Typisierung von Wald- und Forstökosystemen als Grundlage zur Einstufung ihrer Integrität

1 Methode

1.1 Anwendung wissenschaftlicher Erkenntnisse setzt ­Operationalisierung voraus

Klimawandel und Stoffeinträge können Strukturen und Funktionen ökologischer Systeme und damit deren Integrität in umwelt- und naturschutzrelevanter Weise verändern (Allen et al. 2010, Bobbink et al. 2010, Cairns 1977, EEA 2012, Manion 1991, Paoletti et al. 2010, Simpson et al. 2014, Stoll et al. 2015). Im Wissen um die Vielfalt der Definitionen von Ökosystemintegrität, die jeweils spezifische Aspekte von Ökosystemstrukturen und -funktionen sowie intersubjektive Einschätzungen ihrer Bedeutung für menschliche Gesellschaften (Carignan & Villard 2002, de Leo & Levin 1997, Manuel-Navarete et al. 2004) beinhalten, wird Ökosystemintegrität in der hier dargestellten Untersuchung wie folgt verstanden:

Ökosystemintegrität beinhaltet die strukturelle und funktionale Konsistenz ökologischer Systeme, bezogen auf ihre örtlichen oder regionalen natürlichen Potenziale oder andere Referenzsysteme (Abschnitt 2) in historischer oder normativer Hinsicht.

Der Begriff Ökosystemintegrität wurde von Hutten (1789) eingeführt und zwischenzeitlich wieder aufgegriffen von Sekera (1943). Für seine Anwendung im Umwelt- und Naturschutz muss er wie jeder andere Begriff in anderen Praxisfeldern operationalisiert werden (Engel 1999, Kiess & Bernotat 2008, Kowarik et al. 2007, Kuehr 2007, Schröder 2003, 2008). Für seine Operationalisierung (Messbarmachung) bedarf es einer Ökosystemklassifikation (Abschnitt 1.2) und der Quantifizierung der ihr zugrundeliegenden Ökosystemfunktionen und -strukturen anhand von Indikatoren mit zugänglichen Daten langfristig betriebener Monitoring-Programme (Abschnitt 1.3) sowie eines Referenz­systems (Abschnitt 2) für die Einstufung der beobachteten oder zukünftig zu erwartenden Ökosystemintegrität (Abschnitt 3).

1.2 Ökosystemtypisierung

Unter Ökosystemtypen werden hier ökologische Elementareinheiten verstanden, deren biotische und abiotische Merkmale in Raum und Zeit charakteristische Ausprägungen und Kombinationen aufweisen und sich durch eine interne Homogenität in wesentlichen Merkmalen der Struktur, der wuchsbestimmenden ökologischen Faktoren und der Prozessabläufe auszeichnen (Hofmann 1997). Die zur Einschätzung der Integrität von Ökosystemen und Modellierung zukünftiger Ökosystemzustände unter dem Einfluss des Klimawandels in Kombination mit atmosphärischen Stoffeinträgen entwickelte Ökosystemtypisierung beruht auf einer Klassifikation klimatischer, vegetationskundlicher sowie bodenphysikalischer und chemischer Standortmerkmale anhand von Informationen einer beim Waldkunde-Institut Eberswalde (W.I.E.) geführten Vegetationsdatenbank. Diese umfasst 21600 (Stand 2013) regionalisierte Vegetationsanalysen aus ganz Deutschland sowie ökologische Begleitdaten zu den standörtlichen Bedingungen, in zahlreichen Fällen auch Messdaten zu Oberbodenzustand und Nettoprimärproduktion, mit denen die Wald- und Forstökosysteme Deutschlands ökologisch und räumlich in hinreichender Auflösung abgebildet werden. Ziel der Typisierung war eine größtmögliche Homogenität der Repräsentanten eines Ökosystemtyps im Hinblick auf die

1. Standortmerkmale, unter denen ihre Ausbildung erfolgt;

2. Vegetationsstruktur (Qualität und Quantität der vorkommenden Arten);

3. ablaufenden Prozesse des Nährstoff- und Wasserhaushalts, der Nettoprimärproduktion, Kohlenstoffspeicherung und Regeneration.

Das Klassifikationssystem ordnet jedem Ökosystemtyp einen dreiteiligen Öko-Code zu:

Sein erster Teil benennt die pflanzengeografisch-ökoklimatische Region (Pflanzengesellschaften, Florenelemente) (Bsp.: Hochberglagen – laubwaldfrei (oreal), Öko-Code C4-XX-XX).

