf und Hund; Hindrikson et al. 2012; Randi et al. 2014) 5 Geringe Akzeptanz seitens des Menschen und damit auch Gefährdung durch Wilderei und Jagd Chapron et al. (2014) machen deutlich, dass zum Erhalt stabiler Populationen von Bär, Wolf und Luchs (und in Skandinavien Vielfraß) in der europäischen Kulturlandschaft nur ein Koexistenzmodell funktioniert, im Gegensatz zu Nordamerika, wo sehr große Schutzgebiete (z.  B. Nationalparks) stabile Populationen beherbergen und mit einem Separationsmodell gemanagt werden können. Managementempfehlungen für Großraubtiere

in Europa finden sich beispielsweise bei Linnell et al. (2008) und Reinhardt et al. (2013). Dass sich die Wiederansiedlung von Großraubtieren auf das Nahrungsnetz und die gesamte Waldökosystementwicklung auswirkt, ist für Nordamerika gut belegt (Ripple und Beschta 2012; Ripple et al. 2014). Die Großraubtiere reduzieren die Großherbivoren (. Abb. 4.4), was zum Rückgang des Wildverbisses und damit zu einer Erhöhung der Gehölzverjüngung führt. Erste Untersuchungen über diesen Zusammenhang bestätigen dies auch für mitteleuropäische Waldökosysteme (Kuijper et al. 2013; Schnyder et  al. 2016). Der hohe Verbissdruck durch Rehe stellt in vielen Waldökosystemen Mitteleuropas ein erhebliches Problem für die Waldregeneration und die Umwandlung von Nadelholzforsten in Laubmischwälder

73 4.3 · Fallbeispiel: Wiedereinführung des Braunbären im Trentino …

4

. Abb. 4.4  Entwicklung von Reh- und Luchspopulation im Wald von Białowieża (Ostpolen) über einen Zeitraum von ca. 140 Jahren; durch die Ausrottung der Luchse um 1900 und in den 1960er Jahren ergaben sich zwei unbeabsichtigte Experimente, um den Einfluss von Prädatoren zu untersuchen: Die Rehpopulation reagierte mit Zuwachs auf die Zurückdrängung des Luchses. (Aus Heurich 2015, modifiziert nach Angaben von Jędrzejewska und Jędrzejewski 1998)

dar (7 Abschn. 7.4). Heurich (2015) mahnt in seiner kritischen Analyse über die Effekte von großen Beutegreifern auf Huftierpopulationen und Ökosysteme zwar zur Vorsicht bei der Übertragung der Ergebnisse aus nordamerikanischen Nationalparks auf die mitteleuropäische Kulturlandschaft, kommt aber zu dem Schluss, dass die Rückkehr von großen Beutegreifern einen wichtigen Ansatz zur Renaturierung von Ökosystemen darstellt; „insbesondere in Großschutzgebieten sollte es das Ziel sein, die natürliche Artenausstattung an Prädatoren wiederherzustellen, um einen sinnvollen Prozessschutz zu gewährleisten“. Vor dem Hintergrund der vielen Misserfolge von Projekten zur Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten mag man für die Praxis des Artenschutzes und die Ökosystemrenaturierung zurückhaltender werden. Für die Erweiterung der wissenschaftlichen Kenntnisse in Bezug auf Biologie der betreffenden Arten, Interaktionen innerhalb der Ökosysteme bzw. Landnutzungstypen, Populationsdynamik, aber auch hinsichtlich sozioökonomischer Aspekte wie Kosten und Akzeptanz stellen die Fallbeispiele jedoch einen Gewinn dar, wenn der Wiederansiedlungsprozess von der Planung über die Ausführung bis hin zu einer Erfolgskontrolle

langfristig dokumentiert wird. Guerrant (2012) empfiehlt, die Best-Practice-Beispiele zu identifizieren und diese für die Wiedereinführungspraxis zu nutzen. Gerade bei der Einführung von Tierarten, die als Ökosystem-Ingenieure (7 Abschn. 1.2.1) oder als Schlüsselarten in Ökosystemen erheblichen Einfluss auf Lebensräume und die regionale Sozioökonomie haben und damit zu Konflikten mit Mensch und Landnutzung sowie zu Akzeptanzproblemen führen können, sind sorgfältige Abwägungen im Vorfeld der Wiedereinführung notwendig. Dass die Konflikte häufig gelöst werden können, zeigen die Erfahrungen mit dem Biber im Rahmen der wasser- und naturschutzrechtlichen Handlungsspielräume (z. B. Albrecht 2016; Swinnen et al. 2017). 4.3  Fallbeispiel:

Wiedereinführung des Braunbären im Trentino, Norditalien (EU-Projekt LIFE Ursus)

In der Provinz Trentino in Norditalien war bis zu Beginn der 1990er Jahre eine Restpopulation des Braunbären (Ursus arctos) erhalten geblieben. In

74

4

Kapitel 4 · Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten

den Jahren 1995 bis 1997 wurde dort ein Plan für die Wiedereinführung und damit Stärkung der Bärenpopulation erarbeitet, mit einer Machbarkeitsstudie und einer Kostenabschätzung (Dupré et al. 2000). Eine Befragung der Bevölkerung zeigte, dass ca. 70 % der Wiedereinführung positiv gegenüberstanden. Die Wiedereinführung und begleitende Maßnahmen erfolgten im Rahmen des von der EU und der Provinz Trentino geförderten LIFE-Ursus-Projekts in den Jahren 1997 bis 2004. So wurden im Jahr 1999 zehn Tiere, die in Slowenien eingefangen worden waren, freigelassen. Das Wiedereinführungsprogramm sieht folgende begleitenden Maßnahmen vor, die als beispielhaft für ähnliche Vorhaben angesehen werden können: 5 Kontinuierliches Monitoring der Populationsentwicklung und der Wanderungsbewegungen 5 Einrichtung eines Notfallteams 5 Prävention und finanzielle Entschädigung von Schäden durch die Bären 5 Kommunikation und Information der Bevölkerung 5 Kooperation mit Nachbarregionen und auf internationaler Ebene 5 Schulung von Fachpersonal Im Rahmen des kontinuierlichen Monitorings seit 2002 wurden im Jahr 2015 48 Tiere

gezählt (. Abb. 4.5), wobei bisher im Mittel etwa zwei Jungbären jährlich hinzukommen. Während der Lebensraum der weiblichen Bären mit einer Dichte von 3,4 Individuen pro 100 km2 räumlich begrenzt ist, bewegen sich die männlichen Bären deutlich darüber hinaus, d. h. sowohl in die angrenzenden italienischen Provinzen wie auch in die benachbarte Schweiz (. Abb. 4.6). Im Jahr 2015 wurden der „Abteilung Wald und Fauna“ (Servizio Foreste e Fauna) der Provinz Trentino 128 Schäden gemeldet, die unmittelbar den Braunbären zugeordnet worden sind, wobei diese Schäden Bienenstöcke, landwirtschaftliche Nutzflächen und die Tierhaltung umfassen, mit einer Entschädigungssumme von insgesamt ca. 66.000 EUR (Groff et al. 2016; . Abb. 4.7). Neben dem biologisch-ökologischen Monitoring der Bärenpopulation und den Bewegungen der Einzeltiere im Territorium wird auch versucht, die Meinung und das Verhalten der Bevölkerung im Hinblick auf die zunehmende Populationsgröße der Bären kontinuierlich zu erfassen und auszuwerten. So zeigt sich, dass sich im Zeitraum 1997 (vor dem Aussetzen der Bärenindividuen) bis 2011 die Wahrnehmung bezüglich der Wiedereinführung des Bären in den Südalpen z. T. gewandelt hat. Während die Bevölkerung der

. Abb. 4.5  Populationsentwicklung des Braunbären im Trentino (Norditalien) seit der Wiedereinführung von zehn Individuen für den Zeitraum 2002–2015. (Nach Groff et al. 2016)

4

75

4.3 · Fallbeispiel: Wiedereinführung des Braunbären im Trentino …

Österreich

Schweiz

Italien

Aktionsraum der Bären im Jahr 2017 Gesamtareal 24.350 km2 Aktionsraum der weiblichen Bären 1070 km2

. Abb. 4.6  Bewegungsraum der weiblichen und männlichen Bären in der Provinz Trentino (Norditalien) und angrenzenden Gebieten im Jahr 2015. (Nach Groff et al. 2016)

250

140000 120000

Euro

80000

150

60000

100

40000

Zahl der Schäden

200

100000

50

20000

05 20 06 20 07 20 08 20 09 20 10 20 11 20 12 20 13 20 14 20 15

04

20

20

20

20

03

0

02

0

Jahr Euro

Schäden

. Abb. 4.7  Zahl der durch die Braunbären verursachten Schäden seit 1990 und die Entschädigungsummen. (Nach Groff et al. 2016)

76

4

Kapitel 4 · Wiedereinführung von Pflanzen- und Tierarten

Koexistenz mit den Bären in ihrem Land nach wie vor weitgehend positiv gegenübersteht, scheint es keine Zustimmung mehr zu geben für eine weitere Vergrößerung der Bärenpopulation (. Tab. 4.4). Eine Herausforderung für die Zukunft wird ein Managementplan sein, der den Schutz der Großräuber und die Bedürfnisse der lokalen Bevölkerung integriert. Wie das Beispiel Kroatiens zeigt, kann eine eigenverantwortliche Jagd zielführend sein, ohne dass damit der Artenschutz prinzipiell infrage gestellt wird, zumal dann, wenn die Einnahmen aus einer geregelten Jagd auch zur Finanzierung des Artenschutzes genutzt werden (Majić et al. 2011). Hingegen stoßen zentralisierte Entscheidungen ohne eine Mitsprache der lokalen Bevölkerung auf Ablehnung, insbesondere dann, wenn sie sich gegen jahrzehnte- oder gar jahrhundertelange

Traditionen wenden. Hier sind partizipative Entscheidungsfindungen zielführender (vgl. Bath und Buchanan 1989; 7 Kap. 22). Das Projekt mit dem Ziel des Managements und Schutzes der Braunbären wird im Rahmen des EU-Projekts LIFE DINALP BEAR (2014–2019) weitergeführt, mit einer internationalen Kooperation von Italien, Österreich, Slowenien und Kroatien. Aufgrund der unvorhergesehen raschen Zunahme der Bärenpopulation und der Schäden für den Menschen und seine landwirtschaftlichen Nutzflächen wurde vom italienischen Ministerium der Aktionsplan PACOBACE erarbeitet (ISPRA 2010), der neben den bereits im LIFE-Ursus-Projekt vorgesehenen Maßnahmen insbesondere das Management problematischer Tiere wie etwa Braunbären, die in Siedlungen eindringen, aufgreift.

