Urwälder, Natur- und Wirtschaftswälder im Kontext von Biodiversitäts- und Klimaschutz

Von Rainer Luick, Klaus Hennenberg, Christoph Leuschner, Manfred Grossmann, Eckhard Jedicke, Nicolas Schoof und Thomas Waldenspuhl

Eingereicht am 12. 03. 2021, angenommen am 16. 10. 2021
This article is also available in English: www.nul-online.de, Webcode NuL5974 .

1 Einleitung

In den vergangenen Jahren wurden zahlreiche Arbeiten publiziert, die sich mit der Gegenüberstellung von Ökosystemleistungen von Wirtschaftswäldern mit denen von Urwäldern oder seit vielen Jahren unbewirtschafteten, naturnahen ehemaligen Wirtschaftswäldern (im Folgenden als Naturwälder bezeichnet) befassen (siehe auch Box 1). Während Studien in tropischen und borealen Wäldern mit zunehmender Waldnutzung meist deutliche Rückgänge der waldtypischen Biodiversität festgestellt haben (unter anderem Alroya 2017, FAO & UNEP 2020, Giam 2017, Pyles et al. 2018), kommen im Weiteren vorgestellte Studien in temperaten Wäldern zu teils abweichenden Ergebnissen (unter anderem Schulze 2018, Dieler et al. 2017, Schall et al. 2020). Diese lassen sich im Wesentlichen in den folgenden Schlussfolgerungen zusammenfassen:

(1) Urwälder und Naturwälder würden bei den jeweils untersuchten Taxa eine geringere Biodiversität als Wirtschaftswälder zeigen und hätten deshalb für den Naturschutz keine besondere Bedeutung.

(2) Der Nutzungsverzicht in Urwäldern und Naturwäldern sei für den Klimaschutz nachteilig, weil nur die Holznutzung entscheidend zur Reduktion von Treibhausgasemissionen beitragen würde.

Vor allem im Rahmen klimapolitischer Handlungsempfehlungen ist diese Thematik von hoher Relevanz und bedarf einer ganzheitlichen wissenschaftlichen Betrachtung. Wir sehen unseren Aufsatz als Diskursbeitrag zu aktuell wichtigen politischen Diskussionen und Weichenstellungen in der Natur- und Klimaschutzpolitik:

(1) Auf EU-Ebene laufen intensive und kontroverse Diskussionen über die instrumentelle Ausgestaltung der neuen EU-Biodiversitätsstrategie.

(2) Die EU-Klimaschutzziele zur Erreichung des Pariser Klimavertrages erfordern Anpassungen der dafür vorgesehenen Instrumente.

(3) Auch die jüngste Entscheidung des Bundesverfassungsgerichtes, welche zentrale Teile des deutschen Klimaschutzgesetzes von 2019 für verfassungswidrig erklärt hat und die Vorsorgepflicht für zukünftige Generationen betont, erfordern Änderungen von Rechtsnormen und Neujustierungen politischer Instrumente.

2 Hintergrund – wo gibt es noch Urwälder in Europa?

Nach einer Bilanzierung von Forest Europe (2020) hat Europa inklusive der osteuropäischen Länder und des europäischen Teils von Russland circa 227 Mio. ha Wälder; das sind 33 % der Landfläche. Lediglich etwa 4,6 Mio. ha (2,2 %) der europäischen Wälder werden noch als Urwälder oder als Naturwälder charakterisiert; davon liegen circa 3,6 Mio. ha in der EU (2,4 %). Fünf Jahre zuvor waren in der Forest Europe Studie (2015) noch 7,3 Mio. ha (3,3 %) der europäischen Wälder als Urwälder oder Naturwälder klassifiziert; das würde einen Rückgang um 2,7 Mio. ha (etwa 40 %) zwischen den beiden Berichtsperioden bedeuten. Wir vermuten, dass sich dieser massive Rückgang nicht nur durch reale neue flächenhafte Nutzungen und damit Verluste erklärt, sondern auch statistische Effekte umfasst. So werden in den rumänischen Karpaten beispielsweise Urwälder und Naturwälder, weil politisch so gewollt, großflächig definitorisch abqualifiziert, um sie dann zur Nutzung freigeben zu können (Luick 2021, Luick et al. 2021).

Zum tatsächlichen Zustand und zur exakten Lage der noch vorhandenen Urwälder und Naturwälder Europas ist noch relativ wenig bekannt. Dies macht auch die Studie von Sabatini et al. (2018) deutlich. Danach gibt es in Europa (ohne Russland) schätzungsweise noch circa 1,4 Mio. ha Urwälder; davon sind etwa 1,1 Mio. ha boreale Wälder, etwa 0,2 Mio. ha montane Buchen- und Buchen-Tannenwälder und etwa 0,07 Mio. ha subalpine Nadelwälder der temperaten Zone. Das wären etwas über 0,6 % der Gesamtwaldfläche. In Deutschland gibt es schon lange keinen Urwald mehr.

Eine Studie des Joint Research Centre (JRC) der EU zur Existenz von Urwäldern und Naturwäldern in den EU-Ländern ermittelte, dass diese zusammen weniger als 3 % der Gesamtwaldfläche ausmachen und zudem überwiegend kleinflächig und fragmentiert sind (Barredo et al. 2021). In einer weiteren Analyse wird von Sabatini et al. (2020) bilanziert, dass für sechs der differenzierten 54 europäischen Waldtypen bereits keinerlei Urwald-Referenzflächen mehr existieren und dass es für 70 % der Waldtypen weniger als 1 % Flächenanteile an Urwald-Referenzflächen gibt.

Bezogen auf diesen sehr geringen Anteil und ohne Berücksichtigung der borealen Urwaldgebiete in den nördlichen Regionen Skandinaviens und des europäischen Anteils von Russland liegen circa 80 % der temperaten Urwälder Europas im Karpatenbogen in der Ukraine, in Rumänien und der Slowakei (Abb. 2). In der EU besitzt kein Mitgliedstaat so viele temperate, laubholzgeprägte Urwälder wie Rumänien. Nach aktuellen Schätzungen sind dies etwa zwei Drittel der verbliebenen temperaten Urwälder; doch auch in Rumänien sind es nur noch 0,5 bis maximal 1 % der Gesamtwaldfläche und sie nehmen weiter ab (Biri 2017, Luick 2021, Luick et al. 2021). Allein im Zeitraum 2001–2019 hat Rumänen nach einer Studie von Global Forest Watch (2020) etwa 350.000 ha Urwälder und Naturwälder durch illegale und auch legale Nutzung verloren. Großflächige Kahlhiebe finden selbst in streng geschützten Schutzgebieten wie Nationalparken und Natura-2000-Gebieten statt (Luick et al. 2021); siehe Box 2 und Abb. 3, 4a–c).