Sodann folgt der Wasserhaushaltstyp inkl. Anmerkungen zu edaphisch-reliefbedingten Besonderheiten (Konstanz oder Variabilität, Durchströmungsverhältnisse des Bodens u.a.) (Skalierung zwischen 1 = dürr und 9 = dauerhaft sehr nass) (Bsp.: dauerfrisch, Öko-Code XX-6d-XX).

Schließlich wird der Stoffkreislauftyp angesprochen, charakterisiert durch den zugehörigen Humuszustand (z.B. Mull, Moder, Magerrohhumus, Torf, Tangel) (Bsp.: Rohhumus, Öko-Code XX-XX-B1). Der Humuszustand kennzeichnet den jeweiligen Stoffkreislauftyp für die obersten 5 cm vom H- bis Ah-Bodenhorizont in der Gesamtheit seiner Eigenschaften (z.B. Basensättigung, Bodenazidität, Nährstoffverfügbarkeit, Streuzersetzungsverlauf, Humusstoffverlagerung). Die Limitierung der charakteristischen Eigenschaften auf die obersten 5 cm des Bodens bedeutet nicht, dass der Stoffhaushalt auf diesen Bereich beschränkt ist, sondern dass alle vegetationswirksamen Prozesse des Stoffhaushalts (insbesondere Streufall und Streuzersetzung) auch in tieferen Bodenschichten stattfinden, sich jedoch in den Eigenschaften der obersten 5 cm widerspiegeln.

Der Ökosystemtyp-Code C4-6d-B1 steht für einen Rohhumus-Fichten-Hochbergwald, einen der insgesamt 180 klassifizierten Wald- und Forstökosystemtypen (Jenssen et al. 2013).

1.3 Indikatoren für ­Ökosystemfunktionen

Der Zustand und die Entwicklung ausgewählter Ökosystemfunktionen des Stoff-, Wasser- und Energiehaushaltes der Ökosystemtypen (Abschnitt 1) werden durch die in Tab. 1 aufgeführten Indikatoren abgebildet, die in einem weiteren Schritt für die quantitative Analyse und Einstufung der Ökosystemintegrität herangezogen werden. Die Auswahl der Indikatoren zielt zum einen auf flächendeckend bedeutsame, von Menschen genutzte Strukturen und Funktionen ökologischer Systeme mit Bedeutung für die Forstwirtschaft sowie den Klima- und Naturschutz. Die Indikatoren vier bis sechs der Tab. 1 sind wesentlich für Stabilität und Anpassungsfähigkeit von Ökosystemen. Für die Auswahl der Indikatoren war neben fachlichen Überlegungen die Quantifizierbarkeit der Indikatoren mit Daten aus bundesweiten Monitoring-Programmen entscheidend.

Die Lebensraumfunktion eines terrestrischen Ökosystems wird vereinfachend über die Zusammensetzung der Vegetation nach Qualität (Vegetationszusammensetzung der höheren Pflanzenarten sowie Arten bodenbewohnender Moose und Flechten) und Quantität (Deckungsprozent) erfasst. Die Vegetationszusammensetzung ist darüber hinaus ein wichtiger Indikator für die Lebensraumfunktion für Tiere und Mikroorganismen. Als quantifizierbare Indikatoren der über die Vegetationszusammensetzung beschriebenen Lebensraumfunktion werden die durch die Gleichungen 1 und 3 formalisierten Abstands- bzw. Ähnlichkeitsmaße der Vegetationszusammensetzung verwendet. Ein Abstandsmaß ist die Kullback-Information (Gl. 1) (Kullback 1951, Jenssen 2010)

(Gl. 1)

Alle pi bezeichnen die prozentuale Mengenentfaltung der auf der Fläche vorkommenden (mit i indizierten) höheren Pflanzenarten sowie Arten bodenbewohnender Moose und Flechten. Die piO bezeichnen die mittlere Mengenentfaltung dieser Arten innerhalb aller Vegetationsaufnahmen aus dem Referenzzeitraum, die einem bestimmten Ökosystemtyp zugeordnet wurden. Die über sämtliche Arten summierten Deckungswerte werden dabei auf 1 normiert (Gl. 2):

(Gl. 2)