. Tab. 4.4  Ergebnisse von Befragungen der Einwohner Trentinos in Norditalien im Hinblick auf die durch die Wiedereinführung gestärkte Bärenpopulation in den Jahren 1997 (vor der Wiedereinführung), 2003 (wenige Jahre nach der Wiedereinführung) und 2011; Angaben in Prozent der befragten Personen im unmittelbaren Wiedereinführungsgebiet (1997–2011) und in der gesamten Provinz (in Klammern; nur 2003 und 2011). k.D. = keine Daten. (Nach Tosi et al. 2015) Frage bzw. Anteil der entsprechenden Meinung/Bevölkerung

1997

2003

2011

Präsenz des Bären im Trentino bekannt

77,6

97,4 (80,3)

98,2 (97,7)

Wahrnehmung einer größeren Bärenpopulation im Trentino

2,0

33,3

k.D

Wahrnehmung des Bären im Trentino als eine Seltenheit

69,0

32,0

k.D

Zustimmung zur weiteren Vergrößerung der gegenwärtigen Population

68,0

k.D

8,0 (2,0)

Zustimmung zum Erhalt der gegenwärtigen Populationsgröße des Bären

23,0

k.D

62,0 (66,0)

Zustimmung zur Verringerung der gegenwärtigen Bärenpopulation

4,0

k.D

28,0 (32,0)

Positive Wahrnehmung der Präsenz des Bären im Land

70,0

70,0 (76,8)

30,0 (30,4)

Bären verantwortlich für Schäden in der Landwirtschaft

29,0

65,0

(63,0)

Bären verantwortlich für Schäden in der Tierhaltung

23,0

59,0

(63,0)

Bären verantwortlich für Schäden an Bienenstöcken

69,0

81,0

(79,0)

Bären verantwortlich für Schäden an anderen Wildtieren

23,0

k.D

30,0 (30,0)

Personen, die sich an einen Angriff eines Bären gegen Menschen erinnern

2,8

10,6 (9,6)

11,7 (10,1)

Personen, die Wälder mit einem Bärenvorkommen meiden

31,0

k.D

53,0 (60,0)

Personen, die Wälder mit einem Bärenvorkommen gezielt aufsuchen

15,9

k.D

2,3

77

Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung 5.1 Sind nichteinheimische Arten problematisch? – 79 5.2 Nichteinheimische Arten in der Ökosystemrenaturierung – 81 5.3 Handlungsempfehlungen für den Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung – 82 5.4 Mit Vernunft und Sachlichkeit für das Fremde: Zum Einsatz nichteinheimischer Arten bei der Ökosystemrenaturierung – 86

© Springer-Verlag GmbH Deutschland, ein Teil von Springer Nature 2019 S. Zerbe, Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt, https://doi.org/10.1007/978-3-662-58650-1_5

5

78

5

Kapitel 5 · Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung

Der weltweite direkte oder indirekte Transport von Organismen durch den Menschen, die anthropogene Arealerweiterung innerhalb oder zwischen den Kontinenten und die z. T. starke Ausbreitung dieser nichteinheimischen Tiere, Pflanzen und Mikroorganismen (Neobiota) in den neuen Lebensräumen werden als ein Problem der globalen Umweltveränderungen (glo­ bal changes) angesehen, mit der Folge von Biodiversitätsverlust und Degradation von Lebensräumen (Vitousek et  al. 1997; Wilcove et al. 1998; Zedler und Kercher 2005). Naturschutz, Landnutzer und Landschaftsmanagement geben große Geldsummen aus, um nichteinheimische Arten zurückzudrängen bzw. zu bekämpfen (US Congress 1993; Wilcove und Chen 1998; Pimentel et al. 1999; D’Antonio und Meyerson 2002; Charles und Dukes 2007; Sundseth 2014). Reinhardt et al. (2003) beziffern die „zusätzlichen Aufwendungen“, die jährlich im Zusammenhang mit 20 ausgewählten nichteinheimischen Arten in Deutschland entstehen, mit durchschnittlich 167 Mio. EUR. Untersucht wurden Baumarten (z. B. Rot-Eiche), Stauden (z. B. Riesen-Bärenklau), Wirbellose (z. B. Getreideplattkäfer, Mehlmotte, Rosskastanienminiermotte), Amphibien (z. B. Nordamerikanischer Ochsenfrosch) und Wirbeltiere (z. B. Bisamratte, Mink). Für Europa geben Kettunen et al. (2009) die jährlichen Kosten für ca. 60 nichteinheimische Arten mit ca. 12,5 Mrd. EUR an, wobei ca. 75 % der Kosten den Schaden (z. B. von Schädlingen in der Land- und Forstwirtschaft) und ca. 25 % die Kontrollmaßnahmen betreffen. Häufig bleibt allerdings der Erfolg einer Bekämpfung unbefriedigend oder gar ganz aus (Schepker 1998; Kowarik und Schepker 1998). Mit den bisherigen Erfahrungen einer Bekämpfung von invasiven Arten kommt Kowarik (2010, S.  417) zu dem Schluss, dass „Bekämpfungen kein Allheilmittel, sondern eher eine Notlösung zur Steuerung biologischer Invasionen sind“, insbesondere dann, wenn der Ausbreitungsprozess bereits weit fortgeschritten ist.

Biologisch-ökologische Grundlagen dieser

biologischen Invasionen (biological invasi­

ons) und Implikationen für das Management nichteinheimischer Arten werden ausführlich von Böcker et al. (1995), Hartmann et al. (1995), Williamson (1996), Shigesada und Kawasaki (1997), Nentwig (2007), Kowarik (2010), Richardson (2011), Simberloff und Rejmanek (2011), Schmiedel et  al. (2015) sowie Canning-Clode (2016) behandelt und sollen hier nicht weiter vertieft werden. Auch für die Terminologie der „nichteinheimischen“ Arten, die zwischen Einwanderungszeit, Etablierungsgrad und Einführungsweise differenziert (z.  B. Neophyten, Archäophyten, Agriophyten, Xenophyten), sei auf die Erläuterungen von Kowarik (2010) verwiesen. Für die Ökosystemrenaturierung haben nichteinheimische Arten eine Relevanz, wenn 5 diese der Grund für die Renaturierung sind, da die nichteinheimische Art als problematisch bzw. ökosystemdegradierend angesehen wird, 5 diese nach einer Renaturierungsmaßnahme auftreten und damit nicht vorhergesehene Probleme verursachen, 5 das Vorkommen der nichteinheimischen Art als Grund für die Renaturierung und deren Zurückdrängung langfristige Folgen beispielsweise auf die Bodenchemie oder die Diasporenbank hat oder 5 nichteinheimische Arten für die Renaturierung von Ökosystemen gezielt eingesetzt werden (D’Antonio und ­Meyerson 2002).

Da bei der Renaturierung häufig eine künstliche Störung als Maßnahme eingesetzt wird (z.  B. Oberbodenabtrag, Veränderung der Fließgewässermorphologie, kontrolliertes Brennen) und Störungen eines Ökosystems das Eindringen und die Ausbreitung von nichteinheimischen Arten fördern können (Hobbs und Huenneke 1992; Lozon und MacIsaac 1997; D’Antonio et al. 1999), liegt ein Konflikt häufig auf der Hand und tritt nicht unvorhergesehen auf.

79

5.1 · Sind nichteinheimische Arten problematisch?

In der Diskussion von und beim Umgang mit nichteinheimischen Arten hat sich mitunter sowohl in der naturschutzfachlichen Praxis wie auch in der Ökologie eine Art botanisch-zoologische Xenophobie (Fremdenfeindlichkeit) eingeschlichen. Begriffe bzw. Ausdrücke wie „Invasion“, „Bekämpfung“, „Ausrottung“, „aggressive Ausbreitung“, „biologische Verschmutzung“ oder das oft unreflektierte Zuschreiben von Problemen, die angeblich von nichteinheimischen Arten verursacht würden, sprechen hierbei für sich und haben zu zahlreichen kritischen Diskussionen sowohl in den Natur- als auch den Sozialwissenschaften geführt (Reichholf 1996; Eser 1999; Körner 2004; Davis et al. 2011; Simberloff und Vitule 2014). Simberloff (2015) fasst fünf Kategorien der Kritik zusammen: 1. Die Probleme, die im Zusammenhang mit nichteinheimischen Arten diskutiert werden und Anlass zum Management gegen die betreffenden Arten geben, werden überzogen, und ähnliche Probleme verursachen auch einheimische Arten; die meisten nichteinheimischen Arten sind unproblematisch. 2. Eingeführte Arten können die biologische Vielfalt regional erhöhen. 3. Gegenüber nichteinheimischen Arten hat sich eine Xenophobie entwickelt. 4. Im Zeitalter der Globalisierung lässt sich die Ausbreitung nichteinheimischer Arten kaum verhindern. 5. Die Methoden, die gegen höher entwickelte Tiere (z. B. nichteinheimische Säugetiere) zur Bekämpfung eingesetzt werden, sind ethisch nicht vertretbar. Bei all dieser grundsätzlichen und berechtigten Kritik darf nicht in Abrede gestellt werden, dass die Invasionsbiologie bzw. -ökologie (invasion biology, invasion ecology) unsere Kenntnisse in Bereichen wie beispielsweise Biogeografie, Vegetations-, Tier- und Landschaftsökologie, Ökosystemkunde, Biozönologie, Ausbreitungs- bzw.

5

Populationsbiologie, Evolutionsbiologie, Biodiversität und Vegetationsgeschichte wesentlich erweitert und die kritische Diskussion und Weiterentwicklung von biologischen und ökologischen Konzepten stimuliert hat (vgl. Catford et al. 2009; Pyšek und Hulme 2009; Gurevitch et al. 2011). Zudem eröffnen sich interessante Einblicke in das Spannungsfeld Mensch–Natur (z. B. Eser 1999). Gerade aber wenn es im Natur- und Umweltschutz oder der Ökosystemrenaturierung um normative Entscheidungen geht und um eine Bewertung von „gut“ und „schlecht“, „erwünscht“ und „unerwünscht“ oder Schaden und Nutzen, sind solide und unvoreingenommene wissenschaftliche Grundlagen ganz besonders ­wichtig. 5.1  Sind nichteinheimische Arten

problematisch?

Die Probleme, die mit einer Ausbreitung nichteinheimischer Arten verbunden sein können und prinzipiell auch für bestimmte einheimische Arten gelten (Simberloff 2011), betreffen den Arten- und Biotopschutz, die menschliche Gesundheit, die Landschaftspflege, die Landnutzung und das Landschaftsmanagement, mit entsprechenden wirtschaftlichen bzw. sozioökonomischen Auswirkungen (. Tab. 5.1). In der Tat scheint allerdings die Kritik von Simberloff (2015) berechtigt (s. oben). So werden beispielsweise nur für 2 % der in Mitteleuropa eingeführten nichteinheimischen Pflanzenarten Probleme verzeichnet (Kowarik 1996). In gesamteuropäischer Perspektive sind bisher für etwa 10 % der ca. 11.000 eingeführten Arten Probleme dokumentiert (Vilà et al. 2010). Zudem können sich die meisten Arten, die aus anderen Faunen- und Florengebieten eingeführt werden, gar nicht oder nur sehr verzögert etablieren (Kowarik 1995a; Crooks 2005). Beispielsweise beziffert Kowarik (1995b) für 182 Gehölzarten, die zwischen 1787 und 1992 in Berlin direkt oder indirekt eingeführt worden

5

Literaturhinweise Pyšek und Prach (1993); Pyšek und Pyšek (1995); Kleinbauer et al. (2010)

Spaeth et al. (1994); Hartmann et al. (1995); Redl (1999); Dressel und Jäger (2002); Kowarik (2010)

Jäger (2000); Mühlendahl et al. (2003); Taramarcaz et al. (2005); Easterbrook et al. (2007); Kowarik und Säumel (2007) Lohmeyer (1971); Lohmeyer und Krause (1975); Kummer und Jentsch (1997)

Yang et al. (2017)

Beispiele nichteinheimischer Arten

Robinia pseudoacacia auf nährstoffarmen Standorten mit unerwünschten Standortveränderungen und Verlust der Biodiversität, Dominanz von Fallopia spec. oder Heracleum mantegazzianum mit Verlust der Biodiversität zumindest auf lokaler Ebene

Dominanzbildung von Solidago spec. auf Grünlandbrachen und in Waldbeständen, Prunus serotina in Kiefernforsten mit Verzögerung der Waldregeneration, schwer abbaubare Streu von Quercus rubra, Fraß durch Arion vulgaris in Haus- und Nutzgärten, Viteus vitifoliae als Schädling im Weinbau

Phototoxische Wirkung von Heracleum mantegazzianum, Pollen von Ambrosia spec. und Ailanthus altissima, Übertragung von Krankheiten durch Rattus norvegicus

Destabilisierung von Flussufern durch Populus x canadensis und Helianthus tuberosus s. l., wirtschaftliche und wasserbauliche Probleme durch Massenausbreitung von Elodea canadensis und E. nuttallii

Schäden durch Eriocheir sinensis

Betroffene Bereiche

Arten- und Biotopschutz

Land- und Forstwirtschaft, Gartenbau, Landschaftsmanagement

Menschliche Gesundheit

Flussmanagement und Wasserbau

Fischerei

Fischfang durch Vögel wie Kormoran und Reiher

Biber mit Eingriffen in die lokal-regionale Hydrologie bzw. den Landschaftswasserhaushalt

Pollen von Betula pendula, Corylus avellana und vielen einheimischen Gräsern

Dominanzbildung von Urtica dioica s. l. auf Grünlandbrachen, Ver­ buschung von Brachen mit Populus tremula, Crataegus spec. und Prunus spinosa agg.

