Wie gut sind die Arten zur Förderung der Biodiversität geeignet?

1 Einleitung

Die Welt ändert sich und es ist klar, dass eine große Transformation unseres Lebens und Wirtschaftens ansteht (Sureth et al. 2023). Während die Klimakrise von Politik und Gesellschaft als Herausforderung wahrgenommen wird, lässt die Aufmerksamkeit für die Biodiversitätskrise nach einigen erfolgreichen Volksbegehren zur „Rettung der Bienen“ nach, obwohl die planetaren Grenzen von neun untersuchten Handlungsfeldern am weitesten in Bezug auf die genetische Vielfalt und die Funktionalität der Biologischen Vielfalt überschritten wurden (Richardson et al. 2023). So sind derzeit 19 % aller mitteleuropäischen Arten vom Aussterben bedroht, und zwar Pflanzen mit 27 % und Invertebraten mit 24 % Aussterberisiko stärker als Wirbeltiere (14 %) (Hochkirch 2023).

Erstaunlicherweise leben in besiedelten Räumen oft mehr Arten als in der umgebenden Landschaft (Gentili et. al. 2023, Obrist et al. 2012, Spotswood et al. 2021). Dies muss aber nicht unbedingt für den besiedelten Raum sprechen, sondern ist auch auf die Verarmung der umgebenden Landschaft zurückzuführen. Trotzdem oder vielleicht gerade deshalb rückt immer mehr in den Blick, dass Naturschutz auch im besiedelten Raum eine wichtige Zukunftsaufgabe ist.

Baumerhalt und Baumpflanzung stellen eine vorrangige Strategie zur Anpassung an die Herausforderungen der Klimakrise dar, denn Bäume können die Umgebungstemperatur durch Schattenwurf und Verdunstungskälte abkühlen (Mathey et al. 2011). Gleichzeitig sind sie ein wichtiger und großvolumiger Lebensraum. Baumschulwirtschaft und Baumverwender, insbesondere die Deutsche Gartenamtsleiterkonferenz e.V. (GALK), prüfen seit Mitte der 1990er-Jahre für ihr Straßenbaumsortiment, inwieweit die gepflanzten und angebotenen Bäume auch in Zukunft noch gut gedeihen werden (GALK & BdB o. J.). Die Auswahl zukunftsfähiger Bäume beruht hauptsächlich auf der Klimaartenmatrix von Roloff (Roloff 2021), die 230 in mitteleuropäischen Städten, Parks und Gärten verwendete Gehölzarten anhand ihrer Trockenstress-Toleranz und Winterhärte in 16 Kategorien mit abnehmender Toleranz gegenüber dem Klimawandel einstuft. Basierend auf solchen Informationen wurden von verschiedenen Organisationen Baumempfehlungslisten erarbeitet, die heute in den Kommunen als Entscheidungsgrundlage für Baumpflanzungen genutzt werden.

Die Bäume, die heute gepflanzt werden, werden die biologische Vielfalt in unseren Städten und Dörfern über Jahrzehnte mitprägen. Das Thema Biodiversität spielt bei den Empfehlungslisten jedoch kaum eine Rolle. Allein der Schweizer Biodiversitätsindex für Stadtbäume im Klimawandel (im Folgenden Schweizer BI-2-Index), der auf Befragung von Expertinnen und Experten sowie einer Literaturstudie beruht, beurteilt verschiedene Baumarten in Hinblick auf die Förderung der biologischen Vielfalt (Gloor et al. 2021). Ansonsten werden mögliche Auswirkungen auf die Biodiversität zumeist nur über die „Bienenfreundlichkeit“ der Bäume betrachtet (Bienenbäume Veitshöchheim, LWG 2019, im Folgenden VHH). Weil sich die Bienenfreundlichkeit auf die Nutzung der Bäume durch die sehr generalistisch blütenbesuchende Honigbiene konzentriert, bleibt der Wert der Bäume für andere Organismengruppen vermutlich aber weitgehend unbeachtet. Dies ist eine schwerwiegende Einschränkung, da jede Baumart von einigen bis sehr vielen Organismenarten nicht nur als Lebensraum, sondern auch direkt als Nahrungsquelle genutzt wird und somit als wichtige Grundlage für die mit ihr assoziierte Biodiversität fungiert. Die Bedeutung einzelner Baumarten lässt sich inzwischen aus Übersichtsarbeiten zur Nutzervielfalt ableiten. Dies wurde bisher zwar schon für bestimmte Nutzergruppen wie herbivore Insekten oder Vögel ausgeführt (zum Beispiel Brändle et al. 2001, Turcek 1961), Berücksichtigung fand dabei jedoch immer nur eine begrenzte Auswahl an Baumarten und/oder Organismengruppen.