Zusätzlich wird als Ähnlichkeitsmaß nach Gleichung 3 ein Index berechnet, der die Übereinstimmung der aktuellen Mengentfaltung der Vegetation mit der mittleren Mengenentfaltung des Typs darstellt (Jenssen 2010):

(Gl. 3)

Unter Zugriff auf die Vegetationsdatenbank des W.I.E. wird der untersuchten Monitoringfläche aufgrund ihrer Vegetationsausbildung derjenige Ökosystemtyp als Referenzzustand zugeordnet, dessen Vegetationsstruktur den geringsten Abstand nach Gleichung 2 bzw. die größte Ähnlichkeit nach Gleichung 3 besitzt. Als Referenzzustand wird also der Schwerpunkt des Ökosystemtyps im Referenzzeitraum definiert, zu dem die größte vegetationsstrukturelle Ähnlichkeit zu der untersuchten Monitoringfläche besteht. Im Verlauf der zeitlichen Entwicklung auf der Monitoringfläche kann es zu einer Veränderung der Vegetationsstruktur pi gegenüber dem Referenzzustand p_i^O innerhalb desselben Typs (Typkonstanz bei möglicher Veränderung der Vegetationsstruktur gegenüber dem Schwerpunkt des Typs) oder aber auch zu einem Typwandel kommen, der einen Wechsel des Referenzzustandes nach sich zieht.

Die Nettoprimärproduktion (NPP) ist eine grundlegende Funktion von Ökosystemen. Aus forstlicher Sicht ist dabei vor allem die NPP an oberirdischer Holzbiomasse von Interesse und wird in Form des Zuwachses erfasst. Um eine Vergleichbarkeit dieser mit Bestandesalter und Bestandesbehandlung stark schwankenden Größe und die Definition eines für den jeweiligen Ökosystemtyp gültigen Referenzzustands zu ermöglichen, wird die durchschnittliche Nettoprimärproduktion an Holzbiomasse zum Zeitpunkt ihrer Kulmination (DNP_max) ermittelt. Dies erfolgt auf der Grundlage von holzmesskundlichen Daten und Ertragstafelfunktionen: Aus Daten zum Alter, der Bestandesmittelhöhe HG und der relativen Höhenbonität wird ein durchschnittlicher Zuwachsverlauf (DGZ) in Abhängigkeit vom Alter bestimmt, der – multipliziert mit der der jeweiligen Holzart entsprechenden Raumdichte – die gesuchte Größe DNP_max ergibt.

Der Indikator Kohlenstoffspeicherung bezieht sich auf den im Humus der organischen Auflage sowie im Mineralboden zwischen 0 und 80 cm Tiefe gespeicherten Kohlenstoff. Als Grundlage können die in bodenkundlichen Datensätzen für die einzelnen Bodenhorizonte angegebenen Mengen an C_org in g/kg herangezogen werden. Diese ergeben nach Multiplikation mit der jeweiligen Trockenrohdichte (kg/m³) und unter Berücksichtigung der jeweiligen Angabe zur Horizontmächtigkeit Vorratswerte pro Hektar. Sofern zu einzelnen Horizonten keine Angaben zur Trockenrohdichte enthalten sind, wurden die volumenbezogenen C-Vorräte entsprechend einer empirischen Beziehung zwischen C-Gehalt und Litergewicht nach Hofmann (1974) berechnet.

Hinsichtlich des Nährstoffhaushalt ist das C/N-Verhältnis im obersten Bodenkompartiment das wichtigste bodenchemische Merkmal für die Differenzierung der Ökosystemtypen. Als Indikator für die Nährstoffverfügbarkeit bestimmt diese Größe nicht nur die Vegetationszusammensetzung, sondern auch die Höhe der NPP. Basensättigung und pH-Wert sind auf der Ökosystemebene in einem weiten Bereich mit dem reziproken C/N-Verhältnis locker korreliert. Dies gilt für die natürlichen Waldökosysteme (Ellenberg & Leuschner 2010, Hofmann 1974, Konopatzky & Kirschner 1997, Kopp 2003, Nagel et al. 2010), aber auch für die anthropogen geschaffenen Forstökosysteme (Hofmann 1968). Vegetationsdifferenzierende Abweichungen vor allem infolge unterschiedlicher Kalkgehalte der Böden und durch anthropogene Stoffeinträge können jedoch zu einer Entkopplung zwischen Säure-Basenstatus und C/N-Verhältnis geführt haben. Basensättigung und pH-Wert sind ihrerseits sehr stark miteinander korreliert. Beide Größen werden in den Indikatorensatz aufgenommen, da der pH-Wert häufig stärkere Schwankungen aufzeigt, Daten zur Basensättigung jedoch häufig nicht vorliegen.