Ausbreitung und Konkurrenz von Fagus sylvatica in anthropogenen Alteichenbeständen, Vergrasung mit Calamagrostis epigejos und Carex arenaria auf Magerrasen bzw. Heiden

Beispiele einheimischer Arten

. Tab. 5.1  Probleme, die im Zusammenhang mit der Ausbreitung nichteinheimischer Arten (Neobiota) gesehen werden, mit einigen Beispielen und Literaturhinweisen (vgl. auch weitere Beispiele und umfassende Literaturangaben bei Kowarik 2010) im Vergleich zu ähnlichen Problemen, die durch einheimische Arten verursacht werden

80 Kapitel 5 · Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung

5.2 · Nichteinheimische Arten in der Ökosystemrenaturierung

sind, dass sich nur 12 % ohne weitere Förderung durch den Menschen etablieren konnten. Dass sich die Wahrnehmung von mit nichteinheimischen Arten verbundenen Problemen in Mitteleuropa und die daraus abgeleiteten Handlungen im Laufe der Zeit auch verändern können, stellen Starfinger et al. (2003) am Beispiel der Spätblühenden Traubenkirsche (Prunus serotina) in Mitteleuropa dar. Zumindest für die direkte Einführung von Pflanzen- und Tierarten beispielsweise für die Landnutzung (Land- und Forstwirtschaft, Gartenbau, Fischerei) oder das Landschaftsmanagement (z. B. Zierpflanzen, Ingenieurbiologie) lässt sich im Vorfeld das Risiko einer möglichen starken Ausbreitung und potenziell damit verbundener Probleme prüfen. Ökologische Grundlagen (z.  B.Rejmánek und Richardson 1996; Kowarik 2010) und Methoden bzw. Instrumente der Risikoabschätzung (Sukopp und Sukopp 1993; Pheloung et al. 1999; Londsdale 2011; Nehring et al. 2015a, b) liegen hierfür vor, die auch für die Operationalisierung bzw. Umsetzung von Gesetzen, Verordnungen bzw. Vereinbarungen im Naturund Umweltschutz auf nationaler und internationaler Ebene vor einer aktiven Einführung nichteinheimischer Arten genutzt werden können (z. B. BNatSchG 2009; CBD 1992; Alpenkonvention 1995; vgl. auch Shine et al. 2000; Doyle 2002; Hubo et al. 2007; Kowarik 2010). Auch die Verfahren, die zur Risikoabschätzung von gentechnisch veränderten Organismen (GVO) entwickelt worden sind, können hierbei hilfreich sein (UBA 2001; Nöh 2002; Kowarik et al. 2008; Schütte et al. 2013). Um allerdings eine unerwünschte Ausbreitung mit nachfolgenden Problemen zu vermeiden, sollte stets im Vorfeld einer Einführung geprüft werden, ob nicht Arten des indigenen Artenpools die gleichen Aufgaben erfüllen können, die für die nichteinheimischen Arten vorgesehen sind (D’Antonio und Meyerson 2002).

81

5

5.2  Nichteinheimische

Arten in der Ökosystemrenaturierung

Die Zurückdrängung von nichteinheimischen Arten ist auch bei der Ökosystemrenaturierung häufiges Ziel. In Teil II sind entsprechende Beispiele mit Bezug auf die behandelten Ökosystem- bzw. Nutzungstypen aufgeführt. Mitunter werden hierzu Maßnahmen eingesetzt, die auch zu einer Degradation von Ökosystemen führen. So werden beispielsweise zur Bekämpfung von Schilf (Genotypen von Phragmites australis), einem weltweit auf grundwassernahen Standorten, Niedermooren und an Ufern vorkommenden Kosmopoliten, in den USA Pestizide oder kontrolliertes Brennen mit der Zielsetzung einer „Renaturierung“ eingesetzt (Avers et al. o. J.; Hazelton et al. 2014; Packer et al. 2017; Rohal et al. 2017), obwohl Schilf als multifunktionelle Pflanzenart in ausgedehnten Beständen eine Vielzahl von Ökosystemleistungen an Flüssen, Seen und auf Feuchtstandorten bietet (7 Abschn. 8.8.1). . Tab. 5.2 zeigt einige Beispiele für nichteinheimische Tier- und Pflanzenarten, die im Zusammenhang mit der Renaturierung von Ökosystemen in West- und Mitteleuropa als Problem angesehen werden. Angesichts der Fülle der Literatur zu nichteinheimischen Arten und insbesondere deren Bedeutung für Naturschutz und Landmanagement (s. oben) werden hier nur solche Beispiele aufgeführt, die explizit im Zusammenhang mit einer Ökosystemrenaturierung genannt werden. Als einer der häufigsten Gründe für die Bekämpfung der nichteinheimischen Arten zur Renaturierung von Ökosystemen wird die Verdrängung von indigenen Arten bzw. der Vegetation genannt. Es ist bekannt, dass nichteinheimische Arten einen wesentlichen Anteil an der Bodendiasporenbank, mitunter auch mit sehr

82

5

Kapitel 5 · Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung

l­anglebigen Diasporen, haben können (Newsome und Noble 1986; Kleyer et al. 2008; Gioria et al. 2012; Skowronek et al. 2014). Eine Aktivierung der Diasporenbank im Rahmen der Ökosystemrenaturierung durch Störungen, wie das mechanische Entfernen von Arten bzw. der Vegetation, eine kurzzeitige Beweidung oder der Abtrag der obersten Bodenschicht kann daher mit einer Aktivierung der Diasporenbank zur Keimung unerwünschter Arten führen (Gioria und Osborne 2010; Pyšek et al. 2010; Albrecht et al. 2011). Dies kann vermieden werden, wenn die Bodendiasporenbank vor der Renaturierungsmaßnahme untersucht wird, was allerdings bisher nur selten der Fall ist (Gioria et al. 2012). Die Zurückdrängung bzw. Bekämpfung nichteinheimischer Arten – sei dies durch eine solide Problemanalyse gerechtfertigt oder nicht – verursacht Kosten und ist meist mit mittel- bis langfristigen Folgemaßnahmen verbunden. So können sich nichteinheimische Arten aus der Diasporenbank, aus unterirdischen Ausläufern (z. B. Solidago spec., Ailanthus altissima, Robinia pseudoaca­ cia) oder aus Stockausschlägen (z. B. Prunus serotina) regenerieren. Das kontinuierliche Management verursacht weitere Kosten (D’Antonio und Meyerson 2002). In Kiefernforsten Nordostdeutschlands wurde mittels einer umfangreichen Datenbankanalyse (ca. 2300 Vegetationsaufnahmen) das Vorkommen von nichteinheimischen Arten ermittelt, darunter krautigen Arten wie beispielsweise dem Kanadischen Berufkraut (Erigeron canadensis) und dem Kleinblütigen Springkraut (Impatiens parviflora) sowie Gehölzarten wie der Gewöhnlichen Mahonie (Mahonia aquifolium), Gewöhnlichen Schneebeere (Symphoricarpos albus), Spätblühenden Traubenkirsche und Robinie (Zerbe und Wirth 2006). Die Auswertung der ökologischen Zeigerwerte nach Ellenberg (Ellenberg et al. 1992) zeigte, dass die meisten Arten relativ lichtbedürftig sind und deshalb v. a. in den sehr lichten Kiefernbeständen zu

finden sind. So ist abzusehen, dass im Rahmen des ohnehin angestrebten Waldumbaus zu naturnahen Laubmischwäldern mit Eiche, Buche und anderen Laubbaumarten (7 Kap. 7) die meisten dieser Arten aufgrund der schattigeren Bestandsbedingungen verdrängt werden. 5.3  Handlungsempfehlungen

für den Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung

Für einen sachgerechten Umgang mit und ein Management von nichteinheimischen Arten schlägt Kowarik (2010) die folgenden Schritte vor, die generell auch auf die Ökosystemrenaturierung übertragbar sind: 1. Analyse und Bewertung von Zielkonflikten: Welche Konflikte verursacht die nichteinheimische Art bei der Ökosystemrenaturierung und deren Zielstellung im Hinblick auf die abiotischen und biotischen Ressourcen, die Kosten und Akzeptanz? 2. Bekämpfungsperspektive: Prüfung einer möglichen Zurückdrängung bzw. Bekämpfung oder Einbindung der betreffenden Art in die Zielsetzung der Ökosystemrenaturierung, insbesondere auch auf der Basis von fundierten ökologischen Untersuchungen (Standortveränderungen durch die nichteinheimische Art, mögliche Regeneration der nichteinheimischen Population, z. B. aus der Diasporenbank, mögliches Eindringen aus nahegelegenen Lebensräumen, mögliche Folgeschäden der Bekämpfungsmaßnahme), Kosten-Nutzen-Analyse (z. B. Dauer und Intensität des Eingriffs, Folgeeingriffe) und einer Analyse der Wiederherstellbarkeit des gewünschten Zielzustands. 3. Entscheidung für oder gegen eine Bekämpfung und deren Akzeptanz.

Auenwald

Fließgewässer, städtische Brachflächen

Fließgewässer, Gräben, feuchte Wiesenbrachen, Auengrünland

Fließgewässer

Stillgewässer

Kiefern- und Lärchenforste, Eichenmischwälder

Heide, Eichenwälder

Magerrasen, Sandtrockenrasen

Küstendünen

Acer negundo (Eschen-Ahorn)

Heracleum mantegazzianum (Riesen-Bärenklau)

Impatiens glandulifera (Drüsiges Springkraut)

Myriophyllum heterophyllum (Verschiedenblättriges Tausendblatt)

Prunus serotina (Spätblühende Traubenkirsche)

Rhododendron ponticum (Pontische Alpenrose)

Robinia pseudoacacia (Robinie)

Rosa rugosa (Kartoffel-Rose)

Ökosystem- bzw. Nutzungstyp

Fallopia japonica (Japanischer Staudenknöterich)

Pflanzen

Art

Lokale Verdrängung einheimischer Arten

Eutrophierung durch Eintrag von Stickstoff (Leguminosen-Symbiose), Verbuschung

Lokale Verdrängung einheimischer Arten und die Gehölzverjüngung in Wäldern hemmend

Lokale Verdrängung einheimischer Arten und die Gehölzverjüngung hemmend

Lokale Verdrängung einheimischer Arten, Dominanzbestände

Lokale Verdrängung einheimischer Arten

Gesundheitsschädlich aufgrund phototoxischer Wirkung, lokale Verdrängung einheimischer Arten

Lokale Verdrängung einheimischer Arten

Lokale Verdrängung einheimischer Arten

Problem

(Fortsetzung)

Kollmann et al. (2011); Doody (2012); Martínez et al. (2013)

Barnkoth (2013); Kirmer et al. (2015)

Tyler et al. (2006)

Petersen et al. (2015)

Hussner et al. 2005; Hussner und Krause (2007); Hussner et al. (2014)

Filzek (2008); Jürging und Kraus (2013); Regierungspräsidium Gießen (2017)

Strubenhoff (2008); Jürging und Kraus (2013); Harnisch et al. (2014)

Moss und Monstadt (2008); Maurel et al. (2010); Regierungspräsidium Gießen (2017)

Vor (2015)

Literaturhinweise

. Tab. 5.2  Beispiele für nichteinheimische Tier- und Pflanzenarten in West-, Nord- und Mitteleuropa, die als Problem bei Ökosystemrenaturierungen angesehen werden und Gegenstand von Bekämpfungsmaßnahmen sind

5.3 · Handlungsempfehlungen für den Umgang mit nichteinheimischen … 83

5

Fließgewässer

Solidago canadensis (Kanadische Goldrute)