In der vorliegenden Arbeit werden die in Deutschland genutzten Baumarten-Empfehlungslisten gesichtet und die empfohlenen Bäume in Hinblick auf die Förderung der biologischen Vielfalt geprüft. Als Grundlage hierfür wurde für alle in Frage kommenden Baumarten die Open-Source-Datenbank Bladmineerders (Ellis 2001–2023) ausgewertet. In dieser Datenbank ist der Wissensstand über die Pflanzenparasiten (Organismen, die lebende Pflanzensubstanz nutzen) der in Europa natürlich vorkommenden und angepflanzten Pflanzenarten dargestellt. Diese Pflanzenparasiten sind vornehmlich pflanzenfressende (phytophage) Arthropoden, Nematoden und phytoparasitische Pilze. Daneben werden aber auch weitere von den jeweiligen Pflanzenarten lebende Organismengruppen aufgeführt. Ausschließlich von Blütenprodukten lebende Organismen wie Bienen bleiben unberücksichtigt. Die betrachteten Arten stellen einen bedeutenden Anteil von Primärkonsumenten dar, bringen also die von den Pflanzen in Form von Biomasse gebundene Energie in die Nahrungsnetze ein. Ihr Vorkommen ist entscheidend für die Vielfalt nachfolgender Konsumenten und damit für die Resilienz von Pflanzungen.

Einheimische Arten bieten zahlreichen spezialisierten phytophagen Organismen einen Lebensraum – ohne dass die Vitalität des Baumes darunter leidet. Das ist gerade bei den stark genutzten einheimischen Eichen-Arten gut sichtbar. Die phytophagen Insekten sind dann wiederum Futter für zahlreiche Vögel, auch für die Nestlinge der Goldammer. © Aufderheide

2 Fragestellung

Unsere Untersuchung soll folgende Fragen beantworten: Inwieweit fördern die als Zukunfts- oder Klimabäume empfohlenen Baumarten andere Organismen, in unserem Fall phytophage Tiere und phytoparasitische Pilze (nachfolgend vereinfachend Phytophage genannt)? Besteht ein Zusammenhang zwischen der Nutzung von Baumarten durch Phytophage und der Herkunft der Baumarten? Gibt es im Hinblick auf Klimaresilienz und Biodiversitätsförderung vielversprechende Baumarten, die in den bevorzugt von Kommunen genutzten Empfehlungslisten fehlen? Gibt es Baumarten, die aufgrund ihrer Vorkommensgebiete in Europa geeignet scheinen? Inwieweit könnten die Ergebnisse durch unterschiedliche Untersuchungshäufigkeit beeinflusst sein?

3 Material und Methoden

In dieser Studie wurde aus sieben Empfehlungslisten für Klima- und Zukunftsbaumarten im Siedlungsbereich in Deutschland (Tab. 1) eine Gesamtliste von 327 empfohlenen Baumarten und -sorten zusammengestellt. In der Datenbank Bladmineerders werden nur Arten betrachtet, empfohlene Sorten wurden darum der Art zugeordnet. Baumarten, für die in Bladmineerders keine oder nur eine Nennung von Phytophagen vorlag, blieben in den Analysen unberücksichtigt (Tab. A1 im Online-Supplement zu diesem Beitrag). Insgesamt wurden somit 126 Baumarten untersucht. Für diese Baumarten wurden in der Zeit vom 7. Juli 2023 bis 1. September 2023 alle phytophagen Organismen abgefragt und in folgenden Großgruppen zusammengefasst: Schnabelkerfe, Milben (insbesondere Gallmilben), Käfer, Zweiflügler (insbesondere Minierfliegen, aber auch Nackt-, Blumen-, Halm-, Schweb-, Bohr,- Sumpf- und Taufliegen sowie Gall- und Trauermücken), Fransenflügler, Hautflügler, Falter und Pilze. Nur selten genannte Gruppen (Misteln, Heuschrecken, Libellen) wurden als Sonstige zusammengefasst. In der Datenbank wird die Nutzung jedes Pflanzenorgans separat erfasst (Knospen, Blüten, Stängel, Wurzeln etc.), weshalb einzelne Phytophagenarten mehrfach in den Ergebnislisten auftauchen können. Diese Doppelungen wurden in eine Nennung pro Baumart zusammengefasst. Die so von uns auf Basis der Bladmineerders-Datenbank zusammengestellte Liste nennen wir im folgenden BM-Liste. Als BMS (Bladmineerders-Score) bezeichnen wir die Summe der Nennungen für die jeweilige Baumart, also die Anzahl der für die jeweilige Baumart genannten phytophagen Arten.

Tab. 1: Übersicht der verwendeten Baumarten-Empfehlungslisten © Aufderheide et al.