Die chemischen Oberbodenparameter beziehen sich auf die obersten 5 cm vom O_h- bis zum A_h-Bodenhorizont, da sich in diesem Bereich die überwiegende Feinwurzelmasse befindet und die Zersetzung der Blatt- und Wurzelstreu, die Nährstoffmineralisierung und die Nährstoffaufnahme im so genannten „kleinen Stoffkreislauf“ stattfinden. Zwischen den chemischen Oberbodenparametern in diesem Ausschnitt aus der Bodensäule und der Vegetationszusammensetzung wurden die höchsten Korrelationen nachgewiesen (Hofmann 2002, Hofmann 2005, Jenssen 2002). Die Nadel- und Blattspiegelwerte der Hauptnährelemente spiegeln den Einfluss der Nährstoffausstattung des Standortes auf die Waldernährung wider und sind damit wichtige Indikatoren für den Zusammenhang zwischen Nährstoffhaushalt, Vitalität und Nettoprimärproduktion. Zusätzlich zu den laboranalytisch erfassten Messwerten werden die Indikatoren des Nährstoffflusses (C/N, pH und Basensättigung) über am Waldkunde-Institut Eberswalde entwickelte Zeigerwertmodelle aus der Vegetationszusammensetzung abgeleitet (Jenssen 2010, Jenssen et al. 2013).

Neben der Nährstoffversorgung ist der Wasserhaushalt der zweite zentrale Standortfaktor, der zu einer Differenzierung der Vegetationszusammensetzung und der NPP innerhalb der Gesamtvegetation führt. Der Wasserhaushalt spiegelt sich unmittelbar und vegetationswirksam im Feuchtezustand der Hauptwurzelzone und der bodennahen Luftschicht wider. Bei großräumigen Betrachtungen ist eine Bestimmung über den Zeigerwert der Vegetation von Vorteil, da die Boden- und Luftfeuchte starken tages- und jahreszeitlichen Schwankungen unterworfen sind. Deshalb wurde als Indikator des Wasserhaushalts über die ökologischen Zeigerwerte (= Weiserwerte) von Pflanzen eine Feuchtekennzahl abgeleitet (Hofmann 2002), die zwischen den Extremen 0,5 (extrem dürr) und 9 (dauerhaft sehr nass) skaliert ist und die der im Code der Ökosystemtypen vorgenommenen Skalierung entspricht.

Die Baumartenzusammensetzung einer Monitoringfläche wird anhand der Kriterien Anpassung an die heutigen Standortbedingungen und Anpassungsfähigkeit an sich verändernde Umweltbedingungen betrachtet. Eine hohe Anpassung an die heutigen Standortbedingungen kann unterstellt werden, wenn die aktuelle Baumartenzusammensetzung eine möglichst hohe Übereinstimmung mit der potenziellen natürlichen Waldgesellschaft besitzt. Nach der klassischen Definition der potenziellen natürlichen Vegetation (pnV) nach Tüxen (1956) werden hier die Hauptbaumarten während der Dauerstadien betrachtet (Dierschke 1994).

Eine hohe Anpassungsfähigkeit an nicht oder nur eingeschränkt vorhersagbare Umweltveränderungen impliziert eine möglichst hohe Vielfalt an Baumarten, die an die heutigen Standortbedingungen angepasst sind, andererseits aber auch jeweils breite, möglichst unterschiedliche ökologische Amplituden besitzen. Diese Überlegung ist Ausgangspunkt des Konzeptes des klimaplastischen Waldes, das auf die waldbauliche Förderung einer „angepassten Vielfalt“ zielt (Jenssen 2009, Jenssen et al. 2007).