Natürliche und künstliche Fließ- und Stillgewässer, Küsten, landwirtschaftliche Nutzflächen, Parkanlagen

Laub- und Mischwälder, Nadelwälder und Ackerflächen

Seen und Teiche, kleine Fließgewässer

Langsam fließende Gewässer, Alt- und Nebengewässer

Natürliche und künstliche Gewässer

Ufer von Still- und Fließgewässern

Branta canadensis (Kanadagans)

Cervus nippon (Sikahirsch)

Ctenopharyngodon idella (Graskarpfen)

Lepomis gibbosus (Gemeiner Sonnenbarsch)

Mustela vison (Mink)

Myocastor coypus (Nutria)

Tiere

Ökosystem- bzw. Nutzungstyp

Destabilisierung von Gewässerufern, Fraßtätigkeit reduziert Lebensraumstruktur

Verdrängung des Europäischen Nerz (Mustela lutreola), Jagd auf Vögel und Fische

Fischerei: Nahrungskonkurrenz zu heimischen Fischen, Prädation auf Laich und Jungfische

Wasserwirtschaft, Fischerei und Tourismus: starke Dezimierung der aquatischen und Ufervegetation, massive Veränderungen der Nährstoffdynamik, Wasserchemie und Nahrungsbeziehungen möglich

Schäl- und Fraßschäden, Hybridisierung mit einheimischer Hirschart

Konkurrenz um Nahrung und Nistplätze mit einheimischen Wasservögeln, Hybridisierung mit heimischen Gänsen, Eutrophierung von Gewässern durch Kot

Lokale Verdrängung einheimischer Arten

Problem

(Fortsetzung)

Gosling und Baker (1989), Bertolino et al. (2005)

Macdonald et al. (2002); Ahola et al. (2006)

Wolfram-Wais et al. (1999); Dußling und Berg (2001)

Wüstemann und Kammerad (1994); Dußling und Berg (2001); Wiesner et al. (2010)

Linderoth (2005); Pérez-Espona et al. (2009)

Allan et al. (1995); Watola et al. (1996); Geiter und Homma (2002)

Moss und Monstadt (2008)

Literaturhinweise

5

Art

. Tab. 5.2  (Fortsetzung)

84 Kapitel 5 · Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung

Ökosystem- bzw. Nutzungstyp

Fließ- und Stillgewässer

Agrarlandschaften

Wälder, Agrarlandschaft, urbane bis dörfliche Siedlungsgebiete

Still- und Fließgewässer, Teiche

Art

Ondatra zibethicus (Bisamratte)

Phasianus colchicus (Jagdfasan)

Procyon lotor (Waschbär)

Rana catesbeiana (Nordamerikanischer Ochsenfrosch)

. Tab. 5.2  (Fortsetzung)

Ressourcenkonkurrenz mit und Gefährdung von Wasserfröschen, Fraß von Wirbeltieren und Wirbellosen, Übertrag von Krankheiten auf andere Amphibien

Raumkonkurrenz mit Vögeln, Schäden in der Landwirtschaft einschl. Tierzucht, physische und psychische Belästigung in Siedlungen

Schäden an landwirtschaftlichen Nutzpflanzen, Hybridisierung mit dem heimischen Birkhuhn, Übertragung von Parasiten

Fraß von Fischen und an landwirtschaftlichen Kulturpflanzen, Destabilisierung von Ufern, Krankheitsüberträger (Fuchsbandwurm, Tollwut)

Problem

Laufer und Sandte (2004); Adams und Pearl (2007); Geiger und Kordges (2011)

Görner (2009); Michler und Michler (2012)

Reichholf (1982); Gebhart (1996)

Böhmer et al. (2001); Reinhardt et al. (2003)

Literaturhinweise

5.3 · Handlungsempfehlungen für den Umgang mit nichteinheimischen … 85

5

86

5

Kapitel 5 · Zum Umgang mit nichteinheimischen Arten in der Ökosystemrenaturierung

Dies ist für jeden Einzelfall zu überprüfen, nicht nur bezüglich der nichteinheimischen Art, sondern auch bzgl. des betrachteten Lebensraumes. So kann eine nichteinheimische Art in einem Lebensraum problematisch sein, in einem anderen aber Nutzen stiften, wie dies am Beispiel der Robinie sehr deutlich wird. Einerseits verursacht deren Vorkommen eine problematische Stickstoffanreicherung auf naturschutzfachlich wertvollen Magerrasen, und andererseits kann sie auf erosionsgefährdeten Rohböden (z. B. im Bergbau) aufgrund ihres hohen vegetativen Ausbreitungsvermögens rasch den Boden stabilisieren und zur Ausbildung einer organischen Auflage führen (7 Abschn. 5.4). 5.4  Mit Vernunft und Sachlichkeit

für das Fremde: Zum Einsatz nichteinheimischer Arten bei der Ökosystemrenaturierung

Ein unvoreingenommener Umgang mit nichteinheimischen Arten eröffnet für die Ökosystemrenaturierung auch die Perspektive, diese zur Wiederherstellung funktionsund leistungsfähiger Ökosysteme zu nutzen (D’Antonio und Meyerson 2002). So gehört beispielsweise das aus Südafrika stammende Schmalblättrige Greiskraut (Sene­ cio inaequidens) zu den Erstbesiedlern von Abraumhalden im Ruhrgebiet und trägt zur Humus- bzw. Bodenbildung bei (. Abb. 19.3). Die Leguminose Robinie (Robinia pseudoaca­ cia) kann über ihre Symbiose mit stickstofffixierenden Bakterien einem nährstoffarmen Boden erhebliche Mengen Stickstoff zuführen. Bereits ein vierjähriger Bestand fixiert jährlich bis zu 30 kg N pro Hektar (Boring und Swank 1984), und die Rate älterer Bestände wird mit bis zu 300 kg N pro Hektar und Jahr angegeben (Cierjacks et al. 2013). Dies führt innerhalb weniger Jahre zu einer Akkumulation von stickstoffreichen organischen Auflagen. Diese Eigenschaft kann zur Rekultivierung von Abbaustellen für

die Land- oder Forstwirtschaft genutzt werden (Ashby 1987; Soni et al. 1989). Hinzu kommen die vielfältigen anderen Leistungen der Robinie, wie die Produktion von Wert- bzw. Energieholz (Naujoks und Ewald 2001; Knoche und Engel 2012) und Honig, ihre Bedeutung als Zierbaum (Blütenreichtum) und zum Schutz gegen Erosion und Steinschlag (Burylo et al. 2012; Radtke et  al. 2013; Ambraß et al. 2014; Mazurek und Bejger 2014). Alte und strukturreiche Robinienbestände können zudem artenreiche Brutvogelbestände und andere Tierartengemeinschaften beherbergen (Tischew 2004). Annighöfer et  al. (2015) diskutieren Optionen des Umgangs mit der Spätblühenden Traubenkirsche (Prunus serotina) im Biosphärenreservat Valle del Ticino in Norditalien, dessen Entwicklungsziel u. a. der Erhalt und die Wiederherstellung naturnaher Auenwaldökosysteme ist. Im Hinblick auf Wirtschaftlichkeit und Umweltverträglichkeit identifizieren sie Strategien, die Abundanz der invasiven Gehölzart zu reduzieren und darüber hinaus positive Einnahmen für die Grundbesitzer zu generieren, indem nur Bäume mit höherem Durchmesser (BHD) entnommen werden. Intensive Eingriffe, insbesondere um Jungwuchs zu entfernen, sind hierbei kontraproduktiv, da diese kosten- und arbeitsintensiv sind, zu einer substanziellen Nährstoffverarmung der Böden führen und darüber hinaus die vegetative Ausbreitung dieser Pionierbaumart stimulieren (Annighöfer et al. 2012). Die Studie macht einerseits deutlich, dass ein „überstürztes“ Handeln zur Zurückdrängung von nichteinheimischen Arten wirtschaftlich, ökologisch und naturschutzfachlich wenig zielführend ist, und andererseits, dass bewährte Strategien, wie sie im naturnahen Waldbau üblich sind, auch bei nichteinheimischen Arten Anwendung finden sollten. Neben den aufgrund von Landnutzung anthropogen stark überformten Ökosystemen bzw. Standorten (z.  B. Tagebauflächen, Abraum- oder Müllhalden) können

5.4 · Mit Vernunft und Sachlichkeit für das Fremde: Zum Einsatz …

nichteinheimische Arten auch in städtischen Ökosystemen zur Wiederherstellung von Ökosystemleistungen beitragen (Kowarik 2011). Dies gilt prinzipiell für das gesamte Spektrum der neuartigen, anthropogenen Ökosysteme (vgl. Hobbs et al. 2006, 2009; Seastedt et al. 2008). Auf innerstädtischen Brachen kann sich eine neue Wildnis mit einer starken Beteiligung von nichteinheimischen Pflanzen entwickeln (Kowarik 2017), wie beispielsweise in Berlin mehrere Jahrzehnte alte Robinienbestände auf Trümmerschuttstandorten des Zweiten Weltkrieges. Körner (2004) sieht hierin auch eine „neue Stadtkultur“. Ringenberg (2004) hebt zudem hervor, dass die kulturabhängigen Neophyten, genau wie die kulturabhängigen Archäophyten, durch Nutzungsänderungen und -intensivierung potenziell gefährdet sein können und deshalb künftige Kandidaten der Roten Listen sein werden. Für die Renaturierung von Ökosystemen können nichteinheimische Pflanzenarten in folgenden Fällen eine bedeutende Funktion übernehmen und zur Wiederherstellung von Ökosystemleistungen beitragen: 5 Nach Eingriffen in die Morphologie und Hydrologie von Flüssen und deren Ufern und insbesondere von Fließgewässern im urban-industriellen Bereich siedeln sich rasch nichteinheimische Arten an. Am Beispiel der Renaturierung eines Abschnitts der Wupper in Wuppertal wurde gezeigt, dass die Natur praktisch

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kostenlos eine Wiederbegrünung mit einer Dominanz von nichteinheimischen Pflanzen rasch eingeleitet hat (7 Abschn. 10.6.1). 5 Der Artenpool in Städten ist anthropogen durch nichteinheimische Arten erheblich vergrößert worden. Die spontane Vegetation wird in den Innenstädten Mitteleuropas zu einem großen Teil von nichteinheimischen Arten gebildet. Diese können zur Wiederherstellung der Ökosystemleistungen, zusammen mit den einheimischen Arten, einen wichtigen Beitrag liefern (7 Abschn. 19.1). 5 In neuartigen Ökosystemen (novel eco­ systems) und unter neuartigen Standortbedingungen wie auf ehemaligen Tagebauflächen oder auf Abraumhalden siedeln sich nichteinheimische Pflanzenarten spontan an, die neben ästhetisch-kulturellen Leistungen einer natürlichen Wiederbegrünung zum Erosionsschutz, zur Bodenbildung einschließlich Kohlenstofffestlegung, zur Neuschaffung von Habitaten für andere Organismen (Tiere, Mikroorganismen), zur positiven Beeinflussung des Mikro- bzw. Mesoklimas und zur Wiederherstellung von Nährstoffkreisläufen beitragen können. Zudem bietet die spontane Vegetation die Möglichkeit, das Potenzial zur Phytoremediation (7 Abschn. 20.4), auch unter Berücksichtigung von nichteinheimischen Arten, zu untersuchen und zu nutzen.