3 Das Konstrukt „Urwälder und Naturwälder leisten aufgrund einer geringen Biodiversität keinen wichtigen Beitrag zum Biodiversitätsschutz“

Zum Vergleich der Biodiversität von bewirtschafteten mit unbewirtschafteten europäischen Wäldern (Ur- und Naturwälder) wird oft auf die Metastudie von Paillet et al. (2010) Bezug genommen. Darin werden unter anderem auch Vergleichsuntersuchungen in mitteleuropäischen Laubwäldern zusammengefasst, die in forstlich genutzten Wäldern eine höhere Gefäßpflanzendiversität als in ungenutzten Wäldern gefunden haben. In einer sektoralen Interpretation hat sich daraus das Narrativ etabliert, Ur- und Naturwälder würden eine generell geringere Biodiversität aufweisen als Wirtschaftswälder (siehe auch Box 3). Es ist durchaus interessant und sinnvoll, unterschiedlich genutzte Wälder hinsichtlich ihrer Ökosystemleistungen, wozu auch die biologische Vielfalt gestellt werden kann, zu vergleichen. Problematisch sind dagegen daraus abgeleitete Wertungen, nach denen

(1) die aus Naturschutzsicht erwünschte hohe Biodiversität von der forstlichen Bewirtschaftung prinzipiell profitiere, diese sogar Voraussetzung sei;

(2) Wirtschaftswälder per se eine ebenso hohe oder gar höhere naturschutzfachliche Wertigkeit als Ur- oder Naturwälder aufweisen würden;

(3) die Ausweisung von neuen Schutzgebieten (unter anderem Wildnis- und Prozessschutzgebieten) nicht notwendig und auch abzulehnen sei (unter anderem Dieter 2021, Dieter et al. 2020, Schulze et al. 2014, Schulze 2018, Walentowski et al. 2013).

Vergleichende Studien zur Biodiversität mitteleuropäischer Waldökosysteme sind damit konfrontiert, dass im Grunde nahezu alle Wälder eine jahrhundertealte Nutzungsgeschichte haben. So sind mögliche Referenzsysteme naturgemäß keine Urwälder, sondern allenfalls Naturwälder. In diesem Kontext spielt das Waldgebiet des Hainich in Thüringen und dort vor allem der Nationalpark Hainich eine zentrale Rolle (Abb. 6). Der Hainich ist Reallabor zahlreicher Studien; unter anderem auch für das Projekt „Biodiversitätsexploratorien in Deutschland“ (siehe auch Abschnitt 4 und Box 3).

Der Hainich ist mit 130 km²Fläche das größte zusammenhängende Laubwaldgebiet Deutschlands. Sein Südteil mit 75 km²Fläche wurde 1997 als Nationalpark ausgewiesen. 2011 wurden 1.573 ha in den zentralen Teilen mit besonders naturnahen Altbuchenwäldern als Teil der seriellen UNESCO-Welterbestätte „Alte Buchenwälder und Buchenurwälder der Karpaten und anderer Regionen Europas“ anerkannt und ausgewiesen. Unabhängig von den standörtlich gegebenen Differenzierungen sind die Wälder im Hainich durch unterschiedliche jahrhundertelange Waldnutzungen geprägt, weisen unterschiedliche Entwicklungen auf und sind bis heute deutlich unterscheidbar. Dazu zählen beispielsweise Aufforstungen, Wälder, die aus Nieder- und Mittelwald hervorgegangen sind, Weidewälder (Hudewälder) sowie jüngere Sukzessionen von Offenland mit unterschiedlichen Startpunkten (NPH 2012, siehe dazu Abb. 7 a und b). Die forstliche Nutzung im Laubwald des Nationalparks Hainich ist flächig erst seit 1998 eingestellt. Nur auf sehr kleinen Teilflächen fand bereits seit den 1960er-Jahren keine Nutzung mehr statt.

Der Hainich ist also weder Urwald noch großflächiger Naturwald, denn es fehlt der Einfluss von längeren natürlichen Störungen und (Alterungs-)Prozessen. Dieser Sachverhalt wird bei der Interpretation erhobener Daten aus dem Nationalpark Hainich teils nicht korrekt oder auch gar nicht berücksichtigt. In der Studie von Schall et al. (2021) wird die Heterogenität von bewirtschafteten Buchenwäldern als zentraler Schlüsselfaktor für Biodiversität gesehen. Die Wertung basiert auf dem Plotvergleich zum Vorkommen und zur Verteilung von Totholz, Mikrohabitaten, Gefäßpflanzen und herbivoren und karnivoren Arthropoden in zwei unterschiedlich bewirtschafteten Buchenwäldern gegenüber unbewirtschafteten Buchenwäldern. Als Referenz für diese Buchen-Naturwälder dienen Datensätze aus dem Nationalpark Hainich, die allerdings vor dem Hintergrund der Nutzungshistorie und der Heterogenität nicht differenziert dargestellt werden. Es ist auch kritisch zu hinterfragen, dass die individuellen Plotdaten aus dem Hainich summarisch in einen Interpretationskontext mit Daten der Bundeswaldinventur gestellt und daraus Verallgemeinerungen abgeleitet werden.

Aufgrund der Seltenheit existieren nur wenige aussagekräftige Vergleichsuntersuchungen zur Biodiversität von temperaten Urwäldern mit der von Wirtschaftswäldern unter vergleichbaren Standortbedingungen. Besonders informativ ist daher die vergleichende Untersuchung in drei Buchenurwäldern in den slowakischen Westkarpaten, die Teilgebiete des UNESCO-Weltnaturerbes „Alte Buchenwälder und Buchenurwälder der Karpaten und anderer Regionen Europas“ sind, mit drei benachbarten standortgleichen Buchenwirtschaftswäldern im Alter von 80–100 Jahren (unter anderem Kaufmann et al. 2017, Kaufmann et al. 2018, Leuschner et al. 2021). Die Daten basieren auf der Auswertung von insgesamt 150 Aufnahmeplots, davon 30 in Wirtschaftswäldern und je zehn in den vorherrschenden Waldentwicklungsphasen der Urwälder mit Entwicklungs-, Optimal- und Zerfallsphasen. Wichtige Ergebnisse sind:

Die Diversität der Flechten liegt in den Urwäldern doppelt so hoch wie in den Wirtschaftswäldern.

Die Diversität der Moose ist in den Urwäldern um 50 % größer als in den Wirtschaftswäldern.

Bei den Gefäßpflanzen weisen die Wirtschaftswälder auf Plotebene ( -Diversität) höhere Artenzahlen auf, auf Landschaftsebene ( -Diversität) ist der Artenreichtum in Urwäldern und Wirtschaftswäldern ähnlich groß.

Die Vergleichsstudie belegt die große Bedeutung der räumlichen Heterogenität von Urwäldern durch das Auftreten aller Baumaltersklassen und Waldentwicklungsphasen. Waldwirtschaft kann das Einwandern nicht-waldtypischer Pflanzenarten begünstigen, führt in der Regel aber auch zu einer Homogenisierung der Bestockung und zum Verlust der Seneszenzphase, also der Alters- und Zerfallsphasen, der Waldentwicklung mit den daran gebundenen Habitatstrukturen.