Die geografische Herkunft (floristischer Status) der in der BM-Liste zusammengestellten Baumarten wurde mithilfe der Datenbanken FloraWeb (www.floraweb.de) und Euro+Med PlantBase (www.emplantbase.org) in folgende Kategorien eingeteilt: (a) in Deutschland einheimisch (= indigen und archäophytisch), (b) in benachbarten europäischen Regionen einheimisch, (c) in nicht benachbarten europäischen Regionen einheimisch, (d) exotisch und (e) hybrid. In den wenigen Fällen, in denen FloraWeb und Euro+Med PlantBase den Status einer Art unterschiedlich einstuften, wurde die Einordnung von FloraWeb übernommen. Die Invasivität der Baumarten wurde wie folgt klassifiziert: „potenziell invasiv“, „invasiv“ sowie „invasiv, Unionsliste“ (BfN 2013, 2022). Bei Baumarten, zu denen keine Informationen zur Invasivität vorlagen, wurde bei in Deutschland heimischen Arten (Kategorie a) „nicht invasiv“ sowie bei allen anderen „unbekannt“ gewählt.

Die Häufigkeit des Vorkommens der Baumarten in Deutschland wurde anhand ihres Vorkommens in maximal 11.956 Viertel TK25-Meßtischquadranten dokumentiert (FloraWeb). Gemäß der Anzahl aller Baumartennutzer wurden die 126 Baumarten der BM-Liste in eine Rangfolge gebracht und diese mit den Bewertungen der Baumarten in den Listen L1–L3 (Tab. 1) sowie zusätzlich mit einer Liste, die auf den ökologischen Beziehungen von Gehölzen und Vögeln beruht (Turcek 1961; im Folgenden Turcek-Liste), in Korrelationsanalysen (Spearman-Rangkorrelationen) in Beziehung gesetzt. Dazu wurden die qualitativ vorliegenden Daten der GALK-Liste mit der Rangfolge 1–4 (nicht/mit Einschränkung/geeignet/gut geeignet) quantifiziert; bei der Liste der Bienenbäume VHH wurden die Pollen- und die Nektarwerte (jeweils mit 1–4 bewertet) zu einem Gesamtscore von 1–8 summiert. Zur Kontrolle unserer Ergebnisse wurden zusätzlich die Rangkorrelationen des Schweizer BI-2-Indexes, der GALK-Straßenbaumliste, der Liste der Bienenbäume VHH und der Turcek-Liste untereinander ermittelt. Außerdem wurde der BMS mit der Vorkommenshäufigkeit der Baumarten in Messtischblattquadranten (Grundraster TK25) in Deutschland korreliert.

4 Ergebnisse

Es zeigte sich, dass die untersuchten Baumarten sehr unterschiedlich von Phytophagen genutzt werden. So reichte die Anzahl der Phytophagen bei den untersuchten Baumarten von zwei bis hin zu 570 Arten (Abb. 1, Tab. 2). Nicht nur die Artenzahl, sondern auch die Zusammensetzung der Phytophagengruppen unterschied sich zwischen den Baumarten. Überproportional viele Nennungen bestimmter Gruppen gab es für folgende Baumtaxa: Platane, Esche und Stadtbirne (Fransenflügler), Nadelgehölze, Esskastanie und Walnuss (Käfer), Weiden und Zitterpappel (Zweiflügler), Eichen und Weiden (Hautflügler), Eichen und Rosengewächse (Schmetterlinge), Mehlbeeren-Arten und Pappeln (Pilze).

Der BMS (also die Anzahl der für die jeweilige Baumart genannten phytophagen Arten) zeigte einen deutlichen Zusammenhang mit der Herkunft der Baumarten (Spearman-Rangkorrelation rs = 0,63, p < 0,001) und der Häufigkeit der Baumarten in Messtischblattquadranten in Deutschland (rs = 0,83, p < 0,001) (Tab. 3). So war der größte Teil der Baumarten mit hoher Zahl an Phytophagen heimischer Herkunft, während die meisten exotischen Baumarten sehr geringe Phytophagenzahlen aufwiesen. Die nicht heimischen europäischen Baumarten lagen mit circa 25–60 Arten überwiegend im Mittelfeld aller Baumarten (Abb. 1, Tab. 2). Es zeigte sich auch, dass manche Gattungen einen sehr hohen BMS der einheimischen Baumarten mit einem vergleichsweise hohen BMS der exotischen Baumarten dieser Gattungen verbinden. Dazu gehören allen voran Eichen (Quercus), aber auch Weiden (Salix) (Tab. 4). Beim Vergleich des BMS mit der Einstufung anderer Klima- und Zukunftsbaumlisten ergaben sich unterschiedliche Zusammenhänge. So fand sich keine Beziehung zwischen dem BMS und der Einstufung der GALK-Straßenbaumliste (L1 in Tab. 1; Spearman-Rangkorrelation rs = -0,15, p = 0,304, Abb. A1 im Online-Supplement). Auch zwischen dem BMS und der Einstufung von Klimabaumarten als Bienenbäume (Bienenbäume VHH) gab es keinen Zusammenhang (rs = 0,17, p = 0,272, Abb. A2 im Online-Supplement). Im Gegensatz hierzu zeigte sich beim Vergleich von BMS und dem Schweizer BI-2-Index (rs = 0,55 für Straßenbäume, rs = 0,53 für Parkbäume, p jeweils < 0,001, Abb. A3 im Online-Supplement) sowie der Zahl fruchtfressender Vögel (Turcek-Liste, rs = 0,50, p < 0,001, Abb. A4 im Online-Supplement) jeweils ein signifikant positiver Zusammenhang. Vergleichende Korrelationsanalysen zwischen den anderen in unserer Studie berücksichtigten Baumlisten (Schweizer BI-2-Liste, GALK-Liste, Liste der Bienenbäume VHH, Turcek-Liste) ergaben keine signifikanten Korrelationen (Tab. 3).