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Monitoring und Erfolgskontrolle 6.1 Grundlageninformationen und Empfehlungen für ein ökologisches Monitoring – 92 6.2 Wann ist ein Renaturierungsprojekt erfolgreich? – 93 6.3 Ökologische bzw. naturschutzfachliche Parameter für ein Monitoring und die Erfolgskontrolle – 97 6.4 Fallbeispiele und Best Practice – 103

© Springer-Verlag GmbH Deutschland, ein Teil von Springer Nature 2019 S. Zerbe, Renaturierung von Ökosystemen im Spannungsfeld von Mensch und Umwelt, https://doi.org/10.1007/978-3-662-58650-1_6

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Kapitel 6 · Monitoring und Erfolgskontrolle

Um im Natur- und Umweltschutz bzw. im Rahmen einer Ökosystemrenaturierung zu ermitteln, ob die gesteckten Ziele durch die ergriffenen Maßnahmen erreicht worden sind, ist eine Erfolgskontrolle notwendig. Diese kann zu einem bestimmten Zeitpunkt einmalig oder durch ein Monitoring als ein wiederholt (regelmäßig oder unregelmäßig) durchgeführtes Untersuchungsprogramm durchgeführt werden (Hellawell 1991; Bürger und Dröschmeister). Die Begriffe „Monitoring“ und „Erfolgskontrolle“ werden bisweilen synonym verwendet, allerdings muss eine Erfolgskontrolle nicht zwangsläufig mit einem Monitoring verbunden sein und ein Monitoring zur Feststellung von Ökosystementwicklungen bzw. -veränderungen nicht zwingend in eine Erfolgskontrolle münden. Eines der bedeutendsten Defizite der Ökosystemrenaturierung weltweit ist der Mangel an Erfolgskontrollen bzw. des Monitorings. Dieses Problem wird mit Bezug auf bestimmte Ökosystem- bzw. Nutzungstypen immer wieder offengelegt. Bernhardt et al. (2005) beispielsweise geben für über 37.000 durchgeführte Flussrenaturierungsprojekte in den USA an, dass nur 10 % einer Erfolgskontrolle unterzogen wurden. In Nordrhein-Westfalen sind nach Angaben des Ministeriums für Umwelt, Landwirtschaft, Natur- und Verbraucherschutz (MUNLV 2005) bei weniger als 7  % der Flussrenaturierungen Erfolgskontrollen durchgeführt worden, was auch für andere deutsche Bundesländer wie beispielsweise Bayern bestätigt wird (Pander und Geist 2013). Selbst wenn ein Monitoring durchgeführt wird, umfasst es meist nur kurze Zeiträume von wenigen Jahren. Beispielsweise ließen sich in Bayern für den Zeitraum 1994–2011 ca. 100 Flussrenaturierungspro­ jekte verschiedener Größenordnungen dokumentieren, aber bei weniger als 10 % der ca. 30 größeren Projekte wurde auch nach einem Jahr noch eine Beobachtung der ­Ökosystementwicklung weitergeführt (­Pander und Geist 2013). Ein Langzeitmonitoring von Renaturierungsvorhaben, welches über fünf bis zehn Jahre hinausreicht, muss

­ementsprechend als sehr selten bezeichnet d werden (vgl. Hagen und Evju 2013). Dieser generelle Mangel an einem langfristigen Monitoring bzw. einer Erfolgskontrolle bei Renaturierungsprojekten spiegelt sich auch in einer vergleichsweise geringen Zahl wissenschaftlicher Publikationen zu diesem Thema wider (Nilsson et al. 2016). Auch werden eher die Ergebnisse erfolgreicher Renaturierungsprojekte publiziert als solche von nicht erfolgreichen (Bayraktarov et al. 2016). Damit ist es schwierig, gute Praxisbeispiele (Best Practice) zu identifizieren, insbesondere auch, wenn es um die Bewertung der sozioökonomischen Auswirkungen einer Ökosystemrenaturierung geht (Wortley et al. 2013). Gute Praxisbeispiele jedoch könnten eine Vorlage für zukünftige Renaturierungsprojekte sein, die damit effektiver durchgeführt werden können und einen höheren Zielerreichungsgrad erwarten lassen. Keineswegs mangelt es an wissenschaft­ lichen Grundlagen und praktischen ­Leitfäden zum Monitoring bzw. zu einer Erfolgskontrolle im Naturschutz. Jedoch werden Projekte der Ökosystemrenaturierung häufig als Versuch und Irrtum (trial and error) durchgeführt, wobei unmittelbar nach Ausführung der Renaturierung entweder kein weiteres Interesse mehr am Projekt besteht, die Renaturierungsziele vor der Projektdurchführung nicht klar definiert wurden, der Ausgangszustand nicht hinreichend genau erfasst wurde, ein Monitoring gar nicht vorgesehen ist oder die finanziellen und personellen Ressourcen fehlen, um ein fundiertes und langfristiges Monitoring durchzuführen, welches Grundlage für eine Erfolgskontrolle wäre. Auch muss gegenüber den Geldgebern häufig unmittelbar nach der Durchführung eines Renaturierungsvorhabens der Erfolg belegt werden (Block et al. 2001). Für eine Erfolgskontrolle sind zum einen eine klare Definition des Zielzustands bzw. einer Referenz (7 Kap. 2) und zum anderen Kriterien bzw. messbare Parameter notwendig, mit denen der Erfolg oder Misserfolg qualitativ und quantitativ analysiert und bewertet werden

Kapitel 6 · Monitoring und Erfolgskontrolle

kann. Ein umfassendes Monitoring bezieht ökologische wie auch ökonomische und soziale Aspekte mit ein. So ist ein wichtiges Kriterium für den Erfolg einer Renaturierung die Akzeptanz seitens der Akteure bzw. der Betroffenen, welche im Rahmen eines s­ ozioökonomischen Monitorings ­festgestellt werden kann (Feige und Triebswetter 1997; Oeschger 2000; Gätje 2004; 7 Kap. 22). Umweltökonomische Grundlagen für ein Monitoring der Kosten bzw. von KostenNutzen-Beziehungen einer Ökosystemrena­ turierung werden in 7 Kap. 23 vorgestellt. Für ein sozialwissenschaftliches Monitoring, welches sich auch der Instrumentarien eines Qualitätsmanagements aus der Wirtschaft bedienen kann, sei auf die entsprechende Literatur bzw. Praxisanleitungen wie z.  B. von Stockmann (2006), Holling und Schmitz (2010), Daschkeit und Schröder (2013) und Stahl (2010) verwiesen. Anwendungsbeispiele für eine sozioökonomische Erfolgskontrolle finden sich bei Macmillan und Duff (1998), Desaigues und Ami (1999), Mitani et  al. (2008), Currie et al. (2009), Birch et al. (2010) und Suding (2011). Eine Erfolgskontrolle eines Renaturierungsvorhabens, auf der Basis eines, vorzugsweise langfristigen, Monitorings, soll die folgenden Fragen beantworten: 5 Wurden durch die Renaturierung die ökologischen, naturschutzfachlichen bzw. sozioökonomischen Ziele erreicht? 5 Wie können, bei einer Abweichung des renaturierten Ökosystems vom vorher definierten Zielzustand, die Renaturierungsmaßnahmen modifiziert bzw. optimiert werden, um den angestrebten Zielzustand vollständig zu erreichen? 5 Wie kann die Ökosystemrenaturierung mit Blick auf die Kosten und den Gesamtaufwand effizienter durchgeführt werden, um die gleichen Ziele zu erreichen? 5 Wurde mit der Ökosystemrenaturierung die notwendige Akzeptanz durch die Akteure und die Bevölkerung erreicht, um den Erfolg der Wiederherstellung von Ökosystemleistungen

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dauerhaft sicherzustellen und eine erneute Degradation des Ökosystems bzw. Nutzungstyps zu verhindern? Ein sozialwissenschaftliches Monitoring kann auch einen transdisziplinären Prozess (7 Kap. 22) beinhalten, um die Interaktionen der Akteure bzw. Stakeholder besser verstehen und bewerten zu können und um hieraus bei ähnlichen Projekten für die Planung und Umsetzung lernen zu können. Aufgrund der defizitären Situation des Monitorings und einer Erfolgskontrolle bei der Ökosystemrenaturierung müssen alle Möglichkeiten bzw. verfügbaren Informationen genutzt werden, um die Renaturierungsprozesse zu optimieren und die Ökosystemrenaturierung zum Erfolg zu führen. Die folgenden Möglichkeiten stehen hierbei zur Verfügung: 5 Im günstigsten Fall wird bereits bei der Planung ein langfristiges (>10 Jahre) Monitoringkonzept entwickelt, welches den Renaturierungsprozess begleitet und die Entwicklung des betreffenden Ökosystems bzw. Nutzungstyps anhand von aussagekräftigen ökologischen und sozioökonomischen Parametern langfristig evaluiert. Solch ein Vorgehen kann als gutes Praxisbeispiel (Best Practice) bezeichnet werden. 5 Der Geldgeber für die Renaturierung fordert einen unmittelbaren Erfolgsbeleg zum Abschluss des Projekts und finanziert auch eine entsprechende Erfolgskontrolle. Das Risiko besteht hierbei, dass ein damit verbundenes Monitoring oberflächlich bleibt und zeitlich sehr begrenzt ist (200.000 m3 (••••), 50.000–200.000 (•••),10.000–50.000 (••) und 33 ≤4,8

Zwergstrauch-Wollgras-Torfmoosrasen

Wald-Kiefern-, Birken-Gehölz

Torfmoos-, Wollgras-, Blasenbinsen-, Reiser-, Kiefernbruchtorf

Kesselmoor

Kennzeichnende Faktoren

Wasserzufuhr

Moorsubstrat: Kohlenstoff/Stickstoff, pH [KCL]

Torfbildende Krautund Moorvegetation

Gehölzvegetation

Vorherrschende Torfarten

Vorwiegende Kombination mit hydrogenetischem Moortyp

Verlandungs-, Versumpfungs-, Quell-, Durchströmungs-, Kesselmoor

Torfmoos-, Seggen-, Blasenbinsen-, Schilf-, Birkenbruch-, Kiefernbruchtorf

Ohrweiden-Gebüsch, Moorbirkenwald, Moorbirken-Erlenwald

Torfmoos-Seggenriede

20–33 ≤4,8

Saures Mineralbodenwasser

Sauer-Zwischenmoor

Verlandungs-, Quell-, Durchströmungs-, Kesselmoor

Braunmoos-, Seggen-, Schilf-, Birkenbruchtorf

Strauchbirken-Kriechweiden-, Lorbeerweiden-Gebüsch, Lorbeerweiden-Moorbirkenwald

Braunmoos-Seggenriede

20–33 4,8–6,4

Basenreiches Mineralbodenwasser

Basen-Zwischenmoor

Verlandungs-, Quell-, Durchströmungsmoor,

Schneiden-, Braunmoos-, Seggen-, Schilftorf

Strauchbirken-Kriechweiden-, Lorbeerweiden-Gebüsch, Lorbeerweiden-Moorbirkenwald

Braunmoos-Kopfried­ riede

20–33 6,4–8,5

Kalkhaltiges Mineralbodenwasser

Kalk-Zwischenmoor

Verlandungs-, Überflutungs-, Versumpfungs-, Quellmoor

Seggen-, Schilf-, Erlenbruchtorf, stark zersetzte Torfe

Grauweiden-(Erlen-) Gebüsch, Erlenwald

Röhrichte, Großseggenriede, Erlenbrüche

70 m) der Ostsee seit den 1960er Jahren – Folge erhöhten Nährstoffeintrags und damit verbundener Zunahme des Algenwachstums (7 Abschn. 13.2) – wird vorgeschlagen, Wasser aus weniger tiefen Schichten, die mehr Sauerstoff enthalten, mithilfe von Methoden des Geoingenieurwesens in die tieferen Schichten zu pumpen (­ Stigebrandt und Kalén 2013). Dies würde auch den Eintrag von anorganisch gelöstem Phosphor unter anoxischen Bedingungen verhindern (­Gustafsson et al. 2012; Stigebrandt et al. 2014). Erste Versuche im Rahmen eines 2,5-­jährigen Pilotprojekts wurden im Byfjord an der schwedischen Westküste mit dem Pumpen von sauerstoffhaltigem Oberflächenwasser in tiefere Schichten (ca. 35 m) durchgeführt (Stigebrandt et al. 2015). Damit konnten der Sauerstoffgehalt im Tiefenwasser und die Phosphorbindung im Sediment erhöht werden. Als weitere Methoden werden der Sedimentabtrag (entspricht dem Oberbodenabtrag im terrestrischen Bereich; 7 Abschn. 3.3) oder die chemische Bindung von Phosphor im Sediment vorgeschlagen. Conley (2012) gibt allerdings zu