Wie kommt es zu den scheinbar widersprüchlichen Ergebnissen zur Biodiversität von Waldökosystemen und zum Einfluss der Waldbewirtschaftung? In vergleichenden Biodiversitätsuntersuchungen werden oft nur Gefäßpflanzen einbezogen. Aus der Betrachtung dieses einzelnen Taxons wird dann auf Wertigkeiten für den Biodiversitätsschutz geschlossen. Dies belegt die Metastudie von Bernes et al. (2015) zum Vergleich von Wirtschafts- und Naturwäldern in borealen und temperaten Regionen hinsichtlich ihrer Bedeutung für den Naturschutz: In rund 17.000 Studien wurden als Vergleichsparameter fast ausschließlich Waldstrukturen und Gefäßpflanzen betrachtet.

Hohe Artenzahlen eines einzelnen selektiven Taxons bezogen auf eine bestimmte Flächeneinheit, wissenschaftlich als -Diversität ausgedrückt, sind kein hinreichendes Naturschutzkriterium, um ein Ökosystem zu qualifizieren, und generell nicht tauglich, allein auf dieser Grundlage naturschutzfachliche Empfehlungen abzuleiten. Für eine ganzheitliche Bewertung von Lebensräumen sind grundsätzlich weitere naturschutzfachliche Kriterien neben Artenzahlen und Abundanzwerten notwendig; dazu zählen (siehe auch Brackhane et al. 2021, Opitz et al. 2015, Rosenthal et al. 2015, Schmidt et al. 2011, 2014, Schoof 2013):

(1) Naturnähe, also die Übereinstimmung der vorgefundenen Biozönosen mit einem natürlichen oder zumindest naturnahen Referenzsystem;

(2) Seltenheit und Gefährdung der Arten;

(3) Repräsentativität und die Auftretenswahrscheinlichkeit natürlicher Störungen und Prozesse;

(4) Widerstandsfähigkeit (Stabilität) und Wiederherstellbarkeit (Elastizität) der Lebensgemeinschaften bei natürlichen Störungen;

(5) Konnektivität von Lebensräumen, also die Vernetzung mit hinreichend ähnlichen Lebensräumen in der umgebenden Landschaftsmatrix;

(6) Repräsentativität des Ökosystems für eine höhere räumliche Ebene;

(7) Ungestörtheit, die auf möglichst geringe indirekte anthropogene Einflüsse (zum Beispiel durch Stickstoffimmissionen) Bezug nimmt.

Nicht adressiert wird damit jedoch die Bedeutung und Gewichtung dieser Kriterien in Relation zueinander. Die kardinale Problematik als Beurteilungs- und Entscheidungsgrundlage für den normativen Naturschutz liegt in der Zusammenführung (Agglomeration) wertgebender Kriterien und im suggestiven Einbezug jeweils nicht vergleichbarer Kriterien. Schon die Wahl eines einzelnen, bestimmten Bewertungskriteriums kann zu einer vollständig konträren Bewertung führen, wie durch folgendes Beispiel illustriert sei: Ein bewirtschafteter Buchenwald mit diversen Strukturen – wie durch Femelhiebe entstandenen Lichtstellen, Säumen entlang von Forstwegen und Rückegassen, ruderalen Bereichen durch Ablagerungen oder Verdichtungen durch Befahrung – zeigt für Gefäßpflanzen in der Regel eine relativ hohe Artenvielfalt, während diese in „dunklen Optimalphasen“ eines Buchenurwaldes gering ist. Zwar ist die Einzelbetrachtung derartiger Zustände richtig, die Verallgemeinerung und vor allem daraus abgeleitete generalisierende Bewertungen sind aber nicht zulässig. Zur Bewertung von Lebensräumen ist, wie aufgeführt, immer ein ausgewogenes Spektrum unterschiedlicher Parameter nötig. Bei der ökologischen Bewertung von Wäldern sind insbesondere auch sensitive Artengruppen wie Alt- und Totholzspezialisten zu berücksichtigen.

4 Der Diskurs um Urwälder, Naturwälder und Wirtschaftswälder und ihren Beitrag zum Klimaschutz

Die Bedeutung von Wäldern für den Klimaschutz liegt in ihrer Funktion als Kohlenstoffspeicher und -senke. In der Wachstumsphase entnehmen Wälder in großen Mengen CO₂aus der Atmosphäre und speichern es langfristig in der Biomasse (Holz) und im Boden (unter anderem Gleixner et al. 2009, Luyssaert et al. 2008, Meyer et al. 2021, Nord-Larsen et al. 2019). Der globale C-Speicher der Waldökosysteme differenziert sich in 300 Gt C im organischen Kohlenstoff des Mineralbodens, 295 Gt C in der lebenden Biomasse und 68 Gt C im Totholz und in der Streuschicht (Abb. 8 a). Wälder sind global gesehen die größte terrestrische Senke für CO₂und absorbieren jährlich rund 2 Gt CO₂; das entspricht 0,55 Gt C (UN 2021) (siehe Box 5 und Kohlenstoffinventur 2017, Riedel et al. 2019). Allerdings nimmt die Speicherleistung durch die Zerstörung von Waldflächen und die Übernutzung der Wälder ab. Der wichtigste Treiber ist die zunehmende thermische Verwertung von Holz (Brennholz, Hackschnitzel) (unter anderem UNEP 2020, UN 2021). Zu dieser negativen Entwicklung tragen zunehmend auch Klimawirkungen wie Waldbrände, Kalamitäten und Trockenstress bei, welche die Vorräte und Produktivität reduzieren.

Für die 11,4 Mio. ha Wald in Deutschland werden die Größenordnung des C-Speichers in Biomasse, Totholz und im Boden für das Referenzjahr 2017 mit 2,6 Mrd. t ermittelt (das entspricht 9,5 Mrd. t CO₂). Davon sind 1,23 Mrd. t C in der oberirdischen Biomasse, 0,034 Mrd. t C im Totholz und in der Humusschicht und 1,335 Mrd. t C im Mineralboden und der unterirdischen Biomasse gespeichert (Abb. 8 b). Basiswerte sind ein ermittelter durchschnittlicher (Holz-)Vorrat von 358 m³bei einem Zuwachs von 10,9 m³pro ha und Jahr (BMEL 2021 , Riedel et al. 2019). Aufgrund der extremen Bedingungen in den Jahren 2018–2020 ist zu erwarten, dass der mittlere jährliche Zuwachs in Deutschland in dieser Periode deutlich geringer ausgefallen ist; dies könnte als Hinweis gewertet werden, mit welchen Produktionsrückgängen oder sogar mit welcher Abnahme des Vorrats in unseren Wäldern in Zukunft vermutlich zu rechnen ist.