Der Vergleich des BMS für alle in dieser Studie betrachteten Baumarten mit der GALK-Straßenbaumliste zeigte, dass einige Baumarten, insbesondere solche mitteleuropäischer Trocken- und Wärmegebiete, nicht in der GALK-Liste enthalten sind. Da einige dieser Baumarten ein sehr hohes Maß an Biodiversitätsförderung versprechen, werden sie zur Veranschaulichung zusammengefasst (Tab. 5).

Tab. 5: In der Liste der Zukunftsbäume (GALK & BdB o. J.) nicht erwähnte, in Hinblick auf Klimafestigkeit und Biodiversitätsförderung aber vielversprechende Arten © Aufderheide et al.

5 Diskussion

5.1 Einheimische Arten fördern die Biodiversität in besonderem Maße

Es zeigte sich, dass für einheimische Baumarten eher viele und für exotische Baumarten eher wenige Belege für Phytophage vorliegen, während Baumarten aus angrenzenden Naturräumen zwischen beiden Extremen liegen. Dieser Befund deckt sich mit den Ergebnissen anderer Arbeiten. Schuch et al. (2024) wiesen nach, dass die Anzahl einheimischer phytophager Insekten auf Gehölzgattungen, die einheimische Arten enthalten, deutlich höher lag als bei gebietsfremden Gehölzgattungen. Die Analyse umfasste 74 % aller einheimischen phytophagen Insekten. Damit wird die Bedeutung der Gehölze als Lebensraum für Primärkonsumenten zusätzlich unterstrichen. Burghardt et al. (2010) untersuchten Schmetterlingseier und -raupen in experimentellen Pflanzungen von einheimischen und exotischen Gehölzarten derselben Gattung an verschiedenen Orten in Delaware, USA, und stellten fest, dass die einheimischen Arten stärker genutzt wurden als die exotischen verwandten Arten, dass der Unterschied zu nicht verwandten exotischen Arten aber noch stärker war. Laux et al. (2022) fanden, dass sich Langohrfledermäuse (Plectotus) längere Zeit bei Stiel-Eichen (Quercus robur) als bei Rot-Eichen (Quercus rubra) aufhielten, was einem Befund der früheren Arbeiten von Kurze (1988) zur Aufenthaltsdauer von Breitflügelfledermäusen an Rosskastanien, Robinien, Obstbäumen, Eichen und Birken entspricht. Böll et al. (2019) untersuchten mithilfe von Gelbtafeln, Fensterfallen und Klopfproben die Häufigkeit von Insekten an Jungbäumen im Straßenbegleitgrün für Sorten von einheimischen Arten sowie von südosteuropäischen Arten/Sorten und fanden insgesamt mehr Individuen bei den Sorten einheimischer Arten, aber auch einen großen Einfluss der umgebenden Grünflächen. Hartley et al. (2010) untersuchten 40 Jahre alte im Block gepflanzte Baumbestände der drei in den USA heimischen Baumarten Silber-Ahorn (Acer saccharinum), Amberbaum (Liquidambar styraciflua) und Amerikanische Platane (Platanus occidentalis) mit Pflanzungen des aus Asien stammenden Chinesischen Talgbaums (Triadica sebifera). Die Gesamtzahl an Individuen und Arthropodenarten (unterteilt in Herbivore, Prädatoren, Saprobionten, Parasiten und weitere) waren vergleichbar, auch wenn die Werte des Talgbaums sich eher im unteren Bereich bewegten. Allerdings war die Individuenzahl der herbivoren Arthropoden auf dem Talgbaum wesentlich geringer als bei den Vergleichsbaumarten, ebenso wie die Anzahl der Blattschäden (Blattminen und Fraßschäden). Hier liegt also ein „parasite release“ vor, also einem verminderten Parasitendruck außerhalb des natürlichen Verbreitungsgebietes. Der Chinesische Talgbaum ist in den USA eine invasive Art und auch in der EU sind Besitz und Inverkehrbringen verboten. Diese Untersuchungen zeigen, dass bloße Arten- und Individuenzahlen noch keine Aussagekraft über den Wert einer Pflanzenart in Bezug auf die Förderung oder, wie in diesem Fall, die Schädigung der Biodiversität haben. Wichtiger sind hingegen die Einbindung in die Nahrungsnetze über zahlreiche phytophage Arthropoden, aber auch das parasitische Mikrobiom (Mitchell & Power 203, siehe unten).