bedenken, dass für eine k­ ünstliche Sauerstoffzufuhr zum Meeresgrund der gesamten Ostsee ca. 100 Pumpen notwendig wären, mit einer Betriebszeit von mehreren Jahrzehnten und einem geschätzten Finanzvolumen von mindestens 200 Mio. EUR. Damit schließt sich eine solche Maßnahme zur Sauerstoffanreicherung des Meeresgrundes in großem Maßstab aus. Bakterien (z. B. Alcanivorax spec.), die natürlicherweise Öl abbauen, können potenziell gegen Ölverschmutzungen im Wasser und Küstenbereich eingesetzt werden (Bioremediation); die Zersetzung durch indigene oder dem System von außen zugeführte Organismen (bio­ augmentation) kann durch Stickstoffzugaben beschleunigt werden (Lindstrom et al. 1991; Bragg et al. 1994; Rosenberg et al. 1996; Atlas und Bragg 2009; Kube et al. 2013). Hinsichtlich der wissenschaftlichen Grundlagen (z. B. räumlich-zeitliche Abbauprozesse, beteiligte Bakterien, abiotische Abbaubedingungen) und der Anwendungspraxis bestehen aber noch erhebliche Wissensdefizite (z. B. Chronopoulou et al. 2015). Bedenken bestehen insbesondere auch beim Zusatz von Nährstoffen und Chemikalien, die den Prozess des bakteriellen Ölabbaus beschleunigen sollen (Swannell et al. 1996). Eutrophierung oder Verunreinigung des Meerwassers könnten die ohnehin bereits bestehenden Umweltbelastungen der Meere fördern. Die generelle Problematik des Einsatzes solcher ingenieurbiologischen bzw. umweltchemischen Methoden zur Renaturierung von Ökosystemen, die auch zu einer Degradation von Ökosystemen geführt haben oder führen können, wird in 7 Kap. 24 diskutiert. Eine generelle Strategie, die Belastungen im terrestrischen Einzugsgebiet der Meere und an den Küsten zu reduzieren, löst aber nicht die Problematik des im Meer bereits akkumulierten Abfalls sowie der persistenten Schadstoffe bzw. Altlasten und der Schädigungen des Sediments mit deren Lebensgemeinschaften (Benthos). Hier bedarf es Renaturierungsstrategien, die direkt in das Ökosystem Meer eingreifen.

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Heiden im Tief- und Bergland 14.1 Vegetationsformation Heide und ihre Verbreitung in Europa – 316 14.2 Entstehung und Nutzungsgeschichte der Heiden – 316 14.3 Ökologie und Dynamik von Heiden – 319 14.4 Renaturierungsbedarf – 325 14.5 Renaturierungsmaßnahmen – 328 14.6 Probleme für die Renaturierung und das Management von Heiden – 334 14.7 Fallbeispiel: Landnutzung und Naturschutz im Spannungsfeld von Vergangenheit, Gegenwart und Zukunft – Wiederherstellung von Bergheiden im Hochsauerland – 336

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316

Kapitel 14 · Heiden im Tief- und Bergland

Die meisten Menschen in Mittel-, West- und Nordeuropa dürften wohl eine positive Vorstellung mit dem Landschaftsbegriff „Heide“ verbinden: eine weite, offene und ruhige Landschaft, die zur Erholung und zum Durchwandern einlädt oder wo Tiere beim Weiden beobachtet werden können, verbunden mit dem Eindruck des flächenhaft vorkommenden Heidekrautes, welches mit seiner lebhaften Farbe in der Blütezeit besticht. Auch Literatur und Malerei wurden von diesen Eindrücken beeinflusst. Allerdings sind Heiden auch ein gutes Beispiel dafür, wie ein durch jahrhundertelange Nutzung degradiertes Ökosystem aufgrund seines besonderen Artenbestands, seiner Landschaftsstruktur und seiner Leistungen für die Gesellschaft heute unter naturschutzfachlichen und sozioökonomischen Gesichtspunkten als wertvoll beurteilt wird und deshalb Schutz genießt bzw. Gegenstand der Ökosystemrenaturierung ist. Sicherlich ist das Verschwinden der einstmals in Mitteleuropa großflächig verbreiteten Heiden auch als ein Erfolg nachhaltiger Landnutzung zu bewerten, dennoch ist es aus naturschutzfachlichen und auch sozioökonomischen Gründen folgerichtig, die noch bestehenden Heiden in ihrem Bestand zu sichern bzw. potenzielle Heideflächen durch eine Renaturierung und entsprechendes Management wiederherzustellen.

14 14.1  Vegetationsformation

Heide und ihre Verbreitung in Europa

In der Vegetationsökologie werden als „Heide“ offene Vegetations- bzw. Nutzungsstrukturen bezeichnet, die durch eine Dominanz von Zwergsträuchern, vornehmlich aus der Familie der Heidekrautgewächse (Ericaceae), gekennzeichnet sind. Heiden treten in Mitteleuropa auf sandigen, nährstoffarmen Substraten wie beispielsweise im norddeutschen Tiefland sowie auf nährstoffarmen, aber auch kalkhaltigen Böden

im Bergland auf. In dieser waldfreien Vegetationsformation (Schroeder 1998) kommen Bäume und Sträucher nur vereinzelt vor (Hüppe 1993; Ellenberg und Leuschner 2010). Der Begriff „Heide“ ist allerdings auch ein historischer Rechtsbegriff, der gemeinsam genutztes Weideland, die sog. Allmende, umfasst (Hüppe 2011). Zudem wird der Begriff „Heide“ im historischen Sprachgebrauch, abhängig von der Region, auch weiter gefasst. So wurde unter Heide ehemals auch unkultiviertes bzw. nicht kultivierbares, waldfreies Land verstanden. Im nordostdeutschen Tiefland werden auch lichte Kiefernwälder als „Heide“ bezeichnet (Krausch 1969; zur Menzer Heide in Brandenburg vgl. Zerbe et al. 2000). Diese Vegetationsstrukturen können natürlicherweise auftreten, meist sind sie aber nutzungsbedingt. Die meisten Heiden ­Mitteleuropas sind anthropo-zoogen, d. h., sie sind durch das jahrhunderte- bis jahrtausendelange Wechselspiel von Mensch und Tier entstanden (Ellenberg und Leuschner 2010). Abgesehen von den natürlichen arktisch-­alpinen Heiden in Nordeuropa bzw. den ­subalpin-alpinen Lagen der Hochgebirge, sind die „atlantischen Heiden“ an ein ozeanisches Klima mit milden Wintern gebunden, treten also in der Regel in Küstennähe auf. Die Verbreitung atlantischer Heiden in Europa ist in . Abb. 14.1 dargestellt. 14.2  Entstehung und

Nutzungsgeschichte der Heiden

Pollenanalytische Befunde belegen, dass Zwergstrauchheiden als Nutzungsform des sesshaften, Ackerbau und Viehzucht betreibenden Menschen – insbesondere indiziert durch das verstärkte Auftreten des Heidekrautes (Calluna vulgaris) – in Mitteleuropa bereits vor mehreren Jahrtausenden entstanden sind (Straka 1973; Hüppe 1993; Schnitzler und Muller 1998; Behre 2001,

317

14.2 · Entstehung und Nutzungsgeschichte der Heiden

14

. Abb. 14.1  Verbreitung von atlantischen Heiden in Europa. (Aus Haaland 2002)

2008). In West- und Mitteleuropa haben Heiden v. a. in der Bronzezeit und der Römischen Kaiserzeit eine Ausweitung erfahren (Behre 1976b; Prøsch-Danielsen und Simonsen 2000; Karg 2008; Doorenbusch und Mourik 2016). Vier verschiedene, zeitlich und räumlich verzahnte Wirtschaftsweisen der Heidebauernwirtschaft haben zu einer großflächigen Ausbreitung und zur Entstehung der mitteleuropäischen Heidelandschaften in den vergangenen Jahrhunderten geführt: Plaggen, Mahd, Beweidung und Brennen (Gorissen 1998; Webb 1998; Keienburg et al. 2004; Behre 2008; Härdtle et al. 2009). Mit dem sog. Plaggen (Plaggenhieb, Plaggenstechen) wurden die oberirdische Biomasse, die organische Auflage und ein Teil des durchwurzelten Mineralbodens entnommen und als Einstreu in den Ställen genutzt. Vermischt mit dem Dung der Tiere wurde die Einstreu dann als Dünger auf die Saat-Roggen- (Secale cereale),

Sand- bzw. Rauhafer- (Avena strigosa) oder Buchweizenfelder (Fagopyrum esculentum) aufgebracht (Keienburg et al. 2004). Um den Dung leicht gewinnen zu können, wurden die Weidetiere nachts und z. T. auch mittags in den Stall geholt (Koopmann und Mertens 2004). Hüppe (1995) hebt den großen Flächenbedarf dieser Wirtschaftsweise hervor (vgl. auch Behre 2008). So benötigte eine Bauernfamilie bis zu 200 ha Land für diesen räumlich-zeitlichen Nutzungszyklus. Zudem wurde die oberirdische Biomasse durch Mahd entnommen und ebenfalls als Einstreu, Futter für die Tiere oder zum Dachdecken genutzt. Offenhaltung bzw. dauerhafter Erhalt der großflächigen Heidelandschaften sind allerdings maßgeblich der Beweidung geschuldet. Aufgrund der generellen Nährstoffarmut der Heiden konnten hier nur sehr genügsame Weidetiere eingesetzt werden, wie beispielsweise die Schafrasse „Heidschnucke“ oder Zie-

318

Kapitel 14 · Heiden im Tief- und Bergland

gen. Vereinzelt fanden sich auch Rinder auf den Weiden. Das Brennen der Heide wurde zur Verbesserung der Futterqualität, zur Regeneration überalterter Heideflächen (7 Abschn. 14.3) und zur Zurückdrängung des Gewöhnlichen Wacholders (Juniperus communis subsp. com­ munis) eingesetzt (vgl. Davies et al. 2008). Im Rahmen der traditionellen Heidewirtschaft wurde eine mehrjährige Brache auf den Äckern eingeschoben. So folgte in der Regel nach einer sechsjährigen Feldbewirtschaftung eine vierjährige Brachezeit ­ (Keienburg et al. 2004). Dies kann als eine Form der „passiven Renaturierung“ bezeichnet werden. Die traditionelle Heidewirtschaft war im gesamten nordwestdeutschen Tiefland verbreitet (. Abb. 14.2), fand sich aber auch in weiten Teilen des atlantischen Mittel-, West- und Nordeuropa und damit auf den Britischen Inseln, in den Niederlanden, in Belgien, Frankreich, Dänemark und Norwegen (. Abb. 14.1). Typisch für die glazialen Sandgebiete war, dass im 19. Jahrhundert eine Übernutzung der Heideflächen und Sandmagerrasen (7 Kap. 16) zu großflächiger Vegetationszerstörung geführt hat und damit offene Sandflächen, sog. Sandschellen, bzw.