Die Bilanzierung des Kohlenstoffspeichers und damit auch der CO₂-Senkenleistung von Wäldern (beziehungsweise Bäumen) ist im Detail komplex und stark vom Waldtyp sowie seiner Entwicklungsgeschichte und Bewirtschaftung abhängig. Während der Bestandsentwicklung hin zum „Baumholz“ nimmt die C-Senkenleistung nach Erreichen des Kulminationspunktes des Wachstums sukzessive ab. Unter natürlichen Bedingungen läuft die (Wald)-Entwicklung, wenn es keine nennenswerten Störungen gibt, kontinuierlich weiter und geht dann allmählich in die Zerfallsphase über, in der dann die CO₂-Freisetzung überwiegt. Dies ist kein abrupter Vorgang, sondern kann ein jahrzehnte- bis jahrhundertelanger Prozess sein, der zudem auch baumartspezifisch sehr unterschiedlich lange Zeiträume beansprucht. Der C-Speicher ist daher in Urwäldern auf der Landschaftsebene deutlich größer als in Wirtschaftswäldern, während der Zuwachs in intensiv bewirtschafteten (durchforsteten) Wirtschaftswäldern höher sein kann, wenn die Durchforstung den Zuwachs der produktiven dominanten Bäume (Zielbäume) auf Kosten schwächer wachsender oder forstlich ungewünschter Individuen von minderer Qualität stärkt. Bei einer hohen Intensität der Holzentnahme kann auf Landschaftsebene die C-Senkenleistung eines Waldes ohne Berücksichtigung möglicher C-Senken in stofflichen Produkten sehr niedrig sein, da eine fast vergleichbar große Menge an Holz entnommen wird wie nachwächst. Im direkten Vergleich von Buchenwirtschaftswäldern und -urwäldern in den slowakischen Karpaten werden aber auch für beide Waldtypen eine gleich hohe Produktivität berichtet (Glatthorn et al. 2017).

Auf produktiven Standorten können die Holzvorräte bei Nutzungsverzicht hohe Werte erreichen, beispielsweise in den buchengeprägten Urwäldern der ukrainischen und rumänischen Karpaten über 600 m³pro ha. Hinzu kommen hohe Totholzvorräte, die um 200 m³pro ha und damit das Zehnfache des Durchschnittswertes deutscher Wirtschaftswälder betragen können (Commarmot et al. 2013, Glatthorn et al. 2017, Kun et al. 2020). In Summe wurde in den slowakischen Karpaten ein Ökosystem-C-Pool von 272 t C pro ha für die Wirtschaftswälder gegenüber 347 t in den Urwäldern gemessen (+ 27 %) (Leuschner et al. 2021). Der Speicher war vor allem im Totholz (+ 310 %), aber auch in der Holzbiomasse (+ 20 %) und im Boden (+ 17 %) deutlich größer als im Wirtschaftswald (Abb. 10). Zu berücksichtigen ist dabei, dass für die Urwälder die vorkommenden Entwicklungsphasen abgebildet wurden, während es bei den Wirtschaftswäldern die Reifephase kurz vor der Ernte war. Würde man alle Phasen der betrachteten Buchenwirtschaftswälder in einem Produktionszyklus abbilden und diese mit dem C-Pool der Urwälder vergleichen, so würde sich die Differenz des C-Speichers sicher auf deutlich mehr als 75 t C pro ha erhöhen.

Aus einem Vergleich von Wirtschaftswäldern mit seit einigen Jahrzehnten ungenutzten Naturwäldern schlussfolgern Schulze et al. (2020 a, 2021), dass Urwälder und Naturwälder nachteilig für den Klimaschutz seien, denn Wirtschaftswälder hätten aufgrund höherer Zuwächse und eines zugeordneten langlebigen Holzproduktspeichers eine zehnfach höhere Klimaschutzwirkung als Naturwälder. Diese Berechnungen und daraus abgeleitete Wertungen sind mittlerweile viel zitierte Begründungen, um den Schutz von Urwäldern und Nutzungsverzicht in Naturwäldern zu diskreditieren. So beziehen sich Forstexperten und Politiker in Rumänien explizit auf die Studie von Schulze et al. (2020 a) und empfehlen der rumänischen Regierung, dass ein weiterer Schutz von Urwäldern und Naturwäldern aus ökologischen und klimapolitischen Gründen nicht sinnvoll sei (UTB 2020 a, b).

Empirische Basis der Studie von Schulze et al. (2020 a) sind Vergleiche von Datensätzen aus den deutschen Bundeswaldinventuren 2002 (BWI 2) und 2012 (BWI 3) für bewirtschaftete Wälder (mit deutschlandweit circa 60.000 permanenten Inventurpunkten) mit Inventurdaten aus dem Nationalpark Hainich für die Jahre 2000 und 2010 (1.200 und 1.421 Inventurpunkte). Aus dem Vergleich der beiden Bundeswaldinventuren für deutsche Wirtschaftswälder wird ein CO₂-Mitigationseffekt von 3,2–3,5 t CO₂-Äquivalenten pro ha und Jahr abgeleitet. In dieser Berechnung sind Verluste bei der Ernte und Holzaufbereitung sowie Substitutionseffekte, ermittelt aus Ökobilanzstudien (siehe auch Abschnitt 2 in Teil 2 dieses Beitrags), berücksichtigt. Für den Nationalpark Hainich wurde im Vergleich der Inventurdaten (und ohne Holznutzung) eine CO₂-Senke von lediglich 0,37 t CO₂-Äquivalenten pro ha und Jahr errechnet.

Die Nationalparkverwaltung Hainich stellt dazu in einer Stellungnahme (NPH 2020, Welle et al. 2020) fest, dass die Datengrundlage von Schulze et al. (2020 a) für den Hainich in einen falschen Analyse-, Bewertungs- und Aussagekontext gestellt wurde, da die beiden Zeitschritte unterschiedliche und nicht vergleichbare Waldbezugsflächen haben. Für die Ermittlung des periodischen Zuwachses können nur die jeweils identischen Waldflächen im Sinne einer Zeitreihe verglichen werden. Schulze et al. (2020 a) haben bei ihren Vergleichsberechnungen fälschlicherweise rund 220 Stichproben aus dem Nationalpark Hainich einbezogen, die bei der ersten Inventur noch keine Waldflächen waren und auch nicht in den Datensätzen der Erstinventur aufgeführt sind. Es handelt sich um mehrere hundert Hektar Kahlschläge aus früheren Nutzungen und um Verbuschungsflächen ehemaliger Offenlandflächen wie Schießbahnen, die bei der Erstinventur unterhalb der Erfassungsgrenze für Wald lagen (Abb. 11). Diese Flächen haben selbst nach zehn Jahren Entwicklung zwischen der Erstinventur 2000 und der Wiederholung 2010 noch sehr geringe Holzvorräte und sind in keiner Weise mit Naturwald vergleichbar. Bei der Addition der ermittelten Vorräte und der Mittelung über alle Stichproben entstand so der Eindruck, die Wälder im Hainich würden mit lediglich 0,37 m³pro ha und Jahr über einen zehnjährigen Zeitraum praktisch keine Vorratszuwächse aufweisen. Dies steht in deutlichem Widerspruch zum für slowakische Buchenurwälder ermittelten Holzzuwachs von etwa 7,9 m³pro ha und Jahr, der gleich hoch war wie in den standortshomologen Wirtschaftswäldern.