Soll die biologische Vielfalt gefördert werden, dann lässt sich dies also durch einheimische Arten besonders gut erreichen. Gerade im Straßenbaumbereich gilt es daher, die Anforderungen an die Baumarten vor dem Hintergrund der Biodiversitätskrise zu überdenken und wo immer möglich biodiversitätsfördernde einheimische Arten zu bevorzugen – die es auch in den Empfehlungslisten für Straßenbäume durchaus gibt. Auf Grünflächen und in Parks sollten immer einheimische Arten bevorzugt werden.

5.2 Die „Gesundheit“ exotischer Baumarten bringt die Gefahr der Invasivität mit sich

Die geringere Nutzung der exotischen Arten durch Phytophage kann als höhere Gesundheit gedeutet werden, da die Bäume weniger Krankheitserregern ausgesetzt sind. Dadurch erhalten sie in Empfehlungslisten oftmals höhere Bewertungen, obwohl sie unter Biodiversitätsgesichtspunkten weniger wertvoll sind. Ebenso führen biodiversitätsfördernde Eigenschaften von Baumarten in Empfehlungslisten oft zu einer Abwertung. Als Beispiel seien ungefüllte Blüten genannt, die zum unerwünschten Auftreten von Früchten und Fruchtfall führen, oder die Tatsache, dass ein Baum, der zahlreichen Insekten- und Vogelarten als Nahrung dienenden Blattläusen einen guten Lebensraum bietet, auch von nachteilig bewertetem Rußtau befallen wird, einem Pilz, der auf den zuckerhaltigen Ausscheidungen der Blattläuse gedeiht.

Das Beispiel der Rot-Eiche (Quercus rubra) macht jedoch deutlich, dass die höhere Gesundheit und bessere Wüchsigkeit von exotischen Bäumen aufgrund ihres geringeren ökologischen Werts nur scheinbar von Vorteil sind. Denn aufgrund des damit einhergehenden „parasite release“ können sie die Entstehung von Invasivität begünstigen. So zeigten Bogdziwiecz et al. (2018) für die Rot-Eiche, dass die Früchte dieser in Europa exotischen Art zehnmal weniger von Rüsselkäfern (Curculionidae) befallen werden als die Früchte der heimischen Trauben-Eichen (Quercus petraea) oder von Rot-Eichen in ihrem natürlichen Lebensraum, und dass die Eier, die in Polen in Roteichenfrüchte gelegt wurden, während der Larvenentwicklung abstarben. In den USA werden exotische Arten oft als „pest free“ beworben (Tallamy 2007). Mitchell und Power (2003) zeigten bei 473 Neophyten in den USA, dass sie im Durchschnitt von 84 % weniger Pilzarten und von 24 % weniger Viren infiziert wurden als in ihrem Herkunftsgebiet. Bei invasiven Arten war der „parasite release“ demnach besonders groß. „Gesundheit“ als Folge der geringeren Einbindung in Nahrungsnetze birgt also die Gefahr der Invasivität. Die Empfehlung von invasiven oder potenziell invasiven Arten sollte generell kritisch hinterfragt werden.

Auf dem Weg zum Neophyten? Starke Aussaat eines Amberbaums ( Liquidambar styraciflua ) in Mannheim. © Friedhelm Strickler

5.3 Der BMS darf nicht als absoluter Biodiversitätswert verstanden werden

Dass eine hohe Korrelation zwischen der Verbreitung von Bäumen in Deutschland und dem BMS (der Anzahl der für die jeweilige Baumart genannten phytophagen Arten) besteht, zeigt, dass die Werte auf Bladmineerders nicht als direkter „Biodiversitätswert“ gelesen werden dürfen. Die Häufigkeit der Untersuchung einer Art und die Größe ihres Verbreitungsgebiets und ihrer Standortamplitude beeinflussen die Zahl der Belege ebenso wie die Eigenschaften der untersuchten Arten. Dies kann eine Erklärung für die geringeren Phytophagenzahlen von Quercus petraea gegenüber Quercus robur sein, aber auch für die relativ geringen Werte von Sorbus-Arten mit kleinem Verbreitungsgebiet wie etwa die in Deutschland einheimische Griechische Mehlbeere (Sorbus graeca). Interessant sind vor diesem Hintergrund die trotz geringer Verbreitung in Mitteleuropa hohen Werte der Flaum-Eiche (Quercus pubescens).