Es ist sinnvoll, für die Bewertung der Anpassungsfähigkeit unter den Bedingungen eines sich wandelnden Klimas und sich durch anthropogene Stoffeinträge verändernder Böden von dem ursprünglichen statischen pnV-Konzept abzuweichen und auch solche Baumarten zu berücksichtigen, die während unterschiedlicher natürlicher Entwicklungsstadien auf dem Standort auftreten, etwa während temporärer Zwischenwaldstadien (Jenssen & Hofmann 2003, Schmidt 1998). Diese dem natürlichen Entwicklungspotenzial des Ökosystems entsprechenden Baumarten bezeichnen wir als natürliche Standortbaumarten. So könnten z.B. in einer selbstorganisierten Entwicklung eines Braunmull-Buchenwaldes im subatlantischen Großklimagebiet nach flächigen Störungen Entwicklungsstadien auftreten, in denen die heimischen Eichenarten oder Hainbuchen über bestimmte Zeiträume hinweg höhere Mengenanteile erreichen. Treffen solche „Störungen“ der buchendominierten Hauptstadien mit gerichteten subkontinentalen Klimatönungen zusammen, können sich hieraus in selbstorganisierter Entwicklung z.B. Hainbuchen-Buchen-Wälder entwickeln. Entsprechend des Konzepts klimaplastischer Wälder versucht man, eine solche Vielfalt natürlicher Standortsbaumarten durch gezielte Förderung waldbaulich herzustellen.

Als Indikator für die Anpassungsfähigkeit an sich verändernde, nicht vorhersagbare Umweltbedingungen wird die prozentuale Ähnlichkeit der aktuellen Mengenanteile der Baumarten mit dem Spektrum der natürlichen Standortsbaumarten verwendet (Jenssen & Hofmann 2003) und mit Gleichung 4 formalisiert:

(Gl. 4)

Die Pi bezeichnen die prozentualen Mengenanteile der mit i indizierten Baumarten für die aktuelle Bestockung auf der zu untersuchenden Fläche, wobei die Mengenanteile über mehrere möglicherweise vorhandene Baumschichten summiert und gleich 100 % gesetzt werden (Gl. 5):

(Gl. 5)

Die P_i^max beschreiben die maximalen prozentualen Flächenanteile der natürlichen Standortbaumarten, die im Verlauf unterschiedlicher selbstorganisierter Entwicklungsstadien unter den jeweiligen Standortbedingungen nicht überschritten werden. Da sich die P_i^max ausschließlich auf selbstorganisierte Entwicklungsstadien beziehen, können die durch Bewirtschaftungseingriffe beeinflussten Mengenanteile P_i der aktuellen Bestockung auch größere Werte annehmen. Die in die Berechnung des Indikators (Gl. 5) eingehenden P_i^max wurden aus der Kenntnis der natürlichen Verbreitung und der Standortsansprüche sowie des Wuchs- und Konkurrenzverhaltens der heimischen Baumarten für die unterschiedlichen Ökosystemtypen gutachtlich festgelegt und in dem Merkmalskatalog der Referenzzustände dokumentiert. Ihre Summe ist per definitionem immer größer als 100 %, da die unterschiedlichen Baumarten während verschiedener Entwicklungsstadien, also niemals alle gleichzeitig auf der Fläche auftreten.

2 Referenzzustände von ­Ökosystemen

Die Einstufung des gegenwärtigen Zustands eines Ökosystems und seiner möglichen zukünftigen Entwicklung erfolgt durch Vergleich mit einem ökosystemtypspezifischen Referenzzustand. Dieser wird durch Merkmalsausprägungen historischer Zustandsvariablen (1961-1990) gekennzeichnet. Von einer normativen Referenz (z.B. guter ökologischer Zustand, UBA 2008) wurde bewusst abgesehen. Die Quantifizierung der Indikatoren erfolgt mit Daten aus dem Umweltmonitoring. Die Ausprägung der Ökosystemeigenschaften in den Jahren 1961-1990 wurde aus pragmatischen Gründen als Referenzzustand gewählt, da Daten aus davor liegenden Zeitausschnitten deutschlandweit allenfalls nur sehr spärlich zugänglich sind und zumindest die erste Hälfte der gewählten Periode noch durch eine mäßige Stickstoffbelastung, wenn auch bereits hohe Belastung mit Schwefelverbindungen, gekennzeichnet ist. Auch der Klimawandel zeichnet sich in diesem Zeitfenster noch nicht so deutlich ab.