Der zweite Fehler der Studie ist es, die Wälder des Hainich als einzige Referenz und Benchmark für mitteleuropäische Naturwälder zu verwenden. Die korrekte Auswertung der Inventurflächen im Hainich ergibt einen Vorratszuwachs im Dekadenvergleich von durchschnittlich 8,6 m³pro ha und Jahr (NPH 2020); der Wert liegt damit in ähnlicher Größenordnung wie die mittlere Vorratserhöhung in den deutschen (Wirtschafts-)Wäldern (Dritte Bundeswaldinventur: 10,3 m³pro ha und Jahr für Buchenwälder). Dieser Wert lässt sich gut mit den vorherrschenden sehr produktiven Waldentwicklungsphasen in Einklang bringen, da es sich bei den Wäldern im Hainich noch lange nicht um Naturwälder in einer Optimal- oder Terminalphase handelt.

Bei Übertragung der Berechnungsmethode in Schulze et al. (2020 a) auf die ungenutzten Waldflächen im Hainich errechnet sich aus dem Vorratszuwachs von 8,6 m³ pro ha und Jahr eine CO₂-Senke von 8,0 t CO₂-Äquivalenten pro ha und Jahr. Da keine Nutzung erfolgt, ergibt sich eine mittelfristige Klimaschutzleistung der Wälder im Hainich, die sogar um den Faktor 2,5 höher ist als der CO₂-Mitigationseffekt durch Wirtschaftswälder von 3,2–3,5 t CO₂-Äquivalenten pro ha und Jahr, wie von Schulze et al. (2020 a) inklusive Substitutionseffekte ermittelt.

Es wird somit deutlich, dass die Diskussion um die Klimaschutzleistung von Wäldern teilweise auf falscher Datengrundlage geführt wird.

5 Ausblick

Die Urwälder in Europa – zu unterscheiden von heute ungenutzten Naturwäldern, die mehr oder weniger starke Merkmale und Folgen früherer Nutzungen zeigen – sind auf kleine Reste von < 1 % geschrumpft und selbst diese wenigen Anteile sind extrem gefährdet. Vier Fünftel der temperaten Urwaldflächen befinden sich im Karpatenbogen und politische Festlegungen erfordern gut begründet ihren Schutz. Zugleich bestehen in Deutschland gemäß der Nationalen Strategie zur biologischen Vielfalt klare Zielfestlegungen, dass 5 % der Waldfläche für natürliche Waldentwicklung und 2 % der Bundesfläche zur Wildnisentwicklung bereitzustellen sind (zukünftige Naturwälder) – Ziele, die eigentlich bereits im Jahr 2020 hätten erreicht werden sollen, aber bei Weitem verfehlt wurden. Um die öffentliche Debatte zu versachlichen, analysiert der vorliegende Beitrag die Bedeutung von Ur- und Naturwäldern für die Erhaltung der Biodiversität und Wirkungen auf die Funktionen als Kohlenstoffspeicher und -senke sowie die Wirkungen der Nutzungsaufgabe in Wäldern.

Angelehnt an das Hauptgutachten des WBGU (2020) zur „Landwende im Anthropozän“ ist dem Prozessschutz im Wald eine beispielhafte Mehrgewinnstrategie inhärent: Er trägt maßgeblich sowohl zum Erhalt und zur Förderung der Biodiversität bei, insbesondere mit spezifischen Arten und Biozönosen alter Waldentwicklungsstadien, als auch zur Speicherung und als Senke im Kohlenstoffhaushalt, also zum Klimaschutz. Die Nutzungsaufgabe repräsentativ ausgewählter Waldflächen ist damit Best Practice zukunftsfähiger kombinierter natur- und landgebundener Klimaschutzkonzepte und steht auch nicht im Widerspruch mit der stofflichen Nutzung von Holz mit objektiv hohen klimabilanziellen Wirkungen.

Im zweiten Teil des Beitrages in der folgenden Ausgabe gehen wir auf das Narrativ von der Klimaneutralität der Ressource Holz ein: Diskutiert wird die CO₂-Senkenleistung von Holz im Kontext der Holzverwendung und die differenziert zu betrachtende Substitution von Holzprodukten durch andere Materialien. Kritisiert werden die Annahmen zur Nachhaltigkeitsbewertung alternativer Szenarien zur Waldbehandlung und Holzverwendung der WEHAM-Studie (WaldEntwicklungs- und HolzAufkommensModellierung). Einer detaillierten Analyse bedarf die pauschalisierende Betrachtung von Holz als vermeintlich CO₂-neutrale Energiequelle. Die Ergebnisse werden in den Kontext der Rolle von Holz zur Umsetzung politischer Ziele für den Klimaschutz gestellt.

Abschließend werden wir in der Zusammenschau der Resultate beider Teile des Beitrags Schlussfolgerungen für die Versachlichung des Disputs um den Wert von Ur- und Naturwäldern ziehen.

Danksagung

Für die kritische Durchsicht des Manuskripts und wertvolle Beiträge bedanken wir uns herzlich bei Dr. Hannes Böttcher, Dr. Anke Höltermann, László Maráz, Dr. Peter Meyer, Judith Reise, Prof. Dr. Dr. h.c. Albert Reif und Sabine Stein.

Literatur

Aus Umfangsgründen steht das ausführliche Literaturverzeichnis unter Webcode NuL2231 zur Verfügung.

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Fazit für die Praxis

• Begrifflich sind Urwald und Naturwald klar voneinander zu trennen. Erst kurzzeitig ungenutzte Wälder sind (noch) keine hinreichende Referenz für die Bewertung der Biodiversitäts- und Klimaschutzleistung und für die Ziele des Prozessschutzes, denn sie benötigen sehr lange Zeiträume, um Urwäldern ähnlich zu werden.
• Das Gebot, Urwälder zu schützen, beruht auf ethischen, wissenschaftlichen und anthropozentrischen Begründungen: Sie bewahren genetische Diversität und damit das Potenzial für eine Klimaanpassung, fungieren als Refugial- und Quellbiotope für sehr spezialisierte Arten, bieten Lernorte für waldbauliche Konzepte und dienen als Forschungslabore für Wirkungen langfristiger Umweltveränderungen.
• Kritische Studien zur Biodiversitätsleistung unbewirtschafteter Wälder gehen von fehlerhaften Voraussetzungen aus oder beschränken sich meist allein auf die Betrachtung von Gefäßpflanzen. Vor allem hochgradig spezialisierte Tier-, Pilz-, Flechten- und Moosarten machen den besonderen Wert sehr lange ungenutzter Wälder aus. Naturschutzfachliche Bewertungen erfordern eine objektive Analyse einer wesentlich größeren Vielfalt an Kriterien jenseits reiner Artenzahlen. Die entsprechenden Ergebnisse weisen eindeutig auf eine sehr deutliche ökologische Wertsteigerung ungenutzter Wälder mit wachsendem Urwaldcharakter hin.
• Die Speicherleistung von Wäldern für Kohlenstoff nimmt pauschal betrachtet aufgrund zunehmender thermischer Holznutzung und Klimawandelfolgen ab. Solche Analysen gestalten sich allerdings sehr komplex. Der C-Speicher ist in Urwäldern auf der Landschaftsebene deutlich größer als in Wirtschaftswäldern, während die C-Senkenfunktion in intensiv bewirtschafteten (durchforsteten) Wirtschaftswäldern höher sein kann, wenn die Durchforstung den Zuwachs der produktiven dominanten Bäume (Zielbäume) auf Kosten schwächer wachsender oder forstlich ungewünschter Individuen von minderer Qualität stärkt. Auch hier ist die jeweils verwendete Datengrundlage in Studien kritisch zu hinterfragen. Das Argument, nur ein genutzter Wald sei für den Klimaschutz ein guter Wald, ist faktisch nicht belegbar.