Wie groß der Unterschied zwischen exotischen und einheimischen Arten ist, hängt von den jeweils untersuchten Arten ab, aber auch vom Versuchsdesign und vor allem vom Einfluss der Umgebung im Versuch. Sind die Unterschiede relativ klein, kann dies auch dem Versuchsdesign geschuldet sein, wie bei den Untersuchungen von Böll et al. (2019). Hier wurden unter anderem die Individuen- und Artenzahl der in Fensterfallen und bei Klopfproben gefangenen Wildbienen auf je fünf Bäumen der insektenbestäubten Blumen-Esche (Fraxinus ornus) und einer kaum blühenden und fruchtenden Sorte der windbestäubten Gewöhnlichen Esche, der „Nichtfruchtenden Straßenesche“ (Fraxinus excelsior ‘Westhof’s Glory‘) verglichen. Auf ‘Westhof’s Glory‘ fand sich eine besonders hohe Abundanz an Wildbienen. Da diese Eschensorte aber kaum Nahrungsressourcen bereitstellen kann, wurden wohl eher die Umgebung und abiotische Eigenschaften der Bäume, wie zum Beispiel die geringere Temperatur (Schatten), gemessen als der Wert der Baumart für die Förderung der biologischen Vielfalt. Auch bei einem weiteren der drei untersuchten Baumpaare wurde eine ressourcenärmere Sorte, die nicht fruchtende Hainbuche (Carpinus betulus ‘Frans Fontaine‘) mit (fertilen) Exemplaren einer verwandten südosteuropäischen Art, der Hopfenbuche (Ostrya carpinifolia) verglichen. Die Bäume wurden teils im Block, teils dicht benachbart zu ihren Versuchspartnern angepflanzt. Die Baumscheiben waren unterschiedlich groß, bei den Hainbuchen zum Beispiel kleiner als bei den Hopfenbuchen. Obwohl das Versuchsdesign relativ viel Rauschen produzierte, fanden sich in den Sorten der einheimischen Arten mehr Individuen als bei den nicht heimischen Arten.

5.4 Arten oder Sorten?

Es konnte in dieser Untersuchung nicht zwischen Sorten und Arten differenziert werden, da in der Datenbank Bladmineerders ausschließlich Arten aufgeführt sind. In Baumschulen werden aber in der Regel Sorten vermehrt und angeboten, also Klone mit vorhersagbaren Qualitäten. Damit enthalten die gepflanzten Exemplare nur einen Ausschnitt der insgesamt vorhandenen genetischen Vielfalt einer Art. Ist ein Klon dann aber nicht an eine (gegebenenfalls erst zukünftig eintretende) Standorteigenschaft angepasst, fallen alle gepflanzten Exemplare aus. Wenn saatgutvermehrte, also genetisch verschiedene Pflanzen gesetzt werden, werden einige Exemplare besser, andere weniger gut mit Stress zurechtkommen. Auch die Einbindung in die Nahrungsnetze wird bei saatgutvermehrtem Material höher sein als bei Sorten, wie am Beispiel der in der GALK-Liste aufgeführten Sorten mit weniger Blattläusen, Nektar, Früchten oder Pilznutzern zu sehen ist.

Viele unserer Pflanzenarten besiedeln Mitteleuropa seit Hunderttausenden, oft sogar seit Millionen von Jahren, mit sich dem Klima entsprechend verschiebenden Vorkommensgebieten. Sie besiedelten Europa also auch schon in wesentlich wärmeren Perioden, zum Beispiel in der letzten Warmzeit, dem Eem vor 130.000 Jahren (Aufderheide 2021), oder vor dem Eiszeitalter vor mehr als zwei Millionen Jahren, im Pliozän, als es über längere Perioden ebenso warm oder wärmer war als im Eem. Daher erstaunt es nicht, dass sich auf Blättern von Quercus petraea und anderen Bäumen als Anpassung an erhöhte CO₂-Werte in der Atmosphäre heute schon ein verringertes Verhältnis der Anzahl von Stomata zur Anzahl der Epidermiszellen findet und dass der Stomata-Index dem im Pliozän und Miozän (Steinthorsdottir et al. 2021, van der Burgh et al. 1993, van Hoof et al. 2005) entspricht. Wir können also davon ausgehen, dass es bei alten gebietsheimischen Arten noch Allele gibt, die im Rahmen der phänotypischen Plastizität die Anpassung an ein wärmeres und trockeneres Klima möglich machen. Diese Allele werden sich in genetisch diversen Beständen eher finden als bei genetisch verarmten Sorten.

Die Biosphäre ist gerade einem ungeplanten planetaren Erwärmungsexperiment ausgesetzt. Welche Genotypen dem neuen Selektionsdruck widerstehen, kann sich nur herausstellen, wenn genetisch vielfältige Individuen vorhanden sind. Wo immer möglich, sollten also artenreiche Pflanzungen von auch innerartlich diversen Pflanzen aus Samenaufzucht, vorzugsweise standortheimischer Herkunft, angelegt werden.