Für Ökotope, deren Vegetation gegenwärtig weitgehend der pnV entspricht, wird der potenziell natürliche Ökosystemzustand (das natürliche Potenzial) als ökosystemspezifischer Referenzzustand definiert. Ein Großteil der terrestrischen Waldökosysteme ist aber in ihrer Vegetationszusammensetzung aufgrund spezifischer Nutzungen in ihrer Vegetationszusammensetzung gegenüber der pnV verändert. In diesen Fällen wird der Zustand des Standortes unter den abgewandelten Bewirtschaftungsformen (z.B. Standortszustand unter Fichte oder Kiefer auf der Fläche potenziell natürlicher Laubwaldökosysteme) durch den mit dem jeweiligen Forstökosystem beschriebenen Referenzzustand festgelegt. Der ökosystemspezifische Referenzzustand wird in einem Steckbrief in seiner wesentlichen Merkmalskombination gekennzeichnet. Ein Beispiel wird in Tab. 2 vorgestellt. Angesichts veränderlicher Umweltbedingungen und veränderter gesellschaftlicher Ansprüche muss dieser Referenzzustand jedoch nicht zwangsläufig einem umwelt- oder naturschutzfachlich angestrebten Zielzustand entsprechen.

Neben der Angabe des Ökosystemcodes (C4-6d-B1) und der verbalen Beschreibung des Ökosystemtyps, einer Zuordnung zur EUNIS-Klasse bzw. zum BfN-Biotoptyp nach Riecken et al. (2006) sowie der Lebensraumtypen (LRT) des Anhangs I der FFH-Richtlinie werden die Bezeichnungen der Vegetationstypen nach verschiedenen Autoren angeführt, die diesem Ökosystemtyp zugeordnet werden können. Die Nomenklatur der angegeben Pflanzengesellschaften erfolgt nach Rennwald (2000).

Die „ökologische Koordinate“ des Ökosystemtyps wird hinsichtlich der ökosystemprägenden mesoklimatisch-edaphischen Standortfaktoren in einem Ökogramm dargestellt, deren zehnstufige Skala der Werteskala der im W.I.E. entwickelten Zeigerwertmodelle entspricht. Die Angaben zur der den Typ kennzeichnenden Pflanzenartenverbindung wurden aus der Vegetationsdatenbank des W.I.E. abgeleitet, die durch Literaturauswertung und Datenaustausch mit anderen deutschen Forschungsinstitutionen um über 8 000 weitere Vegetationsanalysen und zugehörige Daten zu Oberbodenzustand und Nettoprimärproduktion erweitert wurden (Jenssen et al. 2013).

Die kennzeichnende Pflanzenartenverbindung wird durch die Angabe aller Arten charakterisiert, die mit einer Stetigkeit (St) von mindestens 20 % auftreten, bei artenärmeren Systemen wurden auch einige geringerstetige Arten aufgenommen. Hochstete Arten mit Stetigkeiten von über 60 % sind im Fettdruck hervorgehoben. Zu jeder dieser Arten wird neben der Stetigkeit die mittlere Menge in Prozent der Bodenbedeckung der jeweiligen Vegetationsschicht (obere und untere Baumschicht, Strauchschicht 1 und 2, Krautschicht, Moosschicht) angegeben. Die mittlere Menge ist der arithmetische Mittelwert der Deckungswerte sämtlicher der Lernmenge dieses Typs zugeordneter Vegetationsaufnahmen der Datenbank (Anzahl dieser Aufnahmen wird als n angegeben). Zu jeder Art ist die Nummer der ökologischen Artengruppe (Hofmann 2002) angegeben, die einen Zeiger- oder auch Weiserwert (Hofmann 1974) für die ökosystemprägenden Standortfaktoren besitzt. Aus der Zuordnung der hochsteten Arten mit vergleichsweise hoher Mengenentfaltung innerhalb der jeweiligen Schichten zu den ökologischen Artengruppen können daher bereits qualitative Aussagen zu den bestimmenden ökologischen Faktoren des Ökosystemtyps gewonnen werden, die mit den Indikatoren zu Nährstoff- und Wasserfluss quantitativ belegt werden.

Entsprechend der für die Ökosystemtypisierung (Abschnitt 1.2) formulierten drei Homogenitätsanforderungen für standörtliche Zustandseigenschaften wurden über die Zeigerwertmodelle für jeden Ökosystemtyp die Mittelwerte und Standardabweichungen der Zustandsindikatoren für den Nährstoff- und Wasserfluss (pH, Basensättigung, C/N, Feuchtekennzahl) berechnet. Weiterhin sind in den Steckbriefen der Ökosystemtypen die Kennwerte für die Nährelemente in Nadeln bzw. Blättern sowie die Kennwerte für die Indikatoren der Nettoprimärproduktion, der Kohlenstoffspeicherung sowie der Anpassung an veränderliche Umweltbedingungen angegeben. Die hierzu verwandten Daten werden von Jenssen et al. (2013) ausführlich dokumentiert.