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Box 1: Was sind Urwälder, was sind Naturwälder?

Definitionen nach Barredo et al. (2021), Biri & Veen (2005), Buchwald (2005), Commarmot et al. (2013), Fanta (2005), Sabatini et al. (2021), Wirth et al. (2009)

Vor allem in der englischsprachigen wissenschaftlichen Literatur wird der deutsche Urwaldbegriff – synonym Primärwald – mit einer großen Zahl sinngleicher Termini umschrieben (intact ,mature ,natural ,primary ,primeval ,undisturbed ,untouched ,virgin ). Einigkeit besteht dort in der definitorischen Beschreibung: Ein Urwald ist ein großflächiges Waldökosystem, für das keine direkten menschlichen Eingriffe bekannt sind und die Zusammensetzung der natürlichen Lebensgemeinschaften und die waldtypischen Prozesse nie signifikant verändert wurden. Ein Urwald besteht aus standorts- und biogeografisch typischen Baum- und Straucharten in ihren verschiedenen Lebenszyklusstadien. Typisch sind große Vorräte an Totholz in unterschiedlichen Qualitäten (stehend, liegend, jung, alt et cetera) und eine meist komplexe vertikale und horizontale Waldstruktur als Ergebnis ungestörter natürlicher Dynamik.

Da es in Deutschland und in Mitteleuropa schon lange keine Urwälder mehr gibt, dienen bei vergleichenden Untersuchungen von Waldökosystemen oft mehr oder weniger lange unbewirtschaftete (oder nur geringe Nutzungsspuren aufweisende) naturnahe Wälder als Referenz: Nach Vandekerkhove et al. (2007) und Commarmot et al. (2013) werden diese als Naturwälder bezeichnet. Umschreibende englische Begriffe sindancient ,near-virgin ,old-growth ,quasi-virgin oderwidely undisturbed .

Naturwälder gingen aus Naturverjüngung hervor und haben sich lange Zeit ohne Eingriffe des Menschen entwickelt (Abb. 1). Im Gegensatz zu Urwäldern zeigen sie bis heute dokumentierbare Nutzungseinflüsse. Naturwälder weisen jene (Baum-)Arten auf, die in der natürlichen Pflanzengesellschaft am jeweiligen Standort vorkommen würden. Sie durchleben den natürlichen Entwicklungszyklus bis zur Zerfallsphase, haben aber, abhängig von der Länge der nutzungsfreien Periode, ein noch unvollständiges Inventar an urwaldtypischen Strukturen und Entwicklungsstadien. Naturwälder können über lange Zeithorizonte Urwäldern sehr ähnlich werden; in störungsreichen Landschaften (etwa Auen) kann dieser Prozess auch relativ schnell verlaufen. Die Basis für die Idee zur Ausweisung von Naturwäldern, also aus der Nutzung genommenen Wäldern, denen dezidiert Forschungsaufgaben zugeordnet sind, wurde unter dem Terminus Naturwaldreservate bereits in den 1930er-Jahren von Hesmer (1934) und Hueck (1937) angelegt.

Schon die Definitionsfindung der eigentlich hinreichend gut abgrenzbaren typologischen Begriffe Urwald und Naturwald ist im politischen Kontext Gegenstand intensiver und kontroverser Debatten. In einer aktuellen Studie des Europäischen Forstinstituts (European Forest Institute, EFI) wird dazu ausgeführt, dass der Schutz der verbliebenen europäischen Urwälder und Naturwälder schwierig sei, da es keine klaren und eindeutigen terminologischen Festlegungen und Abgrenzungen gebe. Den terminologischen Diskrepanzen geschuldet sei auch das lückige und inkonsistente Daten- und Kartenmaterial zu diesen Kategorien. Somit sei auch die Anwendung in der politischen Umsetzung und der praktischen Beratung schwierig (O’Brien et al. 2021). Auch im Entwurf der Forststrategie „post 2020“ der EU wird erwähnt, dass es zum Inhalt der Termini Urwald und Naturwald noch keine abschließende Verständigung gibt (EU 2021 ). Diese andauernde terminologische Findungsphase wird von einem fortschreitenden Einschlag der verbliebenen Urwälder und Naturwälder begleitet.

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Box 2: Die Bedeutung der letzten Urwälder und Naturwälder in den Karpaten

Es kann durchaus sein, dass das Holz eines Billigregals in einem deutschen Möbelgeschäft oder Latten und Bretter in einem beliebigen Baumarkt aus rumänischen, slowakischen oder ukrainischen Bergfichtenurwäldern (Abb. 5) stammen. Sogar Scheitholz, Holzpellets oder Holzbriketts, die in Säcken, Containern und auf Paletten in vielen Baumärkten und auch im Internethandel angeboten werden, weisen über die Etiketten oft auf Herkünfte aus Osteuropa hin. Nicht selten werden diese Produkte aus Hunderte Jahre alten Baumriesen hergestellt. Die enorme globale Nachfrage nach Verpackungsmaterialien durch den rasant wachsenden Internethandel, sogenannte „fresh&tasty-Verpackungen“ und scheinbar nachhaltige holzbasierte Substitute für bisher aus Plastik hergestellte Verpackungs- und Transportmaterialien sind weitere Treiber und erhöhen den Druck zur Erschließung günstiger Holzressourcen.

Die ökonomische Erfolgsformel heißt: billige Ressourcen, weil billige Arbeitskräfte und geringe Konzessionsabgaben und Pachten bei hohen Holzvolumina pro Flächeneinheit, geringe Auflagen für Arbeitssicherheit und korrumpierbare Gesellschaftsstrukturen. Das garantiert auf unseren Märkten hohe Profite und erklärt, warum sich um den Karpatenbogen in den vergangenen Jahren zahlreiche international agierende Konzerne mit großen Werken, die gewaltige Einschnitt- und Verarbeitungskapazitäten haben, angesiedelt haben. Alle weisen eine Gemeinsamkeit auf: einen hohen und weiter steigenden Bedarf an Holz als Rohstoff (siehe Luick et al. 2021).