Dünen entstanden (Koopmann und Mertens 2004; Behre 2008). Diese Degradation der Heideflächen und eine zeitgleiche Holzknappheit haben dann zu den großflächigen Aufforstungen geführt (7 Abschn. 7.1). Für den Zeitraum der maximalen Verbreitung der Heiden in Mittel- und Westeuropa vor ca. 150 Jahren schätzen Ellenberg und Leuschner (2010) nach Angaben von Graebner (1925) und Smidt (1979) die Flächen in Nordwestdeutschland auf bis zu 10.000 km2 und in den Niederlanden auf ca. 6000 km2. Mit der Entwicklung einer geregelten Forstwirtschaft seit der Mitte des 19. Jahrhunderts wurden Heideflächen in M ­ ittel- und Westeuropa mit raschwüchsigen Nadelgehölzen aufgeforstet, im Tiefland meist mit Gewöhnlicher Kiefer (Pinus sylvestris), in den Mittelgebirgen mit Gewöhnlicher Fichte (Picea abies; 7 Abschn. 7.1). Dies trug wesentlich zum Rückgang offener Heideflächen bei (für die Niederlande vgl. Verhagen 2007), gleichwohl sich die historische Nutzung vielfach auch noch heute in der Kraut- und Strauchschicht der Aufforstungen zeigt (. Abb. 14.3). Heiden entstanden zudem häufig auf Moorstandorten nach Eingriffen in den Wasserhaushalt und nachfolgender Moorbrandkultur (Keienburg et al. 2004). Da sich die Vegetation dieser Feuchtheiden kaum zur

14

. Abb. 14.2  Der Rückgang von Heidelandschaften von ca. 1800 bis zum Jahr 2000. (Aus Härdtle et al. 2009, modifiziert nach Assmann und Janssen 1999)

. Abb. 14.3  Wacholderbüsche und Zwergsträucher in der Kraut- und Strauchschicht von Kiefernaufforstungen als Indikatoren für ehemaliges Offenland und Heidevegetation in der Gottesheide im östlichen Mecklenburg-Vorpommern. (S. Zerbe, Mai 2007)

319

14.3 · Ökologie und Dynamik von Heiden

14

. Abb. 14.4  Gemitteltes und stark verkürztes Pollendiagramm für Nordwestdeutschland mit Gehölzen und einer Auswahl an Siedlungs- bzw. Landnutzungszeigern (Aus Behre 2008); deutlich zeigt die Zunahme der Besenheide (Heidekraut), zeitlich verbunden mit einem Rückgang der waldbildenden Baumarten (v. a. Buche), die flächenhafte Zunahme der Landnutzung seit dem Mittelalter an. (Aus Behre 2008)

Beweidung eignete, wurde die organische Auflage abgeplaggt und entweder als Brennmaterial oder als Stallstreu genutzt (Küster 1995; Ellenberg und Leuschner 2010). Neben dieser traditionellen Heidewirtschaft entstanden viele Heiden auch indirekt durch die Bewirtschaftung und Ausbeutung der Wälder und Waldstandorte (7 Abschn. 7.1). Streunutzung in den Wäldern, Waldweide und ungeregelte Abholzung der Wälder zur Brennholz- und Bauholzgewinnung ließen v. a. seit dem Mittelalter großflächige Heidevegetation in den stark aufgelichteten Wäldern bzw. auf den degradierten Waldstandorten entstehen. Die Zunahme des Heidekrautes (Calluna vulgaris) aufgrund der zunehmenden Landnutzung und v.  a. der Plaggenwirtschaft, zeitlich verbunden mit einem Rückgang der Wälder, lässt sich

anhand von Pollenanalysen rekonstruieren, wie dies Behre (2008) für Norddeutschland gezeigt hat (. Abb. 14.4). Heiden finden sich heute, neben ausgedehnten Sandtrockenrasen (7 Kap. 16), auch auf ehemaligen oder aktuell genutzten militärischen Übungsplätzen in der glazial geformten Landschaft Nordostdeutschlands (Deutscher Rat für Landespflege 1993; Zerbe et al. 2004; Ellwanger et al. 2012). 14.3  Ökologie und Dynamik von

Heiden

14.3.1  Klima, Boden, Vegetation

und Fauna

Das typische Klima atlantischer Heiden lässt sich nach Gimingham et al. (1979) als feucht

320

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Kapitel 14 · Heiden im Tief- und Bergland

bzw. ozeanisch mit milden Wintern und relativ langen Frühlings- und Herbstphasen charakterisieren. Die mittleren Jahresniederschläge liegen in der Regel zwischen 600 und 1100 mm, ohne dass längere Trockenperioden auftreten. Die mittlere Temperatur des wärmsten Monats liegt unter 22 °C, und mindestens vier Monate haben ein Temperaturmittel über 10 °C. Montane Heiden hingegen treten unter den klimatischen Bedingungen typischer mitteleuropäischer Mittelgebirgslagen auf, mit mittleren Jahresniederschlagssummen von mindestens 1000 mm, einer mittleren jährlichen Lufttemperatur von ca. 5–7  °C und einem ausgeprägten Winter, meist mit Schneebedeckung. Die Vegetationsformation Heide wird sowohl im Artenbestand wie auch in der Vegetationsbedeckung maßgeblich von Zwergsträuchern (Lebensform Chamaephyten) bestimmt; daneben dominieren Hemikryptophyten. Mittlere Artenzahlen der Höheren Pflanzen bleiben in der Regel gering; allerdings können in Abhängigkeit der Entwicklungsphasen (s.  unten) zahlreiche Moos- und Flechtenarten auftreten. Viele der typischen Pflanzenarten der anthropo-zoogenen Heiden haben ihre natürliche Verbreitung in lichten Nadel- bzw. Laubmischwäldern, auf natürlichen Heiden oder waldfreien, nährstoffarmen Mooren. Hierzu gehören insbesondere die Sträucher und Zwergsträucher Heidekraut (Calluna vulgaris), Gewöhnliche Krähenbeere (Empetrum nigrum agg.), Grau-Heide (Erica cinerea), Gewöhnlicher Wacholder (Juniperus communis subsp. communis), Heidel- (Vac­ cinium myrtillus) und Preiselbeere (V. vitisidaea) sowie Sprossender Bärlapp (Lycopodium annotinum), die Farne Rippen- (Blechnum spicant), Gewöhnlicher Tüpfel- (Polypodium vulgare) und Adlerfarn (Pteridium aquilinum), die Gräser Rotes Straußgras (Agrostis capilla­ ris), Draht-Schmiele (Deschampsia flexuosa), Schaf-Schwingel (Festuca ovina agg.), Vielblütige (Luzula multiflora subsp. multiflora) und Behaarte Hainsimse (L. pilosa) sowie Gewöhnliches Pfeifengras (Molinia caerulea

agg.), die Kräuter Harzer Labkraut (Galium saxatile), Wiesen-Wachtelweizen (Melam­ pyrum pratense), Wald-Sauerklee (Oxalis acetosella), Europäischer Siebenstern (Trien­ talis europaea), Echter Ehrenpreis (Veronica officinalis) und Hain-Veilchen (Viola rivi­ niana) sowie die Moose Dicranum scoparium, Hypnum cupressiforme, Leucobryum glau­ cum, Lophocolea bidentata, Mnium hornum, Pleurozium schreberi, Polytrichum formosum, Ptilidium ciliare, Ptilium crista-castrensis, Rhy­ tidiadelphus loreus, R. triquetrus, Scleropodium purum und zahlreiche Flechtenarten, z. B. der Gattung Cladonia. In Mittel-, West- und Nordeuropa lassen sich vier Vegetationstypen der Heiden differenzieren (vgl. z. B. Schaminée et al. 1995, 1996; Wilmanns 1998; Ellenberg und Leuschner 2010): 1. Außerhalb des Waldklimas finden sich die natürlichen arktisch-alpinen Windheiden (Cetrario-Loiseleurietea) in Gebirgslagen oder in der Tundra auf meist silikatischen Böden. Extreme Standortbedingungen ergeben sich u. a. dadurch, dass die Flächen während des Winters vom Wind häufig freigeblasen werden und damit der Schutz der Schneedecke wegfällt. Zu den verschiedenen Ericaceen-Arten treten Silberwurz (Dryas octopetala), Gämsheide (Kalmia procum­ bens), Zwittrige Krähenbeere (Empetrum hermaphroditum), Zwerg-Birke (Betula nana) und Zwerg-Wacholder (Juniperus communis subsp. nana) hinzu, häufig durchsetzt mit einem hohen Anteil von Flechten (z. B. Cetraria spec., Clado­ nia spec.). Intensive Freizeitnutzung insbesondere durch Wintersport und intensive Beweidung stellen maßgebliche Gefährdungsfaktoren dar. So können sich bereits geringe Verletzungen der Vegetationsdecke, z. B. durch Tritt oder Skikanten, rasch ausweiten und zu großflächigeren Schäden führen (Körner 1980; Wilmanns 1998). Aufgrund der extremen Standortbedingungen und der

14.3 · Ökologie und Dynamik von Heiden

spezifischen Anpassung der Pflanzenund Tierarten an diesen Lebensraum gibt es bisher kaum Ansätze bzw. Möglichkeiten einer Renaturierung (Hagen 2002; Aradottir 2012; 7 Abschn. 9.2). 2. Im atlantisch geprägten, feuchten Klima Mittel-, West- und Nordeuropas finden sich die edaphisch trockenen Heiden mit den pflanzensoziologischen Verbänden Calluno-Genistion pilosae (Ginsterheiden) und Empetrion nigri ­(Krähenbeeren-Heiden). In den Ginster-Heiden treten die Ginsterarten Genista pilosa, G. anglica und G. germanica auf. Neben den Heidekrautgewächsen finden sich, in Abhängigkeit vom Sukzessionsstadium und von der Nutzungsintensität, auch Sträucher wie z. B. Gewöhnlicher Wacholder (Juniperus communis subsp. communis), Gewöhnlicher Stechginster (Ulex europaeus) und Gewöhnlicher Besenginster (Cyti­ sus scoparius). Die trockenen Heiden umfassen natürliche Sukzessionsstadien, die im Verlauf der Dünenbesiedlung auftreten (Küstenheiden mit v. a. Empetrum nigrum agg.) und sich ohne anthropogene Eingriffe z. B. an der nordostdeutschen Küste über Kiefernwälder zu Laubmischwäldern aus Rot-Buche und Eiche entwickeln können (. Abb. 14.5). Insbesondere findet sich aber die nutzungsbedingte Vegetationsformation in den

. Abb. 14.5  Natürliche Küstenheide mit Calluna vulgaris, verzahnt mit Sandtrockenrasen und Kiefernverjüngung auf dem Darß. (S. Zerbe, August 2005)

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Heidelandschaften des Binnenlandes. Diese trockenen, an Höheren Pflanzen meist vergleichsweise artenarmen Sandheiden stellten in der Vergangenheit den größten Flächenanteil der Heideflächen des Tieflandes. Heute gehören das Naturschutzgebiet Lüneburger Heide und der Nationalpark Veluwe in den Niederlanden zu den größten Relikten dieses anthropo-zoogenen Vegetationstyps. Gräser wie beispielsweise Borstgras (Nardus stricta), Draht-Schmiele (Deschampsia fle­ xuosa), Dreizahn (Danthonia decumbens) und Rotes Straußgras (Agrostis capillaris) gehören typischerweise zu dieser Zwergstrauchformation. Eine Vergrasung tritt dann auf, wenn beispielsweise hohe atmogene Stickstoffeinträge zu einer Eutrophierung führen (7 Abschn. 14.6). Den Sandheiden auf stets podsolierten Böden stellen Ellenberg und Leuschner (2010) die Lehmheiden (Genisto-­ Callunetum molinietosum) gegenüber, die, aufgrund des Gehalts an Feinsand, Schluff bzw. Ton eine bessere Wasserund Nährstoffversorgung aufweisen und damit zu den Feuchtheiden überleiten. Deshalb treten hier, neben dem Gewöhnlichen Pfeifengras (Molinia caerulea agg.), auch anspruchsvollere Pflanzenarten auf, wie beispielsweise Echte Arnika (Arnica montana), Niedrige Schwarzwurzel (Scorzonera humilis) oder Weiße Waldhyazinthe (Platanthera bifolia s. l.). Lehmheiden waren und sind allerdings selten, da die Standorte aufgrund der besseren Nährstoffversorgung meist ackerbaulich genutzt wurden. 3. In den Mittelgebirgslagen wie z. B. im Hochsauerland und Weserbergland und der montanen Stufe der Alpen finden sich anthropo-zoogene Beerstrauch-­ Bergheiden (Vaccinion myrtilli) auf bodensauren und nährstoffarmen Substraten über z. B. Buntsandstein, Schiefer und Quarzporphyr, die natürlicherweise mit Laub- oder Laub-Nadelmischwäldern bestockt wären (z. B. Schubert