5.5 Nadelgehölze und der Sonderfall Pinus nigra

Immergrüne Gehölze und Nadelbäume werden oft als ökologisch geringwertig betrachtet, vielleicht, weil sie oft nicht insektenbestäubt sind. Exotische Arten wie Scheinzypressen und Thujen stehen fast schon symbolhaft für naturfeindliche Anpflanzungen (Pietzarka & Roloff 2017). Aber auch als Straßenbäume werden sie nicht verwendet. Unsere Untersuchung macht deutlich, dass zahlreiche Phytophage einheimische Koniferen nutzen. Fichten und Tannen haben sehr flache, weit streichende Wurzelsysteme und eignen sich deshalb nicht als Straßenbaum, Kiefern oder Wacholder jedoch verfügen über tiefreichende Pfahlwurzeln. Gerade der Gewöhnliche Wacholder (Juniperus communis) kam sowohl in Warm- als auch in Kaltzeiten in Mitteleuropa vor, er wird von zahlreichen Insekten genutzt und seine Früchte ernähren viele Vogelarten. Außerdem ist er auch als Brutplatz bei zahlreichen Vogelarten begehrt (Farthmann et al. 2022) und sollte als Strauch und Kleinbaum vor allem in Grünflächen und Parks nicht vergessen werden.

Eine andere interessante Art ist die Schwarz-Kiefer (Pinus nigra). Sie wird als potenziell invasive Art geführt, ihr Verbreitungsgebiet grenzt aber an Mitteleuropa an. Die Datenbank Euro+Med PlantBase führt sie für Deutschland sogar als einheimisch auf. Es ist zu erwarten, dass sie in Zukunft aufgrund der Klimaerwärmung in Mitteleuropa einwandern wird. Diese nur indirekt vom Menschen verursachte Arealausweitung würde zu als indigen eingestuften Vorkommen führen (Kieß 2018), die per definitionem nicht invasiv sein können. Bei der Schwarz-Kiefer wurden 204 phytophage Arten festgestellt. Dies ist zwar weniger als die 354 Arten der heimischen Wald-Kiefer (Pinus sylvestris), dennoch nimmt sie damit den höchsten Rang unter den nicht heimischen Arten ein. Wäre die Pflanzung von Exemplaren aus angrenzenden Herkünften nicht eher als „assisted migration“ einzustufen (Kieß 2018), als unterstützte Wanderung von Pflanzen einer Baumart in klimatisch günstigere Gebiete also, anstatt als mögliche Gefährdung der biologischen Vielfalt durch einen potenziell invasiven Neophyten?

5.6 Bäume mit tiefreichenden Wurzeln fördern

Die Stiel-Eiche (Quercus robur) ist mit einem BMS von 570 die Art mit der größten Anzahl an Phytophagen. In den Zukunftsbaumlisten wird sie hingegen nicht empfohlen, weil sie sich gelegentlich als nicht trockenheitsresistent gezeigt hat. Dabei führt sie Ellenberg als indifferent gegenüber Bodenfeuchte (Ellenberg et al. 1992) und auch die Klimahüllen zeigen ihr Potenzial als Klimabaumart (Kölling 2007). Die Stiel-Eiche ist als Lichtbaumart stärker wüchsigen Arten wie Rot-Buche (Fagus sylvatica) oder Hainbuche (Carpinus betulus) in der Regel unterlegen und kommt nur auf Standorten vor, wo die Landnutzung, etwa Beweidung, die Sukzession zum dichten Wald verhindert oder eine hohe Bodenfeuchte ihre Konkurrenten unterdrückt. Stiel-Eichen sind aber auch Bestandteil von Flaumeichenwäldern auf sehr trockenen Standorten. Dieser Widerspruch lässt sich vielleicht daraus erklären, dass die meisten Vorkommen im besiedelten Raum aus Pflanzungen resultieren und dass gerade Eichen darauf angewiesen sind, dass sich ihre tiefe Primärwurzel ungestört entwickeln kann, um ein tiefreichendes resilientes Wurzelsystem zu entwickeln (Zwadworny et al. 2014).

Wo immer möglich, sollten Bäume daher auch im besiedelten Raum gesät beziehungsweise Selbstaussaaten erhalten und entwickelt werden. Dies wird hauptsächlich in Parks der Fall sein, ist aber auch auf größeren Flächen im Straßenbegleitgrün sinnvoll. Zum Schutz solcher ausgesäten Bäume können Ammenbäume gepflanzt werden, die entfernt werden, wenn die gesäte Art groß genug ist. Oder man pflanzt oder sät an den Rand eines dornigen Gebüschs, ähnlich der natürlichen Eichen-Regeneration (van Ouden et al. 2003). Dann sind die Jungbäume gleichzeitig vor Vandalismus geschützt.