In allen Ländern der Karpatenregion (Polen, Rumänien, Slowakei und Ukraine) erklärt sich so der massive Nutzungsdruck auf die letzten Urwälder und Naturwälder bis hin zur großflächigen Abholzung. Das betrifft sogar wichtige Schutzgebietskategorien wie UNESCO-Weltnaturerbegebiete, Nationalparke und Natura-2000-Gebiete. Auch Deutschland ist als Importeur, Verarbeiter und dann Exporteur von solchem Holz und holzbasierten Produkten mitverantwortlich für den Nutzungsdruck auf diese Wälder. Damit sind wir auch als Konsumenten angesprochen. Gleichzeitig könnte die deutsche Politik Hilfestellungen geben, um dieses Naturerbe aufgrund seiner großen Bedeutung für die biologische Vielfalt dauerhaft zu erhalten.

Es lässt sich durchaus eine ethische, wissenschaftliche und sogar auf Eigennutz basierende Verpflichtung begründen, um die letzten Vorkommen großflächiger (europäischer) Urwälder zu schützen. Vier wichtige Gründe stützen diese These:

(1) Urwälder sind zivilisatorisch nicht direkt beeinflusste Orte (Ökosysteme), welche für die Anpassungsfähigkeit von Wäldern wichtige Genreserven bewahren. Hier ist die innerartliche Variabilität, wie sie sich über sehr lange Zeiträume differenzieren konnte, von nutzungsorientierter Selektion unangetastet geblieben. Dies gilt auch für artspezifische Anpassungsprozesse an abiotische und biotische Umweltfaktoren ohne Beeinflussung durch anthropogene Selektion. Die Existenz genetisch diverser Populationen hat angesichts des Klimawandels und der Suche nach klimaadaptiven Baumarten und Provenienzen eine herausragende Bedeutung. Buchen- und Tannenurwälder gibt es in den Karpaten über einen weiten Standorts- und Klimagradienten; manche Begleitarten werden als Tertiärrelikte eingestuft. Die genetische Diversität und damit auch das Potenzial für eine „klimaadaptive“ evolutionäre Weiterentwicklung dieser Arten ist in Regionen, in die sie erst nacheiszeitlich und über große Entfernungen eingewandert sind (wie etwa in die heutigen Verbreitungsgebiete in Deutschland), deutlich geringer als in ihren periglazialen Refugialgebieten.

(2) Urwälder sind in ihrer zeitlichen und räumlichen Dynamik Refugial- und Quellbiotope für hoch spezialisierte Arten, die auf langfristig konstante Habitatrequisiten und Umfeldbedingungen angewiesen sind, welche es in dieser Qualität nur in Urwäldern gibt (zum Beispiel anspruchsvolle Xylobionten unter den Pilzen, Flechten, Käfern, Hymenopteren und Dipteren). Nur in großflächigen Urwäldern gibt es die notwendige lange Habitatkontinuität und damit die entsprechenden Strukturen und Prozesse, die mit der Reife- und Altersphase der Bäume korrelieren.

(3) Urwälder sind selten gewordene Lernorte für Prinzipien und Erkenntnisse, die auch eine große praktische und damit ökonomische Relevanz für bewirtschaftete Waldökosysteme haben. Aus der Urwaldforschung stammen praxisorientierte Aussagen zu Schwellenwerten für eine Mindestausstattung mit Totholz, Habitatbäumen, Uraltbäumen, Störungsflächen und Kleinstrukturen zur Erreichung einer waldspezifischen Artenvielfalt in Wirtschaftswäldern. Sie sind unverzichtbare Referenzobjekte für die Entwicklung von Konzepten einer nachhaltigen Waldbewirtschaftung.

(4) Urwälder sind Referenzsysteme und wichtige Forschungslabore, in denen langfristig wirksame Trends von Umweltveränderungen dokumentiert und analysiert werden können, ohne dass diese von Managementzyklen überlagert werden. Sie sind auch Referenzsysteme für eine natürliche Waldentwicklung im Vergleich mit Wirtschaftswäldern und dienen somit zur Orientierung für eine adaptive Waldbewirtschaftung durch iterative Entwicklung von Anpassungs- und Mitigationsstrategien im Klimawandel.

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Box 3: Der biotische Reichtum und Zustand der mitteleuropäischen Wälder

Die Wälder Mitteleuropas sind relativ arm an Baumarten, sie besitzen aber eine durchaus diverse Fauna, Pilzflora und Flora krautiger und niederer Pflanzen. Allerdings werden hohe Artenzahlen nur in naturnahen Wäldern und historisch tradierten Waldformen wie in Hudewäldern oder Eichen-Mittelwäldern erreicht. Betrachtet man nur die Buchenwälder, so wurden mehr als 11.000 bisher bekannte eukaryotische Organismenarten gezählt, darunter mehr als 6.800 Tierarten, 3.345 Pilzarten, 280 Flechten- und 190 Moosarten, 215 Krautschichtpflanzen als echte Waldarten sowie mehrere hundert fakultative Gefäßpflanzenarten, die auch außerhalb des Waldes vorkommen (Assmann et al. 2007, Dorow et al. 2007, Scherzinger 1996). Allein in einem hessischen Buchennaturwald wurden auf 60 ha mehr als 6.000 Tierarten registriert (Dorow et al. 2007).

In vielen Artengruppen zeigen hochgradig spezialisierte Arten in Naturwäldern höhere Dichten als im Wirtschaftswald oder sie fehlen in letzteren vollkommen (Dörfelt 2007, Dvorak et al. 2017, Friedel et al. 2006, Gerlach et al. 2019, Hauk et al. 2013, Jacobsen et al. 2020, Kaufmann et al. 2017, Müller & Bütler 2010). Vor allem bei Insekten und Pilzen gibt es obligatorisch auf Waldwildnis angewiesene Arten, die in der Regel äußerst ausbreitungsschwach und somit selten und hochgradig gefährdet sind. Viele Totholzbewohner benötigen deutlich höhere Totholzvorräte, als sie in den genutzten Wäldern gemeinhin gefunden werden, und profitieren bei ausreichender Lebensraumgröße von der Zunahme von Totholzmenge- und qualität deutlich (Flade & Winter 2021, Rosenthal et al. 2021).

Die in Mitteleuropa lange dominierenden waldbaulichen Verfahren (unter anderem Altersklassenwälder mit standortsfremden Fichten- oder Kiefernbeständen) haben zu Verlusten an waldtypischen Arten und Lebensräumen geführt. Länger werdende Rote Listen und die Anhänge geschützter Arten in Rechtsnormen (zum Beispiel EU-FFH-Richtlinie und die Landesnaturschutz- und Waldgesetze) deuten an, dass vor allem an Totholz und alte Bäume gebundene xylobionte Käfer, Vögel, Pilze, Flechten und Moose durch die Waldbewirtschaftung auf wenige und kleine und meist auch isolierte Refugien zurückgedrängt wurden. Eine hohe Seltenheits- und Gefährdungskorrelation zeigen auch lichtliebende und auf bestimmte Störungen angewiesene Biota, die an natürliche Dynamik gebunden sind (Fartmann et al. 2021, Rosenthal et al. 2021).