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Kapitel 14 · Heiden im Tief- und Bergland

1960; Geringhoff und Daniëls 2003). Hier finden sich vorwiegend Beersträucher der Gattung Vaccinium, wie Vaccinium myrtillus und V. vitis-idaea, auf feuchteren Standorten auch V. uliginosum s. l., die sich von ihren natürlichen Standorten in den Wäldern der Berglagen auf den Heiden ausbreiten konnten (Küster 1995). Die Bergheiden wurden zur Streugewinnung genutzt sowie mit Schafen, Ziegen und Rindern beweidet. Bei nachlassender Nutzung bzw. Nutzungsaufgabe verläuft die Sukzession zum Wald meist über Pioniergehölze wie Hänge-Birke (Betula pendula), Zitter-Pappel (Populus tremula) oder Eberesche (Sorbus aucuparia; Zerbe 2001). 4. Feuchte Heiden finden sich auf Übergangsstandorten von trockenen Heiden und Mooren sowohl im Binnenland wie auch im Küstenbereich. In diesen oligotrophen Moorheiden (Ericion tetralicis) dominiert die Glocken-Heide (Erica tetralix). Hinzu treten können Moor-­ Ährenlilie (Narthecium ­ossifragum), Sparrige Binse (Juncus squarrosus), Sumpf-Porst (Rhododendron tomentosum) und Gagelstrauch (Myrica gale). Auch Torfmoose (z. B. Sphagnum compactum, S. molle) können hier auftreten. Die meisten Feuchtheiden entstanden durch Rodung von Feucht- bzw. Moorwäldern. Dementsprechend entwickeln sie sich wieder zum Wald ohne eine weitere Nutzung bzw. ein geeignetes Management, was allerdings in der Regel langsamer verläuft als auf trockenen Heiden (Schaminée et al. 1996). Die Vegetation von Feuchtheiden und trockenen Heiden kann aufgrund eines kleinräumigen Geländereliefs mit Mulden und höheren Bereichen mosaikartig verzahnt sein. Von Erica tetralix dominierte Feuchtheiden waren vorwiegend in Nordwestdeutschland, England, Dänemark, den Niederlanden und in Südschweden verbreitet (Malmer 1965; Zonnefeld 1965; Smidt 1966; Schaminée et al. 1995), sind aber vielerorts für eine Grünlandnutzung ent-

wässert worden (Ellenberg und Leuschner 2010). Auch wenn die Zwergstrauchheiden und grasdominierten Borstgrasrasen (Klasse Nardo-­ Callunetea) in floristischer und standörtlicher Hinsicht vieles gemeinsam haben und häufig auch räumlich eng miteinander verzahnt auftreten (Preising 1949; Ellenberg und Leuschner 2010), werden letztere getrennt in 7 Kap. 15 behandelt. Für nährstoffarme, grundwasserferne Sandböden Nordwestdeutschlands ­ stellen Ellenberg und Leuschner (2010) die Entstehung von Heiden bei Beweidung mit Schafen und ohne Beweidung sowie die Sukzession zurück zum natürlichen Laubwald nach Auflassung dar (. Abb. 14.6); die verschiedenen Sukzessionsstadien können durch eine Renaturierung wiederhergestellt bzw. durch ein entsprechendes Management dauerhaft erhalten werden. Die Heideböden sind aufgrund der Nutzung in der Regel sehr nährstoffarm und sauer, mit pH-Werten von ca. 3,5–5,5 und einem hohen Kohlenstoff-Stickstoff-­ Verhältnis. Die Bodentypen umfassen je nach Feuchtegrad bzw. Vorhandensein von Staunässe Podsole, oligotrophe Braunerden, humose Gleye, Ranker oder Torfe. Über dem Mineralboden finden sich häufig mächtige Rohhumusauflagen. Vegetationsbestimmend ist die geringe Stickstoff- und Phosphorverfügbarkeit (Heil und Diemont 1983; Caporn et al. 1995; Härdtle et al. 2009). Die Nährstoffdynamik auf anthropogenen Heiden wird durch natürliche Stoffflüsse der Bodenverwitterung, Zersetzung von organischer Substanz und Auswaschung bestimmt, aber insbesondere durch die anthropo-zoogenen Einflüsse der Beweidung, der Entnahme des organischen Oberbodens („Plaggen“), des kontrollierten Brennens und heute besonders auch durch die Nährstofffeinträge aus der Luft überformt (. Abb. 14.7). Das für die Tieflandsheiden typische Heidekraut (Calluna vulgaris) durchwurzelt die obere organische Auflage, wo es mit-

14.3 · Ökologie und Dynamik von Heiden

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. Abb. 14.6  Vegetationsentwicklung auf sandigen, grundwasserfernen Standorten des Hainsimsen-Buchenwaldes (Luzulo-Fagetum) im nordwestdeutschen Tiefland bei einer Beweidung mit Schafen (links) und ohne Beweidung (rechts) und nach einer Auflassung. Mögliche Renaturierungspfade nach der Nutzungsaufgabe bzw. einer Degradation des Nutzungssystems mit einer entsprechenden Wiederherstellung naturnaher Vegetation (Wald) oder verschiedener, traditioneller Nutzungsformen (Heide, Acker) bzw. bestimmter Sukzessionsstadien, für die Erfahrungen aus wissenschaftlichen Untersuchungen und der Renaturierungspraxis vorliegen, sind mit roten Pfeilen dargestellt. (Aus Ellenberg und Leuschner 2010, rote Pfeile ergänzt)

hilfe der ericoiden Mykorrhiza (Read 1996) organisch Phosphor- und Stickstoffquellen erschließen kann (Genney et al. 2002). Damit ist es optimal an Standorte angepasst, wo sich die Nährstoffe hauptsächlich in der organischen Auflage befinden und der obere sandige Mineralboden ausgewaschen und damit nährstoffarm ist. Dieser Konkurrenzvorteil wird bei einem Stickstoffeintrag z. B. aus der Luft oder durch Düngung zugunsten von Gräsern (z. B. Nardus stricta) mit arbusculärer Mykorrhiza verschoben (Terry et al. 2004; Garg und Chandel 2010). Härdtle et al. (2009) heben die naturschutzfachliche Bedeutung von Heiden auch mit Blick auf die charakteristische Fauna hervor. Unter den Wirbeltieren nutzen zahlreiche Tierarten die Heiden als Lebensraum, auch wenn sie nicht ausschließlich auf diese angewiesen sind. Einer der bedeutendsten

Vertreter unter den Vogelarten, die Heiden als Bestandteil ihres Habitats nutzen, ist das Birkhuhn (Lyrurus tetrix). Das Habitat des Birkhuhnes zeichnet sich durch ein Mosaik von offenen und bewaldeten Flächen aus, welches charakteristisch für die traditionell genutzte Kulturlandschaft war (Cramp und Simmons 1980; Baines 1990; Flade 1994). Mit der Trennung und Intensivierung land- und forstwirtschaftlicher Nutzflächen sind geeignete Lebensräume für das Birkhuhn stark zurückgegangen, sodass die noch bestehenden Heidereste wertvolle Rückzugsräume dieser international geschützten Tierart darstellen (IUCN 2016). Der offene Landschaftscharakter bietet zudem Lebensraum für zahlreiche weitere Vogelarten, wie beispielsweise Feldlerche (Alauda arvensis), Wiesenpieper (Anthus pratensis), Nördlicher Raubwürger (Lanius excubitor), Braun- und

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Kapitel 14 · Heiden im Tief- und Bergland

. Abb. 14.7  Nährstoffkreislauf in anthropogenen Heideökosystemen mit Nährstoffvorräten in der lebenden und toten Biomasse und dem Mineralboden, Stoffeinträgen und -verlusten. Zu den Nährstoffverlusten muss bei den mitteleuropäischen Heiden das in zeitlichen Abständen durchgeführte Schoppern und Plaggen (7 Abschn. 14.2) hinzugefügt werden. (Nach Gimingham 1972)

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Europäisches Schwarzkehlchen (Saxicola rubetra, S. rubicola), Heidelerche (Lullula arborea), Ziegenmelker (Caprimulgus europa­ eus) und Steinschmätzer (Oenanthe oenanthe). In den Feuchtheiden treten als Brutvögel Großer Brachvogel (Numenius arquata) und Bekassine (Gallinago gallinago) auf (Härdtle et al. 2009). Weiterhin werden einige Reptilien genannt, die Heiden als Lebensraum nutzen, wie z. B. Zauneidechse (Lacerta agilis) und Kreuzotter (Vipera berus). In Kleingewässern der Heiden oder auf Feuchtheiden finden sich auch Amphibien, z. B. der Moorfrosch (Rana arvalis) oder die Kreuzkröte (Bufo calamita). Unter den Wirbellosen sind einige Insekten an Heiden gebunden. Als phytophage Arten an Zwergsträuchern werden Flohkäfer (Altica longicollis), Heide-­Bürstenspinner (Orygia antiquoides), Heideblattkäfer (Loch­ maea suturalis) und Geißklee-Bläuling (Ple­ bejus argus) genannt (Härdtle et al. 2009). Weitere wirbellose Arten sind an spezifische Pflanzenarten der Heiden gebunden, z.  B.

der Lungenenzian-Ameisenbläuling (Phen­ garis alcon), der sich am Lungen-Enzian (Gentiana pneumonanthe) entwickelt (Habel et al. 2007). Die beiden Bienenarten Andrena fuscipes und Colletes succinctus sammeln Pollen an Calluna vulgaris und werden von den Kuckucksbienen Epeolus cruciger und Nomada rufipes parasitiert, was diese Arten als spezifische Arten der Calluna-Heiden auszeichnet (Stuke 1997). Neben zahlreichen Laufkäferarten wird insbesondere das Vorkommen des Heidelaufkäfers (Carabus nitens), einer der in Mitteleuropa am stärksten gefährdeten Laufkäferarten, auf trockenen und feuchten Heiden hervorgehoben (Assmann und Janssen 1999). Die Artenzahl der auf Heiden vorkommenden Insekten ist abhängig vom Entwicklungszustand, Management und von der strukturellen Heterogenität der Landschaft (z. B. Littlewood et al. 2006). Beispielsweise werden die Laufkäferarten Bembidion nigri­ corne und Cymindis (Tarsostinus) macularis durch das Plaggen, Carabus nitens und Nebria salina hingegen durch Mahd gefördert (Boer

14.4 · Renaturierungsbedarf

und Dijk 1994). Auch wenn die Artenzahl der Höheren Pflanzen auf Calluna-Heiden im Vergleich zu anderen Lebensraumtypen eher gering ist, trifft dies für Tierarten nicht zwangsläufig zu. So hebt Usher (1992) die hohen Artenzahlen der Laufkäfer und Spinnen von Heiden in England hervor, was 15 bzw. 20 % des dortigen landesweiten Artenbestands dieser Tiergruppen ausmacht. 14.3.2  Entwicklungsphasen von

Calluna-Heiden

Typisch für Calluna-Heiden ist deren Dynamik, die nach Gimingham (1972, 1988; vgl. auch Watt 1955; Kvamme et al. 2004) in vier Phasen differenziert wird (vgl. auch Gimingham und Miller 1968; Gimingham et  al. 1979). Die Phasen unterscheiden sich bezüglich ihres Mikroklimas, der mittleren Artenzahlen der Höheren Pflanzen, Moose und Flechten, der Tierzönosen, der Produktivität und der Regeneration des Heidekrautes. Einige Pflanzen- und Tierarten sind in ihrem Vorkommen bzw. in ihren Populationsdichten charakteristisch für bestimmte Entwicklungsphasen, so z. B. der Heidelaufkäfer (7 Abschn. 14.3.1) für die Aufbauphase (Assmann und Janssen 1999; vgl. auch Usher und Thompson 1993): 1. In der Pionierphase (bis ca. 6 Jahre) etabliert sich Calluna vulgaris aus Samen. Die Vegetationsdecke der Zwergstrauchschicht ist noch sehr lückig (25 Jahre) nimmt die Deckung von Calluna stark ab (bis