5.7 Baumerhalt oder Baumneupflanzung?

Wie unsere Analyse deutlich macht, weisen einheimische Baumarten über die auf sie spezialisierten Phytophagen und parasitischen Pilze eine hohe Einbindung in artenreiche Nahrungsnetze auf (vor allem Tab. 1, Tab. 3 und Abb. 1). Dies zeigt das Potenzial dieser Pflanzenarten als Lebensraum. Inwieweit die aufgeführten phytophagen Arten tatsächlich auf einer Baumart vorkommen, hängt von den umgebenden Lebensräumen, besonders aber auch vom Alter des Baumes ab. Dies gilt auch für exotische Arten mit relativ geringer Anzahl an spezialisierten Phytophagen. Zum einen liegt dies daran, dass ein Baum umso mehr Mikrohabitate aufweist, je älter er ist. Zum anderen kommen auf alten und uralten Exemplaren noch Tierarten vor, die früher in der Umgebung häufiger waren, jetzt zum Teil aber nur noch diesen einen Baum bewohnen. Das gilt zum Beispiel für Arten, die wenig mobil sind und bei denen die Individuen, die auf einem Baum leben, eine eigene Population bilden, wie es etwa beim Eremiten (Osmoderma eremita) der Fall ist (Ranius 2002). Besonders wertvoll sind alte und freistehende Exemplare, die noch häufiger im besiedelten Raum, seltener in der freien Landschaft zu finden sind. Sie müssen bei der doppelten Innenverdichtung in den Städten geschützt werden und bei Bauvorhaben Vorrang haben, und das gilt sowohl für heimische als auch für exotische Arten.

5.8 Ist der besiedelte Raum ein unnatürlicher Lebensraum für Bäume?

Klimafeste Baumarten für den besiedelten Raum müssen im freien Stand auf humusarmen, oft alkalischen Böden ohne Waldinnenklima gedeihen können. Dass es zahlreiche einheimische Arten gibt, die diese Anforderungen erfüllen, wird immer noch übersehen. Sie zeichnen sich durch ein hartes, schweres Holz aus – die Leitungsgefäße sind eng und wenig emboliegefährdet –, haben ein tiefreichendes Wurzelwerk und oft kleine Blätter mit dicker Kutikula. Bedornung zeigt bei einigen Arten an, dass sie an Beweidung angepasst sind. Beweidete savannenartige Landschaftstypen gibt es auch in Mitteleuropa mindestens seit dem Miozän (Steinthorsdottir et al. 2021). Auch die mitteleuropäischen Offenlandbaumarten existieren seit Millionen von Jahren. Da sie allesamt sehr lichtbedürftig sind, können diese früher landschaftsprägenden Baumarten in unseren seit der Markenteilung nicht mehr beweideten und deshalb immer dichter werdenden Wäldern nicht gedeihen. Sie sind oft selten und zum Teil stark bedroht, bei der Konzipierung von Versuchen werden sie meist nicht mit einbezogen und im Handel auch nur selten angeboten. Beispiele für diese Arten sind Wild-Birne (Pyrus pyraster), Echte Mispel (Mespilus germanica), Felsen-Kirsche (Prunus mahaleb), Flaum-Eiche (Quercus pubescens), Burgen-Ahorn (Acer monspessulanum), Gewöhnliche Mehlbeere (Sorbus aria syn. Aria edulis), aber auch die nährstoffreichere und damit waldfähige Standorte bevorzugenden Arten Speierling (Sorbus domestica syn. Cornus domestica), Elsbeere (Sorbus torminalis syn. Torminalis glaberrima), Wild-Apfel (Malus sylvestris) und Trauben- sowie Stiel-Eiche (Quercus petraea, Quercus robur) (Aufderheide, in Vorbereitung). Sie könnten sich als widerstandfähige Arten im besiedelten Raum erweisen.

Dank

Wir danken für umfangreiche Unterstützung bei der Datenauswertung Michael Felstau, Iris Fuhrmann, Barbara Stark, Heike Günther, Andreas Knaack, Anja Ernst, Susanne Martin und Sabine Baxmann.

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Autor:in

Ulrike Aufderheide

ist Diplom-Biologin und Buchautorin. In ihrem Planungbüro CALLUNA plant sie biodiversitätsfördernde Gärten und NaturErlebnisRäume. Sie ist seit langer Zeit im NaturGarten e.V. aktiv. aufderheide@calluna-naturgarten.de

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Autor:in

Christoph Peters

ist Diplom-Ingenieur für Raumplanung und seit langer Zeit im NaturGarten e.V. aktiv, unter anderem als Botschafter „naturnahes öffentliches Grün“. Über seine Website bietet er ehrenamtlich Impulsberatung zur naturnahen Gestaltung privater und öffentlicher Flächen an. c.peters-privat@gmx.de

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Autor:in

PD Dr. Karsten Mody

ist wissenschaftlicher Mitarbeiter an der Hochschule Geisenheim und erforscht und entwickelt Maßnahmen zur Biodiversitätsförderung in Weinbaulandschaften sowie im urbanen Raum. Studium und Promotion in Biologie/Ökologie an der Universität Würzburg und Habilitation an der ETH Zürich in Agrarwissenschaften. Er gehört dem Vorstand des NaturGarten e.V. an. mody@naturgarten.org