Nur in störungsreichen Waldökosystemen wie in natürlichen oder naturnahen Bergfichtenwäldern (dort durch Borkenkäfer und Windwurf) oder in Auen (dort durch Überflutungen und Geschiebe) kann die Totholzmenge und -heterogenität mit hinreichender Wahrscheinlichkeit sehr zügig zunehmen. Die dann auch signifikant und rasch zunehmenden Artenzahlen und Abundanzen von störungsaffinen Arten stehen für diese Korrelation (Rosenthal et al. 2015). Das verdeutlicht die zentrale Bedeutung von über lange Zeiträume ungenutzten Naturwäldern ausreichender Größe, um den Schutz der waldtypischen Flora und Fauna zu gewährleisten. Umgekehrt können Wälder, die auf spezifische traditionelle forstwirtschaftliche Nutzungsformen angewiesen sind, ausgesprochen reich an gefährdeten Arten sein (etwa Hude- und Eichenmittelwälder; vergleiche Fartmann et al. 2021, Schoof et al. 2018). Nutz- und Schutzwald sind im Kontext des Biodiversitätsschutzes also durchaus sich ergänzende Konzepte und keine Gegensätze.

Ein systematisches Monitoring der Artenvielfalt in den verschiedenen Waldgesellschaften und ihrer Veränderung wird allerdings – nicht nur in Deutschland – erst seit kurzer Zeit durchgeführt. Lediglich für die Avifauna verfügen wir über längere Zeitreihen. Der Vogelindikator Wald des Bundesamtes für Naturschutz zeigt für die letzten 30 Jahre einen leicht positiven Populationstrend. Allerdings werden lediglich die Bestände von elf mehr oder weniger waldgebundenen Arten betrachtet (Kamp et al. 2021). Detaillierte Zahlen liegen für die Wälder Englands seit 1970 vor: Hier wurden wesentlich mehr Arten untersucht und nach Vogelarten mit breiten (Generalisten) und solchen mit engen Lebensraumansprüchen (Spezialisten) differenziert. In den englischen Wäldern haben danach die Waldvogelbestände insgesamt seit 1970 um 28 % abgenommen, jene der Spezialisten sogar um 41 %, während die Bestände der Generalisten um 7 % zunahmen (DEFRA-UK 2020). Ähnliche Entwicklungen sind auch im deutschen Wald zu erwarten, wie erste Auswertungen von langfristigen Populationstrends aller Waldvögel belegen (Gerlach et al. 2019). Danach zeigen an Naturwälder mit geringen Störungsintensitäten gebundene Arten wie Weißrückenspecht, Grauspecht, Halsbandschnäpper und Schwarzspecht in den letzten Jahrzehnten Rückgänge; diese Arten können von mehr Prozessschutz profitieren. Damit stellen wir nicht infrage, dass auch naturnahe Wirtschaftswälder für den Erhalt der biologischen Vielfalt von großer Bedeutung sind.

Das Insektensterben erfasste anscheinend auch die mitteleuropäischen Wälder. Im Rahmen des Projektes Biodiversitätsexploratorien (https://www.biodiversity-exploratories.de/de/) wurde zwischen 2007 und 2017 auch die Insektenfauna an 150 Standorten in den drei Gebieten Hainich, Schorfheide-Chorin und Schwäbische Alb jährlich untersucht (Seibold et al. 2019). Die Ergebnisse alarmieren: Unabhängig von der Art der Bewirtschaftung und auch inklusive der aus der Nutzung genommenen Wälder wurde für dieses Zehn-Jahres-Intervall ein Rückgang um 41 % bei der Insektenbiomasse und von 36 % bei der absoluten Artenzahl festgestellt, während es bei der Abundanz keine Korrelationen gab. Auf Ebene der Insektentaxa waren vor allem lichtliebende und auf Seneszenz von Bäumen angewiesene Arten betroffen. Noch können die Forscher nicht mit eindeutigen Erklärungskausalitäten aufwarten, doch Trends deuten sich an, nach denen

(1) der Umgebungseinfluss intensiver anthropogener Nutzungsformen auch auf Waldgebiete einwirkt;

(2) die aus der Bewirtschaftung genommenen Waldflächen in Zahl und Fläche viel zu klein und zu isoliert sind, um negative Effekte zu kompensieren.

Daten aus den beiden anderen großen Waldbiomen, dem tropischen und borealen Wald, zeigen im direkten Vergleich zwischen Primärwald- und forstlich genutzten Waldökosystemen, dass die Diversität eng waldgebundener Taxa von Säugetieren, Vögeln, Insekten und anderen Tiergruppen bereits bei geringfügiger Holznutzung sinkt, also charakteristische Arten verloren gehen (zum Beispiel Burivalova et al. 2014, Franca et al. 2017, Niemalä 1997). Bei geringer Nutzungsintensität wird die Diversitätsabnahme in manchen Fällen durch Einwanderung von waldfremden, von Störungen profitierenden Arten numerisch kompensiert, jedoch damit die waldtypische Artenzusammensetzung verändert (unter anderem Schmidt 2005). Es gibt keinen Grund für die Annahme, dass temperate Urwälder und Naturwälder nicht mit einem Verlust an waldtypischer Biodiversität auf Holznutzung und die damit verbundenen Störungen reagieren, wie dies auch in den anderen Waldbiomen der Fall ist.

Allerdings unterschlägt das „Artenzählen“, dass die ursprüngliche Referenz vieler Waldökosysteme schlicht nicht bekannt ist und verschiedene (biotische und abiotische) ökosystemprägende Gestaltungsfaktoren (etwa Stürme, Feuer, Überschwemmungen, Kalamitäten, Megaherbivoren, Prädatoren) durch den Menschen schon seit langer Zeit gezielt ausgeschaltet wurden (unter anderem Vera 2000). Weder die Baumartenvielfalt noch die Vielfalt der krautigen Pflanzen sind daher allein brauchbare Indikatoren zur Charakterisierung der Artenvielfalt eines mitteleuropäischen Waldes. Problematisch ist die Fokussierung auf eine bestimmte Diversität auch deshalb, weil sie insbesondere für Zielsetzungen des Naturschutzes auf höherer räumlicher Ebene keine geeignete Bewertungsgröße ist. Natürliche Moorwälder oder auch boreale Nadelwälder sind durchaus artenarm, die zugehörigen Biozönosen setzen sich allerdings aus vielen hochbedrohten Arten zusammen. Trotz dieses offensichtlichen Zusammenhangs mangelt es in vergleichenden Studien im Kontext Forstwirtschaft versus Prozessschutz an dieser holistischen Perspektive.

In einer Bewertung der Ökosystemleistungen der Wälder in den EU-28-Staaten wurden gravierende negative Änderungen ermittelt – und das, obwohl seit 1990 die Waldbodenfläche durch Sukzession und Aufforstung um 13 Mio. ha zugenommen hat (Maes et al. 2020). Beispielsweise hat sich der Indikator „tree cover loss“, basierend auf Hansen et al. (2013), der in der Periode 2000–2012 rund 27 % betrug, in der Periode 2009–2018 auf 74 % erhöht. Als Ursachen werden die ansteigende Holznutzung und die zunehmenden Folgen von Kalamitäten, allgemeinen Belastungen (vor allem Stickstoffemissionen), Krankheiten, extreme Witterungsereignisse und Waldbrände gesehen.

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