3 Einstufung der ­Ökosystemintegrität

Die Abweichungen zwischen den unteren bzw. oberen Intervallgrenzen eines Ökosystemtyps und der unteren bzw. oberen Grenze der Gesamtspannweite werden gleichmäßig in die Stufen sehr gering, gering, mittel, hoch und sehr hoch gegliedert. Die Einstufung der Veränderungen von Ökosystemintegrität erfolgt prinzipiell durch Vergleich von aktuellen oder künftigen Ökosystemzuständen mit den Referenzzuständen der Ökosystemtypen. Dabei werden in Abhängigkeit von der Differenz zwischen gegenwärtig beobachteten oder zukünftig erwarteten Ausprägungen der Indikatoren von denen des jeweiligen Referenztyps die o.g. Stufen unterschieden, und zwar auf drei Ebenen: für einzelne Indikatoren, für einzelne Funktionen (anhand ihrer jeweiligen Indikatoren) und funktionenübergreifend für den betrachteten Ökosystemtyp (Abb. 2).

Die Abweichung der Werte der Indikatoren von den entsprechenden Messwertintervallen des jeweiligen Referenztyps wird im Rahmen der möglichen Gesamtspannweite für Ökosysteme derselben Typenhauptgruppe eingestuft (Ebene 1 in Abb. 2). Bei ökologischen Funktionen, die nur durch einen Indikator beschrieben werden (Netto-Primärproduktion, Kohlenstoffspeicherung, Wasserfluss, Anpassungsfähigkeit), knüpft die Einstufung direkt an der Einschätzung der Einzelindikatoren an. Für Funktionen mit mehreren zugeordneten Indikatoren (Lebensraum, Nährstofffluss) werden die Einzeleinschätzungen über den Modalwert aggregiert (Ebene 2 in Abb. 2). Die Veränderung der Integrität des jeweiligen Wald-/Forstökosystems wird ebenfalls anhand des Modalwertes nach Aggregierung der Veränderungen der sechs Ökosystemfunktionen eingestuft, wobei alle Indikatoren und Ökosystemfunktionen gleichrangig berücksichtigt werden. Zu beachten ist, dass die Kennzeichnung der Zentraltendenz mit einer Nivellierung des Ergebnisses verbunden ist. Durch die stufenweise Einschätzung auf den Ebenen Indikatoren/Ökosystemfunktionen bleibt aber die Einschätzung im Einzelnen nachvollziehbar. Für spezielle Fragestellungen (z.B. eine prädiktive Einschätzung zur Frühwarnung) können hiervon abweichende Verknüpfungsalgorithmen (z.B. Maximalwert, Priorisierung) zielführender sein.

Die Einschätzung der Ökosystemintegrität des in diesem Artikel beispielhaft behandelten Standortes LII 1605 wird zusammenfassend in Tab. 3 dargestellt.

Zweck der Einstufung der Ökosystemintegrität ist es, planungs- bzw. maßnahmenrelevante Grundlagen für Handlungsempfehlungen im Sinne eines Frühwarnsystems herauszuarbeiten. Anhand der Ausprägung der Indikatoren kann erfasst werden, auf welcher Ebene (Abb. 2: Indikatoren, Funktionen, Ökosystem) Ökosystemveränderungen auftreten und ob dies zu umwelt- und naturschutzfachlichen Einschränkungen der Integrität führt. Jenssen et al. (2013) führen den Ansatz des Frühwarnsystems näher aus, indem für die einzelnen Indikatoren Veränderungsursachen identifiziert und gegensteuernde Maßnahmen vorgeschlagen werden.

Dank

Die Autoren danken dem Umweltbundesamt für die finanzielle Förderung des Projektes sowie Gudrun Schütze und Dr. Jakob Frommer für eine konstruktive fachliche Begleitung. Ebenfalls bedanken sich die Autoren bei Max Posch (Ministry of Health, Welfare and Sport; Niederlande), Gert Jan Reinds und Luc Bonten (Alterra Wageningen UR) für die Unterstützung bei der Modellierung.

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